|
Vurdering af udvaskning fra havnesedimenter under forskellige redox-forhold 5 Eksponering ved deponering under vandspejlet i et kystnært deponeringsanlægDette scenarie er illustreret som et kystnært deponeringsanlæg, hvor vandstanden i havområdet uden for deponeringsanlægget tilnærmelsesvist er lig vandstanden i deponeringsanlægget. Hensigten her er så vidt muligt at opretholde reducerede forhold i deponeringsanlægget, således at den opløste fraktion af de miljøfremmede stoffer minimeres. Deponeringsanlægget tænkes opfyldt til omkring vandoverfladen og efterfølgende afdækket med jord. Regnvand søges afdrænet i væsentligt omfang, således at der ikke via gennemsivning med regnvand sker en oxidering af sedimentet. En vis oxidering af de øverste lag må dog forventes i praksis. Figur 5.1 skitserer et eksisterende deponeringsanlæg ved Lynetten, Københavns Havn, som er anlagt efter de skitserede retningslinjer. Fig. 5.1. 5.1 Administrative forudsætninger for denne type deponeringsanlægI henhold til Miljøstyrelsens vejledning om overgangsplaner (Miljøstyrelsen, 2002b) vil et sådant deponeringsanlæg kun kunne accepteres, såfremt en konkret miljørisikovurdering kan godtgøre, at deponeringen af sediment under sådanne forhold ikke giver anledning til potentiel fare for den tilgrænsende overfladevandsrecipient. Det vil kræve, at den i vejledningen nævnte ændring af Deponeringsbekendtgørelsen bliver gennemført. Såfremt der ikke stilles krav om etablering af membran og perkolatopsamling, skal der fastsættes krav om skærpet kontrol med det affald, der modtages til deponering på det pågældende anlæg. Deponeringsbekendtgørelsen indeholder tillige en række bestemmelser vedrørende egenkontrol og afrapportering af driftsforhold samt bestemmelser vedrørende nedlukning og efterkontrol. Der henvises i øvrigt til Miljøstyrelsens brev af 31. maj 2002 til amtsrådene vedrørende overgangsplaner for bestående anlæg til deponering af havnesedimenter (Miljøstyrelsen, 2002a) samt Miljøstyrelsens vejledning om overgangsplaner (Miljøstyrelsen, 2002b). I sidstnævnte er det bl.a. anført, at for deponeringsanlæg beliggende i umiddelbar nærhed af et vandområde kan kravene til membran- og perkolatopsamlingssystem reduceres, hvis det kan dokumenteres, at følgende betingelse er opfyldt:
Kravene til membran- og perkolatopsamlingssystem kan yderligere reduceres, eventuelt bortfalde, såfremt det for udsivningen af stoffer også kan dokumenteres: at der ikke vil ske udsivning af miljøfarlige stoffer, som er prioriterede i relation til beskyttelsen af vandmiljøet, og af stoffer på listen over stoffer, som vækker bekymring i relation til beskyttelse af havmiljøet, samt at udsivningen af andre forurenende stoffer fra anlægget sammen med tilførslen af stofferne fra andre kilder ikke giver anledning til en øget forurening i andre vandområder, og at der for de definerede forurenende stoffer kan redegøres for en progressiv reduktion i den samlede udledning over en længere årrække. I Tabel 5.1 er angivet kravene for udledning til hav ifølge Bekendtgørelse nr. 921 (Miljøministeriet, 1996). I Tabel 5.1 er til sammenligning ligeledes anført de målte porevandskoncentrationer fra denne undersøgelse og fra Miljøstyrelsen (1996b), hvor sedimentkoncentrationerne i tre danske fjorde blev målt, dvs. disse tal skulle repræsentere koncentrationsniveauer for områder, der kun er diffust påvirkede. Det ses af Tabel 5.1, at porevandskoncentrationerne for sedimentet i fjordene generelt overholder kravene til udledningen, mens de målte porevandskoncentrationer fra denne undersøgelse ofte overskrider kravene. Tabel 5.1.
5.2 Metode for beregning af udsivning fra deponeringsanlæggetDer gennemføres en beregning af udsivningen fra et deponeringsanlæg placeret i et inddæmmet havområde, f.eks. som udvidelse af et havneareal. Formålet er at estimere hvor høje koncentrationer, der kan tillades i det deponerede materiale, såfremt der ikke påregnes udført opsamling af perkolat fra deponeringen. Der er foretaget en række grundlæggende antagelser:
Tabel 5.2.
Fremgangsmåde ved beregningen: For perioden år 0-10 efter start:
For år 11 opfyldes resten af deponeringsanlægget med ren jord, og i de efterfølgende år giver kun nettoinfiltrationen grund til udsivning. Det antages, at befæstningsgraden af arealet er 50 %, og dermed at 50 % af nettoinfiltrationen trænger gennem deponeringsanlægget og videre til havet. Det opstillede scenarie er idealiseret i forhold til de virkelige forhold omkring et deponeringsanlæg af denne art. Forudsætningen om impermeabel bund vil næppe være opfyldt i praksis; alt efter trykniveauet i det underliggende grundvandsmagasin vil der kunne ske en opadrettet eller nedadrettet transport gennem bunden. Trykniveauet i det underliggende grundvandsmagasin vil formodentlig (i gennemsnit) være højere end trykniveauet i det omkringliggende hav og dermed højere end i deponeringsanlægget, og transporten vil derfor formodentlig være opadrettet og altså føre til større udsivning fra deponeringsanlægget til havet. Deponeringsanlæg vil dog typisk udgraves til lerbund eller andet svært gennemtrængeligt materiale, og vandudvekslingen gennem bunden vil følgelig være beskeden. Opfyldningstakten for deponeringsanlægget, som anvendes ved beregningseksemplet, kan afvige fra normal praksis ved sådanne opfyldninger. Dette vil ikke være afgørende for de koncentrationer eller mængder, der udvaskes fra deponeringsanlægget; kun for på hvilket tidspunkt i forløbet koncentrationerne opnås. Dette er dog under forudsætning af, at der ikke sker nedbrydning i væsentligt omfang i løbet af den reelle opfyldningsperiode, hvilket kan have betydning for f.eks. TBT-koncentrationerne. Der er ikke i beregningerne taget hensyn til den vandmængde, som yderligere måtte tilføres sedimentet for at muliggøre indspuling af sedimentet. I første omgang tages der heller ikke hensyn til tilbageholdelse (ved sorption) i dæmningerne, og der regnes som nævnt ikke med nedbrydning af de organiske komponenter. Denne antagelse gøres for at opnå et konservativt estimat på hvor høje koncentrationer, der vil opnås i udsivningen fra deponeringsanlægget på et tidspunkt i fremtiden. Ved senere at inddrage oplysninger om tilbageholdelsen af stoffer i dæmningerne kan opnås oplysninger om, hvornår disse koncentrationer kan forventes at opstå i det udsivende vand. Ved yderligere at inddrage nedbrydning af de organiske komponenter i beskrivelsen kan opnås estimater på, hvor meget koncentrationerne i udsivningen kan reduceres, hvis forholdene muliggør nedbrydning af komponenterne, og udsivningen foregår over tilstrækkeligt lang tid. Under etableringsperioden vil der alt efter permeabiliteten af dæmningerne kunne opstå en situation, hvor vandspejlet i deponeringsanlægget stiger så hurtigt, at der ikke kan ske udligning i forhold til trykniveauet i havet. Der kan således i nogle tilfælde ske transport til havet fra deponeringsanlægget via overløb. Dette vil dog ikke have betydning for beregningerne, idet der i første omgang ikke tages hensyn til tilbageholdelsen af stoffer i dæmningerne, og koncentrationer og mængder af stoffer således vil være de samme, som hvis transporten var foregået gennem dæmningerne. De resultater, der opnås, er kun direkte anvendelige for sedimenterne fra de tre havne i dette studie. Ved ekstrapolering til sedimenter fra andre havne skal der tages hensyn til variationer i sammensætningen af sedimentet. 5.3 Kd-værdier for beregningVed deponering under vandspejl kan man som nævnt med rimelighed antage reducerede forhold for sedimentet. Der anvendes derfor ved beregningerne en Kd-værdi, som er lig middelværdien af de estimerede Kd-værdier for de reducerede (anaerobe) sedimenter fra denne undersøgelse for den pågældende havn (for Københavns Havn anvendes den ene Kd-værdi, der er estimeret for det anaerobe sediment). Som startkoncentration for sedimentet anvendes middelkoncentrationen af alle sedimentanalyser fra den pågældende havn. Disse værdier er angivet i Tabel 5.3. Tabel 5.3
5.4 Resultat af beregning for Gilleleje HavnResultaterne for beregningen af udsivningen fra deponeringsanlægget er præsenteret i Figur 5.2. For alle stoffer ses en stigende koncentration i udvaskningen hen over opfyldningsperioden. Da den udsivende vandmængde efter denne periode aftager, aftager den udvaskede mængde også, mens koncentrationen i det udsivende vand aftager meget langsomt, efterhånden som stofferne udvaskes. I Tabel 5.4 er angivet den maksimale koncentration i det udsivende vand for hvert af stofferne fortyndet med en faktor 10 ved udsivning til havet. Denne initialfortynding svarer til den i Miljøstyrelsens Vejledning nr. 5, 2002 om overgangsplaner fastsatte initialfortynding. Den maksimale koncentration er for alle stoffer tilnærmelsesvis lig med den asymptotiske koncentration efter en opfyldningsperiode på 30 år – se Figur 5.2. Samtidig er angivet kvalitetskriteriet fra Miljø- og Energiministeriet, Bekendtgørelse nr. 921 om kvalitetskrav til vandområder (Miljøstyrelsen, 1996). Ud fra forholdet mellem disse værdier og den initielle koncentration af hvert stof i sedimentet er ved lineær ekstrapolation estimeret, hvad den tilladelige koncentration af stofferne i sedimentet vil være for det givne scenarium, hvis der regnes med en fortynding på en faktor 10 ved udsivning til havet. I Tabel 5.4 er tillige angivet den udsivende mængde (kg/år) for hvert stof, i form af henholdsvis den maksimale værdi fundet under etableringsperioden og værdien for udsivningen efter etableringen af anlægget (se også Figur 5.2).
Figur 5.2 Det ses af Tabel 5.4, at alle metallerne overholder kvalitetskriterierne efter en initialopblanding på en faktor 10, mens indholdet af PAH og TBT overstiger kvalitetskriterierne. Det ses endvidere, at generelt reduceres den udsivende mængde væsentligt, efter opfyldningen er afsluttet. Dette skyldes den store reduktion i udsivende vandmængde. Tabel 5.4.
5.5 Resultat af beregning for Københavns HavnResultaterne for beregningen af udsivningen fra deponeringsanlægget ved opfyldning med sediment fra Københavns Havn er præsenteret i Figur 5.3 og i Tabel 5.5. Det ses af Tabel 5.5, at PAH og TBT - som for Gilleleje - overskrider kvalitetskriteriet. Kvalitetskriteriet overskrides ligeledes for alle metallerne, bortset fra Cu og Hg. Tabel 5.5.
Figur 5.3 5.6 Resultat af beregning for Kalvehave HavnResultaterne for beregningen af udsivningen fra deponeringsanlægget ved opfyldning med sediment fra Kalvehave Havn er præsenteret i Tabel 5.6 og Figur 5.4. Som for de to øvrige havne overskrides kvalitetskriteriet for PAH og TBT, dog i mindre grad. For metallerne overholdes kvalitetskriteriet for alle metaller. Tabel 5.6.
5.7 Tilbageholdelse i dæmningerDe ovenfor anførte beregninger forudsætter, at der ikke sker tilbageholdelse af de udsivende komponenter i dæmningerne, og viser således, at hvis de omtalte deponeringsanlæg etableres, vil der efter en periode ske en udsivning med den koncentration, der er anført, såfremt der ikke sker nedbrydning/omdannelse af komponenterne. I realiteten vil der ske en vis tilbageholdelse af de opløste stoffer i dæmningerne. Dette vil medføre en forsinkelse af udsivningen af stofferne og i visse tilfælde helt forhindre udsivningen. En total tilbageholdelse af udsivningen kan kun opnås i tilfælde, hvor sorptionskapaciteten af dæmningerne er større end den totale mængde af stoffet i deponeringsanlægget. Dette vil dog næppe kunne opnås i praksis, da det vil kræve, at materialemængden i dæmningerne er betydeligt større end de deponerede sedimentmængder, og at sorptionsevnen (Kd-værdien) af dæmningsmaterialet er den samme eller større end sorptionsevnen i det deponerede sediment. Ud fra Kd-værdien af materialet i dæmningerne kan estimeres en retardationskoefficient. Denne retardationskoefficient udtrykker, hvor meget transporten af et stof med en given Kd-værdi forsinkes i forhold til transporten af et stof, som ikke sorberes (konservativt stof). Retardationskoefficienten er defineret ved:
Figur 5.4 Hvis Kd-værdierne for dæmningsmaterialet antages at være de samme som anvendt ved de ovenstående beregninger, og der anvendes en bulkdensitet på ?B = 1,5 kg/l og en porøsitet på ? = 0,35, fås retardationskoefficienter i intervallet fra 300 til 300.000 (de enkelte retardationskoefficienter er angivet i Bilag E). Eksempelvis er den gennemsnitlige retardartionskoefficient for PAH for de tre havne på 33.000. Man kan dog rimeligvis formode, at dæmningerne omkring et depot vil blive opført af materialer, der har et lavere organisk indhold end sedimenterne og dermed også lavere retardationskoefficienter. Transporttiden gennem dæmningerne til havet vil afhænge af tykkelsen af dæmningen, den hydrauliske ledningsevne af dæmningsmaterialet og trykgradienten gennem dæmningen. For en hypotetisk dæmning af gennemsnitlig tykkelse (under vandlinien) på 15 m og med en gennemsnitlig hydraulisk ledningsevne på 10-4 m/s, hvilket modsvarer værdien for relativt groft sand, kan for perioden efter etableringsfasen udregnes et estimat på transporttiden gennem dæmningen. Efter etableringsfasen regnes der med en nettoinfiltration til deponeringsanlægget på 300 mm/år. Ved en befæstelsesgrad på 50 % og en porøsitet på 0,35 svarer dette til en forøgelse af trykhøjden i deponeringsanlægget på 0,4 m. Hvis der regnes med en gennemsnitlig trykoverhøjde på 0,2 m i deponeringsanlægget (i forhold til havet), estimeres en transporttid gennem dæmningen for et konservativt stof på ca. 1,5 måneder. Kd-værdien for dæmningen kan for et givent stof estimeres ud fra formlen:
hvor Koc er fordelingskoefficienten mellem vand og organisk kulstof foc er fraktionen af organisk kulstof i materialet Denne gennemsnitlige Koc-værdi for PAH for de tre havne i det anaerobe tilfælde er ca. 100.000. Hvis det antages, at den hypotetiske dæmning bygges af materiale med et indhold af naturligt organisk kulstof på 0,5 %, fås en estimeret Kd-værdi for dæmningen på 500 og følgelig en retardationskoefficient på 2150. Transporttiden for PAH gennem dæmningen vil således være i størrelsesordenen 260 år. For TBT estimeres ved samme fremgangsmåde en transporttid gennem dæmningen på 140 år. 5.8 NedbrydningPAH kan nedbrydes mikrobiologisk - fortrinsvis under aerobe forhold og fortrinsvis i vandfasen (Miljøstyrelsen, 1996a). De lavmolekylære (lette) PAH’er nedbrydes forholdsvis hurtigere (i jord), mens de højmolekylære (tungere) PAH’er har betydeligt længere nedbrydningstider. I feltforsøg er fundet halveringstider for PAH fra 2,1 år for naphthalen, der en af de lettere og relativt højt opløselige PAH’er, til 16,5 år for coronen (tungt og lavtopløseligt). Anaerobt nedbrydes PAH’er kun meget langsomt, og der er kun bevist nedbrydning af få PAH-komponenter under anaerobe forhold. Der er ikke fundet data for nedbrydeligheden af PAH’er i havnesedimenter. TBT er en kemisk set meget stabil forbindelse. Der sker derfor kun en meget langsom kemisk nedbrydning af stoffet. TBT kan nedbrydes af lys, men det er en langsom proces, der ikke kan forventes at have den store betydning i sedimenter (Miljøstyrelsen, 1998). TBT kan nedbrydes mikrobielt igennem en række metabolitter til tin-ionen. Alle nedbrydningsprodukterne (metabolitterne) er mindre toksiske end TBT (http:// pmep.cce.cornell.edu/profiles/extoxnet/). Nedbrydningen bliver langsommere ved lavere temperaturer og ved højere koncentration af TBT. Hæmningen af nedbrydningen ved høje TBT-koncentrationer skyldes sandsynligvis, at visse mikrobielle arter bliver forgiftede og derfor ikke medvirker ved nedbrydningen (Miljøstyrelsen, 1998). Rapporterede halveringstider for TBT under aerobe forhold i ferskvand er 6 til 25 dage og i havvand 1 til 34 uger (http://pmep.cce.cornell.edu/profiles/extoxnet/). I marint miljø er fundet halveringstider på 3 til 20 dage under relativt høje temperaturer og op til omkring 60 dage ved 5o C (Stewart & de Mora, 1990). Halveringstider for fuldstændig mineralisering er blevet målt til mellem 50 og 75 dage (Batley, 1996). Nedbrydning i sediment er betydeligt langsommere end nedbrydning i vand (Miljøstyrelsen, 1998). Der er rapporteret om halveringstider i sediment for TBT i laboratorieforsøg under aerobe forhold på 16-23 uger, mens halveringstiden estimeret ud fra dybdeprofiler i sedimentkerner ligger fra 2 til 15 år. Nedbrydningen er meget langsom (T½ > 10 år) under anaerobe forhold (Batley, 1996, Stewart & de Mora 1990). Indholdet af nedbrydningsprodukter fra TBT i sedimentprøverne i dette studie viser, at der foregår nedbrydning af TBT under de stærkt reducerede forhold, som findes i sedimenterne. Ved at betragte forholdet mellem de estimerede transporttider for de organiske komponenter og halveringstiderne for de samme komponenter kan en vis omdannelse af komponenterne over en periode svarende til transporttiden gennem dæmningen estimeres. Ved anvendelse af de estimerede transporttider gennem den hypotetiske dæmning for PAH og TBT og halveringstider på 20 år for hver komponent fås, at PAH vil være reduceret til ca. en faktor 10-4 af udgangskoncentrationen, mens TBT vil være reduceret til knap en faktor 10-2 af udgangskoncentrationen. Disse tal antyder altså, at nedbrydningen af de organiske komponenter i høj grad vil kunne fjerne faren ved udsivning af disse komponenter, hvis udsivningen sker som beskrevet i eksemplet. Mere præcise estimater af de udsivende koncentrationer fra et deponeringsanlæg som det ovenfor beskrevne kræver dog mere stedspecifikke oplysninger om dæmningsopbygning og nedbrydning af komponenterne. Det er mundtligt fra Odense Havn og Fyns Amt oplyst, at der ikke er registreret TBT i dæmningerne omkring spulefeltet, hvilket i hvert fald bekræfter, at transporttiden igennem dæmningen er lang. 5.9 Partikulær transportSpecielt for stærkt sorberende komponenter kan binding til små partikler (kolloider), der transporteres med vandet, føre til en betragtelig stigning i massetransporten af disse komponenter, hvis dæmningerne ikke er udformet, så de tilbageholder partikler, eller hvis en del af vandet fra deponeringsanlægget transporteres til havet via overløb. Som eksempel på potentialet for mobilisering af stærkt sorberende stoffer kan tages data for Hg fra batch-test A fra Københavns Havn (Tabel 4.2), hvor der er målt en totalkoncentration på 20 mg/kg og en tilhørende porevandskoncentration på 0,04 µg/l. En mobilisering af 20 mg/l sedimentpartikler med den samme gennemsnitlige koncentration som hele sedimentet (20 mg/kg) svarer til en koncentration i den vandige fase på 0,4 µg/l, hvilket er en faktor 10 højere end den opløste koncentration af Hg. En partikelkoncentration på 20 mg/l vil kunne observeres udvasket fra drænede landbrugsjorde. Der foreligger ingen oplysninger om mobiliseringen af kolloidpartikler fra havnesedimenter, men der vil næppe kunne foregå den samme mobilisering af partikler i deponeret sediment, da strømningerne gennem sedimentet må forventes at være mindre end gennem umættet zone på landbrugsjorde. Såfremt dæmningerne er udført af relativt finkornet materiale uden særlige præferentielle strømningsveje eller med geotekstiler, vil en stor del af de mobiliserede partikler ligeledes blive filtreret fra i dæmningerne. Man bør dog i forbindelse med overløb fra deponeringsanlægget være opmærksom på, at dette bør foregå gennem sedimentationsbassin og evt. gennem et filter. 5.10 Sammenligning af fluxe fra klapning og deponeringFor at perspektivere udsivningen fra kystnære deponeringsanlæg sammenlignes eksponeringen fra disse deponeringsanlæg med eksponeringen fra klappet sediment. For deponering af sediment i kystnært deponeringsanlæg omregnes de massetransporter ud af deponeringsanlæggene (angivet i kg/år), der er angivet i figurerne 5.2-5.4, til massefluxe ved at dividere med overfladearealet af deponeringsanlægget. Der anvendes to massetransporter; den maksimale massetransport, som opnås i det sidste år af anlægsfasen (maksimum på kurven for massetransporten), og den asymptotiske massetransport, som opnås efter befæstningen af deponeringsanlægget. Ved at omregne massetransporten til en flux (massetransport per areal) kan opnås en direkte sammenligning med fluxen fra klappet sediment. For det klappede sediment regnes på to tilfælde; et, hvor klapningen er foretaget på en sådan måde, at der ikke sker nogen resuspension af sedimentet, og diffusion således er den eneste masseudvekslingsproces, og et tilfælde, hvor der sker resuspension af sedimentet. Der regnes ikke på masseudvekslingen ved selve klapningsprocessen, som kan være ganske betragtelig. Til kvantificering af masseudvekslingen ved resuspension vælges det at regne på en resuspension svarende til total resuspension af et 5 centimeter tykt sedimentlag pr. år. Denne størrelse ligger i midten af det interval for resuspension på 1-10 cm/år, som er angivet i (Miljøstyrelsen, 2002). Ved beregningerne anvendes samme sedimentkoncentrationen, som er anvendt ved beregningen af udsivningen fra det kystnære deponeringsanlæg (angivet i Tabel 5.3), og det antages, at det resuspenderede sediment har en koncentration lig med den gennemsnitlige (målte) koncentration i sedimentet. Resultaterne af beregningerne er gengivet i Tabel 5.7-5.9 nedenfor. Tabel 5.7-5.9.
5.11 Beregninger for spulefeltTil sammenligning med de udførte beregninger for deponering under vandspejl, jf. Lynette-anlægget i Figur 5.1, er der gennemført en beregning for et spulefelt, som før indspulingen af sedimentet antages at være tørt. Spulefeltet antages kvadratisk med et areal på 25 ha og en opfyldningshøjde på 3 m. Ud fra oplysninger omkring opfyldningsraten og forholdene omkring indspuling af sedimentet i spulefelter hørende til Odense Havn antages det, at:
Det antages endvidere at:
Beregningerne startes med et tomt spulefelt og opfyldningen tilnærmes, således at det indspulede sediment antages at opfylde spulefeltet i tre meters højde fra den ene ende af feltet. Beregningerne gennemføres alene for data fra Københavns Havn (Frederiksholmsløbet) og alene for PAH og TBT. Ved det angivne opfyldningstempo vil spulefeltet være fyldt op i løbet af 10 år. Efter det tiende år vil dette deponeringsanlæg i princippet være præcis det samme som det ovenfor viste deponeringsanlæg, og der gennemføres derfor kun beregninger for anlægsfasen. Resultaterne af beregningerne er vist i Tabel 5.10. Tabel 5.10
|
