| Forside | | Indhold | | Forrige |

Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter

Bilag B
1. Konsekvensvurdering mht. voluminer

1.1 Indledning til afprøvning

Der er gennemført en opgørelse over placeringsbehovet for havnesedimenter i Danmark. Sedimenter fra sejlrenderne til Hirtshals, Hanstholm og Esbjerg er dog ikke medtaget i opgørelsen. Der er anvendt to strategier (baggrundskoncentration og toksicitetsbaseret), og analysen viser krav til datamaterialet og giver en vurdering af sedimentmængderne acceptable bortskaffelse ved klapning til havs, til kystnære depoter og til kontrolleret opbevaring på land.

Der er valgt tre eksempelstoffer ud (kobber, benz(a)pyren og TBT), som indgår med kriterier i undersøgelsen af konsekvenserne af et eksempel og to strategier:

1. Som et eksempel på faste kriterieværdier er norske kriterier anvendt
2. Anvendelse af eksisterende grænseværdier i alle amter (ca. 2xbaggrund)
3. Anvendelse af grænseværdier for toksisk virkning.

Datagrundlaget for analysen er Miljøstyrelsens databaser over indholdet af metaller og miljøfremmede stoffer i klapmateriale. Datagrundlaget for især de miljøfremmede stoffer er meget sparsomt og udgør det største bidrag til usikkerhed for vurderingen af strategiernes betydning for klapningspraksis. Fastsættelsen af kriterieværdier er gennemført på baggrund af litteraturen. Der er fundet meget få værdier for TBT og meget forskellige kriterieværdier i øvrigt (se kapitel 2).

Der er gennemført en sensitivitetsanalyse, hvor sensitiviteten af de beregnede placeringsbehov med hensyn til varierende grænseværdier er beskrevet. Det er fundet, at sensitiviteten på kravene til TBT er meget stor, mens sensitiviteten for kravene til de andre stoffer er tydelig mindre.

Da ikke alle parametre er målt i alle havne er det nødvendigt at indføre estimater hvor der mangler koncentrationsmålinger. Den dermed indførte usikkerhed er søgt belyst ved en sensitivitetsanalyse.

For at kunne vurdere en given strategi med hensyn til de praktiske implikationer er det nødvendigt at konkretisere den overordnede retningslinie (strategi) og derved konkret at angive et skøn på hvor mange tons sediment per år der på landsplan henføres til de valgte placeringstyper.

Til det formål er der udarbejdet en model i form af et regneark, som omfatter en database og en beregningsdel.

Databasen indeholder datagrundlaget og omfatter et katalog over:

1. Havnesedimenternes indhold af kritiske stoffer.
     
2. Forventet fremtidigt klapbehov for hver havn.

Databasedelen indeholder beregningerne, der giver vurderingen af behovet inden for de tre valgte placeringsmuligheder.

1.1.1 Datagrundlag

1.1.1.1 Havnesedimenternes indhold af kritiske stoffer.

Koncentrationerne af tungmetaller og miljøfremmede stoffer og det forventede fremtidige klapbehov er angivet i (Miljøstyrelsen, 2000,a) og i (Miljøstyrelsen, 2000,b).

En opgørelse over koncentrationernes niveau i de forskellige amter Danmark er givet som medianværdier i Tabel 1.1.

For de havnebassiner, hvor der mangler målinger er der gennemført et skøn af koncentrationen for dermed at opnå et skøn over alle amternes samlede behov. Da der fra (Miljøstyrelsen, 2000,a) fremgår, at der på nationalt plan ikke findes en anvendelig sammenhæng mellem koncentration af forurende stof og glødetab, havnetype etc. anvendes i denne analyse den relativ simple model, at et amts medianværdi for et bestemt stof kan anvendes som estimat på den tilsvarende koncentration i samme amt eller et amt der ligner mht. sandvandring og stofeksponering. Havne ved østkysten af Jylland og på øerne antages forskellige fra havne fra Vesterhavet/Bornholm. De anvendte modelkoncentrationer fremgår af markeringen (’*) i nedenstående Tabel 1.1. Ved at anvende medianer til denne modellering vil ekstremværdier, ikke præge analysen i særlig grad.

Det samlede antal målinger er derimod vigtigt for usikkerheden af skønnet, fordi et stort antal vil nedbringe antallet af havne, hvor det er nødvendigt at bruge modellerede (mindre sikre) værdier for koncentrationen.

Tabel 1.1
Medianværdier af målinger siden 1995 i havnesedimenterne samlet per amt. For værdier mærket med * foreligger der ingen målinger i den aktuelle database, derfor er værdier fra amter skønnet sammenlignelige indsat og brugt ved analysen.

1.1.1.2 Forventet fremtidigt klapbehov for hver havn.

Amternes og havnenes har gennemført en vurdering over de forventede klapmængder i årene 2001-2003. Middelværdien over disse tre år anvendes til vurderingen. En oversigt per amt er givet i Tabel 1.2.

Det bemærkes, at Københavns Amt ikke har behov for klapning da amtet deponerer alt sediment. Det bemærkes desuden, at der ikke foreligger værdier fra Vestsjællands og Roskilde Amt for klapningsbehov i perioden 2001-2003. Mængderne for sejlrenderne til Hirtshals, Hanstholm og Esbjerg havne er ikke medtaget i denne opgørelse, da det forudsættes, at disse sedimenter har koncentrationer som ligger på baggrundsniveau.

I Miljøstyrelsen (2000a) nævnes at amternes behov for klapning i fremtiden vil variere mellem 1,5 og 0,8 millioner tons/år. I nærværende undersøgelse arbejdes med en mængde på ca. 0,8 millioner tons/år. Dette tal vurderes at ligge indenfor intervallet opgivet af amterne og er dermed egnet som grundlag. Indberetningerne fra amterne til Miljøstyrelsen over klappede mængder har normalt ligget i intervallet 3-5 millioner tons/år. Der antydes i samme rapport at der i opgørelserne muligvis ligger en fejl fra omregning mellem m³ og ton. Der kan dog ligeledes være tale om forskellen mellem forurenet havnesediment og mængden af sediment fra de hurtigt tilsandende sejlrender ved Vestkysten. Denne mængde fra sejlrenderne er, som tidligere nævnt, ikke medtaget i nærværende analyse.

Behovet for deponering i perioden 2001-2003 skønnes tilsvarende til 240.000 tons/år

Tabel 1.2
Amternes årlige klapbehov for havnesedimenter udtrykt som gennemsnittet for det skønnede behov for årene 2001-2003. Ribe amt er ekskl. oprensning i Grådyb.

1.1.2 Konsekvenser ved strategier og kriterier

1.1.2.1 Konsekvenser, eksemplificeret ved norske grænseværdier

I det følgende anvendes grænseværdierne fra Norge på konsekvensmodellen for at give et eksempel på hvordan konsekvensmodellen reagerer på konkrete og operationelle værdier fra et naboland. Grænseværdierne og systemet for klassifikation i Norge er beskrevet i afsnit 2.2.4. Opbygningen og virkemåden for beregningsmodellen for behovet inden for forskellige placeringsmetoder (klapning, deponering, etc) er beskrevet i de følgende afsnit og i bilagene.

Grænseværdierne og de resulterende mængder fremgår af følgende Figur 1.1 og Tabel 1.3

Figur 1.1:
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benz(a)pyren) baseret på klassifikation og grænseværdier fra Norge .

Tabel 1.3
Tabel over resultater for eksemplet fra Norge
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger, der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc". f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 10,6 m g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver af de tre placeringsmetoder; "rel andel" angiver den relative andel for hver placeringsmetode; "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold til det samlede behov.

*maximum værdi.

Strategi 1 (baggrundsværdier)

Denne strategi er valgt med udgangspunkt i grænseværdier for stofkoncentration, der traditionelt er blevet anvendt af danske amter ved udstedelser af tilladelser. Værdierne er oftest valgt som 2 gange baggrundsværdien eller som 1-3 gange detektionsgrænsen. Da disse værdier ikke eksisterer for alle amter og da de ikke er éns i de amter, der anvender grænseværdier, er der i denne analyse anvendt de hyppigste værdier.

Parametrene, som den her gennemførte analyse baserer sig på, er valgt ud fra det eksisterende datamateriales omfang og parametrenes potentielle virkning på havmiljøet. Parametrene er TBT, kobber (Cu) og benzo(a)pyren, som er en PAH.

Kriterier for placeringsmetode:

Ved at definere koncentrationsgrænseværdier for hver placeringsmetode dannes et hierarki af placeringstyper, som spænder fra klapning i havområder over kyst/hav deponering til deponering på land under kontrollerede forhold (kontrollerede deponier). For hver koncentration anvises der dermed én placeringsmetode. Grænseværdierne for klapning til havs er valgt efter amternes opgivelser som svarer til ca. 2 gange baggrundsniveauet. Grænseværdien for kontrolleret deponering til lands er ikke angivet for de danske forhold og den er derfor valgt på baggrund af klassifikationer fra USA og Autralien (Long et.al., 1995), (Batley, 1997). For TBT, Cu og PAH ligger disse værdier 50 gange højere end grænseværdien for klapning til havs.

De valgte grænseværdier er givet i nedenstående Tabel 1.4.

Tabel 1.4
Grænseværdier for stofkoncentrationer ved strategi 1 (baggrundsværdier). Forkortelsen BaP er for stoffet benzo(a)pyren, der er valgt som eksempelstof for PAH.

Andre stoffer:

Kun kendte og målte stoffer kan indgå i en vurdering. Andre stoffer og ukendte stoffer skal, så snart der består behov derfor, indarbejdes i vurderingen. Indtil da må de parametre, der indgår i vurderingen, være udvalgt på en sådan måde, at de kan antages at være indikatorparametre for en bred vifte af stoffer.

Konsekvenser, strategi 1 (baggrundsværdier).

I dette afsnit gøres rede for valget af grænseværdier og for de deraf følgende konsekvenserne for mængderne.

TBT

Grænseværdien for klapning i erosionsområde er sat til 6 m g/kgTS, svarende til 2 gange baggrundsværdien ved 10% glødetab. Grænseværdien for kontrolleret deponering på land er valgt til 300 m g/kgTS, svarende til ca 100 gange baggrundskoncentrationen. Resultatet er illustreret på og fremgår af Tabel 1.5. Det ses at en betydelig del på ca. 700.000 tons/år forudses skulle deponeres på i kystnære depoter. Da andelen af modelleret mængde er relativ stor, skal skønnet tages med forbehold.

Figur 1.2
Klapbehov for TBT efter strategi 1.

Kobber

Grænseværdien for klapning til havs er sat til 30 mg/kg TS, svarende til 2 gange baggrundsværdien på 15 mg/kg TS. Grænsenværdien mellem klapning og deponering til lands er sat til 100 gange baggrundsværdien, nemlig 1500 mg/kg TS. Ingen af de indmeldte prøver udviste så høje koncentrationer. Maximum har været 203 mg/kgTS . Resultatet er illustreret på Figur 1.4 og fremgår af Tabel 1.5. Der forudses at ca. 600.000 tons kan klappes og at ca. 200.000 tons skal deponeres kystnært.

Figur 1.3
Klapbehov for kobber efter strategi 1.

PAH

Grænseværdien for klapning til havs er sat til 250 m g/kgTS, svarende til 2 gange baggrundskoncentrationen. Grænseværdien for kontrolleret deponering på land er valgt til 12500 m g/kgTS, svarende til ca. 100 gange baggrundsværdien. Den maksimale koncentratione fundet i Danmark har været på 1.700 m g/kgTS. Resultatet er illustreret på Figur 1.5 og i Tabel 1.5. Der forudses at ca. 320.000 tons kan klappes til havs, og at ca. 510.000 tons deponeres kystnært, under forudsætning at PAH kriterierne for benzo(a)pyren gælder alene. Da denne vurdering kun er baseret på 7% målte mængder skal dette resultat tages med forbehold.

Figur 1.4
Klapbehov for PAH efter strategi 1.

Samtidig opfyldelse af TBT- , Cu- og PAH kriteriet:

Figur 1.5
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benzo(a)pyren) efter strategi 1.

Tabel 1.5
Tabel over resultater for strategi 1.
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger, der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc". f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 11 m g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver af de tre placeringsmetoder, "rel andel" angiver den relative andel for hver placeringsmetode, "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold til det samlede behov.

* maximum værdi.

Usikkerhed, strategi 1

Den største usikkerhed ligger i manglende analyse data især for PAH (benzo(a)pyren) men også for TBT. For disse to stoffer kendes der kun målte koncentrationer for hhv. 3% og 40% af de forventede sedimentmængder.

Analysen for det kombinerede kriterie for alle tre parametre er domineret af usikkerheden på PAH, i dette tilfælde bemnzo(a)pyren. Derfor må datagrundlaget for denne parameter udbygges som første prioritet. Som anden prioritet skal flere analyser af TBT i databasen. Den mindst kritiske parameter er kobber. At der ikke findes kobber-koncentrationer i det meget høje regime, skyldes sandsynligvis, at analyserne er fra sedimenter, der har opnået en klapningstilladelse. Flere eksisterende kobber målinger kan tilføjes databasen, men ændrer næppe på sediment placeringen. Andre tungmetaller som bly og krom kan medtages og kan forventes at have betydning i enkelte havne. For den nationale opgørelse forventes mindre påvirkning.

Derudover ligger der en usikkerhed i stoffet LAS, som slet ikke er medtaget i denne analyse fordi det er antaget, at miljøvirkningen af LAS er af mindre graverende art end for de andre tre valgte stoffer.

Sensitivitet, strategi 1

Den gennemførte opgørelse er præget af parameteren PAH. Det påpeges, at sensitiviteten evt. kan ændre sig betydeligt når et større datagrundlag er etableret.

Opgørelsen udviser næststørst afhængighed af TBT. Grænseværdier for kyst/hav deponering er meget lidt sensitiv i intervallet mellem 200 og 1500 m g/kgTS.

For kobber udvises en moderat sensitivitet for grænseværdien for klapning. En moderat ændring af grænseværdien vil have en sammenlignelig relativ ændring af den klappede sedimentmængde til følge. Da alle koncentrationer ligger under grænsen for landdeponering har denne grænseværdi ingen sensitivitet.

I alt er sensitiviteten af analysen relativ lille overfor moderate ændringer af grænseværdierne.

1.1.2.2 Strategi 2 (toksicitet)

Denne strategi anvender som grænseværdier eksisterende viden om giftvirkning på relevante organismer i havmiljøet - stoffets toksiske virkning. Valget af grænseværdierne bygger på undersøgelser fra USA (Long et.al., 1995) og Australien (Batley, 1997), samt VKI (1998). For TBT, Cu og PAH ligger værdierne for deponering i kyst/hav zonen 10 gange højere end grænseværdien for klapning til havs.

De valgte grænseværdier er givet i nedenstående Tabel 1.6:

Tabel 1.6
Grænseværdier for stofkoncentrationer ved strategi 2 (tox). Forkortelsen PAH er i denne tabel brugt for stoffet benzo(a)pyren.

* foreslået SKK for Danmark

Beskrivelsen af datakrav og deponering er de samme som for strategi 1.

Konsekvenser, strategi 2 (toksicitet)

TBT

Resultatet er illustreret på Figur 1.6 og Tabel 1.. Det ses at en mindre del på ca. 65.000 tons/år forudses deponeret til havs mens ca. 760.000 tons/år skal landdeponeres.

Figur 1.6
Klapbehov for TBT efter strategi 2.

Kobber

Resultatet er illustreret på Figur 1.7 og fremgår af Tabel 1.7. Der forudses at ca. 650.000 tons kan klappes og at ca. 175.000 tons skal deponeres kystnært.

Figur 1.7
Klapbehov for kobber efter strategi 2.

PAH

Resultatet er illustreret på Figur 1.8 og i Tabel 1.7. Der forudses at ca. 625.000 tons kan klappes til havs, at 200,000 tons kan klappes i kystnære depoter, og der forudses ingen deponering på land, under forudsætning at PAH kriterierne for benzo(a)pyren alene gælder. Da denne vurdering kun er baseret på 7% målte mængder skal dette resultat tages med forbehold.

Figur 1.8
Klapbehov for PAH efter strategi 2.

Samtidig opfyldelse af TBT- , Cu- og PAH kriteriet:

En opgørelse over behovene ved opfyldelse af både TBT- Cu- og PAH kriteriet er givet i Figur 1.9. Det findes, at der ved den kombinerede opgørelse eksisterer 2% målte og tilsvarende 98% modellerede mængder. I alt stiller dette kombinerede kriterie krav om ca. 65.000 tons til klapning til havs og ca.760.000 tons til kontrollerede landdepoter per år.

Figur 1.9
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benzo(a)pyren) efter strategi 2.

Tabel 1.7
Tabel over resultater for strategi 2.
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger, der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc". f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 11 m g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver af de tre placeringsmetoder, "rel andel" angiver den relative andel for hver placeringsmetode, "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold til det samlede behov.

* maximum værdi.

Usikkerhed, strategi 2

I modsætning til strategi 1 ligger den største usikkerhed her i manglende analyse data især for TBT men også for PAH (benzo(a)pyren). For disse to stoffer kendes der kun målte koncentrationer for hhv. 40% og 7% af de forventede sedimentmængder. Grænseværdierne for TBT er så lave, at en stor del af sedimentmængderne skal i kystnær depot.

Analysen for det kombinerede kriterie for alle tre parametre er domineret af usikkerheden på TBT. Derfor må datagrundlaget for denne parameter udbygges som første prioritet. Som anden prioritet skal flere analyser af PAH i databasen. Den mindst kritiske parameter er kobber.

Sensitivitet, strategi 2

Sensitiviteten er styret af de lave grænseværdier for TBT. Næsten alle målinger ligger over disse niveauer. Derfor reagerer grænseværdien for klapning meget sensitivt overfor en hævning af grænseværdien, hvorimod en yderligere sænkning ikke vil have store konsekvenser. Grænseværdien for landdeponering udviser samme høje sensitivitet. For PAH viser det sig, at sensitiviteten ikke er stor, selv om usikkerheden er betydelig på grund af det lille datagrundlag. For kobber udvises en moderat sensitivitet for grænseværdien for klapning. En moderat ændring af grænseværdien vil have en sammenlignelig relativ ændring af den klappede sedimentmængde til følge. Da alle koncentrationer ligger under grænsen for landdeponering har denne grænseværdi ingen sensitivitet. I alt er sensitiviteten af analysen relativ stor overfor små ændringer af grænseværdierne især på TBT.