Bilag 4 - Udledning og... - Masterpiece 5.0

masterpiece.dk

Bilag 4 - Udledning og... - Masterpiece 5.0

Miljøministeriet

Naturstyrelsen

Måde Havnedeponi

Bilag 4

Udledning og fortynding af forurenet vand

Juni 2013


Kystdirektoratet

Juni 2013

UDLEDNING OG FORTYNDING AF

FORURENET VAND

Deponi for havnesediment i Måde


PROJEKT Udledning og fortynding af forurenet vand

Deponi for havnesediment i Måde

Projekt nr. 207960

Version 5

Dokument nr. 127514426

Udarbejdet af LMR/COJ

Kontrolleret af KSCH

Godkendt af RHO

NIRAS A/S

Birkemoseallé 27-29, 1. sal

6000 Kolding

Kystdirektoratet

CVR-nr. 37295728

Tilsluttet FRI

www.niras.dk

T: +45 7660 2600

F: +45 7630 0130

E: niras@niras.dk


www.niras.dk

1 Indledning ................................................................................................... 4

1.1 Baggrund .................................................................................................... 4

1.2 Definitioner .................................................................................................. 5

2 Projektbeskrivelse ..................................................................................... 8

2.1 Sedimentmængder ..................................................................................... 9

2.2 Vandmængder ............................................................................................ 9

2.3 Tørrefelter ................................................................................................. 10

2.4 Klaringsbassiner ....................................................................................... 10

2.5 Slutdeponi, membraner og perkolatopsamlingssystem ............................ 11

2.6 Vandbehandling ........................................................................................ 12

3 Forurenende stoffer ................................................................................. 13

3.1 Indledning ................................................................................................. 13

3.1.1 Vigtige stofgrupper .................................................................... 13

3.1.2 Forureningens form .................................................................. 13

3.2 Organotinforbindelser ............................................................................... 15

3.2.1 Anvendelser .............................................................................. 15

3.2.2 Toksicitet ................................................................................... 16

3.2.3 Sorption/desorption ................................................................... 18

3.2.4 Frigivelse ................................................................................... 19

3.2.5 Nedbrydning.............................................................................. 20

3.3 Tungmetaller ............................................................................................. 21

3.3.1 Tilstandsform ............................................................................ 21

3.3.2 Sorption ..................................................................................... 21

3.4 Polyaromatiske hydrocarboner ................................................................. 22

3.4.1 Sorption ..................................................................................... 23

3.4.2 Nedbrydning.............................................................................. 23

4 Frigivelsesforsøg ..................................................................................... 25

4.1 Formål ....................................................................................................... 25

4.2 Prøvetagningsaktiviteter ........................................................................... 25

4.2.1 Vandprøver ............................................................................... 25

4.2.2 Sedimentprøver ........................................................................ 27

4.3 Laboratorieaktiviteter ................................................................................ 28

4.3.1 Forberedelse ............................................................................. 28

4.3.2 Fremgangsmåde ....................................................................... 29

4.4 Resultater.................................................................................................. 29

4.4.1 Vandprøver fra felten ................................................................ 30

4.4.2 Frigivelsesforsøg, sediment ...................................................... 31

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand ............................................................. 34

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier ........................................... 37

5 Sedimentfasen ......................................................................................... 40

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

1


www.niras.dk

5.1 Kornstørrelsesfordeling ............................................................................. 40

5.2 Organisk stof og tørstof ............................................................................ 41

5.3 Stofkoncentrationer ................................................................................... 41

5.4 Udvikling i TBT-indholdet .......................................................................... 43

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet ......................................................... 44

6 Vandfasen ................................................................................................. 46

6.1 Spildevand fra tørrefelter vs perkolat/drænvand ...................................... 46

6.1.1 Spildevand fra tørrefelter .......................................................... 46

6.1.2 Perkolat/drænvand ................................................................... 47

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed......................................... 48

6.2.1 Suspenderet stof ....................................................................... 48

6.2.2 Suspenderet stof analysemetoden ........................................... 48

6.2.3 Sedimenteringshastighed ......................................................... 49

6.3 TBT ........................................................................................................... 51

6.3.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer ............................. 51

6.3.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 52

6.3.3 Forventet TBT koncentration i vand ......................................... 54

6.3.4 Total TBT-masse i det rensede spildevand .............................. 54

6.4 Tungmetaller ............................................................................................. 55

6.4.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer ............................. 55

6.5 PAH’er ....................................................................................................... 57

6.5.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer ............................. 57

6.5.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 57

7 Kriterier ..................................................................................................... 58

7.1 Miljøkvalitetskrav (MKK) ........................................................................... 58

7.2 Baggrundsværdier .................................................................................... 59

7.2.1 Naturlige baggrundskoncentrationer ........................................ 59

7.2.2 Menneskeskabte baggrundskoncentrationer ............................ 60

7.3 Forhold mellem miljøkvalitetskrav og forureningskilder ............................ 63

7.4 Fortyndingsfaktorer ................................................................................... 65

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udledning ved Capricornkaj ...... 65

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet ............. 69

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til ferske vandområder

.................................................................................................. 73

7.5 Kritiske stoffer og risikokvotienter ............................................................. 77

7.5.1 Forureningskoncentrationer i spildevand .................................. 77

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet .......................................... 79

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster ..................... 80

7.6 Udledningskrav ......................................................................................... 80

7.6.1 Tidligere krav ............................................................................ 80

7.6.2 Forslag til nye udledningskrav .................................................. 81

7.7 Den nødvendige rensningsgrad ............................................................... 82

7.8 Krav til klapning ........................................................................................ 83

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

2


www.niras.dk

8 Konklusioner ............................................................................................ 84

9 Referencer ................................................................................................ 87

BILAG 1. Analyserapporter fra Eurofins: Frigivelsesforsøget

BILAG 2. Sedimentanalyser, 2009-2011

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

3


www.niras.dk

1 INDLEDNING

1.1 Baggrund

Kystdirektoratet oprenser årligt ca. 500.000 m 3 havnesediment i Esbjerg Havn.

Gennem de sidste 10 år er ca. 10 % af dette materiale deponeret på land. Årsagen

er, at det ikke har været muligt at opnå klaptilladelse for sedimentet pga. for

høje værdier af primært tributyltin (TBT). På grund af udfasningen af TBT og den

resulterende faldende TBT-koncentration i sedimentet er deponeringsbehovet

aftagende, men et vist deponeringsbehov påregnes en lang årrække endnu. Det

tidligere depot lukkede i 2007 og der har derfor siden været behov for at finde en

ny løsning for deponering af belastet havnesediment.

Miljøkonsekvenserne ved anlæggelse og drift af et nyt deponi på land ved Måde

losseplads er vurderet i denne rapport. Formålet er at skabe grundlaget for at

kunne planlægge anlæggets design, dimensionering og drift således at risikoen

for uønsket påvirkning af det ydre miljø minimeres. I denne rapport fokuseres

alene på udledning og udsivning af forurenet vand fra det kommende anlæg.

En deponeringsløsning er tidligere vurderet i 2005 af DHI som har udarbejdet en

tilsvarende miljøvurdering /1/. Ændringerne i forhold til det tidligere projektforslag

er blandt andet, at det nuværende projektforslag omfatter etablering af et landdepot

i Måde frem for et depot på selve havnearealet. Anlægget planlægges

opbygget med dobbeltmembran og perkolatopsamlingssystem samt rensning af

overskydende vand og tilbageledning af det rensede vand i strømløbet udfor

Esbjerg Østhavn ved Capricornkaj.

I det tidligere projekt vedrørende spulefeltet på Esbjerg Østhavn blev forskellige

mulige punkter for udledning af spildevand undersøgt. Blandt andet blev en udledning

til Dokhavnen vurderet. På Måde Havnedeponi vil vandrensning ske i

store stillestående klaringsbassiner. Derfor vurderes det, at der ikke vil være

suspenderet materiale i det udledte vand, inden for kornstørrelser, som kan forventes

at bundfælde i et havnebassin. Alternativerne er nærmere beskrevet i

VVM-redegørelsens afsnit 5.8. Til forskel fra det tidligere projektforslag arbejdes

der i det nuværende projekt med separat håndtering og rensning af vand fra

kraftig TBT belastet sediment fra 6. bassin. For de øvrige bassiner er der observeret

et klart aftagende indhold af TBT, og forventningen er at sedimentet fra alle

bassiner med undtagelse af 6. bassin vil kunne klappes indenfor en kortere årrække.

Denne miljøvurdering er opbygget således at der indledningsvist fastlægges det

forventede forureningsniveau i det sediment, der oprenses fra havnebassinerne.

Herefter fastlægges det forventede forureningsniveau i det rensede spildevand,

der udledes til havet og i det perkolat, der eventuelt undviger anlæggets perkolatopsamlingssystemet.

I det sidste kapitel angives et bud på fortyndingsfaktorer

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

4


www.niras.dk

og kriterier for vand, der udledes eller udsiver fra depotet. Ved sammenligning

med de forventede forureningsniveauer i vandfasen og kriterierne, identificeres

de mest kritiske stoffer og graden af den nødvendige stoffjernelse i vandbehandlingsanlægget

estimeres.

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem

bunden af depotet (hvis anlægget blev opbygget med en lermembran og perkolatopsamling

med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennemført

i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet

med udsivning på 5 % af perkolatmængden fra anlægget. Undersøgelsen inkluderer

udstrømning af perkolat til Vadehavet samt udstrømning af perkolat til nærliggende

lokale ferskvandsforekomster.

Under udarbejdelse af dette notat er der udført laboratorieforsøg, der belyser

frigivelse af forurenende komponenter fra sediment til vandfasen. Dette forsøg

og de opnåede resultater er beskrevet i kapitel 4.

1.2 Definitioner

I dette afsnit defineres begreber, der er vigtige for forståelsen af dette notat.

Begreberne er opstillet i alfabetisk orden.

Bedst tilgængelig teknologi (BAT): Den teknologi, som opfylder følgende kriterier:

1) giver den størst mulige miljøbeskyttelse, 2) er tilstrækkelig udviklet til fuldskala

brug og 3) ikke indebærer overdrevne udgifter. Bekendtgørelse 1022 af 2010 /2/

fastlægger at udledning af forurenede stoffer skal begrænses ved hjælp af BAT.

Blandingszone: Zonen omkring udledningspunkt, hvor miljøkvalitetskrav godt må

overskrides. Kanten af blandingszonen defineres her som 50 m fra udledningspunktet.

Efterslæb: Den sedimentmængde i et havnebassin, der mangler at blive fjernet

og som ophobes år for år hvis fjernelsesraten ikke følger med tilslikning.

Konsolideringsvand: Det del af porevandet, der over tid løber ud af sedimentet

når sedimentet sammenpresses af egen vægt. Konsolideringsvand kan efterfølgende

drænes af på toppen.

Kubikmeter angivelser: Der findes følgende rumfangsangivelser (se Tabel 1-1).

• ”In-situ m 3 ” eller "pejle m 3 " er det rumfang, som sediment har inden oprensning

når det er aflejret i et havnebassin.

• ”Faste m 3 ”, er det rumfang, som sedimentet har efter sedimentering og

konsolidering i tørrefelterne. En ”In-situ m 3 ” antages at skrumpe ind til

0,6 m 3 under konsolidering. Det bemærkes, at konsolidering fortsætter

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

5


www.niras.dk

over en længere årrække, hvormed rumvægten fortsætter med at stige

og vandindholdet fortsætter med at falde.

• ”Laste m 3 ” et det rumfang, som sediment/vand-blandingen har når det er

lastet i sandpumpningsfartøjet. Hver skibslast indeholder ca. 480 m 3 ,

bestående af 200 m 3 in-situ m 3 og 280 m 3 havvand. Ved indpumpning

tilsættes 60 m 3 spædevand (havvand).

Parameter enheder in-situ m 3 faste m 3

rumvægt kg/m 3 1.250 1.400

tørstof kgTS/m 3 390 650

vandindhold kg/m 3 860 750

vand/tørstof % (kg/kgTS) 220 115

Tabel 1-1 Nøgletal for kubikmeterangivelser (baseret på en vanddensitet på 1.022 kg/m 3

og en partikeldensitet på 2,45 t/m 3 ).

Lermembran/membran: Der etableres én sammenhængende lermembran under

hele deponiet. Efter termerne i bekendtgørelse nr. 719 af 24/06/2011 om deponeringsanlæg

(Miljøministeriet, 2011)er der tale om en kunstig etableret geologiske

barriere (sekundær membran), som skal bestå af et homogent, lavpermeabelt

materiale med en tykkelse på minimum 0,5 m. Der etableres desuden en

primær membran i form af en kunstig forseglingsmembran over lermembranen.

Menneskeskabt baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der ligger

ud over den naturlige baggrundskoncentration. Generelt må udledning fra

flere forureningskilder ikke tilsammen overskride miljøkvalitetskrav (dvs. at kravet

skal normalt deles mellem alle udledninger, når der udarbejdes et nyt udledningskriterium).

Miljøkvalitetskrav (MKK): Den koncentration af et forurenende stof i vand, sediment

eller biota, som ikke må overskrides af hensyn til beskyttelsen af menneskers

sundhed og miljøet, se /2/. Miljøkvalitetskravet skal være opfyldt ved kanten

af blandingszonen. Der fastsættes såvel korttids som generelle MKK ligesom

der kan være separate ferskvands og marine krav. Det skal bemærkes, at miljøkvalitetskravet

ikke er det samme som et udledningskriterium.

Naturlig baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der findes naturligt,

samt en del som er menneskeskabte og skyldes diffuse kilder på regional

skala (fx atmosfærisk nedfald af kviksølv). Den naturlige baggrundskoncentration

for miljøfremmede stoffer uden væsentlige diffuse kilder relativ til den menneskeskabte

baggrundskoncentration (fx TBT) antages at være nul.

Partikeldensitet: Rumvægt af sedimentets partikler uden at porerummene mellem

partiklerne regnes med. Partikeldensiteten er vigtigt ved blandt andet beregning

af sedimentationshastighed. Partikeldensiteten af mineralkort antages at

være 2.650 kg/m 3 , mens partikeldensiteten af organisk stof antages at være

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

6


www.niras.dk

1.140 kg/m 3 . I praksis består partikler af en blanding af disse og i denne rapport

anvendes en partikeldensitet på 2.450 kg/m 3 . Den aktuelle partikeldensitet varierer

lidt fra prøve til prøve, afhængig af indholdet af organisk stof.

Perkolat: Nedbør der opsamles fra de tre tørrefelter samt fra slutdepotet og øvrige

arealer indenfor lermembranen og den primære kunstige membran.

Renset spildevand: Det spildevand som skal udledes fra Måde Havnedeponi

efter rensning i tørrebassiner, klaringsbassin og sandfilter. Spildevand i form af

overfladevand fra befæstede arealer renses i klaringsbassin og sandfilter, men

ledes ikke via tørrebassinerne. Vaskevand fra vaskepladsen renses i sandfang

og olieudskiller med koalescensudskiller inden det ledes til klaringsbassin. Det

rensede spildevand skal overholde fastsatte udlederkrav. Den udledte vandmængde

og indholdet af forurenende stoffer i det rensede spildevand måles efter

sandfilter og i forbindelse med udløbspumpestationen. Det rensede spildevand

fra Måde Havnedeponi udledes til Vadehavet via pumpeledning og et udledningspunkt

på Capricornkaj på Esbjerg Havn.

Spildevand: Omfatter det havvand inkl. spædevand, som sammen med havnesediment

pumpes til behandling på Måde Havnedeponi. Spildevand omfatter

også de interne spildevandsstrømme på anlægget, herunder konsolideringsvand,

perkolat, overfladevand fra befæstede arealer og vaskevand fra vaskepladsen.

Spildevandet indeholder forurenende stoffer, der primært stammer fra

det oppumpede havnesediment. Spildevandet kan indholdsmæssigt ikke sammenlignes

med husspildevand. Havnesedimentet fra Esbjerg Havn indeholder

blandt andet organotinforbindelser og tungmetaller.

Spædevand: Det ekstra havvand, der tilføres sediment for at gøre det pumpbart.

Tilslikning: Tilførsel af sediment fx på bunden af et havnebassin som følge af en

naturlig sedimentation.

Udledningskriterium: Den koncentration af et forurenende stof som tillades udledt

til havet, udtrykt som årsgennemsnit, se /2/. Det bemærkes, at en tilladelse og

kan indebære andre kriterier, fx størst tilladte koncentration eller en mængdeangivelse.

Ikke det samme som et miljøkvalitetskrav.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

7


www.niras.dk

2 PROJEKTBESKRIVELSE

Dette kapitel giver en oversigt over det planlagte projekt. Behovet for sedimentoprensning

i Esbjerg Havn i de kommende år beskrives først. Derefter beskrives

de planlagte tørrefelter, deponiet og vandbehandlingssystemet. Mere detaljerede

beskrivelser findes i /3/ og /4/.

Anlægget består generelt af tørrefelter, klaringsbassiner, vandbehandlingsanlæg

og deponi placeret ved Mådevej i Esbjerg Kommune samt to rørføringer mellem

anlægget og Esbjerg Havn (til hhv. pumpning af sediment til depotet og udledning

af vand fra depotet).

Figur 2.1: Lokalisering af deponeringsanlæg samt den foretrukne rørføringsforløb.

Formålet med anlæggets miljøbeskyttende foranstaltninger er at sikre det omgivende

miljø mod forurening. Der er ingen grundvandsinteresser i området, og

anlægget antages endvidere ikke at kunne give anledning til jordforurening udenfor

slutdepotet. De miljøbeskyttende foranstaltninger retter sig således primært

mod Vadehavet.

De miljøbeskyttende foranstaltninger inkluderer:

• Bund- og bentonitmembran med perkolatopsamlingssystem under hele arealet

• Etablering af højvandsdige mod Vadehavet og strandengen

• Separat håndtering af spildevand fra kraftigt TBT belastet sediment

• Klaringsbassiner med lang henstandsperiode for kraftigt TBT-belastet vand

• Vandbehandlingssystem med filtrering

Udledningspunkt i havstrøm med stor opblanding

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

8


www.niras.dk

2.1 Sedimentmængder

I havnebassinerne er der et vist sediment efterslæb, der skal oprenses og deponeres.

På nuværende tidspunkt skal sediment fra følgende havnebassiner deponeres

på land på grund af forureningsgraden: 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin

forhavn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin. Efterslæb vedrører primært

sedimentering siden 2003. Herudover aflejres der hvert år mere sediment i

havnebassinerne (tilslikning). Det samlede deponeringsbehov for Måde havnedeponi

er opdelt i to fremtidsscenarier, a og b, se nedenstående tabel. Flere

oplysninger ses i /3/.

Scenarie In-situ m 3 Faste m 3

a 538.000 476.000

b 898.000 692.000

Tabel 2-1 Det samlede deponeringsbehov for sediment.

2.2 Vandmængder

Vandmængder til vandbehandling er opgjort i dimensioneringsnotatet /4/. Vandmængden

består af havvand og porevand (der oppumpes/grabbes sammen med

sedimentet), spædevand (der tilføres for at gøre blandingen pumpbar), nedbør

(der falder over tørrefelter og klaringsbassiner), samt opsamlet perkolat og

drænvand. Tabel 2-2 angiver den samlede årlige vandmængde i perioden, hvor

kapaciteten er fuldt udnyttet.

Post Grundlag Mængde (m 3 /år)

Vandmængde, der udledes

kontrolleret til Vadehavet

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

/4/ ca. 300.000

Tabel 2-2 Den forventede vandmængde til udledning ved Capricornkaj baseret på deponering

af ca. 70.000 in-situ m 3 sediment per år i startperioden, hvor kapaciteten

er fuld udnyttet.

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem

jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster eller Vadehavet er undersøgt.

Formålet med vurderingen har været at undersøge om der er grundlag for

at søge om reducerede krav til membransystemet. Der regnes her med en konservativ

betragtning, hvor 5 % af nettonedbøren undviger perkolatopsamlingssystemet

og udsiver til havet. Tabel 2-3 viser den maksimale vandmængde, der vil

udsive fra deponiet til havet under denne antagelse.

9


www.niras.dk

Post Grundlag /4/ Mængde

(m 3 /år)

Vandmængde, der udsiver forurenet areal ca. 20 ha 4.000

fra membranområdet til

nettonedbør 400 mm/år

Vadehavet

5 % undslipper

Tabel 2-3 Den vandmængde, der potentielt undslipper perkolatopsamling og udsiver fra

deponiet baseret på 5 % af nettonedbøren.

Som det ses ville den potentielt udsivende vandmængde være < 2 % af den

vandmængde, der udledes kontrolleret til Vadehavet.

2.3 Tørrefelter

Sediment/vand-blandingen fra sandpumpningsfartøjerne pumpes via rørledning

fra Esbjerg havn til anlægget ved Mådevej, hvor det placeres i to tørrefelter. Sediment/vand-blandingen

udledes af indpumpningsrøret til øverste del af tørrefeltet

og sediment/vand-blandingen fordeler sig til resten af tørrefeltet via overfaldskanter

over lave diger. Herved iltes vandet, og vandet udsættes for lys. Hvert

tørrefelt opbygges med tværgående diger.

Det bemærkes, at håndteringen af sediment i tørrefelter planlægges opdelt med

udgangspunkt i sedimentets forureningsgrad. Således håndteres oprenset sediment

fra 6. bassin, hvor der fortsat forventes høje indhold af TBT, særskilt. Formålet

med den separate håndtering er at muliggøre separat klaring og rensning

af det forurenede vand, der afledes fra tørrefelterne, primært gennem en væsentligt

længere henstandsperiode i klaringsbassinet for det mest forurenede

vand.

Sediment/vand-blandingen henstår i nogle uger efter sidste tilførsel af havnesediment

hvorved der sker en primær separation af partikler og vand.

Efter henstand i tørrefelterne ledes spildevandet fra tørrefelterne gennem et

traditionelt munkesystem til klaringsbassinerne. Efter restafvanding og tørring

flyttes det tørrede sediment maskinelt. I takt med at oprensningsbehovet falder,

vil tørrefelterne overgå til at være slutdepot.

2.4 Klaringsbassiner

Efter bundfældning pumpes spildevandet fra tørrefelterne til et af de to klaringsbassiner.

Klaringsbassinerne tager også imod det opsamlede perkolatdræn og

omfangsdræn fra slutdepotet. Klaringsbassinerne udformes som to bassiner i

beton med et volumen på hver 50.000 m 3 og et totalareal på 8335 m 2 .

Klaringsbassinerne skal fungere som buffer, således at flow gennem vandrensningsanlæg

kan ujævnes (og ikke fx afhænge af nedbørshændelser). Desuden

skal klaringsbassinerne sikre mulighed for sekundær sedimentering, samt op-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

10


www.niras.dk

holdstid til nedbrydning, se /4/. Iltforholdene i det stillestående vand kan afhænge

blandt andet af algevækst. I perioder med algevækst kan vandets iltindhold udvise

døgnsvingninger, ligesom de dybere lag kan blive iltfattigt i perioder efter

algevækst.

For at optimere renseprocesserne skal klaringsbassinerne også tjene til at holde

vand fra forskellige kilder separat, således at vand med kraftig forurening kan

behandles for sig. Følgende inddeling planlægges:

1. Vand fra oprensning i 6. bassin og beddingsområdet (kraftigt forurenet)

ledes til klaringsbassin 1

2. Vand fra oprensning i 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn samt

5. bassin (svagere forurenet) ledes til klaringsbassin 2

3. Perkolat og vand fra omfangsdræn fra hele depotet (svagere forurenet)

ledes til klaringsbassin 2

2.5 Slutdeponi, membraner og perkolatopsamlingssystem

Der forventes plads til slutdeponering af op til 700.000 m 3 fast havnesediment,

afhængig af hvilket fremtidsscenarie, der bliver realiseret. Slutdeponiets areal

udgøres af tørrefelterne plus et mindre tilstødende område.

Bekendtgørelsen om deponeringsanlæg /36/ beskriver, at deponeringsanlæg

skal inkludere en geologisk membran, en bundmembran, samt et perkolatopsamlingssystem.

Disse krav kan dog reduceres i omfang (f. eks. at undvære

bundmembranen) for anlæg ved havet, hvis en miljøkonsekvensvurdering viser

at miljøkvalitetskravene ikke overskrides, se afsnit 7.4.2.

På den aktuelle lokalitet forekommer der kun stedvist naturlige geologiske lerlag,

der kan udgøre en geologisk barriere for udsivning af perkolat. Der skal derfor

etableres en bundmembran fx ved tilsætning og nedfræsning af bentonitpulver i

den eksisterende jordbund (råjord) til ca. 0,5 m dybde for at begrænse udsivningen

til Vadehavet.

Umiddelbart over membranen etableres et perkolatopsamlingssystem. Der etableres

omfangsdræn omkring slutdepotet. Opsamlet vand fra perkolatsystemet og

omfangsdrænet pumpes til klaringsbassinerne.

Herudover planlægges etableres en bundmembran (kunstmembran) for helt at

undgå udsivning af perkolat gennem depotets bund.

Slutdepotet vil blive opbygget med skiftende skråstillede lag af tørret sediment

og rene drænlag af sand for at sikre bakken mod jordskred og sikre god afvanding

til bund- og omfangsdræn.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

11


www.niras.dk

2.6 Vandbehandling

Vandbehandling består af tre behandlingstrin. Det første trin består i iltning og

den primære bundfældning i tørrebassinerne, se afsnit 2.3. Det andet trin består i

den sekundære bundfældning og nedbrydning i klaringsbassinerne, se afsnit 2.4.

Det tredje behandlingstrin består i et filtreringsanlæg. Her planlægges anvendt et

trykfilter, hvis primære formål er at tilbageholde så meget suspenderet stof som

muligt, da forureningskomponenter bindes hertil. Filtreringsanlæggets sekundært

formål er at reducere det opløste forurening, fx som følge af sorption. Der er

forskellige muligheder for optimering af filtreringsanlæg, der fastlægges i forbindelse

med detailprojektering og indkøring /4/.

Efter filtrering samles vandet i en udløbspumpestation. Dette vand pumpes til

udløb via en rørledning fra anlægget ved Mådevej til indpumpningspladsen ved

Esbjerg Østhavn (Capricornkaj).

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

12


www.niras.dk

3 FORURENENDE STOFFER

3.1 Indledning

3.1.1 Vigtige stofgrupper

Sediment, der oppumpes i forbindelse med uddybning af Esbjerg Havn er forurenet

med forskellige stoffer som følge af havneaktiviteter, skibstrafikken og andre

kilder. De vigtigste stofgrupper er:

• Organotinforbindelser

• Tungmetaller

• Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er)

Hver af disse grupper indeholder en lang række enkeltstoffer, med hver deres

egenskaber såsom sorptionsevne, nedbrydelighed og toksicitet. Det skal bemærkes,

at der er betydelig variation mellem enkeltestoffers egenskaber, selv

om de forekommer i samme stofgruppe. Det mest kritiske stof i forbindelse med

udledning af vand til havet har tidligere vist sig at være tributyltin (TBT). Vurderingen

i dette notat omfatter de analyserede stoffer i de tre stofgrupper.

Ud over disse stofgrupper findes der også oliestoffer og næringsstoffer i sedimentet.

Det vurderes, at PAH’er er den del af oliestoffer, der bedst binder til havnesediment

og dermed virker som indikator for evt. andre oliestoffer. Disse stofgrupper

formodes at være mindre væsentlige og behandles ikke i dette kapitel. I

de kommende afsnit gives en overordnet beskrivelse af stoffernes egenskaber

med fokus på de tre vigtigste stofgrupper.

3.1.2 Forureningens form

For dette projekt gælder, at det er vigtigt at skelne mellem forurening, der er

knyttet til spildevandets indhold af suspenderet stof og forurening, der opløst i

spildevandet, se Figur 3.1. Resultater af kemiske analyser af vandprøver, der

ikke filtreres eller centrifugeres skelner ikke mellem disse to kategorier.

Ønsket om at skelne mellem disse to kategorier stammer fra det faktum, at teknikker

til fjernelse af forurening ved vandbehandling er forskellige, afhængig af

kategori. For eksempel anvendes metoder som sedimentering, flokkulering og

filtrering til fjernelse af forurening, der er knyttet til suspenderet stof, mens der

anvendes metoder som nedbrydning, UV-belysning eller sorption på aktiv kul til

fjernelse af opløste stoffer /5/, /6/ & /7/. Den mest oplagte måde at skelne mellem

opløst forurening og forurening i suspenderet stof er at udtage både ufiltrerede

og filtrerede vandprøver fra hver prøvelokalitet.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

13


www.niras.dk

Forurening opløst i

vandet

Figur 3.1 Inddeling af forurening i kategorier for det vand, der skal udledes.

For dette projekt gælder også, at forureningskomponenter i den faste fase kan

forekomme på forskellige former, se Figur 3.2. Der har hidtil i projektet været

mest fokus på forurening, der er sorberet til sediment. Andre former (udfældet

stof, flager af maling og mineraler) kan dog også spille en rolle. Når der udføres

kemiske analyse af sedimentet, er resultatet et udtryk for summen af alle de

forskellige former (forudsat at den anvendte oplukningsmetode er tilstrækkelig til

at frigive forureningen, uanset hvilken form, den befinder sig i).

Indbygget i

mineralstruktur

Figur 3.2 Eksempler på måder, hvorpå forureningen kan forekomme i sediment.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Summen af

forurening i vandet

Sorberet til

sedimentet

Summen af

forurening i

sedimentet

Udfældet

stof

Forurening bundet

til suspenderet stof

Malingsflager,

tjæreklumper,

m.m.

14


www.niras.dk

3.2 Organotinforbindelser

De organotinforbindelser, der oftest analyseres for i den aktuelle sag er tributyltin

(TBT), nedbrydningsprodukterne monobutyltin (MBT) og dibutyltin (DBT) samt

triphenyltin (TPhT).

Da TBT er giftigt overfor marine organismer i ekstrem lave koncentrationer er det

en udfordring for analyselaboratorier at udføre målinger med en tilstrækkelig lav

detektionsgrænse og kvalitet. Dette gælder især for vandprøver. Det medfører,

at der er behov for vandprøver med en stor volumen (for at muliggøre opkoncentrering)

og at reagenser, glasvarer, laboratorievand, m.m. er særligt rene for at

undgå kontaminering.

Fælles for stofferne i denne gruppe er, at de består af grundstoffet tin og forskellige

organiske grupper. Ofte forekommer tin i oxidationstrin +IV, hvorfor der kan

være fire grupper bundet til tin. For eksempel består tributyltinoxid af tre butylgrupper

og en hydroxidgruppe (OH-gruppe). Hvis hydroxidgruppen forlader molekylet,

fås TBT-kationen (TBT + ) efter nedenstående reaktionsligning. TBTkationen

er hermed en svag syre og har en pKa på omkring 6,3 /8/.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand


www.niras.dk

Organotinforbindelser er også blevet anvendt til træbeskyttelse, plantebeskyttelsesmiddel

til landbrug, tilsætningsstof til fremstilling af PVC, m.m.

Den primære anvendelse af mono- og diorganotinforbindelser er som

stabilisatorer i PVC-plast såsom vinylgulve, tagplader, presenninger, flasker og

emballager hvor stabilisatorerne forhindrer nedbrydning af plasten ved lys- og

varmepåvirkning. Danske produktanalyser har vist at PVC-produkter kan

indeholde op til 230 mg dibutyltin/kg, 18 mg monobutyltin/kg, 23 mg dioctyltin/kg,

63 mg monooctyltin/kg og tributyltin (TBT) har også været påvist i PVC med en

koncentration på op til 43 mg TBT/kg /10/.

Undersøgelser fra udlandet /11/ har vist, at især butyltinforbindelser kan forekomme

i relativt høje niveauer i søer og i spildevand og slam fra punktkilder.

Herudover er octyltinforbindelser (DOcT, MOcT) fundet i rensningsanlæg og

perkolater fra lossepladser /12/, /13/. I NOVANA screeningsundersøgelsen fra

2007 /14/ blev der påvist organotinforbindelser i alle de undersøgte typer af

punktkilder. Ved kommunale rensningsanlæg er der fundet TBT, DBT, MBT i

både indløb, udløb og slam hvor DBT og MBT er de dominerende forbindelser.

TBT er fundet i 8 ud af 13 prøver af indløbsvand, i alle slamprøver men ikke i

udløbsvandet, hvorimod DBT og MBT forekom i alle indløbsprøver, slam og 8

udløbsprøver med koncentrationer i intervallet 0,5-16 ng Sn/L. ). Flere undersøgelser,

både danske /14/ og udenlandske /21/ har vist, at organotinforbindelser

generelt fjernes på renseanlæg fra indløbsvandet og tilbageholdes i slammet.

Der foreligger ingen undersøgelser om organotinforbindelser i grundvand, dog

kan ophobningen af organotin i slam være en potentiel kilde til forurening af

grundvand, hvis slam f.eks. lægges ud på landbrugsjord, i stedet for at blive

destrueret /14/.

I perkolatvandet fra losseplads (Stige losseplads) blev der fundet 4 ng Sn/l af

MBT, som den eneste organotinforbindelse /14/. Det er uvist om kilden til organotinforbindelser

i lossepladsperkolat er afgivelse fra plast (PVC) eller andre

kilder (fx emballage med restindhold af organotin beskyttelsesmidler). Yderligere

blev der målt meget høje koncentrationer (op til 530 ng Sn/l) i perkolat fra industrigrund

ved Randers, hvor der tidligere lå en virksomhed med vakuumimprægnering

af vinduer og døre /18/.

3.2.2 Toksicitet

TBT virker toksisk på mange forskellige marine organismer ved koncentrationer

ned til ca. 1 ng/L /15/. Phytoplankton lever af opløst, organisk stof, og alt efter

TBT-koncentrationen vil størstedelen af phytoplankton dø. Når mængden af

phytoplankton reduceres vil også de højere led i græsningsfødekæder reduceres.

TBT-forurening kan altså indirekte få betydning højt op i marine fødekæder,

da fødekædens fødegrundlag bliver mindre /16/.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

16


www.niras.dk

TBT kan bioakkumuleres af visse arter af særkønnede havsnegle, der er meget

følsomme overfor TBT. At et stof bioakkumuleres vil sige, at det optages fra omgivelserne,

til organismen. Da TBT er lipofilt, og dermed letopløseligt i fedt, vil

stoffet ikke uden videre frigives fra organismen igen /17/.

TBT kan virke hormonforstyrrende på snegle, og fremkalde imposex. Imposex er

hunners udvikling af hanlige kønsorganer med sterilitet og i værste fald mortalitet.

Det skyldes, at TBT forstyrrer balancen mellem hanlige og hunlige kønshormoner

i sneglene /16/. I Danmark har man observeret imposex hos purpursnegl

og forskellige arter konksnegle (ni sneglearter). For eksempel har samtlige rødkonk

i Kattegat udviklet imposex /16/. I Kattegat såvel som i de øvrige farvande,

tilskrives forekomsten af snegle med imposex TBT-forurening /18/.

Imposex udvikles i forskellige grader, afhængigt af blandt andet koncentrationen

af TBT, se Tabel 3-1. Imposex forekommer især ved havne, men man har fundet

snegle med imposex også på meget dybt vand – her er især tale om konksneglene,

der er meget følsomme over for TBT /16/.

TBT-Sn i vand

(ng/L)

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Effekter af TBT på konksneglens reproduktionssystem


www.niras.dk

svække immunforsvaret hos højere havpattedyr. TBT hæmmer ”natural killer”

celler, der er essentielle i bekæmpelsen af infektioner. Cellerne medvirker i mindre

omfang i bekæmpelsen af cancer /20/.

3.2.3 Sorption/desorption

TBT sorberer særlig stærkt til sediment med et højt indhold af organisk stof. Som

følge af ovenstående reaktionsligning er denne sorption pH afhængig. Ved pHværdier

over 6,3 forekommer TBT som TBT oxid og sorption til organisk stof er

generelt stærkere /23/ end når TBT optræder som en ladet forbindelse. Det bemærkes,

at havvand har en høj pH omkring 8,0, hvorfor TBT kationen normalt

ikke vil forekomme. Derfor vil TBT i havvand have en tendens til at binde stærkt

til sedimentet. Saltkoncentration har en mindre væsentlig indflydelse på sorption.

Sedimentets sorptionskapacitet kan kvantificeres ved at bestemme en lineær

fordelingskoefficient, Kd, som er koncentration af TBT sorberet til sediment (Cs) i

forhold til koncentrationen af TBT opløst i vandfasen (Cw). Hvis Cs har enheder

µg/kg og Cw har enheder µg/l, vil Kd have enheden l/kg.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Kd = Cs/Cw

Ofte er det sedimentets indhold af organisk stof, der giver det største bidrag til

sedimentets sorptionsevne. Derfor defineres en anden koefficient, Koc, efter

følgende ligning, hvor oc står for organisk carbon og foc står for sedimentets fraktion

af organisk stof, udtryk i vægtandel (fx vil 1 % organisk stof i sedimentet give

foc = 0,01).

Kd=Koc*foc

På denne måde er Koc tilnærmelsesvis en stofkonstant i stedet for et tal, der

afhænger af hvilket sediment, der er tale om.

Kd-værdier i størrelsesorden 1.000 l/kg blev fundet i /24/. Her fandt man en hurtig

adsorption og desorption de første 30 minutter efterfulgt af en langsommere

hastighed indtil ligevægt blev opnået efter 6 timer. Her var ligevægtskoncentrationen

i vandfasen meget højt - flere tusinde ng/l.

En undersøgelse af Kd-værdier for TBT findes i /25/. I denne undersøgelse blev

der anvendt 16 naturlige sedimenter med organisk stof indhold på 1-12 %. Resultaterne

viste Kd-værdier på 200 til 2.000 l/kg med korrelation mellem Kdværdier

og organisk stof indhold. Samme artikel viste, at Kd-værdier varierer som

funktion af TBT kontamineringsgrad: jo højere koncentration TBT, der spikes i

vandfasen i sorptionsforsøget, jo lavere Kd-værdi. Denne oplysning giver indsigt i

årsagen til at mange Kd-værdier i litteraturen er lave, nemlig at mange forsøg

udføres ved urealistisk høje TBT-koncentrationer (bl.a. for at lette analysearbejdet).

18


www.niras.dk

Kd-værdier for TBT på 1.518 og 17.284 l/kg er nævnt i rapporten om Miljøvurderinger

for udvidelse af tørrefelter /1/. I en senere geokemisk undersøgelse af

sediment fra Esbjerg Havn /32/ blev der anvendt en Kd på 20.000 l/kg, da litteraturværdier

gav urealistisk høje TBT- koncentrationer i vandfasen.

På grund af den store variation i Kd-værdier i litteraturen blev det besluttet at

udføre et frigivelsesforsøg med sediment fra tørrefelt 2, se kapitel 4.

3.2.4 Frigivelse

Det anbefales, at der skelnes konceptuelt mellem termerne ”desorption” og ”frigivelse”.

Ordet desorption er ofte forbundet med ordet sorption, fordi en desorption

kræver en forudgående sorption. I laboratorieforsøg sker sorption ofte ved tilsætning

af frisk forurening umiddelbart før desorption undersøges. Resultater fra

denne type desorptionsforsøg er derfor ikke nødvendigvis relevant i det akutelle

projekt, hvor sorption kan have sket måneder eller år forud for oprensning af

havnebassinerne.

I modsætning hertil sætter ordet frigivelse ikke fokus på hvilken proces der har

medført, at sedimentet indeholder forurening. Det skal huskes, at forurening kan

forekomme på flere måder i sedimentet (fx indkapslet i malingsflager eller bundet

ved irreversibel sorption for år tilbage) hvorfra den ikke kan frigives. Udgangspunktet

for bestemmelse af frigivelse kan derfor være ægte forurenet sediment,

der er relevant for dette projekt frem for rent sediment, der umiddelbart før

desorption er blevet tilsat frisk forurening.

Laboratorieundersøgelser af sorption og desorption er ofte baseret på korttidsstudier,

hvor sediment og det tilsatte stof får lov til at ækvilibrere over en periode

på 24 timer eller kortere. Det er imidlertid muligt, at sorption fortsætter meget

langsomt over en længere periode (fx uger) efter den indledende hurtige sorption

(fx minutter). Den langsomme sorption omtales som ”ældning”. Endvidere er det

muligt, at sorption/desorption udviser irreversibel sorption (dette kaldes hysterese,

dvs. at kun en del af TBT, der er blevet sorberet kan desorberes igen). Undersøgelser

med TBT har vist /26/ at både hysterese og ældning forekommer i

sedimenter med hhv. 2,6 og 4,8 % organisk carbon, mens disse effekter ikke er

set ved den anvendte tidsskala i sediment med kun 0,2 % organisk carbon. Da

sedimentet i Esbjerg indeholder 2,6 % organisk carbon eller mere (se bl.a. afsnit

Tabel 4-5) kan der forventes at forekomme hysterese og ældning. Hermed vil

desorptionen af TBT vil være mindre end adsorptionen, hvilket medfører at indholdet

af TBT opløst i vandfasen overestimeres, hvis Kd værdier bestemt ved

adsorptionsforsøg anvendes til at forudsige stofoverførelse fra TBT i sediment til

opløst TBT i vandfasen.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

19


www.niras.dk

3.2.5 Nedbrydning

TBT nedbrydes biotisk og abiotisk til DBT og videre til MBT og uorganisk tin ved

debutylering. Nedbrydningen af TBT er temperaturafhængig.

Sediment: Nedbrydningen af TBT i sediment er langsommelig. Undersøgelser

viser at halveringstiden under forhold som der må forventes at forekomme i deponier

ligger i intervallet 1 – 10 år med en middelværdi for halveringstiden på 3

år /27/. Referencen omtaler datagrundlaget som værende stærkt for denne vurdering.

Dette interval vurderes at være repræsentativt for danske forhold, da

undersøgelser af danske spulefelter ligger inden for intervallet. Da tørrefelter er

typisk delvist aerobe (i stedet for anaerobe, som er typiske for et spulefelt) vil

nedbrydningen formentlig være højere.

Overfladevand: Nedbrydningen af opløst TBT i overfladevand foregår noget hurtigere,

især hvis der er lysindfald og ilt tilstede. Undersøgelser med lysindfald

viser halveringstider i intervallet 1 – 50 dage med en middelværdi på ca. 10 dage,

mens undersøgelser udført uden lysindfald viser halveringstider i intervallet 7

– 245 dage /27/. Halveringstiderne for TBT er bestemt ved varierende forhold

men afspejler ikke nødvendigvis danske forhold. De reelle halveringstider for

TBT i vandfasen under danske forhold (herunder lave temperaturer) antages at

være i den høje ende af de opgivne intervaller /27/.

Det formodes, at biologisk nedbrydning er den dominerende nedbrydningsproces

i vand med meget suspenderet materiale, mens fotolyse er hovednedbrydningsprocessen

i renere vand med lysindfald /27/.

Grundvand: Der blev ikke fundet monitoreringsdata eller forsøg, der direkte

omhandler nedbrydning af TBT i grundvand. Dette skyldes formentlig blandt

andet at sorption af TBT til sediment/jord er tilstrækkelig til at udbredelse af

forureningsfaner typisk er begrænset. Derfor er der anvendt resultater fra

laboratorieforsøg med forurenet havvand. Her antages konservativt, at

nedbrydning af TBT i grundvandet har en halveringstid på 1 år.

Et laboratorieforsøg med forurenet havvand, udført i mørke og ved en

temperatur på 20 °C viste halveringstiden for TBT at være op til 35 uger /47/.

Flere undersøgelser har vist, at temperatur har en betydning for nedbrydningen

og lavere temperatur fører til højere halveringstider /48, 49/, hvilket vil betyde

højere halveringstid for TBT i grundvand da grundvandstemperaturen er mellem

5-10°C . Ydermere er fotolyse hovednedbrydningsprocessen i renere vand /50/,

og et laboratorieforsøg viste, at den manglende nedbrydning af TBT i vandet fra

uforurenede lokaliteter skyldes manglende adaptation af den tilstedeværende

biomasse til nedbrydning af TBT.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

20


www.niras.dk

3.3 Tungmetaller

Tungmetaller er ikke en veldefineret gruppe af grundstoffer, da næsten alle stoffer

i det periodiske system (med undtagelse af halogener, ædle gasser samt 7

øvrige ikke-metaller) kan opfattes som tungmetaller. I miljømæssige sammenhæng

måles der oftest for 6-12 stoffer. Mange af stofferne er i små koncentrationer

essentielle for at opretholde liv men giftige i høje koncentrationer (fx kobber,

krom, molybdæn, nikkel, zink) mens andre aldrig formodes at være gavnlige (fx

arsen, cadmium, kviksølv). Der kan være flere kilder til tungmetaller i havnesediment.

I en undersøgelse fra 2005 er det opgjort, at de væsentligste bidrag til

tungmetaller stammer fra Nordsøen (via vandudveksling), og herefter i aftagende

rækkefølge fra vandløb med udløb i Grådyb Tidevandsområde, fra klapning af

oprensningsmateriale fra Esbjerg Havn og endelig fra erosion i området /61/.

3.3.1 Tilstandsform

Fælles for stofferne i denne gruppe er, at de kan forekomme i forskellige former,

og at formen er medbestemmende for hvilken koncentration, der kan findes i

vandfasen. Mange af stofferne i denne gruppe forekommer ofte som positivtladede

kationer (fx barium, bly, nikkel, zink, cadmium, kobber). Andre forekommer

ofte som mere vandopløselige negativt-ladede anioner (fx arsen, chrom,

molybdæn, vanadium). Enkelte tungmetaller er kendt for at indgå i meget giftige

organiske forbindelser (fx kviksølv, tin). Tilstandsformen er ofte afhængig af det

omgivende miljøs pH-værdi og især af dets redoxtilstand. I det følgende antages

at sedimentet generelt er reduceret mens vandfasen er oxideret.

Nogle stoffer indgår i meget tungtopløselige forbindelser med andre stoffer,

hvormed den højst mulige koncentration, der kan forekomme i vandfasen er

stærkt begrænset. Dette gælder for barium, der indgår i den tungtopløselige

forbindelse bariumsulfat. Da saltvands sulfatindhold er meget højt, vil koncentrationen

af opløst barium aldrig være stor, hvorfor stoffet er uproblematisk i det

aktuelle tilfælde. Mange tungmetaller danner tungtopløselige forbindelser med

sulfid, hvormed mobiliteten af tungmetaller under stærkt reducerende forhold ofte

er begrænset. Dette kan have indflydelse på mobiliteten af metaller i anaerobe

dele af slutdepotet.

3.3.2 Sorption

For tungmetaller med større opløselighed, er evnen til at sorbere til sedimentet

ofte den vigtigste egenskab for at bestemme hvilken koncentration, der kan forekomme

i vandfasen. Sediment indeholder mange komponenter, der udviser

sorptionsegenskaber, såsom lermineraler, organisk stof og diverse oxider (såsom

jernoxider). Tungmetallers fordeling mellem sediment- og vandfase beskrives

ved såkaldt sorptionsisotermer, som er grafer der angiver koncentrationen af

tungmetallet sorberet til sediment (Cs) som funktion af koncentrationen af tungmetallet

opløst i vandfasen (Cw). Oftest omtales en lineær, Freundlich eller

Langmuir isoterm. En lineær isoterm har følgende form:

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

21


www.niras.dk

Cs=Kd*Cw

Værdier for Kd bestemmes empirisk, og der ses ofte stor variation i værdier opgivet

i litteraturen. Det er vigtigt at forstå, at Kd-værdier ikke er stof konstanter,

men afhænger af det pågældende sediment. Sorption er ofte særlig følsom overfor

sedimentets pH-værdi og kan variere flere størrelsesordener. Tabellen nedenfor

angiver to bud på Kd-værdier for relevante tungmetaller i havnesediment,

der tidligere er blevet omtalt i forbindelse med deponi til havnesediment..

Tungmetal Kd (l/kg) Kd (l/kg)

/32/

/60/

arsen (anoxisk) 316 ingen

arsen (oxisk) 9.772 ingen

Barium 1.115 ingen

Bly 40.280 3.831

Cadmium 13.344 512

Chrom 17.782 >599.998

Kobber 4.534 167

Kviksølv 3.162 312

Molybdæn 851 ingen

Nikkel 13.936 183

Vanadium 3.890 ingen

Zink 5.289 898

Tabel 3-2 Tidligere omtalte bud på Kd-værdier for tungmetaller.

Som beskrevet i 3.2.2 for TBT, er ældning også en proces der finder sted for

tungmetaller. Ældning er defineret som den langsomme proces der sker efter

den hurtige fordeling af stof mellem opløst form og sorberet form har fundet sted.

Ældning fjerner tungmetal fra den tilgængelige pulje i sedimentet og resulterer i

at stoffet ikke umiddelbart kan frigives igen /28/ & /29/. Forsøg har vist at ældning

af bl.a. kobber og zink er pH afhængig. Højere pH betyder ofte, at mere

tungmetal er bundet til jord/sediment og dermed ikke tilgængeligt i vandfasen.

Hermed kan koncentrationen af metaller opløst i vandfasen overestimeres, hvis

Kd værdier bestemt ved adsorptionsforsøg anvendes til at forudsige stofoverførelse

fra metaller i sediment til metaller, der er opløst i vandfasen.

3.4 Polyaromatiske hydrocarboner

Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) er en fællesbetegnelse for en gruppe

organiske stoffer, der indeholder to eller flere kondenserede aromatiske ringe.

PAH’er er opbygget udelukkende af atomer af carbon og hydrogen, dvs. at de

ikke indeholder fx ilt, kvælstof eller chlor. Stofferne findes i råolie, kul og tjære,

samt som produkt af diverse forbrændingsprocesser. Stofgruppen har særlig

miljømæssig interesse, da flere af enkeltstofferne er carcinogene (kræftfremkaldende),

mutagene (fremkalder arvelig celleforandring) og teratogene (medfører

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

22


www.niras.dk

unormal udvikling i afkom). Generelt er stofferne i gruppen lipofile, dvs. fedtopløselig,

og dermed har de en lav opløselighed i vand. Dette er grunden til at stofferne

binder sig stærkt til organisk stof i sediment.

Blandt eksempler af stoffer i denne gruppe er naphthalen, phenanthren og

benz(a)pyren. Naphthalen (tidligere kendt som det lugtende stof i mølkugler),

består af to benzenringe og er forholdsvis flygtig. Phenanthren består af tre benzenringe,

mens benz(a)pyren består af fem ringe. Begge findes bl.a. i cigaretrøg,

og sidstnævnte er meget kræftfremkaldende.

To- og tre-ringede PAH’er er af særlig interesse, da disse er opløselige i intervallet

1-200 µg/l og kan derfor forekomme i vandfasen, således at der er risiko for

udledning til havet. PAH’er med flere ringe har generelt en ringere opløselighed.

3.4.1 Sorption

Evnen til at sorbere til sedimentet er den vigtigste egenskab for at bestemme

hvilken koncentration, der kan forekomme i vandfasen. Som ved tungmetaller,

kan sorption af PAH’er kvantificeres ved at bestemme en lineær fordelingskoefficient,

Kd, som er koncentrationen af tungmetallet sorberet til sediment (Cs) i forhold

til koncentrationen af tungmetallet opløst i vandfasen (Cw).

En tidligere rapport har fundet at hverken målte eller Kd-beregnede koncentrationer

overskrider vandkvalitetskravene, hvis der antages en fortynding på 10. Ved

beregning blev der anvendt foc = 0,043 /32/. Dette indikerer, at PAH’er ikke er

kritiske for håndtering af vandfasen.

3.4.2 Nedbrydning

PAH’er kan nedbrydes både aerobt og anaerobt. Det forventes at sediment både

i havnebassinerne og i tørrefelterne er anaerobt under de øverste centimeter

mens der står vand i tørrefelterne. Til gengæld kan vandfasen være aerob. På

denne måde er anaerob nedbrydning mest relevant for perkolat, der udsiver til

havet mens aerob nedbrydning er mest relevant for spildevand, der behandles

og udledes til Capricornkaj.

Alle bakterier, der nedbryder PAH’er er i stand til at optage PAH’erne, såfremt de

er opløst i vandfasen. Hvis PAH’erne er bundet til den faste fase, er det ikke

sikkert, at de er tilgængelige for nedbrydning. Normalt antages, at nedbrydning

af den bundne fraktion kun kan ske, hvis der først sker en masseoverførelse (fx

via diffusion eller desorption) fra den utilgængelige form til den opløste form.

Under visse forhold kan masseoverførelse være hastighedsbegrænsende, mens

under andre forhold kan det være selve nedbrydningen, der er hastighedsbegrænsende.

Aerob nedbrydning af PAH’er er typisk hurtigere end anaerob nedbrydning /30/.

Nedbrydning sker inde i bakteriernes celler og de lipofile PAH’er kan diffundere

gennem cellemembraner uden problemer. Aerob nedbrydning begynder med

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

23


www.niras.dk

hydroxylering af én af de aromatiske ringe ved hjælp af enzymfamilien ”hydrolyserende

dioxygenase”. Disse enzymer er ret uspecifikke, hvorfor mange af de

forskellige PAH’er kan nedbrydes i første trin. Resultatet af reaktionen er en diol,

dvs. et nedbrydningsprodukt med to alkoholgrupper. Nedbrydning fortsætter med

at ringen brydes og at der dannes carboxylsyrer. Resultatet er mellemprodukter

med meget højere opløselighed i vand. Hvis nedbrydning ikke fortsætter hele

vejen til kuldioxid og vand, kan der ophobes ketoner og quinoner.

Der vides mindre om anaerob nedbrydning af PAH’er /31/. Det ser ud til at jo

større molekylevægt, jo langsommere sker den anaerobe nedbrydning. Der er

tegn på at PAH’er med op til fire ringe kan nedbrydes anaerobt, men at de større

molekyler nedbrydes langsomt via co-metabolisme. PAH’er med kun to ringe kan

under anaerobe forhold anvendes som bakteriernes eneste kilde til kulstof og

energi. Selve nedbrydningsvejene under anaerobe forhold er kun undersøgt for

de mindste PAH’er.

På denne baggrund forslås, at der regnes konservativt uden nedbrydning af

PAH’er. Hermed er man på den sikre side.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

24


www.niras.dk

4 FRIGIVELSESFORSØG

På baggrund af de forurenende stoffers egenskaber (kapitel 3) kan TBT og

tungmetaller være de mest problematiske stoffer i forbindelse med udledning af

spildevand. Det er derfor vigtigt at afklare, hvor meget af disse stoffer opløses i

vandfasen og hvor meget bindes på suspenderet stof. Frigivelsesforsøget er

designet til at efterligne en proces, hvor vand og sediment opblandes kraftigt

(dette vil ske i fuldskala i forbindelse med optagning af sediment i havnebassinerne

samt pumpning til Måde), hvorefter sedimentet bundfældes (dette vil ske i

fuldskala ved henstand i tørrefelter og klaringsbassiner).

Forsøgene har taget hensyn til følgende centrale punkter:

• Filtrering: I forsøgene blev vandprøver generelt filtreret inden måling

med henblik på at fraskille den forurening, der sidder på suspenderet

stof fra den forurening, der er egentlig opløst i vandfasen. Det bemærkes

at der kun i få tidligere tilfælde i den aktuelle sag er udført analyser på filtrerede

eller centrifugerede vandprøver.

• Desorption af ældre forurening: I forsøgene blev der ikke sket nogen tilsætning

af frisk forurening. Hermed sætter forsøgene fokus på den relevante

proces, nemlig frigivelse af gamle forurening fra sediment til vandfasen.

Dette er i modsætning til forsøg beskrevet i litteraturen, hvor der

er tilsat frisk forurening til vandfasen (hvorfra der sker en adsorption til

sediment), hvorefter man straks (indenfor timer eller dage) undersøger

desorption at forurening fra sediment tilbage til vandfasen. Det forventes,

at frigivelse af gamle forurening fra sedimentet (som følge af en ældningsproces)

er noget mindre end desorption af frisk-adsorberet forurening.

4.1 Formål

Formålet med forsøgene er at estimere frigivelsen af TBT og tungmetaller fra

forurenet havnesediment til vandfasen (i opløst form) som funktion af mekanisk

påvirkning og tid. Ud fra disse tal kan der beregnes relevante distributionskoefficienter,

Kd. Desuden er formålet at vurdere forureningsindholdet i de fine suspenderede

partikler og sammenligne dette indhold med forureningsindholdet i

sedimentet som helhed (store og små partikler).

4.2 Prøvetagningsaktiviteter

4.2.1 Vandprøver

Indledningsvis blev der udtaget tre par vandprøver (hhv. filtrerede og ufiltrerede)

ved hjælp af en peristaltisk pumpe fra firmaet Eijkelkamp. Pumpen var forsynet

med 10/8 mm ufarvet PE slange og en silikonslange omkring pumpens rulle. To

af parrene blev udtaget ca. 10-20 cm under vandoverfladen i Tørrefelt 2. Det

sidste par bestod af blindprøver og blev udtaget fra en vandhane ved Strandvejen

1 på Fanø. Der blev udtaget et par blindprøver fra vandhanen. Den ene prø-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

25


www.niras.dk

ve blev udtaget direkte mens den anden blev overført fra en flaske til en anden

ved filtrering som ovenfor.

Prøverne blev nummereret som følger:

Prøveidentifikation Forbehandling Bemærkning

V1 Ufiltreret Se Figur 4.2

V2 Filtreret Samme sted som V1

V3 Ufiltreret Se Figur 4.2

V4 Filtreret Samme sted som V3

V5 Ufiltreret Blind af postevand

V6 Filtreret Blind af filtreret postevand

Tabel 4-1 Vandprøver udtaget fra Tørrefelt 2.

Prøvetagningslokaliteten for de fire vandprøver ses på Figur 4.2. Bemærk at

parret V1 (ufiltreret) og V2 (filtreret) blev udtaget fra samme lokalitet, ligesom

parret V3 (ufiltreret) og V4 (filtreret) blev udtaget fra samme lokalitet.

Det var oprindeligt planlagt at anvende et in-line filterhus med 300 cm 2 foldet

0,45 µm filter fra Frisenette. På grund af et højt indhold af suspenderet materiale

og brunt svæv i vandet stoppede filtrene til allerede efter ca. ½ liter. Derfor blev

denne fremgangsmåde opgivet og alle vandprøver blev udtaget ufiltreret og gemt

i køletasker til næste dag. Næste dag blev prøverne filtreret gennem 47 mm

diameter skivefiltre. Der blev anvendt et dobbeltfilter bestående af 12 µm alphacellulose

papirfilter, som var efterfulgt af et 0,45 µm cellulose acetat filter. Prøverne

blev filtreret og overført til nye flasker ved hjælp af den peristaltiske pumpe.

Ved alle filtreringsaktiviteter blev den første gennemløbne milliliter ikke anvendt

til prøven. Vandprøverne blev sendt til Eurofins dagen efter udtagning.

Emballagen bestod af 1 liters rengjorte og klare glasflasker fra Eurofins.

Figur 4.1 viser en vandprøve fra Tørrefelt 2, før og efter filtrering.

Figur 4.1 Eksempel på filtreret prøve (højre) og ufiltreret prøve (venstre) fra Tørrefelt 2.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

26


www.niras.dk

4.2.2 Sedimentprøver

Efter udtagning af vandprøverne, blev der samme dag udtaget fire sedimentprøver

fra Tørrefelt 2. Disse prøver blev udtaget ved hjælp af forlængerstang med

påmonteret 0,6 m Kajakrør /52/, der blev presset ned i sedimentet. Ved optagning

var der ca. 30-40 cm sediment i røret. Det var kun nødvendigt at dekantere

meget lidt vand fra toppen af hvert røroptag. Da det øverste lag sediment havde

en meget lille tørstofindhold blev dette ikke medtaget i prøven. Hver sedimentprøve

blev til ved blanding af 5 separate stik udtaget indenfor ca. 1 meter af hinanden.

Emballagen bestod af 5 liters Rilsanposer. Sedimentprøver blev sendt til

Eurofins samme dag, som de blev udtaget. Prøvenumre ses i Tabel 4-2.

Prøveidentifikation Forbehandling

S1 Ingen

S2 Ingen

S3 Ingen

S4 Ingen

Tabel 4-2 Sedimentprøver udtaget fra Tørrefelt 2.

Prøvetagningslokaliteten for de fire sedimentprøver ses på Figur 4.2. Det var

ikke muligt af færdes på den ene side af tørrefeltet, hvorfor alle prøver blev udtaget

fra samme side. De udtagne vand og sedimentprøver fra Tørrefelt 2 repræsenterer

oprensning af sediment under flydedokken i 6. bassin. Oprensningen er

foretaget i tiden op til prøvetagningen. Prøvetagningen er udført ca. 5 dage efter

sidste indpumpning, og vandfasen fra oprensningen henstod i tørrefeltet på prøvetagningstidspunktet.

Situationen forventes at beskrive det mest forurenede

sediment, idet der blev renset helt i bund ved flydedokken.

Figur 4.2 Prøvetagningslokaliteter for frigivelsesforsøget (S=sedimentprøve,

V=vandprøve).

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

27


www.niras.dk

Det bemærkes, at sedimentprøverne ikke blev analyseret på laboratoriet direkte

fra Rilsanposen. I stedet blev sedimentet anvendt i frigivelsesforsøgene, hvor en

500 g sediment fra poserne blev blandet med 600 ml kunstigt havvand. Ved

slutning af forsøgene, blev de resulterende vand- og sedimentfase i hver forsøgsflaske

analyseret.

4.3 Laboratorieaktiviteter

4.3.1 Forberedelse

Sedimentprøverne, der blev modtaget af laboratoriet i Rilsanposer, blev homogeniseret

grundig ved omrøring.

Der blev afvejet ca. 500 g sediment i vådtilstand (eksakt vægt blev noteret) i en

én liters udglødet klart flaske med teflon låg, der blev dækket med folie for at

holde prøven mørk. Udtagning fandt sted fra mindst 10 forskellige steder i sedimentprøven.

Der blev udtaget tre prøver fra hver af de fire Rilsanposer, dvs. 12

forsøgsflasker i alt.

En oversigt over flaskerne anvendt til desorptionsforsøgene ses i Tabel 4-3.

Prøveidentifikation

Rystetid

(timer)

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Stå tid

Døgn

Vandprøve

filtreret i

laboratoriet

Anvendt sedimentprøve

F1A 16 1 Ja S1

F1B 16 28 Ja S1

F1C 16 28 Nej S1

F2A 16 1 Ja S2

F2B 16 28 Ja S2

F2C 16 28 Nej S2

F3A 16 1 Ja S3

F3B 16 28 Ja S3

F3C 16 28 Nej S3

F4A 16 1 Ja S4

F4B 16 28 Ja S4

F4C 16 28 Nej S4

Tabel 4-3 Oversigt over flaskerne anvendt til desorptionsforsøgene.

Hver flaske blev tilsat 600 ml kunstigt havvand. Her blev der anvendt Millipore

vand tilsat 25 promille natriumchlorid. Der blev ikke tilsat andre salte, ligesom pH

ikke blev justeret.

Som kontrol af analysemetoden, blev der opstillet en ekstra flaske, hvori der blev

tilsat en kendt mængde TBT. Denne flaske blev udelukkende anvendt til at undersøge

analysemetodens genfinding af stoffet.

28


www.niras.dk

Parallelt blev der udtaget en delprøve af sediment fra hver Rilsanpose (4 prøver)

til bestemmelse af TOC.

4.3.2 Fremgangsmåde

Følgende fremgangsmåde blev anvendt til frigivelsesforsøgene:

1. Alle flasker blev rystet i 16 timer.

2. Efter endt rystning, fik prøverne lov til at sedimentere uforstyrret i mørke

ved 5 °C. Ståtiden varierede og fremgår af Tabel 4-3.

3. Efter flaskerne havde stået den planlagte tid (se Figur 4.3) blev det

øverste af vandfasen filtreret gennem en 0,45 µm filter ved hjælp af en

pipette og ved at hvirvle så lidt sediment op som muligt.

4. Feltmåling af pH, ledningsevne, ilt og temperatur i den resterende vand

over sedimentet blev udført.

5. De filtrerede vandprøver blev analyseret for organotinforbindelser og

tungmetaller.

6. Sedimentet fra hver flaske blev analyseret for organotinforbindelser og

tungmetaller.

7. TOC i sedimentet blev analyseret ved udtagning af prøver direkte fra

hver Rilsanpose (dvs. 4 prøver) .

Figur 4.3 Varierende farve i flasker til frigivelsesforsøg efter rystning og henstand.

4.4 Resultater

Analyserapporter fremgår af Bilag 1. For at forstå resultaterne er det vigtigt at

holde sig klart, at der er tale om forskellige typer resultater. Afsnit 4.4.1 angiver

resultater fra vandprøver udtaget direkte i felten. Afsnit 4.4.2 og 4.4.3 angiver

derimod resultater fra hhv. sediment- og vandprøver udtaget fra forsøgsflasker

efter tilførsel af havnesediment og kunstigt havvand, rystning og henstand i laboratoriet.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

29


www.niras.dk

4.4.1 Vandprøver fra felten

Tabel 4-4 angiver udvalgte analyseresultater fra vandprøverne udtaget fra felten

(hhv. Tørrefelt 2 og postevand, se afsnit 4.2.1).

Prøve ID Enheder V1

ikke

filtreret

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

V2

feltfiltreret

V3

ikke

filtreret

V4

feltfiltreret

V5

ikke

filtreret

V6

feltfiltreret

suspen- mg/l 31 ikke 20 ikke ikke ikke

deret stof

målt

målt målt målt

TBT ng/l* 198 76 708 215


www.niras.dk

Samme regnestykke for vandprøveparret V3/V4 giver 25.000 µg TBT/kg TS

((708-215)/20x10 -3 x10 6 .

Som det ses, er der en ret stor forskel mellem disse to estimater for TBT-indhold

i suspenderet stof. Forskellen er formentlig et udtryk for, at mængden af suspenderet

stof i delprøven anvendt til måling af suspenderet stof og delprøven anvendt

til måling TBT i V1, V2, V3 og V4 ikke var ens. Det 3.900 µg TBT/kg SS i

det suspenderede stof svarer til ca. det målte indhold af TBT i sedimentprøven

(se gennemsnit af de nærmeste prøver uanset henstandstid, nemlig F1Ax, F2As,

F1Bs, F2Bs, F1Cs, F2Cs i Tabel 4-6), hvor alle kornstørrelser er medtaget (i

modsætning til suspenderet stof, der domineres af små korn). De 25.000 µg

TBT/kg TS i det suspenderet stof svarer til ca. otte gange højere end det målte

indhold af TBT i sedimentprøven (se gennemsnit af den nærmeste prøve uanset

henstandstid, nemlig F3As, F3Bs og F3Cs, se Tabel 4-6). Dette estimat har begrænset

værdi på grund af usikkerheden omkring den nødvendige forudsætning

om, at der er lige meget suspenderet stof i forskellige flasker.

Tabel 4-4 viser, at vandkvaliteten af blindprøverne er anderledes (lavere arsen

og barium men højere kobber og chrom) end vandet fra Tørrefelt 2. Dette er at

forvente, da blindprøverne består af behandlet grundvand, der er transporteret

gennem husinstallationer frem for havvand.

4.4.2 Frigivelsesforsøg, sediment

Resultater af tørstof og TOC målinger for sedimentprøver udtaget i felten fra

Tørrefelt 2 i Rilsanposer ses nedenfor. Alle resultater findes i Bilag 1.

Prøve ID Tørstof (%) TOC (% af TS)

F1As 30 2,5

F2As 23 2,7

F3As 36 2,4

F4As 20 2,8

Tabel 4-5 Analyseresultater for tørstof og TOC for sedimentprøver fra frigivelsesforsøget.

Det bemærkes, at sedimentets indhold af organisk stof her er målt som TOC,

hvor kun kulstofindholdet er målt i stedet for glødetab, der tidligere er anvendt i

forbindelse med havnesediment i Esbjerg. For at omregne til organisk stof inklusiv

andre grundstoffer som ilt og hydrogen skal der ganges med en faktor på ca.

2, når der antages at organisk stof har den generelle formel (CH2O)n.

Tabel 4-6 viser resultater for sedimentprøver udtaget i forbindelse med frigivelsesforsøget

(dvs. at sedimentprøverne blev udtaget fra bunden af forsøgsflaskerne

efter blanding af sediment og kunstigt havvand, rystning og henstand).

Prøve F1 stammer fra blanding af sedimentprøve S1 med kunstigt havand, prøve

F2 fra S2 og så fremdeles for alle 4 sedimentprøver fra Tørrefelt 2. Som det

ses er der tale om tre gentagelser (A, B og C) for hver prøve. Detaljer omkring

disse gentagelser ses i Tabel 4-3.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

31


www.niras.dk

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

32


www.niras.dk

Parameter

Middelværdi

F1As F2As F3As F4As

TBT* 8500 8000 4100 3100 5925

DBT 600 330 240 240 352

MBT 52 60 52 61 56

arsen 23 24 21 24 23

barium 85 88 80 88 85

bly 35 36 31 38 35

cadmium 0.35 0.34 0.34 0.40 0.36

chrom 39 40 34 41 39

kobber 68 130 53 110 90

kviksølv 0.14 0.13 0.12 0.14 0.13

molybdæn 1.7 2.2 1.4 2.2 1.9

nikkel 24 25 21 26 24

vanadium 66 72 60 74 68

zink 160 190 140 190 170

F1Bs F2Bs F3Bs F4Bs

TBT 3400 2300 2300 2100 2525

DBT 370 450 370 330 380

MBT 59 91 67 55 68

arsen 23 23 22 22 23

barium 67 70 72 67 69

bly 39 41 35 35 38

cadmium 0.42 0.40 0.40 0.46 0.42

chrom 44 46 39 39 42

kobber 110 120 110 110 113

kviksølv i.m. i.m. i.m. i.m.

molybdæn 1.5 1.7 1.7 1.5 1.6

nikkel 28 29 25 25 27

vanadium 61 61 64 62 62

zink 190 200 170 170 183

F1Cs F2Cs F3Cs F4Cs

TBT 2100 2100 2700 2700 2400

DBT 370 330 390 390 370

MBT 55 52 70 60 59

arsen 23 23 23 22 23

barium 69 86 78 74 77

bly 38 37 38 37 38

cadmium 0.46 0.41 0.45 0.41 0.43

chrom 43 45 47 46 45

kobber 120 120 130 110 120

kviksølv i.m. i.m. i.m. i.m.

molybdæn 1.6 1.6 2.0 1.8 1.8

nikkel 27 27 29 27 28

vanadium 62 72 72 72 70

zink 180 180 190 180 183

Tabel 4-6 Sedimentprøver fra forsøgsflaskerne. Resultater i mg/kg tørstof undtaget

TBT/DBT/MBT, der er i fx µg TBT/kg TS, (omregnet fra µg TBT-Sn/kg TS). Serie A (4

prøver med 24 timers henstand), serie B og C (4 prøver med 28 dages henstand). Bserien

(vandprøver filtreret) og C-serien (vandprøver ufiltreret). Alle resultater findes i

Bilag 1.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

33


www.niras.dk

Som det ses af tabellen var sedimentet i forsøgsflaskerne forholdsvis stærkt

forurenet med TBT. TBT koncentrationen var nemlig langt højere end gennemsnitskoncentrationen

af TBT i 6. bassin (som er estimeret til 806 µg/kg tørstof, se

Tabel 5-2). Idet sedimentet stammer fra flydedokgraven i 6. bassin var det forventeligt

at koncentrationen af TBT vil overskride middelværdien for 6.bassin.

Til gengæld var koncentrationerne af tungmetaller i god overensstemmelse med

tidligere målinger i 6. bassin (se Tabel 5-2). Den største variation mellem koncentrationer

i de enkelte sedimentprøver ses for TBT og kobber. Dette er interessant

da netop disse stoffer forventes at stamme fra den lokale kilde i havnebassin

6 mens andre forureningskomponenter kan stamme fra en fjernere kilde.

Hermed er det ikke overraskende, at netop TBT og kobber er mere heterogent

fordelt i havnesedimentet.

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand

Tabel 4-7 viser resultater for vandprøver udtaget i forbindelse med frigivelsesforsøget

(dvs. at vandprøverne blev udtaget fra toppen af forsøgsflaskerne efter

blanding af sediment og kunstigt havvand, rystning og henstand). Prøve F1

stammer fra blanding af sedimentprøve S1 med kunstigt havand, prøve F2 fra

S2 og så fremdeles for alle 4 sedimentprøver fra Tørrefelt 2. Som det ses er der

tale om tre gentagelser (A, B og C) for hver prøve. Detaljer omkring disse gentagelser

ses i Tabel 4-3.

Alle resultater findes i Bilag 1. Laboratoriet oplyser, at genfindingen for TBT i den

ekstra kontrolflaske, hvor en kendt mængde TBT blev tilsat, viste >90 % og at

blindprøver viste < detektionsgrænsen. Disse resultater underbygger analysemetodens

troværdighed.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

34


www.niras.dk

Parameter

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Middel

konc. vand

F1Av F2Av F3Av F4Av

TBT 32


www.niras.dk

Desuden blev der målt suspenderet stof i forsøgsflaskerne fra Forsøg B:

Prøve Suspenderet stof (mg/l)

F1Bv 743

F2Bv 603

F3Bv 836

F4Bv 976

Tabel 4-8 Suspenderet stof resultater for vandprøver fra frigivelsesforsøget.

Som det ses a Tabel 4-7 er koncentrationerne af TBT i de filtrerede vandprøver

forholdsvis lave allerede efter et døgns henstand i forsøgsflaskerne (serie A),

med den højeste værdi på 44 ng/l TBT. Det bemærkes, at de 2 filtrerede vandprøver

udtaget direkte fra Tørrefelt 2 (se Tabel 4-4) var højere (76 og 215 ng/l

TBT). Årsagen til de høje værdier i prøverne udtaget direkte fra Tørrefelt 2 kendes

ikke.

Vandprøverne fra forsøgsflaskerne i B-serien (filtreret) og C-serien (ufiltreret)

blev udtaget og målt efter 28 dages henstand. Vandprøver i disse forsøg blev

udtaget ved forsigtigt at afpipettere vandet over det sedimenterede stof. Laboratoriet

har dog oplyst, at sedimenteret stof blev hvirvlet op i forbindelse med afpipettering.

Dette forklarer det høje indhold af suspenderet stof i B-serien (Tabel

4-8), samt de meget høje koncentrationer af forurening (især TBT og kobber) i

den ufiltrerede C-serie (Tabel 4-7). Selvom disse denne ophvivling af sediment i

forsøgsflaskerne i forbindelse med prøveudtagning var uønsket og imod instrukserne,

giver de værdifulde oplysninger. Resultater viser nemlig med al tydelighed,

at forurening i høj grad binder sig til suspenderet stof, hvorfor det er afgørende

ved rensning af spildevandet i fuldskala at undgå udledning af suspenderet

stof. Det bemærkes, at filtrering er her foretaget med et finere masket filter

(0,45 µm) end når der filtreres vand til at analysere for suspenderet stof (1,6 µm

filter).

Hvis man antager, at der var samme niveau af suspenderet stof i C som i serie B

(dvs. at lige meget sediment blev hvirvlet op i laboratoriet) får man at ca. 900 ng/l

TBT er bundet til ca. 800 mg/l suspenderet stof. Herfra kan man beregne en TBT

koncentration på det suspenderede stof er på 1100 µg/kg. Denne koncentration

er lidt lavere end koncentrationer målt i løbet af forsøget af sedimentet (Tabel

4-5). Hermed ses, at der mod forventninger ikke er tegn på højere TBT koncentrationer

i det suspenderede stof end i sedimentet generelt, selv om suspenderet

stof har en finere kornstørrelse og forventelig større bindingsevne overfor forurening.

Det formodes dog, at usikkerheden i forbindelse med antagelse om lige

meget suspenderet stof i serie B og C er så stor, at dette resultat har begrænset

værdi.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

36


www.niras.dk

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier

Ud fra analyser af sediment og filtreret vand i forsøgsflaskerne fra frigivelsesforsøgets

serie A (4 prøver med 24 timers henstand) og serie B (4 prøver med 28

dages henstand) kan der beregnes empiriske Kd-værdier. Da vandprøverne var

ufiltreret ved serie C kan der ikke regnes en Kd fra denne serie. Et eksempel på

beregning af Kd for TBT i forsøgsflaske F1A ses i nedenstående formel:


www.niras.dk

molybdæn 27

nikkel 3.800

vanadium 32.000

zink 32.000

Tabel 4-9 Empiriske Kd-værdier beregnet ud fra frigivelsesforsøgets serier A og B.

Som det ses ved sammenligning med Tabel 3-2 varierer de forskellige Kdværdier

for hvert stof meget. For mange af metallerne er de empiriske Kdværdier

fra frigivelsesforsøget højere. Forklaringen formodes at være, at metallerne

i det aktuelle havnesediment ikke er reversibel bundet (som følge af sorptionsældning

og/eller fordi metallerne er til stede som flager frem for som sorberet).

Hermed er metallerne sværere at frigive sammenlignet med forsøg, hvor der

desorberes metaller, der blev tilsat umiddelbart før forsøget. Det vurderes at de

empiriske værdier fra frigivelsesforsøget er mest retvisende for den aktuelle situation.

Tabel 4-9 viser også, at gennemsnits Kd-værdien for TBT frigivelsesforsøget er højere

end mange litteraturværdier. Til beregning af dette tal er resultater fra flaske 2,

forsøg A udeladt, da Kd-værdien var ekstrem, se

Kd (l/kg) for TBT

10000000

1000000

100000

10000

1000

100

10

Figur 4.4. Det ses at de 7 resterende forsøg giver Kd-værdien i intervallet fra ca.

70.000 - 266.000, hvor de fleste værdier ligger over 100.000. Spredningen på

værdierne er ikke stor sammenlignet med litteraturværdier. På basis af disse

resultater er det ret overbevisende at en Kd-værdi på 20.000, som tidligere er

anvendt på sedimentet i Esbjerg Havn, giver en urealistisk højt indhold af opløst

TBT i vandfasen for de processer, som sedimentet udsættes for i det nye anlæg.

Årsagen til de høje empiriske Kd-værdier er formentlig at TBT ikke frigives til

vandfasen så villigt fra gammel forurening og malingsflager, se afsnit 3.2.4.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

1

F1 F2 F3 F4

38

Serie A

Serie B


www.niras.dk

Kd (l/kg) for TBT

10000000

1000000

100000

10000

1000

100

10

1

Figur 4.4 Empiriske Kd-værdier for TBT i kg/l beregnet ud fra forsøg A og B. Det ekstreme

resultat for Serie A, flaske F2 er udeladt ved beregning af gennemsnits Kdværdien

på 160.000 l/kg.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

F1 F2 F3 F4

Serie A

Serie B

39


www.niras.dk

5 SEDIMENTFASEN

I dette kapitel angives værdier for koncentrationen af forurenende stoffer i det

sediment, der renses op i havnebassinerne. I afsnit 5.1 og afsnit 5.2 omtales

hhv. sedimentets kornstørrelsesfordeling og indhold af organisk stof. I afsnit 5.3

angives koncentrationer af de forurenende stoffer, mens afsnit 5.4 beskriver den

udvikling der er sket af disse koncentrationer gennem årene. I afsnit 5.5. estimeres

den totale masse af TBT, der kommer til at blive placeret i landdepotet.

Kystdirektoratet moniterer løbende stofkoncentrationer i sedimentet i havnebassinerne

i Esbjerg Havn. Moniteringen er udført gennem en årrække med årlig

prøvetagning og er senest afrapporteret dec. 2010 /4/. Samtlige analyseresultater

inkl. monitering i 2011 er udleveret i form af et regneark af Kystdirektoratet i

forbindelse med denne opgave /40/. Mange af oplysningerne i dette kapitel

stammer fra denne monitering.

5.1 Kornstørrelsesfordeling

Sedimentets kornstørrelsesfordeling har betydning for såvel sedimentationshastigheden

i tørrefelterne som sorptionskapaciteten overfor forurenende stoffer.

Målinger udført i 2011 ved lasermetoden viste følgende resultater fra de bassiner

som deponeres i Måde Havnedeponi /34/.

%

100

80

60

40

20

0

0,0001 0,001 0,01 0,1 1

Figur 5.1 Kornkurver for sedimentprøver udtaget ved Esbjerg Havn /34/.

Som det ses består sedimentet primært (ca. 50 – 80 %) af silt (0,002-0,06 mm).

Der er ca. 7 – 17 % finere materiale (ler) med kornstørrelser (0,0002 – 0,002

mm) og ca. 6 – 35 % sand, hovedsageligt finsand (


www.niras.dk

5.2 Organisk stof og tørstof

Sedimentets indhold af organisk stof er målt ved glødetab. Denne analyse har

metodenummer DS/EN 12879 og udføres ved at afveje en prøve af tørrede sediment,

brænde det af ved 550 °C (højere temperaturer omdanner kalk til kuldioxid

og medfører fejlagtige resultater), og afveje det tilbageværende tørstof. Forskellen

opgives i % af den oprindelige afvejning. Det bemærkes, at tørstofindholdet

i sedimentet kan afhænge af hvordan prøven udtages fra bassinets bund.

I forbindelse med glødetab bliver tørstofindholdet også bestemt. Gennemsnitsindholdet

for glødetab og tørstof for målinger af havnesedimentprøver fra 2009,

2010 og 2011 er vist i Tabel 5-1.

Bassin Tørstof

Glødetab

(%)

(%)

1. bassin 54 11,8

2. bassin 51 11,9

1. og 2. bassin forhavn 57 11,2

5. bassin 59 8,6

Beddingsområdet 76 9,9

6. bassin 58 10,3

Tabel 5-1 Gennemsnit for tørstof og glødetab i havnesediment for hvert havnebassin for

moniteringsresultater fra 2009, 2010, 2011.

Som det ses af tabellen viser moniteringsresultaterne, at der er omkring 10 %

glødetab i sedimentet. Glødetab er et udtryk for organisk stof, og det fundne

niveau er ikke usædvanligt for havnesediment. Til sammenligning blev der fundet

ca. 2,6 % TOC i frigivelsesforsøget (Tabel 4-5), som svarer til ca. 5-6 % organisk

stof (dvs. en smule lavere). Dette organiske stof er medvirkende til binding af

forureningskomponenterne. Organisk stof har normalt en lav densitet og forekommer

ofte i eller på partikler med en lille diameter. Hermed kan der forekomme

relativt mere organisk stof i det suspenderede stof end i sedimentet som

helhed.

5.3 Stofkoncentrationer

Da koncentrationer af de forurenende stoffer falder med tiden er det valgt her at

beregne gennemsnitskoncentrationer ud fra de seneste tre års sedimentdata

(2009, 2010 og 2011), se Tabel 5-2. Da oppumpning, transport og sedimentering

medfører en stor grad af homogenisering anvendes desuden en gennemsnitsbetragtning

indenfor hvert havnebassin. Minimum, maksimum og gennemsnitsværdier

for hvert år og hvert havnebassin findes i Bilag 2.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

41


www.niras.dk

Stof Parameter enheder 1. bas- 2. basFor- 5. basBed- 6. ba-

gruppe

sinsinhavn til sindingssin *

1. & 2.

områ

bassin

det

Organotin monobutyltin µg/kg TS 6,5 6,3 4,4 9,6 20,5 32,4

dibutyltin µg/kg TS 7,6 14,8 4,4 21,0 65,4 106,1

tributyltin µg/kg TS 33,7 76,3 14,2 107,5 330,8 805,8

PAH naphtalen mg/kg TS 0,027 0,026 0,023 0,020 0,020 0,04

acenaftylen mg/kg TS 0,007 0,008 0,008 0,007 0,005 0,01

acenaften mg/kg TS 0,008 0,009 0,008 0,008 0,006 0,01

fluoren mg/kg TS 0,014 0,012 0,010 0,011 0,011 0,02

phenantren mg/kg TS 0,048 0,043 0,035 0,041 0,037 0,07

antracen mg/kg TS 0,013 0,014 0,011 0,011 0,011 0,02

fluoranthen mg/kg TS 0,086 0,084 0,068 0,082 0,080 0,15

pyren mg/kg TS 0,064 0,064 0,051 0,063 0,060 0,11

benz(a)anthracen mg/kg TS 0,036 0,037 0,030 0,036 0,033 0,06

chrysen mg/kg TS 0,042 0,042 0,032 0,038 0,038 0,06

benz(b)fluoranthen mg/kg TS 0,069 0,064 0,057 0,061 0,060 0,09

benz(k)fluoranthen mg/kg TS 0,030 0,031 0,023 0,027 0,029 0,04

benz(a)pyren mg/kg TS 0,036 0,040 0,030 0,035 0,035 0,06

dibenz(a,h)anthracen mg/kg TS 0,014 0,016 0,013 0,013 0,015 0,02

benzo(ghi)perylen mg/kg TS 0,048 0,054 0,040 0,044 0,049 0,07

indeno(123cd)pyren mg/kg TS 0,066 0,071 0,055 0,058 0,066 0,08

PAH cancerogene mg/kg TS 0,305 0,269 0,238 0,312 0,313 0,40

PAH øvrige mg/kg TS 0,320 0,261 0,236 0,310 0,298 0,48

Sum PAH mg/kg TS 0,899 1,037 0,674 0,832 0,940 1,47

MST 9 PAH mg/kg TS 0,437 0,448 0,350 0,406 0,410 0,67

sum 16 EPA-PAH mg/kg TS 0,557 0,520 0,385 0,670 0,470 0,85

Metaller arsen mg/kg TS 26,1 24,9 25,1 21,5 26,0 23,95

cadmium mg/kg TS 0,4 0,4 0,4 0,3 0,4 0,38

cobolt mg/kg TS 13,5 12,6 13,0 9,6 12,0 12,10

chrom mg/kg TS 57,9 55,5 55,0 37,0 46,1 49,01

kobber mg/kg TS 26,6 31,3 24,5 23,0 31,2 62,71

kviksølv mg/kg TS 0,2 0,21 0,18 0,14 0,17 0,17

nikkel mg/kg TS 33,1 31,5 31,0 22,4 27,9 29,37

bly mg/kg TS 43,6 42,7 39,2 30,2 38,6 40,21

vanadium mg/kg TS 91,2 84,1 85,7 58,6 72,8 77,37

zink mg/kg TS 185,7 174,3 152,2 126,0 150,3 179,87

barium mg/kg TS 99,5 97,6 91,6 69,4 80,5 91,60

Tabel 5-2 Gennemsnitskoncentrationer i havnesediment for hvert havnebassin for moniteringsresultater

fra 2009, 2010, 2011 (gennemsnit i 6. bassin er baseret på

analyser fra forskellige områder i bassinet vægtet med de årlige sedimentmængder

fra hvert af disse områder). Gule felter viser hvilke bassiner har det

højeste gennemsnit for hvert stof. Se i øvrigt Bilag 2.

Der findes væsentlig højere gennemsnitskoncentrationer for organotin forbindelser

i 6. bassin end i de øvrige bassiner. DBT og MBT er nedbrydningsprodukter

af TBT. I 6. bassin ses at indholdet af DBT er ca. 13 % af TBT-indholdet, mens

indholdet af MBT er ca. 4 % af TBT-indholdet. Disse lave forhold sammen med

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

42


www.niras.dk

det faktum, at TBT ofte anses som den mest toksiske forbindelse medfører at

fokus på TBT i forbindelse risikovurdering af udledning af renset spildevand er

acceptabel. TBT/DBT og TBT/MBT-forholdene i vandfasen kan dog anvendes

som indikator for nedbrydning, hvor et lavt forhold indikerer aktiv nedbrydning.

For metaller, er de fleste af de højeste gennemsnitskoncentrationer målt i 1.

bassin. Det bemærkes at variationen i metalkoncentrationer (målt som standard

afvigelsen i forhold til gennemsnittet) er begrænset mellem de forskellige bassiner

(mindre end 16 % med undtagelse af kobber). Dette underbygger, at en stor

del af tungmetalforurening kommer fra mere diffuse kilder frem for kilder i de

enkelte havnebassiner, som er tilfældet for TBT. De højeste gennemsnitskoncentrationer

findes i 6. bassin for PAH-forbindelser.

Disse gennemsnitskoncentrationer er gældende for den nuværende situation.

Ved fremskrivning af koncentrationerne kan antages følgende:

1. Koncentrationen af kobber øges med 5 %. Denne antagelse benyttes for

at tage højde for at kobber indgår i de antibegroningsmidler, som har

substitueret TBT-holdige midler. Forøgelsen på 5 % er en skønnet værdi

2. Koncentrationen af TBT aftager i fremtiden

3. For alle øvrige stoffer antages at koncentrationerne er uændrede i fremtiden.

5.4 Udvikling i TBT-indholdet

Den årlige monitering i Esbjerg Havn viser at koncentrationsniveauet af organotinforbindelser

i havnesedimentet i de fleste bassiner aftager med tiden, således

at sedimentet kan klappes fra flere og flere havnebassiner. På nuværende tidspunkt

er der opnået klaptilladelse til alle havnebassiner undtagen 1. bassin, 2.

bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin

Moniteringen viser at TBT niveauet i et havnebassin falder når sedimentet er

oprenset ned til det oprindelige bundniveau. Det skyldes, at der siden 2008 kun

har været få nye kilder til TBT forurening. Den eneste kilde i de fleste havnebassiner

er således det gamle sediment, som måtte ligge fra før forbuddet mod TBT

blev indført. Derfor forventes det, at der vil kunne opnås klaptilladelse til sedimentet

fra 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin og beddingsområdet,

når det nuværende efterslæb er fjernet.

I 6. bassin må det konstateres at der stadig er kilder til TBT forurening. Udviklingen

i TBT indholdet vil sandsynligvis være afhængig af driften på de to virksomheder

i 6. bassin, som reparerer eller ophugger skibe. Så længe virksomhederne

behandler skibe der stadig har TBT-holdig overfladebehandling, må der forventes

kilder til TBT forurening i 6. bassin. Der henvises til VVM rapportens kapitel

3 /3/ for en nærmere beskrivelse af hvilken udvikling, der forventes i forureningskoncentration

i sedimentet i havnebassinerne.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

43


www.niras.dk

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet

Den totale mængde af TBT i det færdige slutdeponi afhænger af hvor hurtig oprensningen

af havnebassinerne foregår og om kilder til TBT fortsætter og dermed

af hvor meget forurenet sediment der skal landdeponeres.

Der er regnet på to senarier, et scenarie a og b. Begge scenarier antager at der

kan oprenses 70.000 in-situ m 3 sediment årligt indtil det nuværende efterslæb i

havnebassinerne er fjernet. Kilden til TBT antages at ophøre i scenarie a, mens

den fortsætter i scenarie b.

Den totale mængde af TBT i det færdige slutdeponi er beregnet som gennemsnitskoncentrationerne

fra perioden 2009-2011 (angivet i bilag 2) vægtet med

sedimentmængderne angivet i Tabel 5-3 og Tabel 5-4. Her er der antaget et

tørstofindhold i in-situ sediment på ca. 390 kg TS / in-situ m 3 .

Bassin Sediment

mængde

TBT-konc. TBT mængde

in-situ m 3 gennemsnit

µg/kg TS

Kg

1.bassin 69.000 33,7 0,91

2. bassin 24.500 76,3 0,73

1. & 2. bassin forhavn 105.000 14,2 0,58

5. bassin 41.500 107,5 1,75

6. bassin 270.000 805,8 85,29

Bedding 28.500 330,8 3,70

I ALT (afrundet) 538.500 93

Tabel 5-3 Scenarie a. Forventet TBT-masse (i kg) i deponeret sediment fra forskellige

bassiner i det endelige slutdeponi

Bassin Sediment

mængde

TBT-konc. TBT mængde

in-situ m 3 gennemsnit

µg/kg TS

Kg

1.bassin 69000 33,7 0,91

2. bassin 24.500 76,3 0,73

1. & 2. bassin forhavn 105.000 14,2 0,58

5. bassin 41.500 107,5 1,75

6. bassin 630.000 805,8 199,00

Bedding 28.500 330,8 3,70

I ALT (afrundet) 898.500 207

Tabel 5-4 Scenarie b. Forventet TBT-masse (i kg) i deponeret sediment fra forskellige

bassiner i det endelige slutdeponi.

Som det ses af Tabel 5-4 er den estimerede TBT-mængde i slutdeponiet i scenarie

b på 207 kg fordelt i knap 0,9 million in-situ m 3 . Hvis det lykkes at reducere

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

44


www.niras.dk

forureningen i 6. bassin som i scenarie a bliver estimatet på TBT mængden kraftigt

reduceret til ca. 93 kg.

Hertil kommer forureningen i 153.000 faste m 3 konsolideret sediment fra de eksisterende

tørrefelter (opgjort primo 2013). Der regnes med at være ca. 50-60 kg

TBT i denne mængde.

Det bemærkes, at disse tal er baseret på, at TBT-indholdet i det oprensede sediment

ikke falder med tiden for de enkelte bassiner. Som tidligere nævnt er der

forventninger om, at TBT-indholdet vil falde, hvorfor beregningerne er konservative.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

45


www.niras.dk

6 VANDFASEN

I dette kapitel estimeres koncentrationer af de forurenende stoffer i det spildevand

(ved afgang fra tørrefelterne), der skal behandles og udledes.

I kapitel 7 er det vurderet, om der er grundlag for at søge om reducerede krav til

membransystemet, således at anlægget opbygges med en lermembran og perkolatopsamling

men uden bundmembran. Derfor estimeres stofkoncentrationer i

perkolat, der eventuelt kunne sive igennem bunden af slutdepotet/tørrefelterne,

undslippe perkolatopsamlingssystemet og udsive til kysten, her i kapitel 6. Denne

situation er kun relevant i forhold til afrapportering af de gennemførte undersøgelser,

i det de har vist, at der ikke er grundlag for at søge om reducerede

krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran.

6.1 Spildevand fra tørrefelter vs perkolat/drænvand

6.1.1 Spildevand fra tørrefelter

De forventede koncentrationer af forurenende stoffer i det spildevand, der skal

ledes fra tørrefelterne til klaringsbassinerne kan estimeres på flere måder:

1. ved empiriske målinger fra de eksisterende tørrefelter eller ved laboratorieforsøg.

2. ved teoretiske beregninger baseret på sedimentkoncentrationer og antagelsen

om, at der opnås sorptionsligevægt mellem sediment og vandfasen.

Generelt skal det bemærkes, at den totale koncentration af et forurenende stof i

vandet er summen af den opløste del og den del, der er bundet til vandets suspenderet

stof, se følgende formel og afsnit 3.1.2:

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand


www.niras.dk

suspenderet stof måles i to forskellige vandprøver og det er svært at sikre præcis

den samme mængde suspenderet stof i begge prøver.

6.1.2 Perkolat/drænvand

Et omfangsdræn og et perkolatopsamlingssystem anlægges i forbindelse med

tørrefelterne/slutdepotet for at undgå at forurenet vand udsiver til havet.

For at undersøge, om der er grundlag for at søge om reducerede krav til membransystemet

regnes jf. deponeringsbekendtgørelsen /36/ konservativt med at 5

% af den nedbør, der falder på tørrefelterne/slutdepotet undslipper opsamlingssystemet

og udsiver via grundvandet til havet. Denne situation er kun relevant i

forhold til afrapportering af de gennemførte undersøgelser, i det de har vist, at

der ikke er grundlag for at søge om reducerede krav til deponiet, dvs. etablering

af deponiet med enkeltmembran.

Det vurderes at suspenderet stof tilbageholdes i forbindelse med at vand siver

gennem depotet som følge af en langsom strømningshastighed. Hermed er udgangspunktet

at forureningen i perkolat alene består af en opløst del. Forurening

i det vand, der opsamles af perkolatsystemet til videre vandbehandling vil desuden

være fortyndet af rent regnvand fra omfangsdrænet. Forurening i det vand,

der undslipper opsamlingssystemet og udsiver til havet, vil også have mulighed

for i en eller anden omfang for at binde sig til jorden eller nedbrydes på vej til

kysten.

Der er flere bud på hvordan man skal regne forureningskoncentrationer i det

undslupne perkolat:

• De mest relevante målinger af forurening i perkolat- og drænvand, der

undslipper opsamlingssystemet vil være grundvandsprøver fra boringer

nedstrøms anlægget. Disse data kan først opnås efter anlæg er bygget

og evt. udsivning påbegyndt.

• Der er udtaget drænvandsprøver ved de eksisterende tørrefelter, men

disse prøver indeholder en del suspenderet stof og er blandt andet derfor

ikke relevante for den aktuelle beregning.

• Det bedste bud på koncentrationer i perkolat- og drænvand er filtreret eller

/centrifugeret spildevand, se afsnit 6.3, 6.4 og 0.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

47


www.niras.dk

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed

6.2.1 Suspenderet stof

Suspenderet stof findes naturligt i Vadehavet. I VVM-redegørelsen for udvidelsen

af Esbjerg Havn /37/ er det beskrevet, at den naturlige koncentration af suspenderet

materiale i Vadehavet (Grådyb tidevandsområde) varierer mellem 20

og 100 mg/l, og at den sjældent er under 10 mg/l. I stormsituationer kan koncentrationen

nå op på 500 mg/l. I selve Vesterhavet er den naturlige sedimentkoncentration

lavere end i Vadehavet.

Suspenderet stof i vandfasen er blevet målt i felten i forbindelse med udledning

af spildevand fra de eksisterende tørrefelter. Figur 6.1 viser resultater fra de

sidste to år /39/. Som det ses af grafen varierer tallene, men flere af tallene ligger

omkring 50 mg/l. Det understreges, at der er her tale om prøver, der er udtaget

udendørs under realistiske fuldskalaforhold, hvor sedimentation kan forstyrres af

vind, temperaturbetinget konvektion, prøvetagning, m.m.

Suspenderet stof (mg/l)

400

350

300

250

200

150

100

50

0

01-01-2010 01-01-2011 01-01-2012

Figur 6.1 Måling af suspenderet stof i spildevand i forbindelse med udledning af vand

fra de eksisterende tørrefelter.

Suspenderet stof er også blevet målt i laboratoriet på vandfasen over havnesediment

fra Esbjerg Havn i år 2008 (se Experiment B, Enclosure 4 i /41/) i forbindelse

med et sedimenteringsforsøg. Her fandt man et indhold af suspenderet

stof på 87-103 mg/l efter 3-7 dages sedimentering. Årsagen til at suspenderet

stof ikke falder under 87 mg/l efter 7 dage kendes ikke. Rapporten omtaler ikke

at man normalt ville forvente lavere værdier for suspenderet stof.

6.2.2 Suspenderet stof analysemetoden

Suspenderet stof måles efter analysemetode DS/EN 872, hvor et filter afvejes,

op til 500 ml af vandprøven filtreres, filteret tørres ved 105 °C i to timer og afve-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Felt 1

Felt 2

Felt 3

48


www.niras.dk

jes igen. Forskellen mellem de to afvejninger angives som suspenderet stof i

mg/l.

Til filtrering anvendes et 1,6 µm glasfiberfilter. Da man betragter partikler < 2 µm

i diameter som ler, kan man konstatere, at det anvendte filter kun tilbageholder

de allerstørste lerpartikler (samt silt og større partikler, hvis nogle skulle være

suspenderet), mens mindre lerpartikler kan passere filtret og ikke bliver medtaget

i resultatet. Det bemærkes at Vadehavssediment danner flokke – dvs. at sedimentet

optræder i grupper. Flokkulering muliggør, at nogle mindre partikler alligevel

medtages i måling af suspenderet stof.

Som følge af sedimentation i tørrefelterne vil hovedparten af sand, silt- og større

lerpartikler være bundfældet, mens mindre partikler ikke vil fjernes med en tilsvarende

effektivitet. Da mindre lerpartikler ofte har større bindingskapacitet kan en

del af det bundne TBT være bundet til partikler, der er så små, at de ikke medtages

i målingen af suspenderet stof. Dette er interessant i lyset af den tidligere

godkendelse /43/, hvor der blev fastlagt et udledningskrav på 20 mg/l suspenderet

stof.

Moniteringsresultater fra 2011 af spildevand udledt fra de eksisterende tørrefelter

viser en ringe korrelation mellem suspenderet stof og TBT. Hovedforklaring er

formentlig at de to prøver udtaget til hhv. suspenderet stof og TBT ikke var ens.

En del af årsagen kan også ligge i selve analysemetoden for suspenderet stof.

Det kan ikke afvises, at en bedre eller lige så god korrelation kunne fås ved andre

målemetoder af de suspenderede partikler, hvor de mindste partikler og

tælles med.

6.2.3 Sedimenteringshastighed

Det er vigtigt at have en forståelse for hvor hurtig det suspenderede stof sedimenterer.

Store partikler og partikler med høj densitet sedimenterer naturligvis

hurtigere end små partikler og partikler med lav densitet. Sedimentationshastigheder

kan estimeres ved hjælp af Stokes lov:

V =

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

d 2

hvor:

V = sedimentationshastighed (m/s)

d = diameter af partiklen (m)

g = tyngdekræft acceleration (9,81 N/kg)

Dp = densitet af partiklen (2000 kg/m 3 )

Dl = densitet af havvand (1030 kg/m 3 )

η = dynamisk viskositet af vandet (0,0013 Ns/m 2 )

g ⋅(

ρ p − ρv

)

18η

49


www.niras.dk

Denne lov er baseret på følgende antagelser:

1. Partikler har same densitet, er sfæriske, glatte og faste (det antages her, at

der ikke danne flokke)

3. Partikler interagerer ikke med hinanden eller med beholderens vægge

4. Der er ingen brownske bevægelser

5. Der er ingen turbulens (laminar flow forbi partiklerne)

Hvis man i Stokes lov erstatter V med L/t og løser ligningen for t, fås:

hvor:

t = sedimentationstiden (s)

L = sedimentations afstand (m)


www.niras.dk

Efter den planlagte rensning af spildevandet, forventes det at indholdet af vandets

partikler vil være meget lavt og bestå hovedsageligt af en partikelstørrelse,

der ikke vil sedimentere i umiddelbar nærhed af udledningsstedet, men vil transporteres

videre med strømmen og hermed opnå stor fortynding.

6.3 TBT

I dette afsnit estimeres TBT-koncentrationen i det spildevand, der udledes fra

tørrebassinet med det mest forurenede sediment. Hermed er der tale om spildevand,

inden det er gennemgået den videre vandbehandling. Estimering udføres

dels på basis af empiriske målinger og del på basis af teoretiske beregninger.

6.3.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer

I dette afsnit angives målte værdier for suspenderet stof og udvalgte forureningskomponenter

i vand:

• TBT i felten: Målinger af spildevand, der udledes fra de eksisterende tørrefelter

er analyseret uden filtrering eller centrifugering og derfor repræsenterer

de en totalkoncentration. Resultater fra den seneste tid ses nedenfor

i Figur 6.3. Som det ses er der ret stor variation, formentlig som

følge af varierende indhold af suspenderet stof i vandet og af varierende

TBT-indhold i sedimentet.

TBT (ng/l)

200

180

160

140

120

100

80

60

40

20

0

01-01-2010 01-01-2011 01-01-2012

Figur 6.3 Måling af TBT i spildevand i forbindelse med udledning af vand fra de

eksisterende tørrefelter.

• TBT i felten: Der er udtaget prøver fra 6. havnebassin i forbindelse med

oprensningsprocessen /33/. Prøverne er udtaget som dobbelte prøver

fra to lokaliteter ved bassinets udløb under faldende vandniveau i bassinet

og som en blanding af det øverste og det nederste af vandsøjlen.

Resultaterne ses nedenfor:

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Felt 1

Felt 2

Felt 3

51


www.niras.dk

Prøve Beskrivelse Filtreret ng/l TBT Ufiltreret ng/l TBT

P1 før oprensning


www.niras.dk

total TBT i vand (ng/l)

Beregningen udføres efter følgende ligning:

hvor:

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand


www.niras.dk

Hvis vandbehandlingsanlægget fjerner suspenderet stof ned til 20 mg/l (den

grønne kurve på figuren), fås en TBT koncentration på 5 ng/l i vandfasen (for Kd

= 160.000) og 16 ng/l bundet til suspenderet stof, dvs. en beregnet totalkoncentration

af TBT på 21, forudsat at der er 805 µg/kg TBT i sedimentet. Der er dog

usikkerhed om denne lave koncentration kan opnås i praksis, se næste afsnit.

De koncentrationer beregnet ovenfor forudsætter blandt andet, at den empiriske

Kd-værdi er gældende såvel ved 805 µg TBT/kg tørstof, som ved det væsentlige

højere TBT-indhold i sedimentet, der var gældende ved frigivelsesforsøget.

6.3.3 Forventet TBT koncentration i vand

Den beregnede koncentrationen på 5 ng/l TBT i opløst form er også lavere end

flere af målinger ved filtrering/centrifugering i afsnit 6.3.1. Derfor er den beregnede

totalkoncentration på 21 ng/l behæftet med væsentlig usikkerhed. En mere

konservativ forventning baseret på empiriske målinger af TBT koncentrationer i

filtrerede vandprøver ses nedenfor.

Suspenderet

stof (mg/l)

TBT opløst i

vandfasen (ng/l)

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

TBT bundet til suspenderet

stof

(ng/l)

Total indhold af

TBT i vand (ng/l)

20 40 20 60

100 40 80 120

Tabel 6-2 Forventet TBT koncentration i vandet (ng/l), baseret på TBT-indhold i sedimentet

på 805 µgTBT/kg tørstof samt en subjektiv vurdering af frigivelsesforsøget

og andre empiriske målinger.

6.3.4 Total TBT-masse i det rensede spildevand

For at beregne den totale udledte TBT-masse i det rensede spildevand kan man

betragte en 30-årig driftsperiode, hvor havvand og spædevand, nettonedbør og

konsolideringsvand fra 985.000 in-situ m 3 sediment (se afsnit 2.1) skal udledes.

Hvis man antager, at det udledte vand indeholder 60 ng/l TBT (se Tabel 6-2) kan

man beregne den totale mængde TBT, der udledes, se Tabel 6-3 nedenfor.

54


www.niras.dk

Post Grundlag Vandmængde

(10 6 m 3 TBT

) kg

Havvand og spæde- 985.000 in-situ m

vand fra oprenset sediment

3 340

m 3 vand pr. 200 in-situ

m 3

1,67 0,10

Nettonedbør i tørrefel- 0,400 m/år

ter/slutdepot

140.000 m 2 1,68 0,10

(T1-T3+S4)

30 år

Konsolideringsvand 985.000 in-situ m 3 x 0,6 0,59 0,04

Sum til udledning 3,94 0,25

Tabel 6-3 Den forventede TBT-mængde, der udledes ved Capricornkaj over 30 år forudsat

en TBT-koncentration i vandet på 60 ng/l.

Som det ses af tabellen vil der udledes op til ca. 0,25 kg TBT over 30 år. Sammenlignet

med de ca. 240 kg, der vil ligge i slutdepotet (se afsnit 5.5) er der tale

om en oprensning af ca. 99,9 % af TBT-forureningen.

Ifølge DMU /44/ svarer 0,25 kg til den mængde TBT som et middelstort tankskib

med TBT-bundmaling før i tiden frigav på 2½ dage (hvis der frigives 20.000.000

ng TBT per m 2 per dag og skibet har et areal under vandet på 5.000 m 2 ).

6.4 Tungmetaller

I dette afsnit estimeres tungmetalindholdet i det spildevand, der udledes fra tørrebassinet

med det mest forurenede sediment inden vandet viderebehandles i

klaringsbassinerne og filtrene. Estimering udføres dels på basis af empiriske

målinger og dels på basis af teoretiske beregninger.

6.4.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer

Empiriske målinger fra den årlige monitering af tungmetaller i vandfasen er vist i

Tabel 6-4. Denne monitering foregår i forbindelse med udledning af vand fra de

eksisterende tørrefelter /39/. Disse prøver er ufiltrerede.

Parameter

Felt 1

Monitering

Felt 2

Felt 3

11/5/2011 29/4/2011 2/4/2011

suspenderet stof 395 174 37

bly 13 10 6

cadmium 0,23 0,35


www.niras.dk

De ufiltrerede moniteringsprøver i Tabel 6-4 er generelt højere end de ufiltrerede

prøver udtaget fra Tørrefelt 2 i forbindelse med frigivelsesforsøget (se Tabel

4-4). Det skyldes formentlig det høje indhold af suspenderede stof i moniteringsprøverne.

Som alternativ til empiriske målinger kan koncentrationen af tungmetaller i vandfasen

beregnes ud fra sedimentkoncentrationer (der anvendes samme metode

som for TBT, se afsnit 6.3.2). Resultaterne af denne beregning ses i Tabel 6-5,

hvor der antages en suspenderet stofkoncentration på 100 mg/l og hvor der anvendes

Kd værdier fra frigivelsesforsøget, se Tabel 4-9.

Parameter

Konc.

sediment

Empirisk

Kd

mg/kgTS l/kg

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Konc.

opløst

µg/l, beregnet

Konc. i SS

Konc.

total

µg/l (Tabel 5-2) µg/l

arsen 26 1.800 14,4 2,6 17

barium 100 840 119,0 10,0 129

bly 44 73.000 0,6 4,4 5

cadmium 0,4 7.800 0,1 0,0 0,1

cobolt 14 1,4

chrom 58 81.000 0,7 5,8 7

kobber 63 87.000 0,7 6,3 7

kviksølv 0,21 2.700 0,1 0,0 0,1

molybdæn 27

nikkel 33 3.800 8,7 3,3 12

vanadium 91 32.000 2,8 9,1 12

zink 186 32.000 5,8 18,6 24

Tabel 6-5 Forventede tungmetalkoncentrationer vand, der udledes fra tørrefelterne.

Antaget suspenderet stof på 100 mg/l. Kd-værdier fra Tabel 4-9.

Det skal bemærkes, at Kd-værdierne (og dermed også totalkoncentrationerne) er

behæftet med en vis usikkerhed. Disse usikkerheder inkluderer om værdierne er

gældende for alle sedimentkoncentrationer og om værdierne vil ændre sig ved

længere tids henstand.

Generelt er der rimelig overensstemmelse mellem de beregnede koncentrationer

af tungmetaller i Tabel 6-5 og de målte værdier i tørrefelterne i Tabel 6-4. Dette

gælder især, hvis man tager højde for indholdet af suspenderet stof i moniteringsresultaterne.

56


www.niras.dk

6.5 PAH’er

I dette afsnit estimeres PAH-koncentrationen i det spildevand, der udledes fra

tørrebassinet med det mest forurenede sediment inden vandet viderebehandles i

klaringsbassinerne og filtrene. Estimering udføres dels på basis af empiriske

målinger og dels på basis af teoretiske beregninger.

6.5.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer

Der findes meget få målinger af PAH-værdier i vandfasen. Derfor anbefales det,

at der anvendes beregnede koncentrationer, se afsnit 6.5.2.

6.5.2 Beregning af vandkoncentrationer

Koncentrationen af PAH’er i vandfasen kan beregnes ud fra sedimentkoncentrationer

på samme måde som TBT, se afsnit 6.3.2. Resultaterne ses i Tabel 6-6,

hvor der antages en suspenderet stof koncentration på 100 mg/l og anvendes Kd

værdier fra /1/.

Parameter

Konc.

sediment

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Kd

Konc. opløst

Konc. i

suspenderet

stof

Konc.

total

mg/kgTS kg/l µg/l µg/l µg/l

naphtalen 0,04 5.000 0,008 0,004 0,012

acenaphtalen 0,01 6.919 0,001 0,001 0,002

acenaphten 0,01 7.600 0,001 0,001 0,002

fluoren 0,02 2.600 0,008 0,002 0,010

phenantren 0,07 10.169 0,007 0,007 0,014

antracen 0,02 9.277 0,002 0,002 0,004

fluoranthen 0,15 61.903 0,002 0,015 0,017

pyren 0,11 13.069 0,008 0,011 0,019

benz(a)antracen 0,06 25.096 0,002 0,006 0,008

chrysen 0,06 6.539 0,009 0,006 0,015

benz(b)fluoranthen 0,09 61.780 0,001 0,009 0,010

benz(k)fluoranthen 0,04 61.780 0,001 0,004 0,005

benz(a)pyren 0,06 11.289 0,005 0,006 0,011

dibenz(a,h)anthracen 0,02 8.498 0,002 0,002 0,004

benzo(ghi)perylen 0,07 15.738 0,004 0,007 0,011

indeno(123cd)pyren 0,08 12.612 0,006 0,008 0,014

Tabel 6-6 Forventede PAH koncentrationer i spildevandet, der udledes fra tørrefelterne

ved antagelse om suspenderet stof på 100 mg/l.

Som det ses af tabellen, er alle forventede koncentrationer i spildevandet under

0,02 µg/l. Dette lave niveau skyldes det lave indhold i sedimentet samt at PAH’er

binder til sedimentet.

57


www.niras.dk

7 KRITERIER

I forbindelse med godkendelse af det planlagte anlæg vil Esbjerg Kommune

fastlægge udledningskrav for det rensede spildevand, der udledes fra depotet.

Disse udledningskrav er afgørende for anlæggets udformning. Fastlæggelse af

udledningskrav kan gøres principielt på to måder, omtalt her som forlæns og

baglæns:

1) Forlæns: Ved at vælge og dimensionere de enkelte rensetrin /4/ kan en

forventet koncentration i udledningsvandet estimeres. Et sådant estimat

vil altid være behæftet med en vis usikkerhed, især da det aktuelle projekt

ikke er fuldstændigt standardiseret og resultater fra pilotforsøg, indkøring

og driftsoptimering først vil foreligge på et senere tidspunkt.

Svagheden med denne metode er, at usikkerheden omkring det ”opnåelig”

gør, at det er vanskeligt at fastlægge det mest passende udledningskrav.

2) Baglæns: Ved at tage udgangspunkt i miljøkvalitetskrav, naturlige baggrundskoncentrationer,

menneskeskabte baggrundskoncentrationer og

fortynding af den aktuelle udledning (se senere i dette kapitel) kan man

fastlægge udledningskravet ud fra hvor meget recipienten kan ”tåle”.

Svagheden med denne måde er, at den ikke nødvendigvis sikrer en BAT

løsning.

En tredje måde at fastlægge udledningskrav er at vælge en passende kompromis

mellem ”den forventede mulige” og ”den forventede tålelige”. Dette kapitel

omtaler grundlaget for fastlæggelse af udledningskrav og angiver et bud på konkrete

krav.

7.1 Miljøkvalitetskrav (MKK)

Miljøkvalitetskrav afhænger af recipienten (marint eller fersk) og eksponering

(korttids- eller generelle krav, hvor eksponeringen bliver midlet over tid). For det

aktuelle ansøgt projekt – hvor der etableres dobbeltmembran under deponiet for

at undgå udsivning af perkolat – er de strenge generelle marine krav relevante,

da udledning af renset spildevand sker til havet ved Capricornkaj.

Ved det tidligere projekt tog Esbjerg Kommune udgangspunkt i potentielle miljøkvalitetskrav

angivet i /35/. Der er i mellemtiden kommet en ny bekendtgørelse

om miljøkvalitetskrav i 2010 /2/. Både de tidligere foreslåede krav og krav fra den

nye bekendtgørelse vises i Tabel 7-1. For mange af parametrene er der sket

mindre ændringer i MKK. For barium og arsen er der dog sket et meget markant

fald ved de nye MKK. Det bemærkes, at tabellen viser de generelle krav for marine

områder.

Generelt er det bekendtgørelsens intention, at udledning fra flere forureningskilder

ikke tilsammen må overskride miljøkvalitetskravet. Det betyder, at kravet

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

58


www.niras.dk

normalt skal ”deles” mellem forskellige udledere, når der udarbejdes et udledningskriterium.

Det skal her bemærkes, at MKK for de fleste tungmetaller (undtagen bly og

chrom) i bekendtgørelsen er angivet som ”tilføjede” værdier (internationalt kaldes

dette et ”added approach”). Det betyder, at MKK udtrykker den koncentration der

udover den naturlige baggrundskoncentration må udledes. Det skal også bemærkes,

at baggrundsværdien for arsen (se afsnit 7.2) ligger mere end en faktor

10 over MKK. Det medfører et behov for at kende baggrundskoncentrationen

meget nøjagtigt for at kunne vurdere ved hjælp af monitering i recipienten, om

det udledte vand medfører at summen af MKK og baggrundskoncentrationen

overskrides i kanten af blandingszonen.

7.2 Baggrundsværdier

Vadehavet er recipient for renset spildevand fra vandbehandlingsanlægget. Vadehavet

indeholder i forvejen et vist indhold (baggrundsværdi) af de fleste af de

stoffer, der udledes. For at miljøkvalitetskravene ikke overskrides skal der tages

højde for dette indhold.

Den totale baggrundværdi for stoffer i recipienten stammer fra summen af den

naturlige baggrundskoncentration (som er nul for miljøfremmede stoffer uden

diffuse kilder) og den menneskeskabte baggrundskoncentration fra lokale forureningskilder.

I det aktuelle tilfælde stammer den naturlige baggrundskoncentration

især fra naturlige kilder og fjernimport af forurening fra Nordsøen. Den menneskeskabte

baggrundskoncentration stammer fra potentielle lokale kilder såsom

klapning af sediment fra Esbjerg Havn, flydedokken, udløb fra det kommunale

renseanlæg, udsivning fra Måde losseplads og udvaskning af flyveaskedeponier.

Hermed er den menneskeskabte baggrundskoncentration et udtryk for den kumulative

effekt fra udsivning/udledning fra de nærliggende forurenede lokaliteter.

Diverse baggrundsværdier findes i Tabel 7-1.

7.2.1 Naturlige baggrundskoncentrationer

Organotinforbindelser i Vadehavets vandfase antages at have en naturlig baggrundskoncentration

på nul, dvs. at diffuse kilder såsom import fra Nordsøen og

diffusion ud af forurenet sediment er ikke signifikant (til gengæld er der en menneskeskabt

baggrundskoncentration, der afhænger af klapning af lav-belastet

sediment, se afsnit 7.2.2). I praksis har PAH-forbindelser også en naturlig baggrundskoncentration

på nul (selv om små koncentrationer fra udsivning af naturligt-forekommende

olie med et PAH-indhold på havets bund og diffuse kilder

som oliespild i fjerne områder kan forekomme). Flere af tungmetallerne forekommer

naturligt i forholdsvis høje koncentrationer (arsen, barium, chrom, molybdæn

og vanadium findes i koncentrationer over 1 µg/l) og importeres fra

Nordsøen.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

59


www.niras.dk

For at kvantificere den naturlige baggrundskoncentration er det nærliggende at

anvende resultater af vandprøver udtaget udenfor havnebassinerne /47/. Disse

resultater fremgår af Tabel 7-1. For de fleste parametres vedkommende er resultatet

under laboratoriets detektionsgrænse. Desværre ligger detektionsgrænsen

oftest højere end miljøkvalitetskravet, hvormed resultaterne ikke bidrager til vurdering

af den aktuelle baggrundskoncentration (se de gule resultater i tabellen).

Undtagelsen er barium, chrom og molybdæn, der alle blev fundet i koncentrationer

over detektionsgrænsen.

Som alternativ til de ikke-brugbare målinger i /47/ er der i Tabel 7-1 også angivet

baggrundsværdier for den nordlige Nordsø fra OSPAR Konventionen /48/. Her er

der anvendt den højeste værdi i det koncentrationsinterval der er angivet i referencen.

Tabel 7-1 angiver også udvalgte baggrundskoncentrationer fra andre kilder for at

afdække mangler. Der er stadig mangel på baggrundskoncentrationer for en

række PAH-forbindelser.

Som det ses af tabellen er den naturlige baggrundskoncentration langt under

MKK (baggrund < 0,1 MKK) for mange af parametrene. Dette gælder organotinforbindelserne,

PAH’erne (der, hvor baggrundsværdier over nul findes) og nogle

tungmetaller. For disse stoffer vil baggrundskoncentrationen formentlig ligge

indenfor usikkerheden af moniteringsresultater udført i forbindelse med udledningen.

For ikke at forvirre arbejdet unødigt foreslås her at baggrundskoncentrationen

for PAH’er antages at være nul. Det samme gælder for de tungmetaller,

hvor baggrundskoncentrationen er langt under MKK (baggrund i størrelsesorden

< 0,1 MKK) det vil sige bly, cadmium, kobber, kviksølv og zink.

For de tungmetaller, hvor baggrundskoncentrationen ikke ligger langt under

MKK, (arsen, barium, chrom, molybdæn, nikkel og vanadium) anvendes de målte

værdier som baggrundsniveauet, hvis de haves, ellers anvendes litteraturværdier

(se Tabel 7-1). Såfremt der er mistanke om, at litteraturværdierne ikke er

passende for området, kan der til enhver tid udtages nye prøver ved havnen

udenfor bassinerne. Der anvendes medianværdien plus to standardafvigelser

som baggrundsværdien.

7.2.2 Menneskeskabte baggrundskoncentrationer

Der findes ingen målinger for summen af udledninger fra andre lokale forureningskilder

og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncentration. I en

sådan situation er der flere muligheder:

1. Skaf empiriske/modellerede data for fluxen af relevante forureningsparametre

fra samtlige væsentlige forureningskilder i lokalområdet, beregn

fortyndingen, og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncentration.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

60


www.niras.dk

2. Antag at udledning fra det ansøgte behandlingsanlæg ikke behøver at

dele MKK med andre lokale forureningskilder men må udlede hele

mængden selv.

3. Antag at udledning fra det ansøgte behandlingsanlæg må udgøre en

subjektiv valgt procentdel af MKK (fx 50 %), således at der er plads til

udledning fra andre lokale forureningskilder.

Punkt 1 ovenfor giver naturligvis det mest retvisende billede. Dog vurderes fremskaffelse

af de nødvendige data at være uoverkommelig i den aktuelle sammenhæng.

Derfor foreslås, at Punkt 3 ovenfor anvendes når specifikke data ikke

haves.

Udledning af tungmetaller foreslås subjektiv kun at få lov til at udgøre 50 % af

MKK fordi der findes andre forureningskilder i lokalområdet. Udledning af TBT

foreslås kun at få lov til at udgøre 50 % af MKK, fordi beregninger af fortynding

under sedimentoprensning indikere dette som værste tilfælde /45/. Frigivelse af

TBT fra havnebunden regnes at være under detektionsgrænsen /47/ med undtagelse

af perioden, hvor der grabbes /33/. Det bemærkes, at der ikke er fundet

TBT i udløb fra renseanlæg /14/, og der ikke forventes væsentlig TBT i flyveaske

pga. forbrændingsprocessen eller fra lossepladser. For at holde beregningerne

enkle, foreslås at udledning af PAH’er også får lov til at udgøre 50 % af MKK.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

61


www.niras.dk

Stof Potentielle

MKK

marin

2008

µg/l

/35/

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

MKK

marin

2010

µg/l

/2/

MKK

marin

korttids

2010

µg/l

/2/

Naturlig

baggrund

µg/l

/47/

Naturligbagbaggrund

µg/l

/48/

62

Naturligbagbaggrund

µg/l

andre

referencer

monobutyltin 0,01 0 **

dibutyltin 0,01 0 **

tributyltin 0,0002 0,0002 0,0015 0 **

anthracen 0,1 0,1 0,4


www.niras.dk

7.3 Forhold mellem miljøkvalitetskrav og forureningskilder

Som vi har set er der 3 årsager til tilstedeværelse af forurening i recipienten:

naturlig baggrund, menneskeskabt baggrund og den aktuelle udledning. Forholdet

mellem disse kilder og miljøkvalitetskrav (ikke-tilføjet, tilføjet) ses i Figur 7.1.

Figur 7.1 Årsager til forurening af en recipient og deres forhold til miljøkvalitetskrav.

Som det ses af figuren, omfatter almindelige miljøkvalitetskrav alle tre kilder til

forurening. Til gengæld omfatter tilføjede miljøkvalitetskrav ikke den naturlige

baggrundskoncentration.

Forholdet mellem kilderne varierer for de forskellige forurenende stoffer. Tabel

7-2 viser eksempler på nogle af de vigtige stoffer. Lagkagediagrammerne i tabellen

er en visualisering af forholdet mellem tre koncentrationer, set fra recipientens

perspektiv ved kanten til blandingszonen. De tre koncentrationer er: bidraget

fra den aktuelle udledning (rød/brun), naturlige baggrundskoncentrationer

(blå), og bidraget fra andre forureningskilder (grøn). Denne visualisering er valgt

for at belyse, at der kan være tale om meget forskellige forhold.

Som det ses af Tabel 7-2 er følgende gældende:

• For TBT er den naturlige baggrundskoncentration nul i havvand. Når der

ikke klappes i nærheden af den aktuelle udledning er bidraget fra andre

forureningskilder også nul i havvand og lavkagediagrammet vil bestå

100 % af den aktuelle udledning (rød/brun). For at tage højde for en situation,

hvor klapning af lavt TBT-belastet sediment medfører en fane af

TBT, der strømmer fra klapning mod blandingszonen for den aktuelle udledning

ved Capricornkaj, antages at 50 % af miljøkvalitetskravet udgøres

af klapning (grøn). Denne antagelse er baseret på /45/, hvor den højeste

risikokvotient for TBT fra klapning blev vist til at ligge i intervallet

0,1 – 0,5 (dvs. op til 50 % af MKK). Øvrige lokale kilder til TBT vurderes

ikke at bidrage væsentligt til den menneskeskabte baggrundskoncentration.

• For arsen vil koncentrationer målt i recipienten stamme hovedsagelig fra

den naturlige baggrund (blå). Det forventes, at usikkerheden på fastlæg-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

63


www.niras.dk

gelsen af baggrundsværdien vil være så stor, at udledningens indflydelse

ikke vil kunne ses ved kontrolmålinger i recipienten. Her er udledningskravet

regnet ud fra at miljøkvalitetskravet ligger ud over baggrundskoncentration

(tilføjet), dvs. at koncentrationen i recipienten

(summen af hele lagkagen) er langt større end miljøkvalitetskravet.

• For kobber, er der en tredje situation, nemlig at miljøkvalitetskravet er

højt i forhold til baggrund, men baggrunden er ikke nul. Her er der subjektivt

valgt at lade den aktuelle udledning og udledninger fra andre kilder

fylde 50 % hver. Her lægger miljøkvalitetskravet også ud over baggrundskoncentration

(tilføjet) og hele lagkagen er lidt større end miljøkvalitetskravet.

bidrag

bidrag

fra bidrag fra fra

aktuel menne- naturlig

udledskeskabtbag- Stof MKK andel ning baggrund grund Recipient Recipient

µg/l % µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l

TBT 0,0002 50 0,0001 0,0001 0 0,0002

arsen 0,11 50 0,055 0,055 2 2,11

kobber 1 50 0,5 0,5 0,1 1,1

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

0,000

1

Tabel 7-2 Eksempler på forholdet mellem miljøkvalitetskrav og baggrundskoncentrationer.

0,5

0,05

5

0,1

2

0

0,05

5

0,5

0,000

1

64


www.niras.dk

7.4 Fortyndingsfaktorer

I dette afsnit beskrives hvordan fortynding af spildevandet er blevet estimeret for

tre situationer: udledning direkte til Capricornkaj, udsivning af perkolat til kysten

fra depotområdet ved Mådevej og udsivning af perkolat til fersk vand ved strandengen

mellem depotet og stranden ved Mådevej. De sidste to situationer er kun

relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser om at ansøge om reducerede

krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran.

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udledning ved Capricornkaj

Ved udledning af vand til havet angives normalt en afstand fra udledningspunktet,

hvor miljøkvalitetskrav skal være overholdt /2/. Indenfor denne afstand, fortyndes

det udledte vand med vand i en blandingszone. Der kan således være

tale om højere koncentrationer i blandingszonen end angivet i miljøkvalitetskravene.

Der er her valgt at fastlægge kanten af blandingszonen til at være 50 m fra

udledningspunktet.

I henhold til miljøkvalitetskravene for området antages at myndighederne vil

kræve følgende krav opfyldt ved kanten af blandingszonen:

• den momentane koncentration af TBT må højst være 1,5 ng/l,

• middelværdien over længere perioder må højst være 50 % af MKK for

TBT, dvs. 0,1 ng/l.

Der planlægges at udlede 20 l/s med en TBT koncentration på op til 100 ng/l.

I det følgende redegøres for den aktuelle fortynding /53/.

Redegørelse for jettens fortynding på grund af turbulent medrivning

Den absolut mindste initialfortynding indtræffer, når der ingen strømning er ud for

kajen, altså når tidevandsstrømmen vender. Her vil jetten gå vinkelret ud fra

kajen, og for denne mest ugunstige situation, skal kravet om initialfortynding

opfyldes (af hensyn til momentan koncentrationen).

Vandføringen i jetten forøges med tiden som følge af medrivning. Da fortyndingen

er lig med forholdet mellem vandføringen Q(50 m) i jetten og den udledte

vandføring Q(0 m), skal dette forhold altså være mindst

F=Q(50 m)/Q(0m) = 100/1,5 = 67 [1]

Jettens vandføring i afstanden x afhænger af udløbsrørets radius r0 og er givet

ved /54/.

Q(x m)/Q(0m)=1 + 0,14 *∙ x/r0 [2]

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

65


www.niras.dk

Med en rørdiameter på 0,14 m indvendig og en afstand på 50 m findes en fortynding

på Q(50 m)/Q(0m)=101, som tilfredsstiller kravet om initialfortynding.

Det giver en udløbshastighed på 1,3 m/s (se nedenfor), hvilket er meget beskedent.

0,020 m 3 /s / (3,14 *∙0,07 *∙0,07) m 2 = 1,3 m/s

Nærmere redegørelse for jettens tracé (bane) under tidevandstrømningerne

I takt med at tidevandet strømmer frem og tilbage langs kajen, vil udløbsjetten

tilsvarende blive ført frem og tilbage parallelt med kajen.

Hastigheden i jetten er omvendt proportionalt med vandføringen /54/. Hastigheden

kan således f.eks. i en afstand af 5 m fra udløbspunktet beregnes ved at

sætte x = 5 og r = 0,07 ind i formel [2], som herefter giver Qx / Q0 = 11, dvs. at

hastigheden aftager med en faktor 1/11 fra start til 5m fra start. 5 m ude vil jettens

egen-hastighed således kun være 1,3/11 m/s = 12 m/s.

Det konstateres således, at jetten meget hurtigt mister ”pusten”, og derfor bliver

totalt prisgivet tidevandsstrømmen uden for kajen, som den mere eller mindre

passivt må følge.

Tilsvarende vil jettens medrivning være beskeden i forhold til den fortynding

(blanding), som den turbulente diffusion på grund af tidevandsstrømmen vil generere.

Det kan altså konkluderes, at såfremt der er selv en meget beskeden tidevandsstrømning,

så vil jetten mere eller mindre passivt følge med strømmen uden for

kajen, altså forløbe meget tæt på kajen, og blive fortyndet af en anden fysisk

mekanisme end medrivning, nemlig turbulent diffusion. Dette er årsagen til, at

middelkoncentrationen langs kajen er højere end koncentrationen 50 m ud for

kajen.

Der er derfor behov for at bestemme blandingen (fortyndingen) af jetten på grund

af den turbulente diffusion i tidevandsstrømmen, hvilket er gjort i næste afsnit.

Fortynding på grund af turbulent diffusion i tidevandsstrømmen

I /55/ er der givet en beskrivelse af den blandingsproces, som en turbulent kanalstrømning

kan forårsage.

I det følgende iagttages en situation, hvor jetten lige er gået fri af kajen, men så

bliver ført med af strømmen. Udbredelsen σ [m] (fra jettens centerlinje akse) af

jettens normalfordelte koncentration i tidevandsstrømmen U [m/s] er i afstanden

x [m] fra udløbet givet ved

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

66


www.niras.dk

σ 2 = 2D x / U [3]

hvor U er tidevandshastigheden og D [m 2 /s] er diffusionskoefficienten givet ved

D = 0,067 ∙ y ∙ UF [4]

hvor y [m] er vanddybden (angivet at være 8,3 m) og UF [m/s] er den såkaldte

friktionshastighed, som kan sættes til ca. 1/20 af tidevandshastigheden U /56/.

Indsættes i ligning [3] findes

σ 2 = 0,0067 ∙ y ∙ x [5]

der med afstanden x= 50 m og vanddybden y= 8,3 m giver σ = 1,67 m. Den nominelle

radius af jetten er √2 σ = 2,36 m 50 m nedstrøms.

Vandføringen i jetten langs kajen 50 m nedstrøms er derfor

Q (50 m)= π (2,36) 2 ∙ U = 17,5 U (m 3 /s, U i m/s) [6]

Hvilket giver en fortynding af jettens vand på mindst (idet der konservativt i denne

beregning ikke er medtaget jettens startfortynding på grund af medrivning)

F = Q (50 m) / Q (0 m) = 17,5 U / 0,02 = 875 U (dimensionsløs, U i m/s) [7]

Den mindste momentane fortynding på F = 67 opnås derfor ved turbulent diffusion

alene for en tidevandshastighed på U = 0,077 m/s. Ved hastigheder under

denne værdi, viste beregningen ovenfor (for U = 0), at medrivningen alene kunne

klare den ønskede fortynding.

Konklusion om vandkvalitetskrav for momentan fortynding 50 m fra udløb

Vi kan altså konkludere, at der altid vil være en momentan fortynding på mindst

67 gange inden for en afstand af 50 m fra udløbet, hvad enten der er tidevand

eller ej. I det meste af tiden vil det forurenede vand befinde sig tæt på kajen. Kun

i den korte periode omkring tiden for strømvending, vil jetten søge væk fra kajen.

Vandkvalitetskriteriet for middel over tid (og dybde) 50 m fra udløb

Det antages konservativt, at den forurenede jet befinder sig på samme sted tæt

på kajen 50 m nedstrøms i hele den tidevandsperiode, hvor strømmen løber den

ene vej, altså hvor vi som en tilnærmelse kan sætte tidevandshastigheden U til

en sinus svingning med amplituden U0 (hvor U0 er konstant for hver tidevandsperiode,

men varierer fra periode til periode).

U = U0 sin (ωt) [8]

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

67


www.niras.dk

Middelværdien af hastigheden over den halve tidevandsperiode bliver

Um = 2/π U0 [9]

Indsat i [7] findes den tidslige middelfortynding Fm (alene på grund af turbulent

diffusion) langs kajen 50 m fra udledningspunktet til

Fm = 557 U0 [10]

Midlet over hele tidevandsperioden bliver den beregnede tidslige middel fortynding

det dobbelte, altså 1114 U0.

Da den forurenede jet har en højde på 2*2,36 = 4,7 m, vil en middelværdi dannelse

over dybden y = 8,3 m (ved fuld vertikal opblanding) give en yderligere

beregnet forøgelse af fortyndingen på ca. 1,77, altså i alt en beregnet middel

fortynding over tid og dybde på minimum 1967 U0.

Et krav om middel fortynding på minimum 1000 (fra 100 ng/l til 0,1 ng/l) vil være

opfyldt for U0 > 0,51 m/s, hvilket en stor del af tiden er opfyldt på lokaliteten.

Imidlertid forekommer der perioder med en hastigheds amplitude på ca. det halve

af den krævede værdi. I disse perioder må man renoncere på den meget

konservative beregning, og medtage den initiale fortynding på grund af medrivning.

Som en (stadigvæk) konservativ beregning, antages det, at medrivning til jetten

kun finder sted på en strækning s [m], hvor jettens egen-hastighed er større end

tidevandets hastighed.

En jets impuls er proportional med hastigheden V gange vandføringen Q, /54/.

Hvis jetten udledes i stillestående vand bevares impulsen af jetten sammen med

det medrevne vand, altså er hastighed V og vandføring Q omvendt proportionale.

Hvis jetten udledes i strømmende vand vil det medrevne vand indeholde impuls,

som jetten optager. For at være på den sikre side (fortyndingen vil altid

være større, hvis det omgivende vand er i bevægelse) er der regnet med impulsbevarelse

også i strømmende vand.

Der gælder således at hastighed V gange vandføring Q, er konstant.. Fortyndingen

i jetten på grund af medrivning bliver derfor

FJet = Q (s) / Q (0) = V (0) / V (s) = 1,3 / U0 [11]

Idet udløbshastigheden er 1,3 m/s og hastigheden i jetten i afstanden s er sat lig

tidevandets hastighed (bemærk, at denne formel selvfølgelig ikke gælder, når

tidevandets hastighed er nul).

I formel [11] er U = Uo, hvilket er på den sikre side, da U vil være mindre end Uo.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

68


www.niras.dk

Den samlede fortynding, når der tages hensyn til såvel medrivning i starten af

jetten og turbulent diffusion i den videre transport af det forurene vand, bliver

derfor produktet af de 2 fortyndinger

Fmiddel = (1967 U0 )*(1,3/ U0) = 2557 [12]

dvs. fortyndingen 50 m fra udløbet vil konstant være godt 2500 uafhængigt af

tidevandets hastighed.

Samlet konklusion vedrørende fortynding 50 m fra udløb

Der vil være en momentan fortynding på minimum 67 i en afstand af 50 m fra

udløbet, såfremt man vælger en indre diameter på udløbsrøret, som er lig med

eller mindre end 0,14 m, og som har sit udløb i ca. 4 m dybde.

I langt størstedelen af tidevandsperioden vil jetten ligge tæt op ad den nedstrøms

kaj. Midlet over tid (en fuld tidevandsperiode) og over dybden, viser beregningerne

at fortyndingen 50 m nedstrøms for udløbet konstant vil være godt 2500.

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem

jorden ud i Vadehavet (dette afsnit) eller nærliggende lokale ferskvandsforekomster

(næste afsnit) er undersøgt i tilfælde af, at der kun etableres et enkeltmembran

under deponiet (det ansøgte projekt planlægger etablering af et dobbeltmembran).

Der er foretaget en beregning af, hvilke koncentrationer de miljøfremmede

stoffer vil have i de forskellige vandområder ud for Måde Havnedeponi,

hvis anlægget opbygges med en lermembran og perkolatopsamling men

uden bundmembran. Vurderingen er gennemført i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen,

hvorfor der er regnet med, at 5 % af perkolatmængden

udsiver fra anlægget. Formålet med vurderingen har været at undersøge om der

er grundlag for at søge om reducerede krav til membransystemet.

Under transport af grundvand fra depotets bund til kysten vil der ske en række

processer, der reducerer koncentrationen af forurenende stoffer i havet. Disse

processer inkluderer frafiltrering af suspenderet stof, en sorption af forureningskomponenter,

en nedbrydning af de organiske komponenter, samt en fortynding

med rent grundvand. Efter udsivning til havet vil der ske en yderligere fortynding i

overfladevandet. Disse processer vurderes nedenfor.

Suspenderet stof: Suspenderet stof filtreres fra i grundvand som følge af nærkontakt

til sediment, hvor der kan ske en fysisk frafiltrering samt en binding. Der

er tale om et meget langsomt flow, der sikre, at suspenderet stof ikke rives med

grundvandsstrømmen. Det vurderes, at fjernelse af suspenderet stof vil ske allerede

ved nedsivning gennem det allerede bundfældede havnesedimentet og

passagen gennem depotets bundmembran. Herefter er der en ekstra barriere i

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

69


www.niras.dk

form at flere års transporttid før grundvandet når havet. Fjernelse af suspenderet

stof betyder, at fx TBT vil have en udgangskoncentration på 40 ng/l, se Tabel

6-2.

Sorption: Depotets bundmembran og grundvandsmagasinet har en vis sorptionsevne

overfor forureningskomponenter. Da der er risiko for, at denne kapacitet

bliver opbrugt efter flere års drift, er der her konservativt regnet med at der ikke

sker sorption.

Nedbrydning: Her antages, at nedbrydning af TBT i grundvandet har en halveringstid

på 1 år. Der regnes endvidere med, at grundvandets strømningshastighed

er 20 m/år og at minimumsafstanden til kysten er 100 meter. Hermed vil

der være en opholdstid på minimum 5 år, svarende til 5 halveringstider. Ved en

udgangskoncentration (opløst) på 40 ng/l i perkolat ved depotet (se Tabel 6-2) vil

TBT reduceres til < 2 ng/l ved kysten som følge af nedbrydning. Der regnes ikke

med nedbrydning af andre forureningskomponenter.

Udstrømning af grundvand ved kysten: Den typiske opfattelse af de hydrauliske

forhold i forbindelse med udsivning af grundvand til havet er, at der opstår en

lagdeling ved kysten, hvor en kile af tungt, salt havvand dannes i bunden af

grundvandsmagasinet og, hvor det ferske grundvand afstrømmer til havet i zonen

over denne saltvandskile, dvs. i toppen af grundvandsmagasinet tæt ved

kysten. I henhold til denne model er der således principiel mulighed for, at

grundvand med karakter af ufortyndet perkolat vil kunne udsive på stranden eller

på de vadeflader, som tørlægges under ebbe.

Området er karakteriseret ved et, efter danske forhold, kraftigt tidevand, med en

tidevandsforskel på ca. 1,5 m. Det betyder, at store dele af sandfladerne i området

tørlægges ved lavvande. Dybdeforholdene ud for Måde Havnedeponi betyder,

at de flader der her blotlægges ved ebbe ikke har så stor udbredelse som

mange andre steder i Grådyb tidevandsområde. De blotlagte flader ud for deponiet

strækker sig kun få hundrede meter ud fra kysten (ved almindelige lavvandssituationer

mellem 100 og 200 m). Den nøjagtige udstrækning af fladerne

vil afhænge af nip- og springflod mv.

Der foreligger ingen undersøgelser af udsivningsforholdene til Vadehavet i det

aktuelle område, men undersøgelser i andre områder viser, at forholdene uden

for havstokken er meget komplicerede, og at der sker en kraftig opblanding af

saltvand og fersk grundvand i grundvandszonen, formentlig primært som følge af

tidevandseffekter mv. Undersøgelser udført af Kystdirektoratet ved Skallingen

ca. 23 km nordvest for havnedeponiet har vist, at der her findes en næsten vertikal

grænse mellem ferskvand og saltvand beliggende nær havstokken (defineret

som den linje, hvor hav og land mødes ved højeste daglige vandstand) /66/.

I hvilken udstrækning denne opblanding mellem fersk grundvand (aktuelt med

karakter af perkolat) og salt havvand i den havnære grundvandszone repræsen-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

70


www.niras.dk

terer en fortynding, som er i stand til at sikre overholdelse af miljøkvalitetskravene

for marine vandforekomster på strand eller vadeflader ved Måde kan vanskeligt

vurderes på det foreliggende grundlag.

Den totale fortynding: Flere fortyndingsmekanismer vil komme i spil ved forureningens

rejse fra depot til kanten af blandingszonen:

• Perkolatet, der undviger opsamlingssystemet og siver ned til grundvandsspejlet

vil fortyndes med grundvand, der i forvejen strømmer fra

længere ind i landet til kysten. Denne fortynding vurderes at være mindre

end en faktor 2 ved den aktuelle hydrauliske ledningsevne, gradient

og med antagelse af en opblandingstykkelse på 0,25 m, som ofte anvendes

til risikovurderinger /58/.

• Udsivning fra depotet vil i givet fald ske langs en kyststrækning på flere

hundrede metre, hvilket vil give en væsentlig større fortynding i forhold til

en punktudledning.

• Udstrømning af grundvand ved en kyst er kompliceret, se nedenfor.

• Som ved en punktudledning, vil der ske en fortynding i recipientens

blandingszone som følge af strøm, bølger og densitetsflow (dog ikke impulsstrømning,

da udsivning sker langsomt). På grund af mindre strøm i

udsivningsområdet, er denne fortynding dog mindre end udledningen

ved Capricornkaj.

De faktiske fortyndingsforhold på stedet kunne formentlig belyses nærmere ved

målinger af ledningsevnen i vandforekomster på strand og vadeflader som udtryk

for vandets saltholdighed.

Deponeringsbekendtgørelsens Bilag 2 /36/ angiver regler for hvordan fortynding i

overfladevand af eventuelt udsivende perkolat skal beregnes for deponeringsanlæg

beliggende umiddelbart ud til et marint overfladevandområde:

1. Man skal basere beregninger på, at 5 % af perkolatmængden udsiver.

2. Udsivning skal beregnes som én punktkilde ved kysten eller om nødvendig

flere punktkilder med minimum 100 meter imellem.

3. Fortyndingen i overfladevandområdet sættes til 10 med mindre der ligger

dokumentation for en højere fortynding.

Ad 1) Her regnes med at havnesedimentet skal ligge på et areal på i alt 20 hektarer,

og at det er her, hvor der kan dannes forurenet perkolat. Forudsat at der er

400 mm nettonedbør samt at 5 % undviger perkolatopsamlingssystemet fås en

teoretisk udsivende vandmængde på 4.000 m 3 /år.

Ad 2) Som følge af anlæggets størrelse kan der regnes med at udsivning sker i 3

punkter med 100 meter imellem.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

71


www.niras.dk

Ad 3) Fortyndingsfaktoren for udsivende perkolat ved kysten (Øst for måde Deponiet,

/42/) er ved hjælp af modelberegninger tidligere vurderet til 92. Denne

fortynding er baseret på en vandflux på 40.000 m 3 /år og udledning i ét udledningspunkt.

En ny modellering er kørt af DHI, hvor i alt 4.000 m 3 /år udsiver fra 3

udledningspunkter /62/. Da kystens placering veksler flere hudrede meter med

tidevandet er der her valgt at placere udledning på det nærmeste sted, hvor der

altid er et vandspejl i kote -1.

Figur 7.2 viser resultatet af kørslen. Her ses at indenfor 50 meter af udledningen

(dvs. i kanten af blandingszonen) er der minimum en fortyndingsfaktor på 200-

500 gange. Denne fortynding reducerer TBT-koncentrationen fra 2 ng/l (efter

nedbrydning) til 0,01 ng/l, dvs. langt under miljøkvalitetskravet.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

72


Figur 7.2 Fortynding af forurenet grundvand, der udsiver fra depotet /62/. Modelmæssigt sker udsivning

fra 3 punkter ud fra kysten, hvor der altid findes havvand.

www.niras.dk

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til ferske vandområder

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem

jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster er undersøgt i tilfælde af,

at der kun etableres et enkeltmembran under deponiet (det ansøgte projekt planlægger

etablering af et dobbeltmembran). Mod nord, øst og sydøst er depotanlægget

omgivet af ferksvandsforekomster. I det følgende belyses de eventuelle

konsekvenser af en potentiel udsivning på 4.000 m 3 årligt. For at holde denne

eventuelle udsivning i perspektiv kan den maksimale udslip af TBT til det ferske

vandområde sammenlignes med den direkte udledning til havet ved Caprikornkaj

på grundlag af estimater angivet i dette afsnit. Udslippet til ferske vandområder

forventes maksimalt at svarer til ca. 1 % af den direkte udledning og ca. 0,0002%

af TBT-mængden i depotet.

Potentialekort for området fra hhv. 2007 og 2011 er vist i Figur 7.3 /63/.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

73


www.niras.dk

Figur 7.3 Potentialekort fra 2007 og 2011 med angivelse af strømningsretninger for

grundvandet (blå pile) og lokalt grundvandsskel (blå stiplet linje) /63/.

Potentialekortene viser, at der i situationen med høj vandstand fra 2007 er fundet

et lokalt grundvandsskel gennem havnedeponiet således, at grundvandsafstrømningen

går i retning mod såvel Måde Bæk-systemet som Vadehavet. Ved

pejlingerne i 2011 er der fundet et potentialebillede, som viser, at praktisk taget

al grundvandsstrømning fra deponiets område er rettet mod Vadehavet.

Hermed er der i alt tale om tre recipienter, hvortil potentielt udsivende perkolat

kan udstrømme: Vadehavet(se afsnit 7.5.2), grøfter, og Måde Bæk. Udstrømning

regnes som worst case for hvert scenarie særskilt. Det bemærkes, at denne

fremgangsmåde har den konsekvens, at summen af perkolatet overstiger 100%,

når man sammenlægger de tre tilfælde.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

74


www.niras.dk

Grøfter

Mellem projektområdet og strandvoldene, som markerer overgangen til Vadehavet,

findes en lavtliggende, beskyttet strandeng. Strandengen er gennemskåret

af et sammenhængende system af vedligeholdte grøfter, heriblandt en grøft som

danner øst-/sydøstlig grænse for projektområdet. Grøfterne afdræner i dag både

strandengen og det landbrugsareal, som skal rumme det fremtidige havnedeponi.

Efter etablering af deponiet vil grundvandsdannelsen på dette areal blive elimineret

som følge af membran og perkolatopsamling på anlægget. Det vurderes

på denne baggrund, at strandengens system af grøfter i driftssituationen under

forhold med lav grundvandsstand svarende til pejlerunden i 2011 (Figur 7.3) vil

afdræne en vandmængde svarende til nettonedbøren på selve strandengen

samt på den udvendige side af højvandsdiget (ind til kørevejen). Der vurderes at

være tale om et areal af størrelsen 20 ha. Med en nettonedbør på 400 mm/år

drejer det sig om en vandmængde af størrelsen 80.000 m³/år. Grøftesystemet

har forbindelse dels til Måde Bæk mod nordøst og dels til Vadehavet gennem et

udløb, som gennembryder strandvoldene umiddelbart syd for det sydligste hjørne

af projektområdet.

Strømningsforholdene i grøftesystemet må forventes at variere betydeligt over tid

som følge af nedbørsforhold mv. Overordnet set vil den gennemsnitlige påvirkning

fra evt. udsivende perkolat til grøftesystemet imidlertid kunne vurderes ud

fra forholdet mellem tilført perkolatmængde og ovennævnte, naturlige grundvandsdannelse.

Som beskrevet i afsnit 7.4.2 udgør den teoretisk udsivende vandmængde fra et

havnedeponi med enkeltmembran i størrelsen 4.000 m³/år (5 % af nettonedbøren

på anlægget). På grundlag af potentialekort fra 2011 /63/ vurderes hele denne

vandmængde i værste fald at blive ført til grøftesystemet på strandengen.

Fortyndingsfaktoren vil i givet fald i gennemsnit blive 20. Der er ikke heri indregnet

effekt af nedbrydning (af visse stoffer, f.eks. TBT) under transport i grundvandet

fra udsivningsstedet til grøftesystemet.

Denne fortynding er ikke i tilstrækkelig til at sikre en reduktion af TBTkoncentrationen

fra 40 ng/l i perkolat ved deponiet til miljøkvalitetskravet for

ferskvand på 0,2 ng/l. Fortyndingen er tilstrækkelig til at sikre overholdelse af

miljøkvalitetskravene for de øvrige stoffer.

Måde Bæk

I henhold til potentialekort fra 2007 /63/ er der i en situation med relativt høj

grundvandsstand konstateret et lokalt vest-østgående grundvandsskel centralt

igennem projektområdet. Syd for det lokale grundvandsskel sker grundvandsafstrømningen

mod syd/sydøst til strandengen mens afstrømningen i området nord

for grundvandsskellet sker til de beskyttede vandløb Måde Bæk/Måde Engbæk.

Der vurderes derfor at være mulighed for, at evt. udsivende perkolat fra den

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

75


www.niras.dk

nordlige halvdel af anlægget, svarende til en vandmængde af størrelsen 2.000

m³/år vil sive ud i Måde Bæk. I vandløbet vil der ske en opblanding med uforurenet

vand fra den øvrige del af vandløbsoplandet.

Der foreligger ikke vandføringsmålinger i Måde Bæk eller dennes tilløb Måde

Engbæk. Der er for begges vedkommende tale om små, lokale vandløb.

Det samlede topografiske opland til Måde Bæk ved udløbet i Vadehavet er af

størrelsen 3 km². Det vurderes, at grundvandsoplandet er af samme størrelse.

Fra dette areal skal trækkes den overlappende andel af indvindingsoplandet til

en større indvinding af procesvand fra Veldbæk Kildefelt, som ligger i vandløbsoplandet

jf. tegning nr. 1 i /63/. Herefter er det resulterende opland til Måde Bæk

af størrelsen 1,3 km². Vandføringen kan på denne baggrund estimeres ud fra

data for nærliggende vandløb.

I Sneum Å, der har udløb i Vadehavet ca. 5,5 km sydøst for projektområdet, er

afstrømningen på basis af mange års målinger fastsat til: Medianminimum = 5,4,

middel = 14,4 og medianmaksimum = 69 l/s/km² (ved målestation DDH nr.

35.03) /64/.

Hedeselskabet har desuden fastlagt en medianminimumvandføring i Novrup

Bæk, som har udløb i Vadehavet ca. 800 m øst for projektområdet. Medianminimum

i denne bæk er fastlagt til 2,8 l/s/km² /65/.

På baggrund af disse data vurderes det, at medianminimumsvandføringen i Måde

Bæk (herunder også Måde Engbæk) ligger i intervallet 3,6 – 7,0 l/s, svarende

til ca. 114.000 – 221.000 m³/år. Idet udsivningen fra depotet til Måde Bæk anslås

at udgøre 2.000 m³/år repræsenterer medianminimumsvandføringen på denne

baggrund en fortynding af det udsivende vand med en faktor 57 – 110. Der er

ikke heri indregnet effekt af nedbrydning (af visse stoffer, f.eks. TBT) under

transport i grundvandet fra udsivningsstedet til vandløbssystemet, som blandt

andet består af enkelte tilløb, der udspringer tæt på projektområdets periferi.

Denne fortynding er ikke i tilstrækkelig til at sikre en reduktion af TBTkoncentrationen

fra 40 ng/l i perkolat ved deponiet til miljøkvalitetskravet for

ferskvand på 0,2 ng/l. Fortyndingen er tilstrækkelig til at sikre overholdelse af

miljøkvalitetskravene for de øvrige stoffer.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

76


www.niras.dk

7.5 Kritiske stoffer og risikokvotienter

Det foreslås, at der kun stilles krav til stoffer, der er relevante for den aktuelle

sag. For at fastlægge hvilke stoffer der er relevante, kan man beregne en risikokvotient

/1/ som følger. Det bemærkes, at RQ (for organotinforbindelser, tungmetaller

og PAH-forbindelser) ikke må overskride 0,5 da halvdelen af MKK skal

kunne anvendes af andre udledninger (se afsnit 7.2.2):

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand


www.niras.dk

Parameter MKK FK FF RQ

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs

tributyltin 0.0002 0.120 2500 0.24

anthracen 0.1 0.004 2500 0.00

benz(a)anthracen 0.0018 0.008 2500 0.00

benz(a)pyren 0.05 0.011 2500 0.00

benzo(ghi)perylen 0.002 0.011 2500 0.00

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.005 2500 0.00

chrysen 0.0014 0.015 2500 0.00

fluoranthen 0.1 0.017 2500 0.00

indeno(123cd)pyren 0.002 0.014 2500 0.00

naphthalen 1.2 0.012 2500 0.00

acenaphthalen 11 0.002 2500 0.00

acenaphthen 0.38 0.002 2500 0.00

fluoren 0.23 0.010 2500 0.00

pyren 0.0017 0.019 2500 0.00

benz(b)fluoranthen 0.03 0.010 2500 0.00

dibenz(a,h)anthracen 0.00014 0.004 2500 0.01

arsen 0.11 17 2500 0.06

barium 5.8 129 2500 0.01

bly 0.34 5 2500 0.01

cadmium 0.2 0.1 2500 0.00

chrom 3.4 7 2500 0.00

kobber 1 7 2500 0.00

kviksølv 0.05 0.1 2500 0.00

nikkel 0.23 12 2500 0.02

vanadium 4.1 12 2500 0.00

zink 7.8 24 2500 0.00

Tabel 7-3 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på koncentrationer i

vand, der ledes fra tørrefelterne og som har et suspenderet stofindhold på 100

mg/l (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6).

Som det ses af tabellen er der ingen af stoffer, der har en risikokvotient på 0,5

eller højere. De fleste stoffer har en risikokvotient langt under 0,5. TBT og arsen

har de højeste RQ. De relevante stoffer for dette projekt vurderes dermed at

være suspenderet stof, TBT, arsen, og kobber. Kobber er medtaget, da koncentrationen

kan være stigende som følge af forøget anvendelse i bundmaling til

skibe.

I forbindelse med udarbejdelse af denne rapport er der bemærket følgende interessant

detalje. Som det ses af Tabel 7-3 bidrager bly og chrom i det aktuelle

spildevand ikke til forhøjelse af koncentrationen i recipienten (RQ=0,0). Men da

MKK for disse stoffer er ”ikke-tilføjede” værdier, skal bidraget fra det aktuelle

spildevand og den naturlige baggrund tilsammen ikke overskride MKK. Da den

naturlige baggrundsværdi for chrom i Tabel 7-1 er 8 µg/l og MKK er 3,4 µg/l,

overskrides MKK alene af baggrunden. Det antages her, at denne detalje ingen

praktisk betydning har for det aktuelle projekt.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

78


www.niras.dk

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser omkring

reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran.

Den forventede koncentration i det udsivende vand anvendt her er det

opløst indhold fra Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6, da suspenderet stof fjernes

under udsivning. Der regnes med nedbrydning af TBT, se afsnit 7.4.2.

Parameter

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

MKK

marin FK FF RQ

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs

tributyltin 0.0002 0.002 200 0.05

anthracen 0.1 0.002 200 0.00

benz(a)anthracen 0.0018 0.002 200 0.01

benz(a)pyren 0.05 0.005 200 0.00

benzo(ghi)perylen 0.002 0.004 200 0.01

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.001 200 0.00

chrysen 0.0014 0.009 200 0.03

fluoranthen 0.1 0.002 200 0.00

indeno(123cd)pyren 0.002 0.006 200 0.02

naphthalen 1.2 0.008 200 0.00

acenaphthalen 11 0.001 200 0.00

acenaphthen 0.38 0.001 200 0.00

fluoren 0.23 0.008 200 0.00

pyren 0.0017 0.008 200 0.02

benz(b)fluoranthen 0.03 0.001 200 0.00

dibenz(a,h)anthracen 0.00014 0.002 200 0.07

arsen 0.11 14.4 200 0.65

barium 5.8 119 200 0.10

bly 0.34 0.6 200 0.01

cadmium 0.2 0.1 200 0.00

chrom 3.4 0.7 200 0.00

kobber 1 0.7 200 0.00

kviksølv 0.05 0.1 200 0.01

nikkel 0.23 8.7 200 0.19

vanadium 4.1 2.8 200 0.00

zink 7.8 5.8 200 0.00

Tabel 7-4 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på opløste koncentrationer

i vand (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6) samt nedbrydning af TBT (se

afsnit 7.4.2).

Som det ses af tabellen er det kun arsen, der har en risikokvotient på 0,5 eller

højere. De fleste stoffer har en risikokvotient langt under 0,5. Arsen har det højeste

RQ mens TBT er uproblematisk.

79


www.niras.dk

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser omkring

reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran.

De forventede koncentrationer i udsivende vand anvendt her er de opløste

indhold fra Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6, da suspenderet stof fjernes under

udsivning gennem membranen. Der regnes ikke med nedbrydning af TBT.

Parameter MKK FK FF FF RQ

fersk

Strandeng Måde Bæk

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs dimensionsløs

tributyltin 0.0002* 0.040 20 57 3.51-10.00

anthracen 0.1 0.002 20 57 0.00

benz(a)anthracen 0.012 0.002 20 57 0.00-0.01

benz(a)pyren 0.05 0.005 20 57 0.00-0.01

benzo(ghi)perylen 0.002 0.004 20 57 0.04-0.10

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.001 20 57 0.00

chrysen 0.014 0.009 20 57 0.01-0.03

fluoranthen 0.1 0.002 20 57 0.00

indeno(123cd)pyren 0.002 0.006 20 57 0.05-0.15

naphthalen

0.008 20 57

acenaphthalen

0.001 20 57

acenaphthen 3.8 0.001 20 57 0.00

fluoren 2.3 0.008 20 57 0.00

pyren 0.0046 0.008 20 57 0.01-0.09

benz(b)fluoranthen 0.03 0.001 20 57 0.00

dibenz(a,h)anthracen 0.0014 0.002 20 57 0.01-0.07

arsen 4.3 14.4 20 57 0.02-0.17

barium 9.3 119 20 57 0.06-0.64

bly 0.34 0.6 20 57 0.01-0.09

cadmium 0.08 0.1 20 57 0.01-0.06

chrom 3.4 0.7 20 57 0.00-0.01

kobber 1 0.7 20 57 0.00-0.04

kviksølv 0.05 0.1 20 57 0.01-0.10

nikkel 2.3 8.7 20 57 0.02-0.19

vanadium 4.1 2.8 20 57 0.00-0.03

zink 3.1 5.8 20 57 0.01-0.09

Tabel 7-5 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på opløste koncentrationer

i vand (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6). * kortidskravet for TBT er

1,5 ng/l.

Som det fremgår af tabellen har TBT en risikokvotient, som er større end 0,5 i

grøfterne på strandengen og i Måde Bæk-systemet. Det samme gælder for barium

i Måde Bæk.

7.6 Udledningskrav

7.6.1 Tidligere krav

Miljøgodkendelsen af det tidligere anlæg /43/ var inddelt i krav til udledning af

overskudsvand og krav til udsivende vand fra depotet. Der blev fastsat udled-

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

80


www.niras.dk

ningskriterier for syv parametre, se Tabel 7-6. Et ekstra krav til suspenderet stof

blev også medtaget til udledning af renset spildevand. Udledningskravet var

baseret på udledning ved Tauruskaj og en fortyndingsfaktor på 70. Der blev fastlagt

både krav til årsgennemsnit og maksimumskrav (ikke vist i tabellen).

Stof Enhed

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

Udledning af spildevand

årsgennemsnit

Udsivning af perkolat

årsgennemsnit

arsen µg/l 1,09 2,00

barium µg/l 65 119

cadmium µg/l 0,01 0,03

kobber µg/l 3,98 7,33

kviksølv µg/l 0,03 0,06

pyren µg/l 0,016 0,026

tributyltin µg/l 0,0070 0,029

suspenderet

stof

mg/l 20 Ingen

Tabel 7-6 Udledningskrav fra tidligere miljøgodkendelse /43/.

7.6.2 Forslag til nye udledningskrav

Det foreslås, at de nye udledningskrav (UK) tager udgangspunkt i et kompromis

mellem en forlæns og en baglæns fremgangsmåde (se starten af dette kapitel).

Som nævnt tidligere, er der valgt ikke at ansøge om reducerede krav til deponiets

opbygning (enkeltmembran). Hermed anlægges depotet med dobbeltmembran

og der vil ikke være tale om udsivning af perkolat fra bunden af depotet til

kystområdet. Det medfører, at der ikke er behov for forslag til udledningskrav for

udsivende perkolat.

Stof Enhed

Udledning af renset spildevand

årsgennemsnit

suspenderet stof mg/l 20

tributyltin ng/l 100

arsen µg/l 40

kobber µg/l 100

Tabel 7-7 Forslag til udledningskrav for det aktuelle projekt.

Disse udledningskrav sikrer, at ingen af parametrene vil overskride miljøkvalitetskravene

ved kanten af blandingszonen, selv med bidrag fra andre forureningskilder.

På den måde, sikrer de foreslåede udledningskrav miljøet.

For at opfylde kriteriet om BAT er kravene strengere, end en baglæns fremgangsmåde

kræver. Til gengæld er kravene lidt højere end de forventede opnåelige

koncentrationer (forlæns fremgangsmåde) for at tage højde for usikkerheder

i den nøjagtige rensningsgrad i det kommende anlæg.

81


www.niras.dk

Bemærk, at suspenderet stof, tributyltin og arsen er alle uønskede stoffer i alle

koncentrationer og bør begrænses mest muligt. Til gengæld er kobber et essentielt

mineral, således at det ikke medfører nogen fordele, at begrænse kriteriet

yderligere. Kriteriet for kobber er sat til drikkevandskriteriet. Dette svarer til en

tiendedel af miljøkvalitetskravet efter fortynding med en faktor 1.000. Hermed er

der givet rigelig plads til andre menneskeskabte kilder til kobber.

7.7 Den nødvendige rensningsgrad

Udregning af risikokvotienter (se Tabel 7-3) viser at der alene med hensyn til

overholdelse af de generelle MKK for marineområder i kanten af opblandingszonen

strengt taget ikke er behov for videre rensning af det spildevand, der forlader

tørrefelterne (dvs. videre rensning i klaringsbassiner og ved filtrering). For at

opnå hydraulisk fleksibilitet, undgå risiko for midlertidige overskridelser af suspenderet

stof i vandet, der afledes fra tørrefelterne samt for at opnå en løsning

baseret på BAT underkastes spildevandet alligevel videre rensning.

Beregninger har vist, at alene fjernelse af suspenderet stof til 20 mg/l vil have

stor indflydelse på koncentrationen af forurenende stoffer i det rensede spildevand.

Det anbefales, at niveauet af suspenderet stof moniteres jævnligt. Det

bemærkes, at en eventuel tilstedeværelse af alger i sommermånederne kan

vanskeliggøre vurdering af suspenderet stof.

Fremtidige vandbehandlingsoptimeringer identificeret ved forsøg, indkøring, og

drift kan vise, at det er muligt at opnå en endnu større miljøbeskyttelse end forventet.

For at opfylde kravet i bekendtgørelsen om miljøkvalitetskrav for vandområder

/2/ om ”best available technology” (BAT) skal disse optimeringer indføres,

såfremt de er tilstrækkelig udviklede og såfremt der er en rimelig sammenhæng

mellem udgifterne og den opnåede miljøgevinst.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

82


www.niras.dk

7.8 Krav til klapning

For god ordens skyld angives her krav til klapning. Ifølge klapvejledningen /57/

kan havnesediment inddeles i tre klasser, A, B og C, som adskilles af et nedre

aktionsniveau og et øvre aktionsniveau. Havbundsmateriale i Klasse A kan altid

klappes, mens havbundsmateriale i Klasse C skal som udgangspunkt deponeres

på land.

Tabel 7-8 viser de vejledende aktionsniveauer for klapning af havbundsmateriale.

Stof

Enheder Nedre

aktionsniveau

Øvre

aktionsniveau

Bemærkning

kobber mg/kg TS 20 90 200 kg/år/havn

kviksølv mg/kg TS 0,25 1

nikkel mg/kg TS 30 60

zink mg/kg TS 130 500

cadmium mg/kg TS 0,4 2,5

arsen mg/kg TS 20 60

bly mg/kg TS 40 200

chrom mg/kg TS 50 270

TBT µg/kg TS 7 200 1 kg/år/havn

PCB 1) µg/kg TS 20 200

PAH 2) µg/kg TS 3 30

Tabel 7-8 Vejledende aktionsniveauer for klapning af havbundsmateriale (1= sum af 7

PCB’er, 2= sum af 9 PAH’er).

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

83


www.niras.dk

8 KONKLUSIONER

Kystdirektoratet oprenser gennemsnitligt ca. 500.000 m 3 havnesediment i Esbjerg

Havn om året. Som følge af forurening i sedimentet skal ca. 10 % deponeret

på land. Det tidligere depot lukkede i 2007 og der har derfor siden været behov

for at finde en ny løsning for deponering af belastet havnesediment. Denne

rapport vurderer miljøkonsekvenserne af driften af dette deponi, med fokus på

udledning og udsivning af miljøbelastet vand fra det kommende anlæg. Det er

især tributyltin (TBT), der medfører miljøbelastningen.

Havnesedimentet består hovedsagelig af silt, dog med 7-17 % indhold af partikler

på størrelse af ler. Sedimentet indeholder desuden ca. 10 % glødetab. Som

følge af mange års monitering eksisterer der ret sikre data for havnesedimentets

indhold af forurening. Der er store koncentrationsforskelle mellem de forskellige

havnebassiner, og TBT-koncentrationen har været faldende gennem årene i de

fleste bassiner. Den højeste gennemsnitskoncentration af TBT i perioden 2009-

2011 findes i 6. bassin (806 µg/kg TS), mens 1. bassin indeholder de højeste

gennemsnitskoncentrationer i samme periode for tungmetaller.

Moniteringsdata for vandprøver udtaget fra de eksisterende tørrefelter er noget

mere usikker. For det første er der tale om færre resultater og for det andet, er

der ikke udført filtrerede prøver. Hermed kan det ikke afgøres, om forureningen

sidder på suspenderet stof eller er opløst i vandet. Resultater viser, at det udledte

vand oftest indeholder < 100 mg/l suspenderet stof. Generelt er TBT koncentrationen

< 200 ng/l i det udledte vand og i havnebassiner mens der foregår oprensning

af havnesediment, og < 2 ng/l TBT i havnebassiner i perioder, hvor der

ikke foregår oprensning af havnesediment og sejlads. På grund af begrænsede

empiriske data beregnes de forventede koncentrationer i vandfasen ud fra empiriske

målinger i vandprøver, sedimentkoncentrationer, et antaget indhold af suspenderet

stof og fordelingskoefficienter, Kd.

I forbindelse med dette projekt blev der udført et praktisk frigivelsesforsøg på

laboratorium. Til forsøget blev der ved hjælp af kajakrør udtaget 4 sedimentprøver

fra de øverste 30-40 cm af sediment i Tørrefelt 2. Dette tørrefelt havde modtaget

havnesediment fra 6. bassin. Sedimentprøverne blev blandet med rent,

kunstigt havvand og fik lov at henstå i 1 eller 28 dage. Formålet var at estimere

frigivelsen af TBT og tungmetaller fra forurenet havnesediment til vandfasen

under relevante forhold og afgøre, om rensning af spildevandet bør fokusere på

fjernelse af suspenderet stof eller fjernelse af opløst forurening. Resultaterne

viste, at forurening i vandfasen er i høj grad bundet til det suspenderede stof og

kun i begrænset omfang opløst i vandet. Dette medførte, at beregnede fordelingskoefficienter

viste væsentlig højere Kd-værdier end dem, der tidligere er

blevet anvendt i sagen. De nye Kd-værdier er naturligvis forbundet med en vis

usikkerhed, herunder om værdierne er gældende for alle sedimentkoncentrationer,

og om værdierne vil ændre sig ved længere tids henstand.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

84


www.niras.dk

En række miljøkvalitetskrav (MKK) angives i en ny bekendtgørelse fra 2010. Den

nye bekendtgørelse har krav for flere stoffer og markant lavere krav for f. eks.

barium og arsen. Generelt er det bekendtgørelsens intention, at udledning fra

flere forureningskilder ikke tilsammen må overskride miljøkvalitetskravet. Det

betyder, at kravet normalt skal ”deles” mellem forskellige udledere, når der udarbejdes

et udledningskriterium. Det skal her bemærkes, at MKK for de fleste

tungmetaller (undtagen bly og chrom) i bekendtgørelsen er angivet som ”tilføjede”

værdier. Det betyder, at MKK udtrykker den koncentration der udover den

naturlige baggrundskoncentration må udledes.

Udledningskrav bliver fastlagt i Esbjerg Kommunes kommende miljøgodkendelse.

Disse krav forventes at være baseret på miljøkvalitetskrav samt en fortyndingsfaktor,

der beskriver fortynding i en såkaldt blandingszone på 50 meter fra

udledningsstedet. Modellering af vandstrømmen i havet viser, at der kan forventes

en fortyndingsfaktor på minimum 2.500 ved udledning fra Capricornkaj. Rapporten

foreslår, at der fastsættes udledningskrav til TBT, arsen, kobber og suspenderet

stof på hhv. 100 ng/l, 40 µg/l, 100 µg/l og 20 mg/l

På basis af miljøkvalitetskrav, fortyndingsfaktoren og forventede koncentrationer

i vandfasen fastlægger rapporten at TBT er den mest kritisk parameter. Dette er i

overensstemmelse med tidligere vurderinger. Desuden udpeges arsen og kobber

som forureningsparametre, hvis koncentrationer kan ligge i nærheden af

miljøkvalitetskravet ved kanten af opblandingszonen (arsen) eller den kan stige i

fremtiden (kobber). Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) er vist ikke at være

problematisk for udledning/udsivning af spildevand.

Rapporten anbefaler, at suspenderet stof i det spildevand, der udledes fra tørrefelterne

fjernes i et vandbehandlingsanlæg, da dette har stor betydning for det

rensede spildevands indhold af forurenende stoffer. Beregninger viser, at et indhold

af suspenderet stof på 20 mg/l er fuldt ud tilstrækkelig til at sikre, at de foreslåede

udledningskriterier for forureningsparametre ikke overskrides. Uanset

dette niveau skal fremtidige vandbehandlingsoptimeringer identificeret ved forsøg,

indkøring, og drift indføres såfremt de er tilstrækkelig udviklede og såfremt

der er en rimelig sammenhæng mellem udgifterne og den opnåede miljøgevinst.

Hermed opfyldes kravet om ”best available technology” (BAT).

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem

bunden af depotet (hvis anlægget blev opbygget med en lermembran og perkolatopsamling

med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennemført

i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet

med udsivning på 5 % af perkolatmængden fra anlægget.

Såfremt perkolat strømmer til Vadehavet via grundvandet konkluderes, at der

ikke vil være overskridelser af de korttids- eller de generelle miljøkvalitetskrav.

Såfremt perkolat strømmer gennem jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster

konkluderes at TBT vil have en risikokvotient, der overstiger 50 % af

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

85


www.niras.dk

det generelle miljøkvalitetskrav, både i grøfterne på strandengen og i Måde Bæksystemet.

Hermed er der ikke grundlag for at søge om reducerede krav til depotets

membransystem.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

86


www.niras.dk

9 REFERENCER

/1/ DHI, 2005. Miljøvurdering for udvidelse af tørrefelter og havnesedimentdepot

ved Mådevej. Udarbejdet for Kystdirektoratet og Esbjerg Havn.

/2/ Miljøministeriet, 2010. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder

og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet,

BEK 1022 af 25/08/2010.

/3/ NIRAS, 2013. VVM Redegørelse, Under udarbejdelse.

/4/ NIRAS, 2013. Dimensioneringsnotat, Under udarbejdelse.

/5/ Prasad, R., G. Schafran, 2006. Characterization of tributyltin in shipyard

waters and removal through laboratory and full-scale treatment, Water Research,

Vol. 40, s, 453-462.

/6/ Vreysen, S., A. Maes & H. Wullaert, 2008. Removal of organotin compounds,

Cu and Zn from shipyard wastewaters by adsorption-flocculation: A

technical and economical analysis, Marine Pollution Bulletin, Vol. 56, s, 106-

112.

/7/ Yamashita, M, M, Dozono, T, Takahashi & K, Honda, 2012. Utilization of

regenerated iron oxide for treatment of organotin compounds in seawater, J,

Mater Cycles Waste Manag, Vol. 14, s, 146-151.

/8/ Arnold, C., A. Ciani, S. Muller, A. Amirbahman & R. Schwarzenbach, 1998.

Association of triorganotin compounds with dissolved humic acids, Environmental

Science & Technology, Vol. 32, s, 2976-2983.

/9/ TBT Clean, 2004. Task 4: Sediment Characterisation, Indgår i EU-projektet:

Development of an integrated approach for the removal of tributyltin (TBT)

from waterways and harbors: Prevention, treatment and reuse of TBTcontaminated

sediments. Projekt nr, LIFE02 ENV/B/000341.

/10/ Miljøstyrelsen, 2001. Phthalater og organiske tinforbindelser i produkter med

PVC. Analyserapport fra Miljø-Kemi A/S, MST journal nr. M7041-0367.

/11/ Stäb, J.A., T.P. Traas, G. Stroomberg, J. van Kesteren, P. Leonards, B. van

Hattum, U.A.T. Brinkman & W.P. Cofino, 1996. Determination of organotin

compounds in the foodweb of a shallow freshwater lake in the Netherlands.

Archives of Environmental Contamination and Toxicology 31: 319-328.

/12/ Bancon-Montigny, Ch., G. Lespes, & M. Potin-Gautier, 2001. Improved

routine speciation of organotin compounds in environmental samples by

pulsed flame photometric detection. Journal of Chromatography A 896: 149-

158.

/13/ Mersiowsky, I., R. Brandsch, & J. Ejlertsson, 2001. Screening for organotin

compounds in European landfill leachates. Journal of Environmenal Quality

40: 1604-1611.

/14/ Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet, 2007. PFAS og

organotinforbindelser i punktkilder og det akvatiske miljø, NOVANA

screeningsundersøgelser, faglig rapport fra DMU nr. 608.

/15/ Birnbaum, L. et al. Integrated human and ecological risk assessment: A case

study of tributyltin and triphenyltin compounds. Human and Ecological Risk

Assessment, 9: p. 325-342, 2003.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

87


www.niras.dk

/16/ Foverskov, S. et al.: Bundmaling til skibe – et miljøproblem, Temarapport fra

DMU, 1999.

/17/ Alzieu, C., 1996. Biological effects of tributyltin on marine organisms, kapitel

i: ‘Tributyltin: case study of an environmental contaminant’ af Stephen J de

Mora, p. 167-211, Cambridge University Press.

/18/ Mortensen, G., 1993. Organotin i danske farvande, Miljøstyrelsen.

/19/ Gibbs, P.E. et al., 1996. TBT-induced imposex in neogastropod snails: masculinization

to mass extinction, kapitel i: ‘Tributyltin: case study of an environmental

contaminant’ af Stephen J de Mora, p. 212-236, Cambridge University

Press.

/20/ Schmidt, O., 2000. TBT – et lærestykke i økotoksikologi. Global Økologi, juni

2000.

/21/ Vouvoulis, N., M.D. Scrimshaw & J.N. Lester, 2014. Removal of organotins

during sewage treatment: a case study. Environ. Technol., Vol 25, s 733-

740.

/22/ Strand, J. & J.A. Jacobsen, 2005. Accumulation of organotin compounds

and mercury in habour porpoises (phocoena phocoena) from the Danish waters

and West Greenland. Science of the Total Environment 305: 59-71.

/23/ Fang, L., O. Borggaard, H. Marcussen, P. Holm, H. Bruun Hansen, 2010.

The pH-dependent adsortion of tributyltin to charcoals and soot, Env, Pollution,

Vol. 158, s, 3642-3649.

/24/ Ma, H., S. Dai & G. Huang, 2000. Distribution of tributyltin chloride in laboratory

simulated estuarine microcosms, Wat, Res, Vol. 34(10), s. 2829-2841.

/25/ Langston, W, & N, Pope, 1995. Determinants of TBT adsorption and desorption

estuarine sediments, Marine Pollution Bulletin, Vol. 31, s. 32-43.

/26/ Burton, E., I, Phillips & D, Hawker, 2006. Tributyltin partitioning in sediments:

Effect of aging, Chemosphere, Vol 63, s. 73-81.

/27/ Miljøstyrelsen, 2005. Undersøgelse af eksisterende viden om tilbageholdelse

og nedbrydning af PAH og TBT samt tilbageholdelse af sporelementer/tungmetaller

til brug ved risikovurdering af kystnære depoter.

/28/ Ma YB, Lombi E., NolanA, McLaughlin MJ, 2006. Short-term natural attenuation

of copper in soils: effects of time, temperature and soil characteristics.

Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 25, s. 652-658.

/29/ Young S, Crout N, Hutchinson J, Tye A, Tandy S, Nakhone L, 2006. Isotopic

dilution methods. In: Hamon RE, McLaughlin MJ, editors. Natural attenuation

of trace element availability in soils. Pensacola, FL: SETAC Press.

/30/ Baboshin, M., & L. Golovleva, 2012. Aerobic bacterial degradation of polycyclic

aromatic hydrocarbons (PAHs) and its kinetic aspects, Microbiology, Vol.

81(6), s, 639-650.

/31/ Meckenstock, R., M. Safinowski & C. Griebler, 2004. Anaerobic degradation

of polycyclic aromatic hydrocarbons, FEMS Microbiology Ecology, Vol. 49, s,

27-36.

/32/ Grontmij, 2008. Note on the geochemical investigation of the Esbjerg Harbour

sludge disposal.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

88


www.niras.dk

/33/ Kogsgaard Miljø, 2013. Udtagning af vandprøver fra 6, bassin i Esbjerg

Havn.

/34/ Kystdirektoratet, 2013. Data om kornstørrelsesfordeling fremsendte fra Kystdirektoratet

til NIRAS.

/35/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Kvalitetskriterier.

/36/ Miljøministeriet, 2011. Bekendtgørelse om deponeringsanlæg. BEK nr. 719

af 24/06/2011.

/37/ Esbjerg Kommune, 2010. VVM-redegørelse for Esbjerg Ny Sydhavn, marts

2010. Genoptrykt 25. maj 2010.

/38/ Mikkelsen, O. & M. Pejrup, 2000. In situ particle size spectra and density of

particle aggregates in a dredging plume. Marine Geology 170, s. 443-459.

/39/ Esbjerg Havn. Regneark med vandanalyser, 2003- 2011.

/40/ Esbjerg Havn. Regneark med sedimentanalyser 2003-2011.

/41/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Investigation of harbour sediment

and seawater.

/42/ DHI, 2005. Modelberegninger i forbindelse med VVM redegørelse for tørrefelter

ved Esbjerg Havn med slutdeponering Øst for Måde deponiet, Kystdirektoratet

og Esbjerg Havn.

/43/ Esbjerg Kommune, 2010, Miljøgodkendelse af spulefelt til oprenset havnesediment

fra Esbjerg Havn samt tilladelse til direkte udledning af overskudsvand

til vadehavet.

/44/ DMU, 1999. Bundmaling til skibe – et miljøproblem, Tema-rapport fra DMU.

/45/ DHI, 2012. Konsekvensvurdering for klapning af sediment fra bassiner og

indsejlinger. Esbjerg Havn.

/46/ Grontmij, 2009. Esbjerg Spulefelt – VVM, Bestemmelse af minimumsfortynding

indenfor 50 m fra udløbspunkt, Udarbejdet af Erik Dal til Finn Lynggaard,

By- og Landskabsstyrelsen.

/47/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Bestemmelse af baggrundskoncentrationer.

/48/ OSPAR Convention, 2005. Agreement on Background Concentrations for

Contaminants in Seawater, Biota and Sediment, Agreement 2005-6.

/49/ WHO, 2001. Arsenic and arsenic compounds, Environmental Health Criteria

224.

/50/ WHO, 1990. Barium. Environmental Health Criteria 107, International programme

on chemical safety.

/51/ Collier, R., 198., Molybdenum in the Northeast Pacific Ocean, Limnol,

Oceanogr., Vol 30(6), s, 1351-1354.

/52/ Miljøstyrelsen, 2005. Havnesedimenter - Prøvetagning og analyse, Arbejdsrapport

nr., 35, 2005.

/53/ Pedersen, F.B., 2013. Baseret på beregninger udført af Professor Emeritus

Flemming Bo Pedersen, DTU, for NIRAS.

/54/ Pedersen, F.B., 1986. Lecture Notes on Coastal and Estuarine Studies. Environmental

Hydraulics: Stratified Flows. Springer Verlag. 278 sider.

/55/ Engelund, F.A. & F.B. Pedersen, 1975. Forelæsningsnotat om Diffusion og

Dispersion. ISVA. 45 sider.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

89


www.niras.dk

/56/ Engelund, F.A. & F.B. Pedersen, 1978. Lærebog i HYDRAULIK. Lyngby,

Den private Ingeniørfond. 314 sider.

/57/ By- og Landskabsstyrelsen, 2008. Dumpning af optaget havbundsmateriale

– klapning, Vejledning nr, 9702 af 20/10/2008.

/58/ Miljøstyrelsen, 1998. Oprydning på forurenede lokaliteter, Vejledning nr, 7,

Appendiks 5,6.

/59/ DHI, 2013. Tillæg til rapport dateret 20, november 2008. Planlagt deponi til

havnesediment, Esbjerg. Modellering af opblanding og sedimentspredning.

/60/ DHI, 2002. Miljøvurdering af udledning fra planlagt Depotplads 3 ved Esbjerg

havn. Udarbejdet for Kystdirektoratet.

/61/ Miljøklagenævnet, 2008. Miljøklagenævnets stedfæstelse af Miljøcenter

Odenses afgørelse af 19. november 2007 om forlængelse af tilladelse til

klapning af løbende oprensninger af Esbjerg Havns bassiner og de inderste

dele af indsejlingsrenderne, 7. april 2008.

/62/ DHI, 2013. Email fra Klavs Bundgaard, DHI til Loren Ramsay, NIRAS, dateret

11. februar 2013.

/63/ Miljøstyrelsen, 2012. Måde Deponi – Deponi Syd I/S. Revurdering af miljøgodkendelse

– vilkår for deponeringsenhed 3.A.1, 4. december 2012.

/64/ Ovesen, N.B., Iversen, H.L., Larsen, S.E., Müller-Wohlfeil, D.-I. & Svendsen,

L.M., Blicher, A.S. og Jensen, Per M. (2000): Afstrømningsforhold i danske

vandløb. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU nr. 340.

/65/ Hedeselskabet, 2001. Bestemmelse af vandføringens medianminimum i

nedbørsområderne 25, 30 og 39. Udarbejdet for Ribe Amt.

/66/ Orbicon, 2006. Water table at Skallingen beachfront. Udarbejdet for Kystdirektoratet,

dateret 21. juni 2006.

Kystdirektoratet:

Udledning og fortynding af forurenet vand

90


BILAG 2. Sedimentresultater, 2009-2011 side 1 af 2

Område

1. bassin 2. bassin Forhavn til 1. og 2. bassin Bedding 5. bassin

Stof Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv.

Glødetab % af TS 10.8 12.5 11.8 0.68 11.4 12.5 11.9 0.39 10.9 11.8 11.2 0.33 7.8 11.5 9.9 1.40 7.1 9.9 8.6 1.05

TS % 27.4 98 54.1 34.25 27.1 96.5 50.9 35.29 33.4 97.6 57.2 31.42 39.8 98.4 75.9 28.67 38.3 98.8 59.3 30.60

Organotin (µg/kg TS)

monobutyltin 5.4 8.2 6.5 1.26 2.3 12 6.3 3.7 3.4 5.2 4.4 0.7 5.8 70 20.5 22.8 5.9 15 9.6 3.3

dibutyltin 6.1 10 7.6 1.45 4.7 29 14.8 9.9 2.9 5.5 4.4 0.9 8.9 210 65.4 72.3 14 31 21.0 7.6

tributyltin 21 55 33.7 14.96 27 160 76.3 61.3 12 15 14.2 1.2 33 780 330.8 281.4 46 160 107.5 48.1

Polyaromatiske hydrocarboner (mg/kg TS)

naftalen 0.022 0.034 0.027 0.005 0.024 0.028 0.026 0.002 0.02 0.029 0.023 0.004 0.016 0.031 0.020 0.004 0.013 0.026 0.020 0.005

acenaftylen 0.0022 0.01 0.007 0.0039 0.0026 0.01 0.008 0.0036 0.0025 0.01 0.008 0.0039 0.002 0.01 0.005 0.0041 0.002 0.01 0.007 0.0040

acenaften 0.0033 0.01 0.008 0.0034 0.0044 0.01 0.009 0.0023 0.0031 0.01 0.008 0.0035 0.0028 0.01 0.006 0.0032 0.0024 0.01 0.008 0.0038

fluoren 0.0093 0.017 0.014 0.0032 0.01 0.014 0.012 0.0018 0.01 0.011 0.010 0.0011 0.01 0.019 0.011 0.0035 0.01 0.013 0.011 0.0033

fenantren 0.037 0.061 0.048 0.009 0.032 0.068 0.043 0.013 0.032 0.041 0.035 0.004 0.029 0.049 0.037 0.007 0.026 0.055 0.041 0.011

antracen 0.011 0.014 0.013 0.001 0.011 0.022 0.014 0.004 0.01 0.014 0.011 0.002 0.0079 0.018 0.011 0.003 0.0064 0.013 0.011 0.002

fluoranten 0.067 0.1 0.086 0.014 0.068 0.12 0.084 0.019 0.057 0.1 0.068 0.016 0.057 0.11 0.080 0.018 0.047 0.11 0.082 0.025

pyren 0.05 0.074 0.064 0.011 0.05 0.1 0.064 0.018 0.044 0.071 0.051 0.010 0.042 0.082 0.060 0.014 0.034 0.085 0.063 0.019

benz(a)antracen 0.026 0.045 0.036 0.009 0.031 0.051 0.037 0.007 0.024 0.045 0.030 0.008 0.021 0.056 0.033 0.011 0.016 0.052 0.036 0.015

chrysen 0.034 0.054 0.042 0.008 0.034 0.062 0.042 0.010 0.026 0.042 0.032 0.006 0.026 0.061 0.038 0.011 0.021 0.051 0.038 0.012

bens(b)fluoranten 0.059 0.077 0.069 0.008 0.052 0.074 0.064 0.008 0.051 0.067 0.057 0.006 0.039 0.081 0.060 0.013 0.033 0.08 0.061 0.020

benz(k)fluoranten 0.027 0.033 0.030 0.002 0.023 0.043 0.031 0.007 0.021 0.027 0.023 0.002 0.02 0.052 0.029 0.009 0.014 0.035 0.027 0.008

benz(a)pyren 0.031 0.042 0.036 0.005 0.029 0.067 0.040 0.014 0.022 0.036 0.030 0.006 0.027 0.047 0.035 0.007 0.02 0.048 0.035 0.010

dibenz(a,h)anthracen 0.01 0.017 0.014 0.003 0.01 0.022 0.016 0.004 0.01 0.015 0.013 0.002 0.01 0.031 0.015 0.006 0.0093 0.017 0.013 0.003

benzo(ghi)perylen 0.027 0.063 0.048 0.014 0.023 0.076 0.054 0.019 0.019 0.056 0.040 0.016 0.032 0.067 0.049 0.013 0.03 0.055 0.044 0.012

indeno(123cd)pyren 0.046 0.087 0.066 0.016 0.038 0.09 0.071 0.020 0.031 0.075 0.055 0.019 0.043 0.12 0.066 0.024 0.038 0.08 0.058 0.017

PAH cancerogene 0.256 0.349 0.305 0.047 0.236 0.302 0.269 0.027 0.184 0.302 0.238 0.059 0.215 0.423 0.313 0.101 0.282 0.345 0.312 0.027

PAH øvrige 0.279 0.357 0.320 0.036 0.255 0.267 0.261 0.005 0.192 0.311 0.236 0.054 0.22 0.371 0.298 0.068 0.282 0.347 0.310 0.033

Sum PAH 0.683 1.1678 0.899 0.199 0.517 1.8846 1.037 0.581 0.513 0.84 0.674 0.134 0.705 1.3482 0.940 0.227 0.565 1.0826 0.832 0.241

MST 9 PAH 0.377 0.534 0.437 0.068 0.364 0.656 0.448 0.107 0.28 0.469 0.350 0.069 0.2959 0.602 0.410 0.098 0.2384 0.53 0.406 0.108

sum 16 EPA-PAH 0.535 0.579 0.557 0.031 0.498 0.541 0.520 0.030 0.376 0.393 0.385 0.012 0.435 0.505 0.470 0.049 0.648 0.692 0.670 0.031

Metaller (mg/kg TS)

arsen 22 31.9 26.1 4.3 23.6 28.8 24.9 2.0 21.4 29.9 25.1 3.1 20.7 35.5 26.0 4.5 14 27.8 21.5 5.7

cadmium 0.351 0.545 0.4 0.09 0.38 0.482 0.4 0.04 0.305 0.478 0.4 0.07 0.27 0.483 0.4 0.07 0.231 0.443 0.3 0.08

cobalt 11.6 16.5 13.5 2.1 11.3 14.9 12.6 1.2 11.7 15.2 13.0 1.3 10.1 13.9 12.0 1.3 7.09 12.6 9.6 2.2

chrom 49.4 71.2 57.9 9.4 49.3 63.4 55.5 4.8 47.2 67.5 55.0 7.6 35 58 46.1 8.4 26.2 53.2 37.0 10.2

kobber 24.2 31.2 26.6 3.3 25.9 34.1 31.3 3.0 19 34.8 24.5 5.8 17.5 46.5 31.2 10.7 16.3 31.6 23.0 5.9

kviksøl 0.169 0.222 0.2 0.021 0.169 0.25 0.21 0.030 0.152 0.204 0.18 0.021 0.115 0.193 0.17 0.028 0.111 0.175 0.14 0.026

nikkel 29.5 38.4 33.1 3.8 29.4 35.7 31.5 2.2 28.3 35.9 31.0 3.0 22.9 32 27.9 3.1 16.5 29.1 22.4 4.8

bly 41.1 47.7 43.6 2.7 39.1 46.9 42.7 2.9 36.3 43.9 39.2 2.9 28.4 45.1 38.6 5.1 23.4 38.9 30.2 6.0

vanadium 78.9 115 91.2 16.7 77.3 101 84.1 8.7 77.6 115 85.7 14.7 58 92.2 72.8 11.9 42 79.7 58.6 14.6

zink 154 240 185.7 41.8 158 201 174.3 15.8 133 180 152.2 16.6 117 187 150.3 26.2 97.3 173 126.0 30.0

barium 89 108 99.5 6.7 80.2 115 97.6 14.2 82 112 91.6 10.5 62.2 101 80.5 14.5 48.1 91.6 69.4 16.4

115 højeste konc. fundet


BILAG 2. Sedimentresultater, 2009-2011 side 2 af 2

Område 6. bassin - Doggerkaj

6. bassin - Vikingkaj 6. bassin, vest for flydedok 6. bassin, øst for flydedok 6. bassin

Stof Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Vægtet

gennemsnit

Glødetab % af TS 6.7 10.1 8.4 1.43 10.4 11.7 11.1 0.61 9 11.9 10.4 1.18 11 12.2 11.7 0.53 10.32

TS % 38.3 98.3 61.8 28.55 32.9 98.5 55.8 33.02 31.6 98.1 58.0 31.32 29.6 98.3 54.0 34.30 57.50

Organotin (µg/kg TS)

monobutyltin 9.5 28 17.9 7.2 19 44 29.3 10.3 21 140 52.8 44.9 21 96 51.3 28.7 32.40

dibutyltin 44 72 56.5 9.8 87 130 100.2 15.3 79 200 131.3 47.1 110 340 200.0 84.6 106.08

tributyltin 180 780 410.0 267.9 370 1100 631.7 271.8 440 3000 1203.3 1143.7 700 3600 1790.0 1348.7 805.83

Polyaromatiske hydrocarboner (mg/kg TS)

naftalen 0.017 0.05 0.028 0.014 0.024 0.076 0.041 0.024 0.023 0.089 0.047 0.029 0.023 0.09 0.040 0.025 0.04

acenaftylen 0.0023 0.01 0.007 0.0040 0.0022 0.01 0.007 0.0039 0.0024 0.01 0.008 0.0038 0.0025 0.01 0.008 0.0038 0.01

acenaften 0.0057 0.01 0.009 0.0018 0.01 0.014 0.012 0.0016 0.01 0.018 0.013 0.0034 0.011 0.029 0.018 0.0079 0.01

fluoren 0.01 0.016 0.013 0.0025 0.02 0.021 0.019 0.0013 0.02 0.023 0.020 0.0027 0.02 0.03 0.023 0.0047 0.02

fenantren 0.035 0.048 0.039 0.005 0.061 0.087 0.070 0.011 0.083 0.093 0.088 0.004 0.071 0.13 0.099 0.023 0.07

antracen 0.01 0.018 0.013 0.004 0.014 0.023 0.017 0.004 0.013 0.022 0.017 0.004 0.013 0.025 0.018 0.004 0.02

fluoranten 0.089 0.1 0.094 0.004 0.16 0.18 0.167 0.008 0.15 0.2 0.172 0.019 0.17 0.24 0.203 0.024 0.15

pyren 0.063 0.073 0.069 0.003 0.1 0.13 0.113 0.012 0.11 0.13 0.122 0.008 0.13 0.17 0.145 0.016 0.11

benz(a)antracen 0.031 0.04 0.036 0.003 0.054 0.068 0.062 0.005 0.055 0.062 0.059 0.003 0.063 0.081 0.070 0.008 0.06

chrysen 0.037 0.046 0.041 0.003 0.065 0.075 0.069 0.004 0.063 0.082 0.071 0.007 0.072 0.088 0.082 0.007 0.06

bens(b)fluoranten 0.055 0.065 0.060 0.004 0.073 0.11 0.095 0.016 0.083 0.11 0.093 0.013 0.088 0.11 0.098 0.010 0.09

benz(k)fluoranten 0.027 0.032 0.029 0.002 0.04 0.046 0.044 0.002 0.039 0.046 0.043 0.003 0.048 0.05 0.049 0.001 0.04

benz(a)pyren 0.031 0.045 0.038 0.006 0.054 0.07 0.061 0.006 0.048 0.067 0.057 0.008 0.064 0.074 0.068 0.005 0.06

dibenz(a,h)anthracen 0.01 0.017 0.014 0.003 0.018 0.022 0.021 0.002 0.015 0.023 0.019 0.003 0.02 0.025 0.023 0.002 0.02

benzo(ghi)perylen 0.029 0.067 0.049 0.014 0.072 0.085 0.077 0.005 0.041 0.078 0.065 0.018 0.061 0.085 0.076 0.011 0.07

indeno(123cd)pyren 0.046 0.086 0.061 0.015 0.081 0.11 0.092 0.011 0.062 0.096 0.082 0.014 0.081 0.11 0.093 0.010 0.08

PAH cancerogene 0.248 0.303 0.267 0.025 0.437 0.484 0.454 0.021 0.372 0.459 0.416 0.048 0.473 0.498 0.484 0.010 0.40

PAH øvrige 0.24 0.348 0.291 0.053 0.471 0.56 0.522 0.039 0.47 0.641 0.554 0.087 0.522 0.692 0.630 0.074 0.48

Sum PAH 0.588 1.4635 0.950 0.393 0.978 2.6157 1.666 0.714 1.07 2.1014 1.503 0.463 0.995 2.7609 1.845 0.704 1.47

MST 9 PAH 0.389 0.484 0.440 0.041 0.699 0.764 0.727 0.024 0.642 0.806 0.732 0.068 0.779 0.928 0.855 0.052 0.67

sum 16 EPA-PAH 0.488 0.507 0.498 0.013 0.916 0.998 0.957 0.058 0.842 0.865 0.854 0.016 1.14 1.19 1.165 0.035 0.85

Metaller (mg/kg TS)

arsen 19.3 23.5 21.4 1.8 22.3 28.1 24.9 2.5 22.2 24.5 23.4 1.1 23.8 30.6 26.4 2.9 23.95

cadmium 0.292 0.373 0.3 0.03 0.339 0.494 0.4 0.06 0.347 0.405 0.4 0.02 0.379 0.524 0.4 0.06 0.38

cobalt 8.82 11.9 10.4 1.3 11 14.7 12.9 1.5 11 12.2 11.6 0.5 12 16 13.5 1.8 12.10

chrom 35.2 47 39.1 4.1 43.5 66.3 54.0 9.9 43.5 50 46.8 3.1 44.8 71.9 54.2 12.8 49.01

kobber 35.6 48.3 42.4 4.8 57.7 66.1 61.5 3.3 57.5 90.2 73.3 14.6 75.2 114 96.8 15.8 62.71

kviksøl 0.0997 0.19 0.15 0.037 0.15 0.216 0.18 0.026 0.134 0.217 0.17 0.034 0.129 0.234 0.19 0.048 0.17

nikkel 21.7 28.6 24.7 2.6 26.9 36.1 31.5 3.9 25.8 31.1 28.1 1.8 28.9 40 33.1 5.1 29.37

bly 27 42.4 34.3 6.2 38.9 45.7 43.1 3.1 33.7 42.6 38.2 3.5 37.4 53.4 44.4 6.6 40.21

vanadium 58.2 73.1 62.3 5.4 71.1 105 85.1 15.2 65.6 76.8 73.0 4.5 72 112 85.7 18.9 77.37

zink 123 161 146.2 14.6 161 236 191.3 28.8 167 176 171.2 3.7 181 281 217.2 48.8 179.87

barium 67.8 90.6 78.2 8.1 83.6 113 99.4 12.3 76.1 96.2 85.2 6.8 77.1 125 98.5 20.3 91.60


Naturstyrelsen

Haraldsgade 53

2100 København

More magazines by this user
Similar magazines