4 Resultater fra og vurderinger av fokusområdene

Forstørr bilde

4.1 Endrede rammebetingelser

Etter at de tidligere utredningene av U-864 ble gjennomført, har det kommet nye lover, forskrifter og internasjonale konvensjoner som omhandler forurensing og kvikksølv. De to viktigste er oppdatering av vannforskriften (2018) og Minamatakonvensjonen (2017). De nye rammebetingelsene setter strengere krav til at områder som er forurenset med kvikksølv, skal ryddes opp i, men legger ikke føringer for hvordan det skal gjøres. Det vil si, de sier ikke noe om hvordan ubåtvraket og kvikksølvet rundt bør håndteres, men de gjør det tydeligere at noe bør gjøres. Siden miljøkvalitetsstandardene som gjelder for kvikksølv i sediment, har blitt strengere siden de tidligere utredningene, vil størrelsen på tiltaksområdet rundt U-864 endre seg fra tidligere utredninger.

4.1.1 Regulatoriske krav og internasjonale forpliktelser

For å få informasjon om eventuelle endringer i rammebetingelsene som har kommet etter de tidligere utredningene, ble det 17. september 2021 avholdt et møte med Miljødirektoratet. På møtet presenterte Miljødirektoratet utdrag fra vanndirektivet, tiltaksmetoder og erfaringer de har i forbindelse med opprydding i forurenset sjøbunn. Miljødirektoratet belyste også kvikksølvforordningen, avfallsforskriften og krav til og muligheter for deponering.

Basert på innspill fra Miljødirektoratet samt utvalgets egne vurderinger har arbeidsgruppe for rammebetingelser identifisert følgende regulatoriske krav og internasjonale forpliktelser som har endret seg siden tidligere utredninger:

Vannforskriften er ikke ny, men den ble tilpasset EUs vanndirektiv i 2018, med oppdateringer i forskrift om endring i forskrift om rammer for vannforvaltningen. Dette har blant annet ført til at det i forbindelse med vannforvaltningsplanene – som beskriver hvordan man skal oppnå god miljøtilstand – stilles strengere krav til hva god kjemisk tilstand er.

Siden de forrige sedimentundersøkelsene fra 2013 har kravene til hvilke konsentrasjoner av kvikksølv det kan være i sediment for at det skal få status som god kjemisk tilstand, blitt skjerpet fra 0,6 til 0,52 mg/kg. Det vil si at det er en strengere miljøkvalitetsstandard i dag enn under tidligere utredninger. Denne endringen vil påvirke størrelsen på tiltaksområdet rundt U-864 noe, men i forholdsvis liten grad. Støttefyllingen som ble lagt i 2016, medfører samtidig at størrelsen på tiltaksområdet er redusert.

For å oppnå god kjemisk tilstand må konsentrasjonen av miljøgifter i de øverste sedimentlagene ikke overskride den gitte miljøkvalitetsstandarden. Dersom den overskrides, må det gjøres tiltak, enten ved å fjerne forurensingen eller ved å dekke den til.

Miljødirektoratet legger vekt på at tiltak for friskmelding av en forurenset bunn ikke er knyttet til heving av vrak eller fjerning av forurensing, men at forurensingen gjøres fysisk, kjemisk og biologisk utilgjengelig.

Fedje og U-864 tilhører vannområdet Nordhordland og er omfattet av regional plan for Vestland vannregion 2022-2027. I den tilhørende tiltaksplanen for vannforvaltningsplanen blir den forurensede sjøbunnen rundt U-864 nevnt, og det står at det er Kystverket som følger opp saken.

Minamatakonvensjonen for kvikksølv er en global avtale som har som mål å beskytte menneskers helse og miljøet mot utslipp av kvikksølv og kvikksølvforbindelser fra menneskelig aktivitet. Norge signerte avtalen i 2013 og ratifiserte den i 2017. Avtalen trådte i kraft 16. august 2017. Det er spesielt artikkel 12, som omhandler forurensede lokaliteter, som er aktuell for U-864.

EUs kvikksølvforordning fra 2017 iverksetter Minamatakonvensjonen og angir blant annet regler for lagring av kvikksølvavfall. Ellers sier artikkel 15 følgende om forurensede områder:

Kommisjonen skal leggje til rette for utveksling av opplysningar med medlemsstatane om kva tiltak som er gjorde på nasjonalt plan for å identifisere og vurdere område som er ureina av kvikksølv og kvikksølvsambindingar, og for å handtere dei vesentlege risikoane som slik ureining kan utgjere for menneskehelsa og miljøet. (Europaparlaments- og rådsforordning (EU) 2017/852 2017).

Ifølge EUs kvikksølvforordning artikkel 13 vil det fra 2023 være forbudt å lagre flytende kvikksølv over bakken, både midlertidig og permanent. Da må kvikksølvet stabiliseres og eventuelt herdes før deponering (Europaparlamentet og Rådet for den europeiske union 2014).

Disse nye reglene medfører at dersom vrakseksjonene blir hevet, eller kvikksølvlasten blir hentet ut og tatt til overflaten, vil kvikksølvet måtte stabiliseres før deponering. Dersom sterkt kvikksølvforurenset sediment blir hentet opp ved mudring, må kvikksølvet skilles fra sedimentene før det kan stabiliseres og deponeres. Deretter deponeres sedimentene.

Produktforskriften skal begrense bruken av helsefarlige kjemikalier og andre produkter og er den forskriften i norsk lov som gjennomfører kravene fra Minamatakonvensjonen og EUs kvikksølvforordning. Kravene fra Minamatakonvensjonen og EUs kvikksølvforordning er reflektert i § 2-4 Gjennomføringen av forordningen om kvikksølv.

Avfallsforskriften beskriver generelle krav til deponering og håndtering av avfall. Kapittel 18 i avfallsforskriften er foreslått opphevet ettersom EUs kvikksølvforordning erstatter og opphever forordning (EF) nr. 1102/2008 om eksport av kvikksølv. Det foreslås at forordningen gjennomføres i produktforskriften § 2-4.

4.1.2 Samfunnsutvikling, endrede forventninger og fokus på bærekraft

2030-agendaen er verdens handlingsplan for bærekraftig utvikling. Den er konkretisert gjennom 17 bærekraftsmål og 169 delmål og handler om å oppnå bærekraftig utvikling langs tre dimensjoner: økonomi, sosial utvikling og miljø. Bærekraftsmålene ble vedtatt på FNs generalforsamling i 2015. Norge var pådriver for å få målene vedtatt og er forpliktet til å jobbe for at verden når målene innen 2030.

Selv om mange av målene allerede er oppnådd i Norge, har de stor innvirkning på norsk politikk, både nasjonalt, i kommuner og i lokalsamfunn. Regjeringen la frem en nasjonal handlingsplan for målene i juni 2021, og 5. april 2022 vedtok Stortinget hva Norge skal gjøre for å nå målene innen 2030 (Kommunal- og moderniseringsdepartementet 2021).

For at verden skal nå bærekraftsmålene innen 2030, må alle deler av samfunnet bidra. I praksis betyr det at man som innbygger, politiker, bedriftsleder eller beslutningstaker hele tiden må spørre seg om de aktivitetene, beslutningene, prosjektene og produksjonene som ønskes iverksatt, bidrar til sosial, miljømessig og økonomisk bærekraft. Alle de tre dimensjonene er like viktige.

Utvalget har derfor vurdert hvordan en håndtering av U-864 kan bidra til og/eller påvirke FNs bærekraftsmål. Vil anbefalingen til ekspertutvalget bidra positivt eller negativt til FNs bærekraftsmål, og dermed til Norges handlingsplan for å nå de definerte målene?

Utvalget mener at tiltak for å håndtere kvikksølvforurensingen i og rundt U-864 kan påvirke følgende av FNs bærekraftsmål på en negativ eller positiv måte:

Bærekraftsmål 12 skal sikre bærekraftige forbruks- og produksjonsmønstre og omfatter målsettinger relatert til farlig avfall generert av befolkningen, utslipp fra industrien, avfallsreduksjon og bærekraftsrapportering. Aktuelle delmål: Delmål 12.4: Innen 2020 oppnå en mer miljøvennlig forvaltning av kjemikalier og alle former for avfall gjennom hele livssyklusen, i samsvar med internasjonalt vedtatte rammeverk, og betydelig redusere utslipp av kjemikalier og avfall til luft, vann og jord for mest mulig å begrense skadevirkningene for folkehelsen og for miljøet

Bærekraftsmål 14 handler om å bevare og bruke havet og de marine ressursene på en måte som fremmer bærekraftig utvikling. Aktuelle delmål: Delmål 14.1: Innen 2025 forhindre og i betydelig grad redusere alle former for havforurensing, særlig fra landbasert virksomhet, inkludert marin forsøpling og utslipp av næringssalter

Utvalget anser at det er spesielt bærekraftsmål 12 og 14 som er relevante. En håndtering av kvikksølvforurensingen i og rundt U-864 vil bidra til delmålene 12.4 og 14.1.

Føre-var-prinsippet beskriver hvordan politiske beslutningstakere og andre samfunnsaktører kan forholde seg til usikre virkninger av egne handlinger. Under Rio-konferansen om miljø og utvikling i 1992 ble begrepet «precautionary principle» nedfelt i den såkalte Rio-deklarasjonen, som i sin artikkel 15 slår fast at statene for å beskytte miljøet skal bruke føre-var prinsippet i stor utstrekning i forhold til sine muligheter. Det slås videre fast at der hvor det foreligger trussel om alvorlig eller uopprettelig skade, skal ikke mangel på fullstendig vitenskapelig visshet kunne brukes som begrunnelse for å utsette kostnadseffektive tiltak for å hindre miljøforringelse2 (General Assembly 1992).

I 2005 understreket COMEST3 de etiske aspektene ved føre-var-prinsippet i sin rapport og hadde følgende definisjon på føre-var-prinsippet:

Når menneskelig aktivitet kan føre til moralsk uakseptabel skade som er vitenskapelig sannsynlig, men usikker, skal tiltak gjennomføres for å unngå eller minske skaden. Moralsk uakseptabel skade vil si skade på mennesker eller miljø som:

• truer menneskers liv eller helse, eller
• er alvorlig og i praksis uopprettelig, eller
• er urettferdig mot nålevende og framtidige generasjoner, eller
• utøves uten tilstrekkelig hensyn til rettighetene til de som rammes.

(World Commission on the Ethics of Scientific Knowledge and Technology 2005)

Føre-var-prinsippet blir pekt på både av dem som mener at en tildekking av U-864 bryter med prinsippet, og av dem som mener at en heving av U-864 gjør det samme.

Utvalget mener at en bør være seg bevisst sin rolle, også sett i lys av samfunnsutviklingen. Det er ikke tilstrekkelig å kun vurdere kortsiktig og langsiktig miljørisiko i forbindelse med U-864. Vraket og kvikksølvet, slik det ligger i dag, påvirker lokalsamfunnet utover den eventuelt direkte påvirkningen av en kvikksølvforurensing. Manglende evne til å beslutte og gjennomføre tiltak kan også si noe om Norge i en internasjonal kontekst. Det er derfor viktig at det gjennomføres tiltak som fremstår som godt begrunnede, varige og trygge.

4.1.3 Juridisk vurdering

Gjennom utvalgets arbeid fremkom det et behov for å få utført juridiske betraktninger rundt enkelte problemstillinger. Det var både problemstillinger utvalget støtte på under arbeidet med å innhente ny informasjon, og problemstillinger utvalget ble gjort oppmerksom på gjennom innspill fra interessenter. Siden utvalget ikke innehar juridisk kompetanse selv, valgte utvalget å innhente råd fra advokatfirmaet Hjort om følgende rettslige problemstillinger:

1. Vil tildekking av vrak og forurensede sedimenter innebære etablering av et sjødeponi som ikke er tillatt etter vannforskriften?
2. Vil mudring kombinert med deponering av rensede masser på sjøbunnen være lovlig eller mulig å søke tillatelse til?
3. Vil tildekking etter rensing anses som et sjødeponi?
4. Må vraket heves etter at det har blitt løftet opp for å få tilkomst til å fjerne kvikksølvbeholderne, eller er det adgang til å etterlate vraket på sjøbunnen?

Under følger en kort oppsummering av Hjorts konklusjoner på spørsmålene som ble reist:

(1) Tildekking av vrak og sedimenter kan ikke anses som etablering av et nytt sjødeponi, og vannforskriften kan uansett ikke forstås slik at den er til hinder for tildekking som metode ved sanering av forurenset sjøbunn (Brandt 2022, 2).

(2) Kystverket som forurensingsmyndighet trenger ikke å søke om særskilt tillatelse for å fjerne forurensede sedimenter gjennom mudring. Derimot vil deponering på sjøbunnen etter forutgående rensing av massene kreve tillatelse etter forurensningsforskriften § 22-6. Alternativet er å levere massene til godkjent mottak. Dette krever ikke særskilt tillatelse.

(3) Det som er sagt om tildekking som primær metode i punkt 1 ovenfor, gjelder også for en eventuell tildekking av restforurensing etter mudring og rensing av sedimentene. Problem-stillingene knyttet til dette alternativet gjelder ikke primært en eventuell tildekking av restforurensingen, men selve mudringen og deponeringen av de mudrede massene etter at de er renset, se punkt 2 ovenfor.

(4) Det er ikke nødvendig å heve vraket etter en eventuell fjerning av kvikksølvsbeholderne. En eventuell fare for (rest)forurensing fra vraket vil også i et slikt tilfelle kunne håndteres ved tildekking, slik som angitt i punkt 1 ovenfor.

4.1.4 Utvalgets oppsummering og vurdering

Uansett hvilket tiltak som blir valgt, må tiltaket medføre at forurensingsnivået i øverste del av sedimentene blir lavere enn miljøkvalitetsstandarden. Dersom tiltaket medfører betydelig spredning av kvikksølv eller forurenset sediment, kan det imidlertid skape et utvidet tiltaksområde som også må håndteres. Utvalget finner likevel at de forsterkede føringene som de nye forskriftene medfører, ikke skal ha betydning for valg av løsning for håndtering av U-864.

Det er utvalgets vurdering at valg av løsning for å håndtere U-864 vil ha betydning for en bærekraftig utvikling ved blant annet å redusere negativ effekt av kvikksølvforurensing. Valg av løsning vil ha effekt på oppnåelse av bærekraftsmål 12 og 14.

Utvalget finner de juridiske vurderingene høyst relevante og veiledende for sitt arbeid med å gi en anbefaling. Spørsmålene utvalget har mottatt om lovligheten av å gjennomføre tildekking av U-864, anses med de juridiske vurderingene for å være avklart. Tildekking er ikke i strid med gjeldende regelverk. Slik utvalget tolker de rettslige vurderingene, er det mulig å søke om tillatelse til å tilbakeføre masser med restforurensing, men dette anses som lite hensiktsmessig gitt usikkerheten knyttet til grad av rensing (jf. kapittel 5.5.3). Alternativet for håndtering av forurensede masser fra mudring er å ilandføre, transportere og deponere kvikksølvforurensede masser. Det vil være hensiktsmessig å begrense mudring til kun det som er nødvendig, på grunn av blant annet økt risiko og økte kostnader. De juridiske avklaringene fører utvalget i retning av å anbefale begrenset bruk av mudring i kun de mest forurensede områdene rundt vrakseksjonene. Vrakseksjonene vil kunne flyttes på for å sikre tilkomst til kjølkassen for fjerning av kvikksølv uten at det følger en plikt til å heve vrakseksjonene. Disse kan etterlates på havbunnen for så å tildekkes sammen med forurensede masser. Denne avklaringen bidrar positivt til utvalgets overordnede vurdering av gjennomførbarheten av alternativet med heving av last.

4.2 Risikovurderinger

I materialet fra utredningene som er gjort over mange år, foreligger det flere risikovurderinger som er utarbeidet som en del av beslutningsunderlaget for U-864. Vurderingene er brukt for å synliggjøre forskjellene i (miljø)risiko for de ulike håndteringsalternativene og har vært svært viktige premissgivere for anbefalingene som er gitt. Gjennom ekspertutvalgets gjennomgang av dette omfattende materialet fremkom det et tydelig behov for å se nærmere på hvordan risikovurderinger faktisk har blitt brukt, og bør brukes i det videre arbeidet.

Forutsetningene som legges til grunn, og rammeverk og metoder som er valgt for å belyse risiko, påvirker hvilke konklusjoner som er trukket, eller kan trekkes i denne saken. Når et hovedfokus for utvalgets arbeid ligger i å vurdere løsninger som kan gi en lavere (miljø)risiko enn det som har blitt lagt til grunn så langt, og vurdere hvorvidt tidligere vurderinger har vært dekkende, ble det svært viktig for utvalget å undersøke om det tidligere produserte materialet gir den nødvendige beslutningsstøtten. Samtidig er det essensielt å belyse om det foreligger ny risikofaglig kunnskap som kan gi en bedre risikoforståelse og støtte for valgene som skal tas.

4.2.1 Evaluering av risikovurderinger

Basert på dette evalueringsbehovet besluttet ekspertutvalget å gjennomføre en begrenset tilleggsvurdering knyttet til risikofaglig tilnærming for håndteringen av U-864. Vurderingen ble gjennomført av professor Terje Aven ved Universitetet i Stavanger (UiS) og Hermann S. Wiencke fra Proactima.

I evalueringen ble følgende spørsmål vurdert:

1. Hvilke risikofaktorer er det som er avgjørende for de konklusjonene som er trukket i eksisterende utredninger, og hvilke endringer i forhold eller forutsetninger vil kunne endre konklusjonene?
2. Hvordan er eksisterende risikoanalyser gjennomført, og hvordan er analysene brukt som underlag for anbefalinger/konklusjoner?
3. Hvordan kan ekspertutvalget for U-864 i sitt videre arbeid behandle risiko på en måte som er faglig robust, og bidrar til et godt beslutningsunderlag?

I tillegg ble det i evalueringen diskutert i hvilken grad føre-var-prinsippet er relevant og viktig for risikohåndteringen av U-864 og kvikksølvet. I dette ligger også en vurdering av hvorvidt robusthets-/resiliensbaserte tilnærminger bør vektlegges.

4.2.2 Resultater og anbefalinger fra evalueringen

Evalueringsarbeidet ble presentert for og diskutert med utvalget våren 2021. Vurderingen og diskusjonen tok opp miljømålene for prosjektet, de ulike håndteringsalternativene og de mest kritiske risikofaktorene som har påvirket anbefaling av løsninger ved tidligere vurderinger. Eksisterende risikovurderinger ble gjennomgått og diskutert blant annet med tanke på:

1. overordnet tilnærming og tenkning
2. relevans av føre-var-prinsippet og anvendelse for U-864
3. relevans av robusthet og resiliens i risikohåndteringen og anvendelse for U-864
4. bruk av risikoanalyser og -vurderinger i utredninger og anbefalinger for U-864

Følgende oppsummerende konklusjoner og anbefalinger ble gitt i rapporten (Aven og Wiencke 2021):

1. Det må etableres et risikofaglig rammeverk for beslutningsproblemet, som omfatter målsettinger med operasjonen, strategier for risikohåndtering (herunder bruk av risikoanalyser, føre-var-prinsippet, vekt på robusthet/resiliens) og egnede måter å beskrive og kommunisere risiko på. Dette rammeverket må tydeliggjøre hvilke hensyn og vurderinger av både faglig og verdimessig karakter som skal vektlegges i beslutningsprosessen.
2. Det må lages en prioriteringsrekkefølge for hvilke spørsmål/faktorer utvalget må avklare først:
•  I hvilken grad vil tildekkingen av kvikksølv på havbunnen være effektiv over tid (minimal lekkasje gjennom tildekkingen)?
•  Hvor mye kvikksølv må fjernes for at det skal gi en vesentlig lavere langsiktig miljørisiko sammenlignet med å tildekke?
•  Hvor mye kvikksølv ligger i skroget, og hvor mye ligger utenfor skroget, og i hvilken form foreligger det?
•  Vil tilstrekkelig mengde kvikksølv kunne hentes opp?
3. Det bør gjøres en oppdatering av eksisterende risikovurderinger, slik at risikobeskrivelsene blir mer informative og vurderingene kan kobles mot relevant kunnskapsgrunnlag, i samsvar med rammeverket omtalt i punkt 1). Dette vil gi bedre forståelse for det kunnskapsgrunnlaget risikovurderingene er basert på, og det vil bidra til å styrke risikopresentasjonen, slik at hele risikostyringsprosessen får økt troverdighet. En slik oppdatering vil identifisere områder der kunnskapsgrunnlaget er svakt og ny kunnskap vil kunne bidra til å gi betydelig styrket beslutningsunderlag. Spesifikt bør det gjøres en jobb med å koble underliggende kunnskap til de vurderingene som er gjort, for så å vurdere om det trengs (og er mulig å fremskaffe) ny/mer kunnskap.

Rapporten peker på hvordan eksisterende risikobeskrivelser mangler en vurdering av kunnskapsgrunnlaget, og en klar kobling mellom risikobeskrivelsene og de studiene/ekspertuttalelsene som foreligger.

4.2.3 Utvalgets egen oppsummering og vurdering

Utvalget så stor nytte av tilleggsutredningen innen risiko. Konklusjonene og anbefalingene ga god hjelp til prioriteringer og strategier for videre arbeid i utvalget. På noen av områdene understreket og underbygde vurderingene i utredningen betraktninger som utvalget allerede hadde gjort. De tre hovedanbefalingene ble fulgt opp på denne måten i det videre arbeidet:

Etablering av rammeverk, målsettinger med tiltak og strategier m.m.

Utvalget mener det er viktig å tydeliggjøre målsettinger for ulike deler av håndteringen og å etablere et solid fundert rammeverk for å gjøre vurderingene som skal lede frem til en anbefaling og beslutning som bidrar til en mest mulig endelig løsning for U-864.

I anbefalingen understrekes det også at «rammeverket må tydeliggjøre hvilke hensyn og vurderinger, både av faglig og verdimessig karakter, som skal vektlegges i beslutningsprosessen» (Aven, et al. 2022)

Dette understreker utvalgets egen innledende betraktning i kapittel 3.2, som spesifikt diskuterer utvalgets oppgave, i mandatet uttrykt som å vurdere hvorvidt tidligere vurderinger har vært dekkende. Det er tydelig for utvalget at spesielt hensyn som her beskrives som av verdimessig karakter, i liten grad fremkommer eller ser ut til å vektlegges i beslutningsunderlag og risikovurderinger som foreligger. Samtidig har slike verdimessige spørsmål utvilsomt hatt avgjørende betydning for at beslutninger har blitt endret og nye utredninger iverksatt i løpet av de siste årene. Utvalget anerkjenner at verdimessige vurderinger langt på vei blir gjort av politiske beslutningstakere fremfor av tekniske ekspertutvalg. Samtidig ser utvalget det som viktig, gitt sitt mandat og ikke minst ønsket om å bringe prosessen videre, at et mest mulig helhetlig bilde belyses fra utvalgets side. Dette vil være viktig for å gi en best mulig beslutningsstøtte for oppdragsgiver. Ekspertutvalget for U-864 har derfor valgt å vektlegge arbeidet med å belyse et bredere spekter av relevante faktorer. Dette er gjort bl.a. gjennom en vurdering av (endrede) rammebetingelser og forventninger, og gjennom en vurdering av ulike interessentbehov.

Prioritering/faktorer utvalget må avklare

Evalueringen peker på en rekke konkrete spørsmål som det er kritisk å belyse og avklare for å komme med velfunderte anbefalinger for håndtering av U-864. Utvalget har hatt alle disse punktene med seg i sitt videre arbeid, og har blant annet søkt å svare ut disse så langt som mulig:

I hvilken grad vil tildekkingen av kvikksølv på havbunnen være effektiv over tid (minimal lekkasje gjennom tildekkingen)? Utvalget har ikke sett behov for å innhente ytterligere informasjon om tildekkingsløsninger. Tildekkingsmetoder er godt belyst i tidligere utredninger. Utvalget har innhentet en bekreftelse fra DNV og NGI (som har beskrevet metodene i tidligere utredninger) på at det ikke foreligger utvikling innen metoder og ny teknologi som endrer tidligere beskrivelser av tiltaket og/eller gjennomføringsmetodene vesentlig. DNV og NGI skriver at i lys av erfaringene fra gjennomføringen av støttefyllingen i 2016, bør det tilføres litt mer leire i finstoffet (Laugesen og Eek 2022).

Hvor mye kvikksølv må fjernes for at det skal gi en vesentlig lavere langsiktig miljørisiko sammenlignet med å dekke til? I tråd med tidligere utredninger vurderer også dette utvalget at tildekking vil måtte avslutte håndteringen uansett hvilket alternativ som velges. Gitt at tildekkingen vurderes som svært effektiv (minimal utlekking), vil det ikke være forskjeller av betydning med tanke på den langsiktige miljørisikoen. Imidlertid har utvalgets arbeid både med å identifisere og belyse et bredere spekter av verdimessige faktorer og med å se på effekter av fjerning av ulike mengder kvikksølv på disse faktorene, relevans for å belyse spørsmålet. Se spesielt vurderinger av endrede rammebetingelser (kapittel 4.1), interessentvurderinger (kapittel 4.3) og kost-/nyttevurderinger (kapittel 4.8).

Hvor mye kvikksølv ligger i skroget, og hvor mye ligger utenfor skroget, og i hvilken form foreligger det? Utvalget identifiserte tidlig at avklaring av disse usikkerhetene var viktig for å kunne vurdere risiko ved og effekt av ulike tiltak. Det ble derfor prioritert å kartlegge og vurdere teknologi som kunne bidra til å avklare dette (se kapittel 4.4), og å gjennomføre en survey for å innhente informasjon (se kapittel 5).

Vil det kunne hentes opp tilstrekkelig mengde kvikksølv (jf. spørsmål 2), og hvilke operasjoner vil det kreve? Utvalget tar opp dette i sitt arbeid i forbindelse med spørsmålet om hvor kvikksølvet befinner seg, og hvor mye som må hentes opp, og ikke minst i tilknytning til vurderingene av teknologi og metoder som kan benyttes for å heve kvikksølv fra havbunn/vrak. Se spesielt kapitlene 4.4 og 4.5.

Vil risikoene knyttet til selve løfteoperasjonene være små, og i liten grad påvirke langsiktig miljørisiko? Dette spørsmålet tas opp gjennom utvalgets arbeid med å vurdere hevingsmetoder (kapittel 4.5) og spredningspotensialet for kvikksølvet (kapittel 4.7) samt gjennom utvalgets oppdaterte risikovurderinger av alle tre alternativene (kapittel 4.2.4).

Finnes det trygge transportformer for kvikksølvet, og finnes det deponier som er godkjent for å håndtere så store mengder kvikksølv? Utvalget har vurdert og belyst dette spørsmålet blant annet gjennom kommunikasjon med miljømyndigheter og kommersielle aktører som håndterer kvikksølvavfall (kapitlene 4.1.1 og 4.5.4).

Oppdatering av eksisterende risikovurderinger og kobling mot relevant kunnskapsgrunnlag

Utvalget ser helt klart behovet for oppdatering av risikovurderinger både med tanke på anbefalingene gitt her (kapittel 4.2.2), og ny informasjon som fremkommer gjennom utvalgets arbeid. Det vurderes imidlertid ikke hensiktsmessig etter en kost-/nyttevurdering å gjennomgå og oppdatere alt som har vært gjort av risikovurderinger tidligere. Oppdateringer av vurderinger prioriteres i stedet der dette har en relevans og påvirkning av betydning på vurderinger og anbefalinger som gjøres av dette utvalget. Se oppdatert risikovurdering i kapittel 4.2.4 og vedlagt rapport.

4.2.4 Oppdatert risikovurdering

Med utgangspunkt i vurderingene over satte utvalget ut oppgaven med å fasilitere og dokumentere en oppdatering av risikovurderingene fra KVU (2011) og forprosjektet (2014).

I de oppdaterte risikovurderingene oppsummeres det slik (Haver 2022):

De risikofaglige vurderingene er av stor betydning for konklusjonene som trekkes når det gjelder valg av alternativ. Risikofaget og -vitenskapen har utviklet seg i løpet av den tiden håndteringen av U-864 har blitt behandlet, og av denne grunn er det etablert et rammeverk for risikostyring som skal understøtte videre arbeid med U-864. (Aven, et al. 2022)

Rammeverket tydeliggjør hvilke hensyn og vurderinger av både faglig og verdimessig karakter som skal vektlegges i den videre beslutningsprosessen, og ligger til grunn for de risikovurderingene som nå er gjennomført for de ulike alternative løsninger for å håndtere U-864:

• oppdatering av risikovurdering ved tildekking
• oppdatering av risikovurdering ved heving av last (etterfulgt av tildekking)
• oppdatering av risikovurdering ved heving av vrak og last (etterfulgt av tildekking)

Det er også gjennomført risikovurdering knyttet til mudringsoperasjoner og videre håndtering og transport av forurenset avfall. Dette er dokumentert som en del av risikovurderingene nevnt over.

Figur 4.1 Samlet presentasjon av risikobilde for de ulike alternativene for håndtering av U-864. Den samlede vurderingen er klassifisert som høy, middels eller lav og så er i tillegg enkelte klassifiseringer merket med * – et stjernesymbol. Dette betyr at kunnskapsstyrken er svak og at det er usikkerhet rundt utfallsrommet av hendelsen.

Gitt kunnskapsgrunnlaget man har i dag, er både tildekking og heving av last (etterfulgt av tildekking) vurdert å være gjennomførbare løsninger med akseptabel risiko, mens for heving av vrak og last (etterfulgt av tildekking) er det knyttet stor usikkerhet til det å håndtere selve vraket uten først å fjerne torpedoer. Ammunisjon inkludert torpedoer har vært utsatt for en påkjenning da ubåten ble senket i 1945, og dette medfører en forhøyet risiko for detonasjon. Fjerning av torpedoer fra vraket på sjøbunnen er ikke anbefalt siden det vil involvere dykkere. Dette kan medføre at heving av vrak og last ikke er gjennomførbart uten at det medfører høy risiko for flere av samfunnsverdiene. Risikoen for liv og helse knyttet til en løfteoperasjon med bemannet løftefartøy med torpedoer i vrakseksjoner anses som uakseptabel. Det er også identifisert flere andre hendelser som kan stanse gjennomføringen av heving av vrak og last, med vesentlig forsinkelse og behov for replanlegging før ny oppstart av prosjektet.

En vellykket gjennomføring av heving av last (dvs. en gjennomføring uten uønskede hendelser) vil kunne gi et bedre resultat med mindre kvikksølv på havbunnen enn kun tildekking. Heving av last medfører imidlertid en mer kompleks operasjon, og dermed er også risikoen for uønskede hendelser høyere. Dette gjør at risikoen for kvikksølvforurensing øker, noe som igjen kan ha betydning for omdømmet til lokalt næringsliv og kommune.

For tildekking er det usikkerhet knyttet til konsekvenser for samfunnsstabilitet. Det vil derfor være viktig å opprettholde god kontakt med interessenter både før og under operasjonen om det valgte alternativet.

4.2.5 Utvalgets egen oppsummering og vurdering

Utvalget så stor nytte av de oppdaterte risikovurderingene og mener at dette bildet understreker riktigheten av utvalgets helhetlige tilnærming til oppdraget. I og med at det langsiktige miljørisikobildet fortsatt vurderes til å være likt for alle alternativene, er det fortsatt det kortsiktige risikobildet som skiller alternativene. Utvalget mener at kortsiktig risiko for miljø, liv og helse er tett knyttet til den operasjonelle risikoen. Utvalget anerkjenner at hevingsoperasjonene er mer komplekse operasjoner som fører til høyere kortsiktig risiko for miljø, liv og helse enn kun tildekking.

Det er utvalgets vurdering at det i all hovedsak er oppvirvling og spredning av forurensede sedimenter under mudring som gir alternativet heving av last høy kortsiktig miljørisiko. Dette er også hva som ble erfart under mudringsarbeid ved tilgang til kjølen i 2006 (Sejrup 2006). Utvalget mener at gjennom valg, planlegging, og omfang av mudringsløsninger (se kapittel 4.5.2) vil kortsiktig miljørisiko sannsynligvis reduseres noe. I den oppdaterte risikovurderingen for dette alternativet er også sju av åtte operasjonelle «kritiske» røde risikoer fjernet, sammenlignet med tidligere risikovurderinger, jf. Kystverkets forprosjekt i 2014. Dette er i tråd med utvalgets oppfatning av reell risiko ved gjennomføring av operasjoner, der typiske operasjonelle risikoer vil bli identifisert og bearbeidet i en gjennomføringsfase, og risikonivået kan holdes på et akseptabelt nivå gjennom tilpassede tiltak. Med ekspertutvalgets erfaring innen komplekse marine operasjoner fra olje- og gassindustrien poengteres det at den operasjonelle risikoen vil være akseptabel med riktig tilnærming, detaljert planlegging og profesjonell utførelse.

Kortsiktige kostnader er relatert til gjennomføring av operasjonen, og selv om utvalget ikke har hentet inn priser for gjennomføring av konkrete prosjektforslag, stemmer de godt overens med kostnadene fra operasjoner som utvalgets medlemmer har erfaring med, og med nåværende kostnadsbilde for marine operasjoner. De langsiktige kostnadene er relatert til omdømmerisiko ved hendelser, og utvalget anser at disse potensielt kan bli høye lokalt dersom en uønsket hendelse inntreffer under operasjon.

4.3 Interessentvurderinger

Utvalget ble tidlig kontaktet av ulike interessenter som ønsket å fremme sine synspunkter. Med utgangspunkt i disse forespørslene bestemte utvalget seg å se nærmere på hvordan tidligere utredninger (se Kystverkets konseptutvalgsutredning fra 2011) har kartlagt og vurdert interessentbildet, og hvordan dette eventuelt kan ha endret seg.

Utvalget har i hele sin arbeidsprosess vært åpen for innspill fra interessenter og har aktivt tilrettelagt for å etablere en forståelse for hele bredden av synspunkter i denne problemstillingen (jf. kapittel 2.4).

4.3.1 Interessentkartlegging og -analyse

Utvalget har tatt utgangspunkt i en veiledning i kartlegging og kategorisering av interessenter for håndtering av U-864 som er laget av IFC (International Finance Corporation 2007). Veiledningen gir en helhetlig tilnærming og skiller mellom dem som er direkte og indirekte berørt. I tillegg defineres de som har interesse i prosjektet, som interessenter. Utfra interessen ulike grupper har vist for utvalgets arbeid, er dette en hensiktsmessig tilnærming når konsekvensene de ulike tiltakene vil kunne få for de berørte, skal vurderes.

Følgende definisjon av interessenter er lagt til grunn i kartleggingen:

Interessenter er definert som personer eller grupper som blir direkte eller indirekte berørt av de ulike tiltakene som er beskrevet, samt de som har interesser i utvalgets arbeid, og/eller evne til å påvirke dets utfall (enten positivt eller negativt).

Ulik grad eller variant av «interesse» for personer eller grupper kan være:

1. personer/grupper som er direkte berørt av de mulige miljømessige eller sosiale konsekvensene av et tiltak
2. personer/grupper som er indirekte berørt av de mulige miljømessige eller sosiale konsekvensene av et tiltak
3. personer/grupper som kan ha stor innflytelse over prosjektet, for eksempel myndigheter, politiske aktører og andre aktive i lokalsamfunnet
4. andre interessenter som på grunn av sin kunnskap eller status kan bidra positivt til prosjektet
5. andre som ikke er direkte berørt, men som ønsker å kommunisere sine bekymringer eller forslag til beslutningstakere

Vanligvis brukes interessentanalyser til å kartlegge hvem eller hva (f.eks. organisasjoner) et prosjekt vil kunne påvirke direkte og indirekte, og hvem som har makt til å påvirke prosjektet, for deretter å starte en dialog med interessentene på et tidlig stadium for å unngå at prosjektet eller interessentene får utfordringer på grunn av hverandre. Med en interessentanalyse som oppdateres jevnlig, vet prosjekteierne hvem de må holde oppdatert, og når de må oppdateres.

I forbindelse med U-864 er ikke utvalget ansvarlig for å implementere tiltaket som anbefales. Det er derfor ikke naturlig at utvalget etablerer en interessentanalyse for å drive jevnlig utveksling av informasjon. På grunn av dette har utvalget begrenset interessentanalysen til å forstå og dokumentere hvilke interessenter som blir påvirket direkte eller indirekte. I de tilfellene interessentenes opplevde påvirkning er ukjent, har utvalget innhentet nødvendig informasjon. Det er viktig å presisere at situasjonen er dynamisk, og at både interessenter og deres interesser kan endre seg over tid. Interessentanalysen gir i stor grad underlag for utvalgets vurdering av prinsipielle spørsmål knyttet til de ulike alternativene for håndtering av U-864.

Interessentkartleggingen og -analysene for de ulike alternative tiltakene, både under selve gjennomføringen og i ettertid, finnes i vedlegg D, henholdsvis tabell 1, tabell 2 og tabell 3.

Interessenter som har vært identifisert i tidligere interessentanalyser, har blitt inkludert i denne interessentanalysen også. Siden det er miljøet som har vært i fokus tidligere, har ikke lokalbefolkningen blitt inkludert, eventuelt ikke blitt vektlagt, i tidligere interessentanalyser, men både lokalbefolkningen og lokalt næringsliv har blitt inkludert denne gangen. Samtidig har alle myndighetsorganer som har en rolle i forbindelse med gjennomføringen av tiltak, blitt identifisert som interessenter.

4.3.2 Utvalgets oppsummering og vurdering

Utvalgets vurdering av konsekvenser for interessenter er gjort ut ifra hvilke interessenter som kan bli direkte eller indirekte påvirket i etterkant av et tiltak, og hvilke interessenter som kan bli direkte og indirekte påvirket under tiltaket. Interessentene som etter utvalgets vurdering kan bli påvirket etter at tiltaket er gjennomført, er markert med blå farge i tabell 1, vedlegg D, mens de interessentene som kan bli påvirket under selve tiltaket, er markert med rød farge.

Interessenter som kan bli direkte eller indirekte påvirket etter tiltaket, er Nærings- og fiskeridepartementet, Norges regjering med relevante ministre og departement, lokalbefolkning på Fedje, lokal/regional fiskerinæring, oppdrettsaktører og turisme / annet næringsliv, næringsforeningen på Fedje, Fedje kommune, Saga Shipping (eier av U-864), Den norske krigsgravtjeneste, og tyske og japanske myndigheter (se tabell 1 i vedlegg D for detaljer). Interessenter som kan bli direkte påvirket i forbindelse med gjennomføringen av tiltak, er leverandører av tiltak, Kystverket, Forsvaret, Politiet, Arbeidstilsynet, Direktoratet for strålevern og atomsikkerhet, Miljødirektoratet og lokalbefolkning langs eventuell transportrute for kvikksølvavfall og ved endelig lagringsplass for dette.

Utvalget har i vurderingen av konsekvenser for interessentene vektlagt lokalbefolkningens bekymring og uro knyttet til forekomsten av kvikksølv i større grad enn konseptutvalgsutredningen fra 2011. Det er utvalgets vurdering at selv om befolkningen på Fedje ikke er av en slik størrelse at det vil være mulig gjennom samfunnsøkonomiske beregninger å vise til at slik uro kan gi konsekvenser på nasjonalt nivå, er det likevel riktig å tillegge lokalbefolkningen som en direkte interessent vesentlig vekt i en helhetlig vurdering og ved valg av løsning.

Det er utvalgets oppfatning at hevingsalternativene i større grad bidrar til samfunnsstabilitet enn kun tildekking. Dette gjelder spesielt lokalt, men også blant en utvidet interessentgruppe (indirekte berørte) som har vist engasjement i saken over en årrekke.

4.4 Teknologi som kan fremskaffe relevant informasjon

Forutsetningene som legges til grunn for å gjennomføre en vellykket operasjon, og for å vurdere tilhørende risikoforhold, er preget av betydelig usikkerhet, spesielt knyttet til kunnskap om hvor og hvordan lasten foreligger i dag (i og utenfor vraket), og tilstanden til vraket (med tanke på stabilitet, integritet og forflytning).

4.4.1 Markedsdialog

Utvalget identifiserte tidlig i arbeidet et behov for å innhente informasjon fra markedet angående muligheter for å bruke teknologi til å skaffe tilveie informasjon som kunne bidra til å øke kunnskapsgrunnlaget, og dermed redusere usikkerheten relatert til håndtering av U-864.

Utvalget valgte derfor å invitere til markedsdialog med potensielle leverandører av teknologi som kan benyttes for å innhente ny informasjon om kvikksølvlasten, kvikksølvforurensingen (i og utenfor vraket) og tilstanden for vrak og last. Markedsdialog er en prosess man kan velge å gjennomføre i forbindelse med offentlige anskaffelser. En eventuell kunngjøring av konkurransen vil komme i etterkant av dialogen.

Utvalget inviterte leverandørene til å sende inn skriftlige innspill og inviterte leverandører til separate en-til-en møter for å presentere sine innspill. Markedsdialogen ble utlyst i elektronisk konkurransegjennomføringsverktøy (KGV) via Complete Tender Management (CTM) levert av EU Supply. Frist for innlevering av innspillsnotat var 11. august 2021, og separate en-til-en møter ble gjennomført 23. og 24. august 2021.

Utvalget sendte følgende invitasjon til markedet:

Det ble gjennomført dialogmøter med ti leverandører som alle bidro med verdifull innsikt og informasjon. Offentleglova og forvaltningsloven har bestemmelser som sikrer godt vern for leverandørenes ideer, forslag og forretningshemmeligheter, og informasjon fra møtene deles derfor ikke i denne rapporten. Utvalget gjorde derimot overordnede vurderinger basert på innsikten, og konkluderte med at dialogmøtene tilsier at en survey gjennomført med riktig teknologi og kompetanse, kan gi utvalget ny og relevant informasjon knyttet til last utenfor vraket, og et oversiktsbilde over vrak og forhold på havbunnen som kan gi et godt grunnlag for en videre anbefaling. Dialogmøtene tyder på at informasjon om det som ligger inne i vraket, kan bli vanskelig å få tak i via en survey da det ikke ble presentert verifiserbar informasjon om at det finnes teknologi som kan skanne gjennom stål. Det ble presentert teknologi som kan gå inn i vraket, men utvalget vurderer dette som en mye mer kompleks operasjon, som vil kreve mer tid og ressurser enn det utvalget anser for hensiktsmessig innenfor utvalgets mandat.

Noen av de mest interessante teknologiene utvalget identifiserte, er utviklingen som har funnet sted i forbindelse med AUV og ROV. Dette er beskrevet i kapittel 4.4.2 og 4.4.3.

4.4.2 AUV (autonomous underwater vehicle)

Teknologien til autonome undervannsfarkoster (AUV) har modnet betraktelig de siste årene (Hansen, Lågstad og Sæbø 2019). I dag er AUV-er tilgjengelige og pålitelige til bruk både i forskning og i kommersielle, offentlige og militære sammenhenger.

HUGIN er en slik undervannsfarkost utviklet av Kongsberg Maritime i samarbeid med Forsvarets forskningsinstitutt. Den er frittsvømmende, uten kabel eller fjernkontroll, og retning, dybde og hastighet er programmert inn på forhånd. Farkosten kan dermed følge en forhåndsplanlagt rute og operere på egen hånd ned til 6000 meters dyp, uten fysisk forbindelse til en båt eller behov for fjernkontroll på overflaten. Den er utstyrt med batterikapasitet for opptil 100 timers arbeid. Tre mekanisk koblede ror gir god manøvrerbarhet, mens stabiliserende finner begrenser rulling og forbedrer retningsstabilitet, som er viktig for datakvaliteten. Akustiske kommunikasjonslinker gir sanntidsstatusovervåking av fartøyet og sensorene.

HUGIN bærer og opererer avanserte sensorpakker (hydroakustiske, optiske, kjemiske) for 3D-kartlegging av havbunn og infrastruktur, miljømålinger osv. (se figur 4.1).

Sensorpakkene som anvendes til kartlegging av havbunn og identifisering av objekter, baseres på sonarteknologi som registrerer ekko av utsendte lydbølger. Sonarteknologi som brukes av HUGIN:

1. Multistråle ekkolodd (Multibeam Echosounder)
   Et multistråle ekkolodd er en videreutvikling av det opprinnelige ekkoloddet hvor det sendes ut lydbølger i en enkeltstråle. Ved å sende lydbølger ut i en vifteform på tvers av fartøyets kurs kan en dekke et større område på kortere tid, samt at det kan gi mer detaljerte bilder av havbunnen.
2. Syntetisk apertursonar (HISAS 1032 Synthetic Aperture Sonar)
   Det siste tiåret har syntetisk apertursonar (SAS) blitt tilgjengelig som en referansesensor-teknologi for kartlegging av sjøbunnen (Kongsberg Maritime u.d.). En anvender her en høyere frekvens sammenlignet med et multistråle ekkolodd. Med en syntetisk blenderåpning i lengderetningen av strålen og en avansert etterbehandling av dataene får en bilder med mye høyere oppløsning enn konvensjonelle ekkolodd. En har dermed mulighet til å produsere høyoppløselige sonarbilder med centimeter-oppløsning over flere hundre meters rekkevidde.
3. Bunnpenetrerende sonar (Sub–bottom profiler)
   En bunnpenetrerende sonar er et geologisk instrument utviklet for å kunne se berggrunnen under sedimentlagene. Utstyret sender lavfrekvente lydbølger i en stråle ned i sedimentene, og tiden det tar før signalet returneres og registreres av underbunnsprofilen, indikerer hvor dypt under havbunnen lagene ligger. Ekkolyden av lydbølgene avhenger av sedimentlagenes akustiske impedans (hardhet), som er relatert til materialets tetthet, og hastigheten som lyd beveger seg gjennom dette materialet med. Hvorvidt det lar seg gjøre å identifisere små objekter (som jernflasker) er uvisst.

Forstørr bilde

Figur 4.2 Den autonome undervannsfarkosten HUGIN

4.4.3 ROV (remotely operated vehicle)

Utvalget har vurdert om små fjernstyrte undervannsdroner (mikro-ROV4) kan brukes til å innhente ny informasjon om tilstanden til vrakseksjonene og løse gjenstander inne i vraket. I forbindelse med dette arbeidet har utvalget vært i dialog med flere selskaper som leverer teknologi og tjenester innenfor dette feltet. Se vedlegg A for en fullstendig oversikt over leverandørene utvalget har snakket med.

Inspeksjon på innsiden av skroget

Parallelt med luftdroner har de små ROV-systemene blitt utviklet de siste ti årene. Små undervannsdroner (mikro-ROV) har blitt mindre, og størrelser ned til 40 x 30 x 25 cm er hyllevare. En mikro-ROV kan foreta inspeksjon på innsiden av vrak og undervannskonstruksjoner, gitt tilkomst. Disse dronene er typisk utstyrt med blant annet HD-kamera og lys og kan utstyres med multistråle sensorer (ekkolodd), som gjør at en kan anvende dem inne i vrak samt manøvrere dem ved hjelp av ekkoloddteknologi. Dette er spesielt nyttig når det er dårlig sikt, og en ikke kan bruke kamera for manøvrering. En multistråle-sensor vil også kunne «se» lenger enn et kamera og dermed være nyttig når en skal identifisere objekter lenger inne i vraket, hvor det er vanskelig tilkomst.

Figur 4.3 Mikro-ROV

Kilde: Stinger

De fleste kommersielle undervannsdronene på markedet er imidlertid batterifarkoster. Disse har begrenset driftstid, men kan være nyttige og rimelige for enkle jobber.

Inspeksjon av innsiden på U-864 vil etter utvalgets oppfatning kreve strømkabel fra overflaten. Dette skyldes batterienes levetid, som kan være for kort til å håndtere strøm i sjø, dybden vraket ligger på, og tiden det vil ta å inspisere innsiden.

I 2015–2016 ble det utviklet industrielle offshore-versjoner av mini-ROV med strømkabel som kan være dimensjonert for å håndtere mer krevende forhold med tanke på vrakets plassering (dybde, strøm og værforhold).

Undervannsdronene styres vanligvis via kabel (ca. 150 m) og kan manøvreres forover, bakover, opp og ned og rotere om vertikal akse. Det arbeides også med trådløse og autonome versjoner, men dette er enda ikke kommersialisert for mikro-ROV-er. Større arbeids-ROV-er kan arbeide uavhengig av overflatefartøy og fjernstyres via 4G-nettet.

Hvis tilkomsten er mindre enn undervannsdronens størrelse, er det mulig å sette på et kamera på en lengre arm («stick») som kan føres gjennom åpningen.

4.4.4 Utvalgets oppsummering og vurdering

Formålet med markedsdialogen var å få ideer og innspill fra markedet om måter å dekke utvalgets behov på når det gjelder hvilken teknologi som kan benyttes, hvordan en undersøkelse kan organiseres, og hvilke resultater som kan forventes, og å få belyst tidslinje og kostnadsbilde knyttet til en eventuell undersøkelse.

Utvalget fikk gjennom markedsdialogen og annen informasjonsinnhenting kjennskap til teknologi som kan muliggjøre innhenting av ny informasjon som kan bidra til å redusere beskrevne usikkerheter. Kunnskap om hvor lasten befinner seg vil kunne påvirke vurderingene både av risiko ved gjennomføring av ulike operasjoner og tiltak, og av hvilke tiltak som må gjennomføres for å fjerne lasten. Denne typen informasjon har Kystverket ønsket å innhente i forbindelse med tidligere utredninger og undersøkelser, men det har da ikke vært identifisert teknologi med tilstrekkelig mulighet for slik informasjonsinnhenting.

Etter en kost-nytte-vurdering kom utvalget til at det burde gjennomføres en survey sammen med de mest aktuelle leverandørene. På basis av dette søkte utvalget i august Samferdselsdepartementet om økte midler til gjennomføring av survey, og utsettelse av fristen for innlevering av endelig rapport.

Autonome undervannsfarkoster (AUV) har modnet betraktelig de siste tiårene, med avansert sensorteknologi som kan gi mer verdifull informasjon om hvor og hvordan kvikksølvlasten ligger i dag, ulike grunnforhold (med tanke på utstyr som skal plasseres) og tilstanden til vraket (med tanke på stabilitet, integritet og forflytning).

Undervannsdronene (mikro-ROV) har blitt mindre og kan utstyres med multistråle-sensorer (ekkolodd) som gjør at en kan anvende dem inne i vrak, samt manøvrere dem ved hjelp av ekkolodd-teknologi.

4.5 Metoder for gjennomføring av hevingsalternativene

Tidligere vurderinger og utredninger har alle konkludert med at det er teknologisk mulig å heve last samt vrak og last.

I KVU fra 2011 ble begge alternativene utredet på lik linje med nullalternativet og tildekkingsalternativet.

Alternativet med heving av vrak og last ble vurdert som følger:

Operasjonen er teknisk kompleks med høy risiko for spredning av kvikksølvforurensing utover det eksisterende tiltaksområdet. (Kystverket 2011, 7).

Alternativet med heving av kun last ble vurdert som følger:

Operasjonen er mindre kompleks og omfattende enn alternativ 2 (merknad: heving av vrak og last). Heving av kvikksølvbeholdere betinger sikring av vrakseksjoner og tilgang til kjølseksjonene. Konseptet kan medføre spredning av kvikksølvforurenset masse utover dagens tiltaksområde. (Kystverket 2011, 7).

Kystverket anså at begge hevingsalternativene ville gi de ønskede miljøeffektene dersom gjennomføringen var vellykket, men risikoen for økt forurensing er større ved hevingsalternativene (Kystverket 2011).

Ved forprosjekteringen i 2014 gikk man videre med tildekkingsalternativet og heving av last, med samme konklusjon som i KVU. Heving av last innebærer høyere risiko for spredning av forurensing utenfor tiltaksområdet på kort sikt.

Utvalget har gjennomgått materialet fra disse utredningene i lys av industriselskapenes forslag til hvordan en slik operasjon kan gjennomføres, utstyr som bør benyttes, og risikoer knyttet til de enkelte steg i operasjonen etc.

Utvalget har i tillegg hatt innspillsmøter med ulike aktører (kommersielle og private) samt en markedsdialog der metoder og løsninger for heving av enten last eller vrak og last har blitt presentert. Det har etter utvalgets vurdering ikke kommet frem nye tilstrekkelig modne teknologier eller metoder for å heve lasten eller vrak og last. Metodene som har blitt identifisert i tidligere studier (KVU og Forprosjekt 2014) anses derfor fortsatt som veiledende.

I utvalgets gjennomgang av tidligere risikovurderinger er det identifisert at den høye kortsiktige miljørisikoen i stor grad er knyttet til arbeidet med tilgang til kjølkassen og kvikksølvbeholderne der. Det er ikke funnet at selve hevingsoperasjonen av kvikksølv innebærer betydelig miljørisiko. Heving av kvikksølv vil skje i lukkede, egnede beholdere (forprosjekt 2014) og er vurdert å inneha lav kortsiktig miljørisiko.

Siden tidligere vurderinger av hevingsalternativene peker på områdene stabilisering av vrak og mudring for tilkomst til kjølkassen som spesielle utfordringer for hevingsoperasjonene, har utvalget i sitt arbeid sett nærmere på disse områdende. I tillegg har utvalget sett på bruk av dykkere under hevingsoperasjoner.

4.5.1 Stabilisering

Både i forbindelse med fjerning av kvikksølv fra vraket på havbunnen og i forbindelse med heving av vrak med kvikksølv er det nødvendig å stabilisere/sikre vrakseksjonene før mudring og annet arbeid kan starte ved vraket. Stabiliseringen/sikringen kan også fungere som en rigg for å løfte vrakseksjonene opp fra mudderet.

Tidligere studier har identifisert metoder for stabilisering av vrakseksjoner. Dette er metoder som er etablert og beskrevet av:

• Ingenium (Ingenium 2011)
• NUI (Fondevik, Røssland og Njøten 2011)
• Oceaneering (Oceaneering 2014)

Det kan være nødvendig å stabilisere vrakseksjoner før tiltak iverksettes, for å hindre bevegelser når masse installeres, spesielt aktre vrakseksjon, som står med akterenden høyt over sjøbunnen, og forskipet, som kan skli nedover en skråning. Her bør en enklere midlertidig sikringsmetode være mulig, f.eks. målrettet plassering av masse.

Utvalget har ikke identifisert ny teknologi for stabilisering av vrakseksjonene da det anses som mulig å gjøre dette på en tilfredsstillende måte ved bruk av eksisterende teknologi.

Tidligere studier viser sikringsmetoder der vrakdelene beveges/rulles for å gi tilgang til kjølkassen. Basert på ny risikovurdering for detonasjon av torpedoer og ammunisjon anbefales det å bevege minst mulig på vrakdelene. Det forutsettes at det ikke er dykkere til stede når vrakseksjonene utsettes for ytre påvirkning.

4.5.2 Mudring

Alle undersøkelser som er gjennomført i forbindelse med U-864, har bekreftet at sjøbunnen er sterkt forurenset av kvikksølv, spesielt i nærheten av vrakseksjonene.

Forstørr bilde

Figur 4.4 Beregnet konsentrasjon av kvikksølv i overflatesediment (mg/kg) basert på gjennomførte punktmålinger.

For begge hevingsalternativene er det nødvendig å mudre for å få tilkomst til kjølkassen. Kystverket gjorde et forsøk på tilkomst til kjølkassen i 2005 (Hauger 2005), og har anslått at det vil være nødvendig å mudre et volum på 1 500 m³ for å sikre tilgangen til kjølkassen.

Mudring kan anvendes sammen med alle alternativene (tildekking, heving av last, heving av vrak og last) som et eget tiltak for å rense de forurensede massene. Det anslås at en vil måtte mudre et volum på 15 000 m³ for å fjerne forurenset masse som et eget tiltak.

Enhver mudringsoperasjon vil medføre oppvirvling av sedimenter, og i dette tilfellet vil det føre til spredning av kvikksølv. Mudringsteknologi er derfor en nøkkelkomponent i en mulig gjenopprettingsplan.

I KVU fra 2011 ble mudring lagt til som egne alternativer (4a og 4b) som fokuserte på rensing av forurensede sedimenter i tiltaksområdet. Tilleggsalternativene (hevingsalternativene kombinert med mudring av forurenset havbunn) viste seg å være kostbare, og det var stor usikkerhet forbundet med blant annet gjennnomføringsstrategi, så alternativene ble ikke videreført til forprosjektet i 2014. I forprosjektet er mudring med som metode for tilkomst til kjølkasse i alternativet heving av last. På grunn av mudringsteknologiens relative viktighet i sammenheng med gjennomføringen av hevingsalternativene valgte utvalget å fokusere spesielt på mudring.

Det ble derfor gjennomført flere arbeidsmøter med noen utvalgte spesialistselskaper, hovedsakelig selskapene som har vært involvert i tidligere undersøkelser av U-864, men også selskaper som driver storskala mudring, ble involvert, for å få innsikt i de ulike teknologitypene som blir brukt av olje- og gassindustrien. Se vedlegg A for en fullstendig oversikt over bidragsytere.

Storskala utgravingsteknologi har blitt brukt i Canada siden år 2000 for å bygge utstyr ned under sjøbunnen, slik at det er beskyttet mot drivende isfjell i sjøen. Ideen har vært å mudre store, dype hull for så å installere undervanns oljerelatert utstyr nede i utgravningene og dermed sørge for at dette utstyret ikke blir skadet. Slike metoder og lignende varianter ble brukt med godt resultat i prosjektene Terra Nova og White Rose på Canadas østkyst.

Forstørr bilde

Figur 4.5 Prinsippskisse for bruk av stor løftegrabb på White Rose-prosjektet.

Kilde: Boskalis

Anvendelse av disse mudringskonseptene har blitt vurdert for rengjøring av den forurensede havbunnen rundt vrakseksjonene. Bruk av en sugetraktsenhet (ejektorpumpe) med rør tilbake til et overflatefartøy virket lovende med tanke på å få større mengder bunnsediment opp til et overflatefartøy for sikker lagring i løpet av kort tid. Men noen utfordringer ved å bruke en slik sugetraktsenhet ble raskt identifisert:

• Kvikksølvavsetningen på utstyret ville bli stor, og en ville ikke kunne bruke slikt utstyr på andre prosjekter i ettertid.
• Større steinansamlinger og vrakdeler på havbunnen ville hindre effektivt opptak av sedimentene.
• På prosjektene i Canada ble det mye slitasje på utstyret, noe som skapte stans i fremdriften ved flere tilfeller. Slik slitasje, eksempelvis hull på stigerør tilbake til overflaten, kunne også medføre ytterligere spredning av kvikksølvet utover havbunnen.

Konvensjonelle systemer for mudring under vann kan brukes både til storskala og på mindre områder. Undervannsgravemaskiner og sugetrakter (ejektorpumper) har vært mye brukt av oljebransjen i lang tid.

Slike maskiner/systemer har også vært brukt på U-864 ved tidligere anledninger for å få tilkomst til kjølkassen (Sejrup 2006), men i veldig liten målestokk i forhold til hva som er vanlig innen oljeindustrien. Systemene som brukes av oljeindustrien, er som regel en kombinasjon av undervannsgravemaskiner og sugerørssystemer (ejektorpumper). Et kjent problem med denne typen teknikker har vært at en raskt kan få dårlig sikt nede på havbunnen på grunn av oppvirvling av sedimentene. På dette området har oljeindustrien gjort betydelige tekniske fremskritt de senere årene, blant annet ved økt bruk av dataprogrammering og sensorer. Dette gjør det mulig å fjerne sedimenter i stor skala veldig effektivt uten at dårlig sikt skaper større forsinkelser. Denne utviklingen vil også bidra til at mudring ved U-864 kan gjennomføres med mindre oppvirvling av forurensede masser.

Forstørr bilde

Figur 4.6 Typisk undervannsgravemaskin

Kilde: Scanmudring

Forstørr bilde

Figur 4.7 Typisk sugetraktsenhet (ejektorpumpe)

Kilde: DeepC

To viktige forhold en må tenke på før en går i gang med slike operasjoner:

• Vrakseksjonene må ligge stabilt og være sikret før mudring i nærheten av dem kan starte
• Volumet som mudres, vil ha betydning for kostnaden, både som følge av tiden det tar, og håndteringen av mengden forurensede masser (større volum = mer tid og mer masser)

Forstørr bilde

Figur 4.8 Tidligere foreslått mudringsområde (til venstre) på ca. 15 000 m³ og dette utvalgets foreslåtte mudringsområde (til høyre) på ca. 1 500 m³.

I arbeidsmøtene med leverandørene av slike systemer kom det likevel klart frem at det er mulig å håndtere mindre mengder, men også mulig å fjerne store volumer raskt og effektivt. Dersom man skal mudre store volumer, kan det bli en stor utfordring å rense disse sedimentene, og tidsforbruket på dette kan bli mer styrende for fremdriften enn selve mudringen. De store sugetraktsenhetene (ejektorpumpene) vil normalt pumpe ut sedimentene gjennom et eksosrør bak selve enheten. Det er mulig å feste slanger til dette eksosrøret som kan distribuere sedimentene enten til et lagersystem på havbunnen, eller til et stigerørssystem som leverer sedimentene til et fartøy på havoverflaten.

Et system av lagertanker på havbunnen krever en viss logistikk. Omfanget av systemet vil avhenge av volumet man skal mudre. Der er mulig å rense sedimentene og skille ut selve kvikksølvet nede på havbunnen ved hjelp av sykloner og/eller sentrifuger. Da kan rensede sedimenter bli værende/deponert nede på havbunnen hvis de tilfredstiller kravene til god kjemisk tilstand, og tillatelse er gitt (jf. juridiske vurderinger i kapittel 4.1.3). Også her kan en benytte seg av kunnskap fra oljeindustrien da det er vanlig å håndtere store volumer av boreslam med kaks i forbindelse med boreoperasjoner ved hjelp av sykloner og sentrifuger. En annen løsning er å pumpe forurensede sedimenter via et stigerør opp til overflaten til et lagerfartøy. Da kan sedimenter renses på fartøyet, eller fartøyet kan gå til land og rense sedimentene der. Dette vil involvere flere fartøyer under operasjonen. Felles for alle alternativene er at det må gjennomføres detaljerte studier for å finne den optimale løsningen for de volumene man ønsker å mudre.

Det finnes løsninger med store bagger som kan legges på havbunnen, der en ved hjelp av tyngdekraften over tid vil få samlet tunge partikler, inkludert kvikksølvet, i bunnen av baggene. Se eksempel på slike systemer under.

Figur 4.9 Eksempel på mulig måte å begrense spredning av forurensing på sjøbunnen.

Kilde: Tencate Geotube®

Spredning av forurensede sedimenter vil utgjøre en risiko ved mudring. Med dagens teknologi er det likevel fullt mulig å kontrollere og redusere risikoen for slik spredning i stor grad. Det er spesielt risikoen for spredning utover tiltaksområdet på 1 km2 man har sett på i tidligere vurderinger. Mengden kvikksølv som potensielt vil spre seg utenfor forurenset område, vil avhenge av volumet man mudrer.

I tillegg vil kostnader og logistikkutfordringer ved håndtering av sedimenter avhenge av mudringsvolumet.

Utvalget ser at spredningsrisikoen ved mudring er vesentlig og anbefaler å tilpasse omfanget av mudring og valg av mudringsteknologi slik at spredning av kvikksølv reduseres så mye som mulig.

4.5.3 Dykking

I undervannsoperasjoner brukes dykkere i kombinasjon med ROV. Bruken av dykkere øker fleksibiliteten til operasjonen, og dykkerorganisasjoner fremhever at dette bidrar til å øke sannsynligheten for å lykkes. Som et eksempel fremhever Kystverket at dykkere var sentrale i oppgaven med å tømme Blücher for olje, da flere aspekter var ukjente, og man måtte finne løsninger underveis i operasjonen.

Dykking har vært vurdert ved flere anledninger i forbindelse med aktiviteter på U-864. De mest sentrale rapportene er:

• DNV (2008), som er positiv til dykking siden dykkere lettere kan få tilgang til vraket og vil forårsake mindre forstyrrelser av forurenset sjøbunn enn en ROV (A. H.-P. Hansen 2008, 1)
• NUI (2011), som anser dykking som mulig og hensiktsmessig, men fremhever usikkerhet knyttet til omfang og kompleksitet for å stabilisere vrakseksjoner i en posisjon som sikrer tilkomst til kjølkassen (Fondevik, Røssland og Njøten 2011)
• NV GL (2014), som anser dykkernes eksponering for kvikksølv som en betydelig risiko, og derfor anbefaler bruk av ROV (J. H.-P. Laugesen 2014, 10)

Basert på tidligere rapporters noe forskjellige konklusjoner tok utvalget initiativ til et møte for å vurdere gjennomførbarheten av bemannet dykking på U-864. Ledende norsk kompetanse innen metningsdykking deltok, i tillegg var Forsvaret og Kystverket representert. Se en fullstendig oversikt over deltakere i vedlegg A.

Dykking på den aktuelle dybden, 150–170 m, regnes som standard.

Kvikksølveksponering av dykkere

Dykking på dyp som dette innebærer metningsdykking og bruk av dykkerklokke. Når dykkerne ikke arbeider ute ved vraket, oppholder de seg i dykkerklokken. Under dykking er dykkerne beskyttet mot kvikksølvforurensing med heldekkende dykkerdrakt og ren pusteluft. I dykkerklokken er ikke dette tilfellet, og det er derfor viktig at miljøet i dykkerklokken ikke blir forurenset med kvikksølv. Potensiell eksponering av dykkere for kvikksølvdamp i dykkerklokken er fremhevet som en risiko, som ble gjennomgått i et eget møte med fagekspertise fra STAMI (Jensen, Gjengedal og Thomassen 2009). Dykkerindustrien har prosedyrer for dykking i forurenset miljø. Disse prosedyrene vil også anvendes i forbindelse med dykking ved U-864. For å unngå at dykkerne blir utsatt for helseskadelig eksponering av kvikksølv, må følgende barrierer være på plass:

• rutiner for å forhindre at kvikksølv fra kontaminert utstyr kommer inn i dykkerklokken
• deteksjon av kvikksølvdamp i dykkerklokken
• medisinsk overvåking av kvikksølveksponering hos dykkere

Flytende kvikksølv som bringes inn i dykkerklokken, vil fordampe, og kvikksølvdampen er helseskadelig ved innånding.

Prosedyrer relatert til potensiell kvikksølveksponering av dykkere må godkjennes av aktuelle myndigheter før dykking på U-864 kan starte.

Grenseverdier for kvikksølvdamp i et dykkesystem er presisert med referanse til NORSOK-standarder, jf. e-post fra Equinors dykkerlege Olav Sande Eftedal:

Generelt opererer vi med en hyperbar grenseverdi på 20 % av administrativ norm, dersom det ikke er utarbeidet en spesifikk hyperbar grenseverdi. Administrativ norm for kvikksølv er 0,02 mg/m³, dvs. at vi har en hyperbar grenseverdi for dykking på 0,004 mg/m³. Denne er uavhengig av trykket i dykkesystemet. Referansen på dette er NORSOK U-100, 5.2.3.6.1 Referansen for administrativ norm er Forskrift om tiltaksverdier og grenseverdier for fysiske og kjemiske faktorer i arbeidsmiljøet samt smitterisikogrupper for biologiske faktorer (forskrift om tiltaks- og grenseverdier). Det er også en biologisk grenseverdi på 30 µg Hg/g kreatinin, som sier noe om tillatt konsentrasjon i urin ved biologisk monitorering. Denne er hjemlet i samme forskrift.

Stabilisering av vraket før dykking på vraket

Vrakseksjonene av U-864 ligger relativt ustabilt til, og det er mange usikkerhetsfaktorer knyttet til vraket, som for eksempel at det ikke finnes detaljerte tegninger av ubåten, og ingen bekreftet last- eller ammunisjonsoversikt. Da skråningen ved forskipet av vraket er på 15 grader, vil det være behov for betydelige stabiliseringstiltak før man kan anse vrakseksjonen som trygg for dykkere. Til tross for at flere studier allerede har blitt utført, vil det i forkant av en operasjon med dykkere være nødvendig å gjennomføre en grundig inspeksjon av vraket for detaljplanlegging av stabiliseringsverktøy og gjennomføring av sikringsoperasjonen.

Ammunisjon inkludert trykkluftbeholdere

Det forutsettes at dykkere ikke er i sjøen når vraket utsettes for ytre påvirkninger, siden det da er en økt risiko for detonasjon av ammunisjon eller trykktanker.

Sammenlignende risikovurdering (bemannet dykking vs. ROV-intervensjon)

Det er forventet at dykkere vil påvirke forholdene på havbunnen i mindre grad, og at dette vil bidra til bedre sikt og dermed en mer effektiv utførelse av operasjonen. Det blir vurdert at dykkere vil ha betydelig mindre påvirkning på miljøet, dvs. mindre forstyrrelser enn robotsystemer.

Sannsynligheten for spredning av kvikksølvforurensing anses som mindre når en involverer dykkere, gitt den fleksibiliteten de har, sammenlignet med bruk av ROV/intervensjon med robotsystemer.

4.5.4 Transport, stabilisering og deponi

Hvis man velger å heve last eller last og vrak, vil det oppstå et behov for håndtering av både flytende kvikksølv og forurensede sedimenter.

I rapporten fra DNV i 2008 ble det beskrevet at flere mottak i Norge tar imot kvikksølv og kvikksølvforurensede sedimenter for deponering (J. M. Laugesen 2008).

Utvalget har vært i kontakt med både NOAH (Holmestrand/Langøya) og Miljøteknikk Terrateam (Mo i Rana). Ingen av disse mottakene tar i dag imot flytende kvikksølv eller slike mengder kvikksølvforurensede sedimenter det potensielt er snakk om i forbindelse med U-864.

På grunn av Minamatakonvensjonen og EUs kvikksølvforordning, se kapittel 4.1.1, som krever at alle kvikksølvforbindelser stabiliseres og deponeres, er det imidlertid i dag flere kommersielle aktører i Europa som tilbyr disse tjenestene.

Utvalget har vært i kontakt med en slik kommersiell aktør, se detaljer i vedlegg A, og fått presentert en metode for stabilisering av kvikksølv og flere metoder for rensing av forurensede sedimenter samt deponering av restproduktene og sedimentene i saltgruver i Tyskland. Metaller vil etter at de er renset/vasket, bli sendt til resirkulering.

Transport av flytende kvikksølv og forurensede sedimenter kan gjennomføres som både sjø- og veitransport. Flytende kvikksølv vil, om aktuelt, bli transportert på forskriftsmessig måte (Lovdata 2009), (ADR/DIR u.d.). Dette er regelverk som er etablert for å sikre både transporten av farlige stoffer og avfall og at avfallet blir håndtert på en akseptabel måte.

Stabilisering av flytende kvikksølv resulterer i sluttproduktet HgS_(s).

Forstørr bilde

Figur 4.10 Stabiliseringsprosess for kvikksølv

Kilde: BATREC Industrie AG

HgS_(s) er ikke giftig og er samtidig den mest stabile og uløselige kvikksølvforbindelsen.

Med dagens kapasitet i Batrecs anlegg vil stabiliseringen av 67 tonn flytende kvikksølv ta omtrent 1–2 måneder, avhengig av om det kjøres to eller tre skift i døgnet. Hver reaktor klarer å prosessere 1–2 tonn kvikksølv i døgnet, og restproduktet er kun 600 kg HgS(s).

Selv om mengden forurensede sedimenter kan bli stor i forbindelse med mudring av området rundt vrakseksjonene av U-864, bekreftet aktøren utvalget var i kontakt med, at dette ville la seg gjennomføre med planlegging, da de allerede frakter store volumer farlig avfall fra flere land, blant annet Norge. Behandlingen av sedimentene vil avhenge av forurensingsgraden. Sedimentene med høyest konsentrasjon av kvikksølv må kanskje behandles termisk, noe som er 4–5 ganger dyrere enn manuell rensing. Så lenge sedimentene er tørre, kan de imidlertid også deponeres direkte i saltgruvene uten noen form for rensing først.

Selskapet som håndterer stabiliseringen og deponeringen av kvikksølvet og de forurensede sedimentene, vil også ordne nødvendige søknader om godkjenning av eksport/import av kvikksølv, og har allerede denne erfaringen med norske myndigheter. Grensekryssende transport av farlig avfall reguleres i henhold til avfallsforskriften, som sikrer at statene (eller noen i statene) tar ansvar, slik at avfallet blir akseptert i mottakerlandet, at det er godkjente håndteringsmottak, og at avfallet eventuelt kan returneres til avsenderlandet om det oppstår problemer, i tillegg til at det er økonomisk dekning til å håndtere en krise eller opprydding (Europaparlamentet og Rådet for den europeiske union 2014).

Når det gjelder håndteringen lokalt i Norge, samarbeider den kommersielle aktøren med lokale selskaper som utfører de nødvendige tiltakene før kvikksølvet transporteres videre. Utvalget har også vært i kontakt med et slikt selskap i Norge, se detaljer i vedlegg A, som bekrefter at de har ressurser til å pakke kvikksølv for transport og skylle/rense større vrakseksjoner.

4.5.5 Utvalgets oppsummering og vurdering

Det er utvalgets vurdering at det i liten grad har fremkommet ny informasjon om ny teknologi eller metoder som vil vesentlig endre konklusjoner fra tidligere vurderinger når det gjelder hevingsalternativene. Metodene som har blitt identifisert i tidligere studier (KVU og Forprosjekt 2014) anses derfor fortsatt som veiledende, og utvalget oppsummerer at det finnes teknologi og metoder for å heve last og vrak og last.

Utvalget vurderer det dithen at den kortsiktige miljørisikoen ved hevingsalternativene i størst grad er forbundet ved mudringsoperasjonen ved tiltaket grunnet spredning av kvikksølv. I tillegg vil operasjonell risiko knyttet til selve hevingsoperasjonene kunne reduseres i dag med opparbeidet erfaring og utvikling av teknologi som benyttes.

Stabilisering av vrakseksjoner anses som mulig å gjennomføre med kjente metoder og kjent teknologi. Det er forutsatt at stabilisering og sikring av vrakseksjoner utføres før mudring i nærheten av vrakseksjoner kan starte.

Mudring rundt vrakdelene vil være nødvendig og hensiktsmessig for å sikre tilgang til kjølkasse og tilrettelegge for stabilisering av vrakseksjoner. Det finnes ulike gjennomførbare løsninger for mudring både i stor og mindre skala. I tidligere vurderinger (DNV 2008) er det etablert teoretiske spredningsmodeller for hvor mye kvikksølv man potensielt vil spre utover ved mudring langs havbunnen utover 1km2-området. Mengden kvikksølv vil være avhengig av volumet man mudrer.

Basert på dette er det utvalgets vurdering at mudring kun bør benyttes som tiltak for å få tilgang til kjølkassen. Det er i tidligere studier estimert behov for å mudre et volum på 1 500 m³ for å få tilgang til kjølkassen (Hauger 2005). Dette er en tiendedel av forutsetningen i spredningsmodellen, og det antas derfor at også mengden kvikksølv som vil spre seg (utover 1 km²), reduseres tilsvarende.

Ved å velge mudringsteknologien med minst spredningspotensial og begrense omfanget av mudring vil kortsiktig miljørisiko ved mudring være betydelig redusert i forhold til tidligere vurderinger.

Utvalget vurderer den operasjonelle risikoen ved bruk av dykkere på vraket som å være håndterbar, forutsatt at man løser utfordringen knyttet til potensiell eksponering av dykkere for kvikksølvdamp i dykkeklokken/-komplekset. I tillegg forutsettes det at dykkere ikke er i sjøen når vraket utsettes for ytre påvirkninger, siden det da kan være en økt risiko for detonasjon av ammunisjon eller trykktank. Dykkere bidrar med større fleksibilitet enn en ROV, men det bør brukes ROV der det er hensiktsmessig, og det bør gjennomføres en operasjonell vurdering for å sikre effektivitet og sikker bruk av kombinasjonen dykker/ROV.

Utvalget har ikke vurdert håndtering av kvikksølv og kvikksølvforurensede sedimenter som en del av mandatet, men har allikevel sett på om det finnes løsninger for dette, for å få bekreftet at en eventuell anbefaling av heving av last eller last og vrak faktisk er mulig å gjennomføre.

Etter møte med en kommersiell aktør for håndtering av kvikksølv mener utvalget at det er fullt mulig å håndtere, dvs. stabilisere og deponere, flytende kvikksølv og kvikksølvforurensede sedimenter i henhold til gjeldende regelverk på en trygg og bærekraftig måte.

En slik håndtering av kvikksølvet vil naturligvis bidra til å heve kostnadsnivået betydelig, og også usikkerheten knyttet til kostnadsomfanget for hevingsalternativene i forhold til kun tildekking. Kostnaden med håndtering av kvikksølvforurensede sedimenter vil avhenge av både hvor mye sedimenter som mudres, hvor forurenset sedimentene er med kvikksølv, og spesielt hvilken metode som eventuelt (må) brukes til å fjerne kvikksølvet fra sedimentene før de deponeres.

4.6 Ammunisjon

Det er ikke funnet dokumentasjon på hvilken mengde ammunisjon U-864 faktisk var lastet med, men det har blitt antatt at den var fullastet (Tidemand 2008, 1). DNV har basert sine estimater på samtaler med tidligere kaptein på U-861 samt mengden ammunisjon som ble funnet i U-534. U-534 ble senket i Kattegat i mai 1945 og berget fra 67 meters dyp i 1993. Den ble ført til England i 1996 og har vært tilgjengelig for undersøkelser og studier. U-534 (type IX C/40) var en litt mindre ubåt enn U-864 (type IX D2). Beskrivelsene som anføres under, og som benyttes for vurderingene i denne utredningen, er basert på de samme estimatene.

Våpensystemene om bord i U-864 bestod av 53,3 cm torpedoer, 105 mm kanon, 37 mm og 20 mm antiluftskyts. Dette er våpensystemer som er nevnt i DNVs rapport, og som stemmer overens med det som er beskrevet i bokverket Die Deutschen Kriegsschiffe 1815-1945 av Erich Gröner (Tidemand 2008) (Gröner 1966) (Gröner 1968). Disse ubåtene kunne også ha miner istedenfor torpedoer, slik at to TMA-miner utgjorde en torpedo (Gröner 1966) (Gröner 1968). På grunn av oppdraget til U-864 anses det som mindre sannsynlig at U-864 var lastet med miner. I tillegg til dette var det ammunisjon til håndvåpen samt håndgranater og demoleringsladninger (Tidemand 2008). Tabell 4.1 viser en oversikt over mulig ammunisjonsmengde i U-864.

Tabell 4.1 Oversikt over mulig ammunisjonsmengde i U-864.

Torpedoene var enten av typen T1, som var damp- eller gassdrevet, eller T3, som var elektrisk drevet. Drivstoffet i T1 var Decalin, som bestod av dekahydronaftalen. Dekahydronaftalen er et giftig stoff for mennesker og er klassifisert som meget giftig for vannlevende organismer (VWR 2020). Eventuelle T1-er er antatt å ha en drivstofftank på 14,5 liter (Kystfort.com 2011). Det er nevnt at dekahydronaftalen kan reagere med oksygen og danne eksplosive peroksidforbindelser (IPCS INCHEM 2022). Både T1 og T3 hadde sannsynligvis en sprengladning på ca. 280 kg.

Antatt maksimalt netto eksplosivinnhold (NEI) fra ammunisjon i U-864 er oppsummert i tabell 4.2. Totalt kan det være over 12 tonn NEI i og rundt vraket av U-864.

Tabell 4.2 Oversikt over maksimalt netto eksplosivinnhold i U-864.

Følsomhet til eksplosiver

Eksplosiver kan være følsomme for slag, friksjon, varme eller gnist. Primæreksplosiver som benyttes i fenghetter og tennladninger, er de mest følsomme eksplosivene. Eksempler på slike er kvikksølvfulminat og blyazid. Sekundæreksplosiver er ofte boosterladninger eller overdragsladninger. Dette kan for eksempel være PETN eller tetryl. Sprengladningen er som oftest et tertiært eksplosiv som er relativt ufølsomt. Noen verdier for følsomhet er angitt i tabell 4.3.

Erfaringer fra destruksjon av funn som er gjort av ammunisjon, både torpedoer, miner og granater, viser at eksplosivene har en sprengkraft tilsvarende det som var tilfellet da ammunisjonen var ny. Selv om det er kommet vann til eksplosivene som følge av korrosjon, er det svært lite av eksplosivene som har lekket ut av ammunisjonen. En må derfor regne med at mengden eksplosiver i U-864 tilsvarer det som var beholdningen da ubåten sank.

Basert på undersøkelser som FFI har gjennomført i 2022, er følsomheten til eksplosiver som er hentet ut av dumpet ammunisjon, den samme eller noe større enn det som er angitt som verdi for de rene eksplosivene. Det er derfor lite som tyder på at eksplosivene skulle ha blitt mindre følsomme som følge av at de har ligget i sjøen i lang tid. Erfaringer knyttet til funn av torpedoer viser at noen er i ganske god tilstand, mens andre er mer korrodert. Det er blant annet funnet en rekke trykktanker som har løsnet fra torpedoene, og drevet i land. For 105 mm granater kan det nå ha blitt korrodert hull i bøssingen, slik at eksplosivene er blitt eksponert for vann. Erfaringen med drivladninger er at disse også holder seg veldig godt i vann.

Forstørr bilde

Figur 4.11 Tilstanden til dumpet ammunisjon. Til venstre en granatbøssing som er korrodert slik at eksplosivene er blottlagt (fra Jarfjorden). Til høyre en hylse funnet i Oslofjorden, der drivladningen ligger igjen etter at hylsen er korrodert bort.

Kilde: FFI.

I tabell 4.3 er det angitt følsomhetsverdier for noen av de aktuelle eksplosivene (Meyer 2007). En regner stoffer med en slagfølsomhet > 40 Nm som ikke følsomme, mens stoffer med slagfølsomhet < 4 Nm som svært følsomme. Stoffer med friksjonsfølsomhet < 80 N regnes som svært følsomme. En slagfølsomhet på 10 Nm betyr at detonasjon vil oppnås om et lodd på 2 kg faller fra en høyde på 51 cm.

Tabell 4.3 Oversikt over følsomhet for noen relevante eksplosiver (Meyer 2007).

Erfaringen fra Forsvarets håndtering av funn som blir gjort av ammunisjon, er at eksplosivene også i stor grad har tilsvarende sprengkraft som nye eksplosiver. Ved tilstrekkelig mekanisk påkjenning i et følsomt område av ammunisjonen er det derfor mulig at ammunisjonen vil detonere. Det vil derfor være nødvendig å ta hensyn til at ammunisjon kan detonere ved håndtering av vrakseksjonene. Forsvaret ser det som vanskelig å foreta fjerning av torpedoer inne i vrakseksjonene på havbunnen, og foreslo i 2008 at dette skulle gjøres etter at vraket var blitt hevet til overflaten.

Forsvarsmateriell har vurdert sannsynligheten for detonasjon på nytt i 2019 og bekrefter i stor grad de vurderinger som ble lagt til grunn i 2008. Det er svært liten sannsynlighet for at ammunisjonen vil detonere uten at den blir utsatt for en ytre påkjenning. Imidlertid er det ikke kjent hvilke belastninger ammunisjonen kan bli utsatt for ved håndtering av vraket. Det antas imidlertid at heving av vrakseksjonene er den aktiviteten som vil kunne påføre ammunisjonen høyest mekanisk belastning. Forsvarsmateriell antar at det er en sannsynlighet på 10^-3–10^-5 for detonasjon ved en slik aktivitet. Dette er noe høyere enn det som er lagt til grunn i vurderingene fra 2008. Tatt i betraktning det store skadeomfanget ved en detonasjon, spesielt høyere opp i vannsøylen, vil en sannsynlighet på 10^-3 utgjøre en for høy risiko sammenlignet med hva som anses som akseptabelt i eksempelvis olje- og gassindustrien. Mulig skadeomfang er illustrert i figur 4.11.

Forstørr bilde

Figur 4.12 Effektene av sjokkbølger på et fartøy som en funksjon av mengde TNT (Szturomski 2015 (LVI), 61)

Kilde: Szturomski 2015 (LVI), 61

FFI har sjekket disse resultatene med FFIs data fra undervannspregninger og bekreftet at de er sammenlignbare.

4.6.1 Utvalgets oppsummering og vurdering

Utvalget forutsetter at U-864 var lastet med ammunisjon da den ble senket. Mengde og type ammunisjon er det knyttet betydelig usikkerhet til. Det er imidlertid vurdert som høyst sannsynlig at U-864 minimum hadde med seg et visst antall torpedoer, som vil utgjøre den største faren ved en eventuell detonasjon.

Det er ikke identifisert torpedoer utenfor vrakseksjonene. Torpedoene må derfor ligge inne i de to vrakseksjonene, sannsynligvis i torpedorommene. Fremdriftssystemet til torpedoene, som er ukjent, er basert på enten drivstoff eller elektrisitet. Tilstanden på ammunisjonen må betraktes som ukjent, både ut fra at den har vært utsatt for sjokkbølge fra detonasjon i forbindelse med torpederingen, og at korrosjon over tid har endret status på ammunisjonen.

Ved håndtering av vraket under vann vil en detonasjon være livstruende for dykkere i nærheten. Av sikkerhetsmessige årsaker anbefales det derfor at dykkere ikke er til stede ved håndtering av vrakseksjoner. Ved heving av vrakseksjoner til overflaten vil en detonasjon i overflaten ha et betydelig høyere skadepotensial enn nede på havbunnen. Dette skyldes både fragmenter som vil kastes ut, og trykkbølgen fra detonasjonen. Normalt vil det være flere hundre meter sikkerhetsavstand til sivilt personell og fartøyer ved en slik håndtering. Under heving av vrakseksjoner til overflaten vil skadepotensialet for hevefartøy med tilhørende personell øke etter hvert som vrakseksjoner nærmer seg overflaten. Skader på elektronikk og annet følsomt utstyr kan oppstå på en avstand av ca. 100 meter om flere torpedoer detonerer samtidig. I en avstand på omkring 50 meter kan det også forventes strukturelle skader på skrog, og skipet kan synke om detonasjonen skjer i en avstand på noen titalls meter. Skade på personell vil sannsynligvis oppstå i en avstand på mellom 50 og 100 meter.

Det er utvalgets oppfatning at vurderingen vedrørende ammunisjon peker på betydelig risiko ved alternativet heving av vrak og last.

4.7 Kvikksølv – spredning og metylering

Utvalget har vurdert om det er behov for å innhente ny/ytterligere informasjon knyttet til spredning av kvikksølv, som ville kunne endre forutsetningene til tidligere utførte utredninger. Følgende ble vurdert:

1. muligheten for å undersøke spredning av kvikksølv nord-vestover fra vrakseksjonene, både
• kvikksølvinnhold i sediment, og
• mulig metyleringpotensial
2. behov og mulighet for bruk av spredningsmodeller

4.7.1 Undersøkelser av kvikksølvinnhold i sediment

Hensikten med eventuelle nye undersøkelser av kvikksølvinnholdet i sediment måtte være å få vite hvor langt unna vraket kvikksølvet har spredd seg. Dette er imidlertid godt dekket gjennom målinger av kvikksølv i sediment.

Tidligere har innholdet av totalkvikksølv blitt undersøkt i området rundt vraket inntil ca. 200 meter nordover og vestover og ca. 100 meter østover og sørover. I nordvestlig retning er det målinger av sediment inntil 250 meter fra vraket. Resultatene viser at nivået av kvikksølv er normalt ute ved de nevnte yttergrensene (Solhjell and Lunne 2013), (Uriansrud, Skei og Schøyen 2005), (Uriansrud, Skei og Schøyen 2005).

Forstørr bilde

Figur 4.13 Målt konsentrasjon av kvikksølv (Hg) i sediment i området rundt vraket

På grunn av disse resultatene, som er vist i Figur 4.13, anser utvalget det som lite hensiktsmessig å undersøke totalkvikksølv i sedimenter lenger borte fra vraket enn det som allerede er gjort.

4.7.2 Biotilgjengelighet av kvikksølv

Hensikten med eventuelle nye undersøkelser av sedimentene for biotilgjengelighet vil være å få svar på hvor alvorlige følger det kan få dersom det skulle skje et uhell under en operasjon, med spredning av betydelige mengder kvikksølv. Biotilgjengelighet av kvikksølv, altså hvor mye som tas opp av organismer og overføres i næringskjeden, er i hovedsak påvirket av hvor mye kvikksølv som omdannes til metylkvikksølv. Det forventes i utgangspunktet at potensialet for kvikksølvmetylering er lavt i hele dette åpne kystområdet, på grunn av mye strøm og konstant vannutskifting som forhindrer at organisk materiale synker til bunns og blir liggende, i motsetning til inne i fjorder og beskyttede viker, der organisk materiale hoper seg opp og blir liggende. Det er likevel en viss usikkerhet knyttet til dette. Det som derimot er stadfestet er at:

1. Konsentrasjonen av metylkvikksølv er tidligere kun analysert i sedimenter fra prøver tatt nær vraket. Her ble det funnet lave konsentrasjoner metylkvikksølv, og en svært liten andel av kvikksølvet i sedimentet var metylkvikksølv (Uriansrud, Skei og Schøyen 2005).
2. I forsøk er det vist at det er lav metyleringsrate i sediment fra området ved vraket, og at det trolig skyldes lite organisk materiale (Kystverket, 2015).
3. Lave konsentrasjoner av metylkvikksølv på grunn av lav metyleringsrate er trolig en av grunnene til at det er lave kvikksølvnivåer i muskel av fisk og krabbe man har tatt prøver av i området, tross høye totalkonsentrasjoner av kvikksølv (Frantzen, Måge og Sanden 2021).
4. Modellering av maksimal spredning ved et eventuelt uhellsutslipp (verste fall-scenario ved heving, uhell i overflaten, små dråper) har vist at kvikksølvet i første omgang vil kunne spre seg i et område på inntil 1 km2 rundt utslippsstedet (Laugesen, Møskeland og Helene, et al. 2008)
5. Modellering av spredning av kvikksølvforurenset sediment ved mudring har vist at en vil kunne få en spredning av 20–250 kg kvikksølv utenfor 1 km² (avhengig av teknologi og mengde sediment som mudres) dersom man mudrer hele tiltaksområdet (30 000 m²), og at spredningen kan skje inntil 800 m i nordvestlig retning fra området som mudres (J. M. Laugesen 2008).
6. Analyser for metylkvikksølv og metyleringsundersøkelser i sedimentprøver er kun tatt like ved vraket, så det finnes lite informasjon om hvorvidt kvikksølv som sprer seg i forbindelse med en operasjon, vil kunne bli gjort mer biotilgjengelig der det havner etter en spredning.

Et viktig spørsmål er om vi kan forvente at kvikksølvet vil være like lite metylert og biotilgjengelig en kilometer unna vraket som ved vraket, eller om forholdene lenger unna vraket vil være slik at man ved større spredning av kvikksølvet kan forvente et høyere opptak i næringskjeden og i fisk, med betydelige konsekvenser for mattryggheten og miljøet. Selv om konsentrasjonen av totalkvikksølv er lav, kan den biotilgjengelige delen være høy dersom forholdene ligger til rette for det. Det antas i dag at metyleringsforholdene er like lave i hele det potensielle spredningsområdet fordi strømningsforholdene gjør at det er lite organisk materiale i sedimentene. Vi kan likevel ikke utelukke at sedimentene i en viss avstand fra vraket har andre egenskaper, blant annet fordi kvikksølvkonsentrasjonene ikke er eller har vært like høye.

Forstørr bilde

For å undersøke metyleringspotensialet i sedimenter i inntil 1 km avstand fra vraket kunne følgende analyser gjennomføres:

1. kvikksølvspesiering (totalkvikksølv, kvikksølvioner og metylkvikksølv)
2. redokspotensial (gir kunnskap om potensial for omdanning av metallisk kvikksølv til ioner og videre til metylkvikksølv)
3. totalt organisk karbon (TOC) (organisk materiale må være til stede for at bakterier skal kunne metylere kvikksølv)

Disse analysene forventes å gi svar på om potensialet for kvikksølvmetylering er betydelig større i områder der kvikksølvet kan havne dersom det blir spredd som følge av et uhell/oppvirvling, enn ved vraket.

Utvalget ønsket egentlig i forbindelse med survey som ble gjennomført, at det for å undersøke metyleringspotensial, blir tatt prøver av sedimentet (primært kjerneprøver) med ROV eller annet sedimentprøvetakingsutstyr fra overflaten i forbindelse med utførelse av andre undersøkelser ved vraket. Sedimentanalysene er rimelige analyser og utføres ved egnet laboratorium. Dessverre ble det ikke mulig å ta slike prøver grunnet værforholdene i området under surveyen.

Dersom resultatene fra slike analyser viser at metyleringspotensialet i litt større avstand fra vraket er betydelig større enn like rundt vraket, kan det bli aktuelt med avansert modellering som kan svare på hva som blir konsekvensen dersom det skulle skje betydelig spredning av kvikksølv under en operasjon. På den annen side kan man si at dersom det under en operasjon blir spredning av kvikksølv utenfor det eksisterende tiltaksområdet, vil det uansett medføre nye målinger av kvikksølvnivå og en eventuell utvidelse av tiltaksområdet.

4.7.3 Ytterligere modellering av kvikksølvspredning

Utvalget har sett på hvor kvikksølv som eventuelt frigis ved en operasjon (heving av vrak eller last), kan spre seg videre bort fra vraket. Dersom kvikksølvet ender opp inne i en fjord, som for eksempel i Fensfjorden eller Sognefjorden nord for Fedje, vil det kunne bli betydelig mer tilgjengelig for opptak i næringskjeden enn det er i dag. I Sognefjorden er det funnet høye nivåer av kvikksølv i brosme tross lite lokal forurensing og lave nivåer av kvikksølv i målte sedimentprøver (Azad, et al. 2021). Det antas at kvikksølvet i fjorden i hovedsak er langtransportert og tilført fjorden via avrenning fra land, og at det er svært biotilgjengelig fordi forholdene for metylering i fjorden er gode, med lite oksygen og mye organisk materiale.

Det er tidligere utført modellering av risiko for spredning under heving og spredning av kvikksølv fra sediment med og uten tildekking (avhengig av mange ulike faktorer) (Laugesen, Møskeland og Teeter, et al. 2008) (Laugesen, Møskeland og Helene, et al. 2008):

1. Under de verst tenkelige forhold (uhell under heving og transport, ved overflaten, små dråper) er det modellert at et uhell vil kunne føre til at kvikksølvet sprer seg i et område på inntil 1 km2 (Laugesen, Møskeland og Teeter, et al. 2008).
2. En eventuell spredning videre lenger bort fra vraket forventes dermed å innebære små mengder kvikksølv og stor fortynning før kvikksølvet eventuelt når områder med høy risiko (det er f.eks. ca. 3–4 mil til Fensfjorden og 8 mil til Sognefjorden).

På bakgrunn av disse modelleringene mener utvalget at det ikke er behov for spredningsmodeller utover det som har vært gjort tidligere.

4.7.4 Andre mulige kjemiske stoffer

Det har vært en del spekulasjoner om hvorvidt U-864 hadde uran om bord. Dette skyldes at da U-234 overga seg til USA i 1945, hadde denne ubåten 560 kilo uranoksid, 106 kilo thallium og 1,6 tonn kvikksølv om bord (NRPA 2003). Uranoksiden var fra naturlig uran og skulle brukes i Japans atomforskningsprogram. Undersøkelser av sedimenter ved U-864 har ikke avdekket annet enn naturlige nivåer av uran, men dette utelukker ikke at det finnes uranoksid om bord i U-864 (NRPA 2004). Uranoksid er relativt stabilt, og det vil ikke påvirke miljø eller biota. Radioaktivitet skjermes dessuten effektivt av 1 meter vann, så dette medfører ingen helserisiko for eventuelle dykkere og kan lett kontrolleres med dosimeter.

I tillegg til mulig uran er det ca. 100 tonn bly om bord i U-864. Dette blyet er sannsynligvis lokalisert i fremre halvdel av ubåten. I tillegg kommer bly fra torpedoer.

Eksplosiver er giftig for vannlevende organismer (Lotufo G. R. 2013), (Mariussen E. 2018), (Schuster R. 2021). Noen av de vanligste eksplosivene (TNT, RDX og HDMX) er også definert som kreftfremkallende (Li K. 2010), (Sanderson H. 2017). I tillegg mistenkes DNT (dinitrotoulen) å være kreftfremkallende (Sanderson H. 2017). HND (heksanitrodifenylamin) er også rapport å være veldig giftig og dødelig ved inntak, hudkontakt eller inhalasjon. Det oppstår også organskader ved kronisk eksponering for HND. HND er videre giftig for vannlevende organismer (Van Esch 1957), (Pubchem 2022). På grunn av giftigheten til HND er ikke dette eksplosivet i bruk lenger. PETN er mindre giftig (Voie 2005), (U.S. EPA. 2021), mens dietylenglykoldinitrat har mye av de samme giftige egenskapene som nitroglyserin (U.S. EPA 2006).

Fisk og krabbe er i løpet av alle årene med overvåking blitt analysert for kadmium, bly, arsen og selen i tillegg til kvikksølv (fordi analysemetoden inkluderer alle disse stoffene). Disse resultatene har så langt ikke blitt tatt med i rapportene fordi det der bare har vært fokus på kvikksølv, men vil bli inkludert i rapporten for 2021. Det er målingene i krabbe som er mest interessante, fordi muskel av fisk tar opp svært lite av disse andre stoffene. I krabbe er det målt noe forhøyet nivå av arsen og kadmium sammenlignet med bakgrunnsnivå for kysten, mens blynivået er lavt. Det er også en positiv sammenheng mellom kvikksølvnivået og nivået av kadmium og arsen. Dette behøver ikke å bety at de forhøyede nivåene skyldes forurensing fra ubåtvraket, det kan også være andre egenskaper ved krabbene som gjør at de har tatt opp mer av både kvikksølv, kadmium og arsen. Selv om nivået av kadmium i klokjøtt er forholdsvis høyt, er det likevel godt under grenseverdien for mattrygghet. Denne grenseverdien gjelder ikke for brunmat, som ofte har relativt høyt kadmiumnivå.

4.7.5 Utvalgets oppsummering og vurdering

Utvalgets vurdering er at det ville ha vært nyttig med undersøkelser av sedimenter i områdene nordvest for ubåtvraket med hensyn til metyleringspotensiale. Dette ville gitt mer kunnskap om mulige negative effekter på miljø og mattrygghet dersom et eventuelt uhell under tiltak skulle medføre spredning av kvikksølv. Dersom et uhell skulle skje, ville det likevel måtte bli tatt nye prøver og gjort nye tiltak for å bøte på den nye forurensingssituasjonen. Siden utvalget har hatt begrenset med tid og ressurser til å gjennomføre egne undersøkelser, ble nye prøver av sediment ikke prioritert.

Utvalget mener at modelleringene av kvikksølvspredning som er gjort tidligere, er tilstrekkelige for å vise hvor kvikksølvet sprer seg etter et eventuelt uhellsutslipp, og at det i denne omgang ikke vil være behov for ytterligere modellering av kvikksølvets spredning. Men utvalget poengterer likevel at mengden som potensielt kan spres, avhenger av tiltaket som gjennomføres (f.eks. mengden kvikksølv som heves, og hvordan operasjonen gjennomføres, samt mengden sediment som mudres, og med hvilken mudringsteknologi tiltaket gjennomføres). Målet med tiltaket er at tilstanden i sedimentene blir god, det vil si lavere enn 0,52 mg/kg. I tilfelle spredning under gjennomføring av tiltaket vil det være nødvendig med tildekking over et større areal enn det som nå er beregnet. Spredning vil derfor i et langsiktig perspektiv ikke utgjøre noen miljø- eller helserisiko.

4.8 Kost-nytte-vurderinger

I utvalgets mandat er det trukket frem at utvalgets arbeid skal gjennomføres i tråd med utredningsinstruksen (jf. kapittel 2.2). Minimumskravene til utredninger, som fremgår av punkt 2-1 i utredningsinstruksen, skal tas særskilt opp i vurderingene (se Figur 4.13).

Under spørsmål 4 skal utredningen beskrive forventede virkninger for alle som berøres. Det følger av utredningsinstruksen av utredningen skal omfatte virkninger for enkeltpersoner, privat og offentlig næringsvirksomhet, statlig, fylkeskommunal og kommunal forvaltning og andre berørte.

Besvarelsen på spørsmål 4 skal også beskrive virkningenes varighet. Dette innebærer en beskrivelse av virkningene for hele perioden de er forventet å ha en effekt.

Frem til desember 2021 hadde utvalget en samfunnsøkonom i utvalget (jf. kapittel 2.3 Medlemmer i utvalget), men da Kristin Magnussen valgte å trekke seg på grunn av utsettelse av fristen for overlevering av endelig rapport, samtidig som at departementet ikke lyktes med å erstatte den samfunnsøkonomiske kompetansen i utvalget, besluttet utvalgsleder å sette ut arbeidet med kost-nytte-vurderinger. Samfunnsøkonomisk analyse AS (SA) påtok seg oppdraget og utførte det i mai 2022. Oppdraget gikk ut på å bistå utvalget med å beskrive virkninger av tiltakene og vurdere deres samfunnsøkonomiske betydning.

Deler av sammendraget fra rapporten gjengis her:

4.8.1 Utvalgets egen oppsummering og vurdering

Det er utvalgets oppfatning at SA har gjort en grundig jobb på den begrensede tiden de hadde til rådighet. Utvalgets vurdering av resultatene fra SAs kost-nytte-vurdering er at de peker på det samme som de oppdaterte risikovurderingene (jf. kapittel 4.2.4) og utvalgets egne vurderinger gjør, med andre ord at en mer helhetlig vurdering der flere verdiaspekter inkluderes, vil påvirke en anbefaling, som vil bli en annen enn tidligere. På samme tid anerkjenner utvalget at man ikke på basis av kost-nytte-vurderingen av ikke-prissatte effekter alene kan gi en endelig anbefaling. Det er som SA påpeker, ikke mulig å vekte temaene som er utredet, ved å legge sammen antall plusser og minuser for å få en «total ikke-prissatt effekt». Den samfunnsøkonomiske analysen skal sammenstille og komplettere annen informasjon og øvrige analyser innhentet i forbindelse med utvalgets utredning. Den systematiserte informasjonen i en samfunnsøkonomisk analyse har til hensikt å bidra til at politiske beslutninger tas på et bedre grunnlag.