| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Belastning af danske havne med antibegroningsmidler - modelberegninger af koncentrationer i vand og sedimenter

2 Anvendelse af modeller

• 2.1 Skæbnemodeller
• 2.2 Ligevægtsmodel MAM-PEC
  • 2.2.1 Modellens beregningstrin
    • 2.2.1.1 Emission af aktivstoffer
    • 2.2.1.2 Adsorption af aktivstoffer til partikler
    • 2.2.1.3 Fordampning af aktivstoffer
    • 2.2.1.4 Nedbrydning af organiske aktivstoffer
    • 2.2.1.5 Udveksling af aktivstoffer mellem havnen og den åbne rand
• 2.3 Modelscenarier
  • 2.3.1 Modelscenarier for lystbådehavne
  • 2.3.2 Modelscenarier for trafikhavn ved Langelinie i Københavns Havn.

2.1 Skæbnemodeller

Der er gennem det seneste 10-år udviklet og publiceret en række skæbnemodeller for forskellige kemiske stoffer fra simple ligevægtsmodeller anvendt til screeningsundersøgelser (Cowan et al. 1995) til komplekse dynamiske modeller med en hydrodynamisk overbygning (f.eks. Trapp & Matthies 1997). Modellerne varierer i deres krav til brugeren, om de er stedsspecifikke, deres behandling af det fysiske miljø og transport/blandingsprocesser (1,2 eller 3-dimensionale), antal medier, der indgår (fx vand, sediment, biota), om de tager hensyn til effekt af salinitet, temperatur og pH på fordeling, speciering og nedbrydning, og om modellerne er dynamiske eller er baseret på ligevægte.

2.2 Ligevægtsmodel MAM-PEC

I dette projekt er modelberegningerne foretaget med udgangspunkt i modellen MAM-PEC ( Hattum et al. 1999), som er skræddersyet til beregning af koncentrationer af aktivstoffer anvendt i skibsbundmaling i vand, suspenderet stof og sediment i forskellige typer af havne. MAM-PEC er udviklet ved Vrije University and Delft Hydraulics og valideret i bl.a. EU-projekter, hvor DHI har deltaget.

Modellen er en simpel steady-state model, der er er let at opstille og tilpasse til det ønskede miljø. I modellen beregnes emissionen af kendte aktivstoffer (kobber, tributyltin, Irgarol, Diuron, Sea-nine og Zink-pyrithion) udfra antal og størrelse af skibe, som ligger fast eller bevæger sig ind/ud i havnen.

I modellen fjernes aktivstofferne fra havnens vandfase ved:

• adsorption til partikler (styret af partikelkoncentration, andel af kulstof i partikelfraktionen og aktivstoffernes fordelingskoefficienter Kd, Kow og Koc).
• fordampning (beregnet fra stoffernes damptryk, Henrys konstant, temperaturen i havnen)
• nedbrydning (fotolyse, hydrolyse, biologisk nedbrydning)
• transport og dispersion (se nedenfor).

Aktivstofferne tilføres sedimentet ved sedimentation af partikler. I praksis er koncentrationen i sedimentets øvre lag lig med koncentrationen i suspenderet stof.

Aktivstofferne fjernes fra sedimentet ved biotisk og abiotisk nedbrydning.

For kobber beregnes endvidere en række opløste tilstandsformer (specier) udfra vandets saltholdighed og pH.

2.2.1 Modellens beregningstrin

I det følgende gennemgås de forskellige beregningsoperationer, som er grundlaget i den anvendte model.

2.2.1.1 Emission af aktivstoffer

De biologisk aktive stoffer frigives løbende fra skibes maling for at forhindre begroning. Hvor stor frigivelsenraten er afhænger af en lang række faktorer, herunder malingstype (matrix, selvpolerende m.m.), alder (typisk er frigivelse betydelig større lige efter påførsel af maling), temperatur m.m. Langt de fleste værdier er opnået i standardiserede forhold. Disse testværdier er kritiseret for at være urealistiske, fordi der ikke tages højde for skibes hastighed, samt at flere stoffer er vanskelige at bestemme i kemiske analyser. De publicerede rater for frigivelse kan derfor være behæftet med fejl.

I den nyere litteratur kan man finde meget forskellige frigivelsesrater for de enkelte stoffer. For TBT er angivet frigivelsesrater mellem 0,1 og 6,2 μg/cm²/dag (Stronkhost et al. 1996, Johnson & Luttik 1996, Williamson & Jacobson 1996), for Irgarol mellem 2-16 μg/cm²/dag, (Ciba 1995, Scarlett et al. 1997) og for Sea-Nine er 2,5 μg/cm²/dag (Madsen et al. 1999). Generelt er frigivelsen for kobber betydelig større end for de øvrige stoffer med publicerede rater mellem 1-101 μg/cm²/dag (Matthiesen & Reed 1997, Hare 1993, Lindgren et al. 1998, Berg 1995).

I modelkørslerne er der anvendt "default" værdierne i MAM-PEC modellen, se Tabel 2.1. Disse værdier er "godkendt" af CEPE (European Paint Makers Association) og må betragtes som et konservativt, men realistisk skøn for frigivelseshastigheder.

Tabel 2.1. Frigivelsesrater af aktivstoffer fra skibe behandlet med bundmaling.

2.2.1.2 Adsorption af aktivstoffer til partikler

Fordeling af aktivstoffer mellem en opløst og partikelbundet fraktion beregnes udfra fordelingskoefficienter. MAM-PEC tager hensyn til 2 forskellige partikelfraktioner, nemlig total suspenderet materiale og partikulært organisk materiale (bestemt ved kulstof). Bindingen af organiske aktivstoffer sker udelukkende til den organiske partikelfraktion, mens indholdet af den ikke-organiske fraktion virker "fortyndende" på den samlede koncentration i det suspenderede materiale og i sedimentet. For kobber sker der også en binding til uorganiske partikler. Den samlede koncentration af aktivstof i vandet C_t beskrives ved:

Ct = (f_d + f_poc)* C_t,

hvor f_d og f_poc er den opløste og partikelbundne fraktion, henholdsvis.

Fraktionerne er defineret ved:

f_d = φ/φ( + P*C_poc)

f_poc = 1 - f_d,

hvor φ er porøsiteten i vandet (=1)

P er fordelingskoefficienten mellem partilulært organisk stof og vand

Cpoc er koncentrationen af partikulært organisk stof i vandet.

Koncentrationen af aktivstof i det suspenderede materiale (og på sedimentoverfladen) beregnes som:

C_ss = f_poc * C_poc/ss,

hvor ss er koncentrationen af total suspenderet stof i vandet.

I MAM-PEC beregnes fordelingskonstanterne for organiske aktivstoffer udfra kendte værdier for Kow og temperatur og pH. For kobber anvendes Kd.

Fordelingen mellem en opløst og partikulær fraktion vil ud over fordelingskonstanterne afhænge af koncentrationen af partikler (målt som mg l^-1) og koncentrationen af partikulært organisk kulstof. Disse værdier er kun undtagelsesvis målt i havnene og der er derfor antaget følgende værdier for lystbådehavne: 10 mg totalt suspenderet stof, samt 1 mg organisk kulstof per liter. For Københavns Havn blev der i forbindelse med et projekt gennemført i 1986 foretaget en række målinger, bl.a. ved Langelinie under varierende strømforhold og i forbindelse med passage af Oslofærgen. Værdierne varierede mellem: 35 – 3,5 mg tot suspenderet stof per liter og 1,7 –0,5 mg organisk kulstof per liter.

2.2.1.3 Fordampning af aktivstoffer

Fordampningsraten RV af de organiske aktivstoffer er afhængig af stoffets egenskaber (molvægt og damptryk), temperaturen og den gennemsnitlige dybde i havnen. MAM-PEC beskriver ikke explicit hvordan fordampningen beregnes, men i alle tilfælde er dette tab meget lavt sammenlignet med udveksling gennem havneåbningen.

2.2.1.4 Nedbrydning af organiske aktivstoffer

Nedbrydning af organiske aktivstoffer sker ved fotolyse, hydrolyse og ved biologisk nedbrydning. Ud over mangel på rater under standardiserede forhold vil den aktuelle fotolyse også afhænge af indstråling, omrøring og især lyssvækkelse gennem vandsøjlen. En korrekt beskrivelse af fotolysen vil kræve en fuld 3-dimensionel modellering. I erkendelse heraf er dette tab ikke medtaget i MAM-PEC. Hydrolyse og biologisk nedbrygning sker i modsætning til fotolysen gennem hele vandsøjlen samt i sedimentet (kun biologisk nedbrydning). Denne nedbrydning beskrives ved en 1.ordens proces, som er afhængig af temperaturen:

Dr_T = Dr₂₀*Tc^(Ta-20),

hvor Dr_T er nedbrydningsraten (hydrolyse, biologisk nedbrydning),

Dr₂₀ er nedbrydningsraten ved 20 °C,

Tc er temperaturkoefficienten ( = 1.07),

Ta er den aktuelle temperatur i havnen.

I MAM-PEC er anvendt nedbrydningskonstanter, som angivet i Tabel 2.2. Det er dog også muligt at ændre disse værdier.

Tabel 2.2. Anvendte nedbrydningskonstanter (ved. 20 °C) i PAM-PEC. De korresponderende halveringstider i dage er vist i parentes.

2.2.1.5 Udveksling af aktivstoffer mellem havnen og den åbne rand

I havne kan udskiftningen af vand ske ved 4 forskellige mekanismer:

1. tidevand
2. dispersion drevet af vandstrøm udenfor havnemundingen
3. estuarin cirkulation drevet af forskelle i vandets densitet i havnen og udenfor
4. ved tilførsel af vand til havnen (fx udmunding af ferskvandsudløb i havnen)

Ad. 1. I Danmark varierer tidevandets amplitude mellem 1.5 m i Vadehavet og få cm ved Bornholm. I Kattegat, Bælthavet og Øresund kan man regne med en amplitude på ±20cm. I MAM-PEC beregnes vandudvekslingen per tidevandsperiode som

Vt = 2ηAh,

hvor Vt er tidevandsprismet,

er tidevandsamplituden og

Ah er havnens areal.

Ad. 2. Vandstrøm vinkelret på havneåbningen giver anledning til udveksling af vand ved turbulens. Udvekslingen af vand øges med strømhastigheden og arealet af mundingen, men undertrykkes af tidevandsprismet i havnen. Udvekslingen kan approximeres ved:

Vh = f₁Aa * u₀/π * T –f₂Vt (Hattum et al. 1999, hvor

Vh er volumen, der udveksler per tidevandscyklus,

Aa er mundingens areal, u₀ er strømhastigheden udenfor havnen,

T er tidevandsperioden (12,4 timer),

Vt er tidevandsprismet og

f₁, f₂ er empiriske konstanter bestemt af havnenes geometri.

I alle modelscenarier er f₁ fastsat til 0.02 og f₂ 0.15, henholdsvis. I tilfælde hvor den beregnede Vh bliver negativ antages Vh at være 0.

Ad. 3. Densitetsforskelle (især pga. forskellig saltholdighed) mellem vandet i havnen og udenfor vil øge udskiftningen af vandet i havnen. Ved en øgning i vandets densitet udenfor havnen skabes en estuarin cirkulation, hvorved tungt vand presses ind ved bunden og havnens lettere vand presses ud ved overfladen. Ved faldende saltholdighed udenfor havnen fås en modsat rettet cirkulation. I modsætning til de ovennævnte mekanismer virker den densitetsdrevne cirkulation på hele havnens volumen og kan være meget betydelig. I danske havne vil mekanismen især være af betydning i områder med betydelige horisontelle densitetsgradienter så som Store Bælt. I Øresund og den vestlige Østersø vil densitetsdreven cirkulation i havnene kun forekomme under specielle meteorologiske forhold (skønsmæssigt i mindre 5% af tiden). Vi har derfor set bort fra denne mekanisme. MAM-PEC tillader dog at beregne denne udveksling under gennemsnitsforhold.

Ad. 4 I nogle tilfælde tilføres havne ferskvand fra åudløb, renseanlæg, overfaldsbygværker eller der fjernes vand fra havne til kølevandsanlæg. Begge forhold vil påvirke udvekslingen over den åbne rand og reducere opholdstiden i havnen. Tilførsel af vand med anden densitet end havnens vil især påvirke den densitetsdrevne cirkulation. En eksakt beregning af denne udveksling vil dog kræve en detaljeret opsætning af en transport-dispersionsmodel for den enkelte havn. Dette er ikke muligt med MAM-PEC. I alle gennemførte simuleringer er der set bort fra til/fraførsler, som ikke sker gennem havneindløb.

2.3 Modelscenarier

I projektet er der gennemført en serie modelberegninger for Svanemøllen Lystbådehavn, Københavns Havn (havneafsnittet ved Langelinie hvor krydstogtskibe ligger til), Egå Lystbådehavn og Sønderborg Lystbådehavn. Havnene er udvalgt på baggrund af tilgængelige oplysninger om havnenes dimensioner, antal og størrelse af skibe, som er fastliggende eller som besøger havnen samt især adgang til publicerede undersøgelser over målinger af aktivstoffer fra bundmalinger i vand og sediment. Vigtige karakteristika for de enkelte havne er angiver i Tabel 3.

Tabel 2.3. Oversigt over havnenes karakteristika, der benyttes som inddata i modellen MAM-PEC.

I midten af 1990-erne blev det forbudt at anvende bundmaling indeholdende tributyltin til skibe mindre end 25 m og i 2005 bliver forbudet også gældende for skibe over denne længde. Med udfasningen af TBT har man substitueret dette aktivstof med kobber, samt "nye" organiske stoffer så som Seanine, Irgarol og Zinkpyrithion. Der er således en betydelig dynamik i anvendelsen af og den potentielle miljøbelastning med skibsbundmalinger. Modellen MAM-PEC, som baseres på ligevægte, kan ikke opløse denne dynamik og heller ikke forudsige hvor hurtigt de eksisterende pujler af TBT i havnenes sedimenter fjernes. Dette vil kræve mere komplicerede dynamiske modelværktøjer, som både kan modellere resuspensionshændelser og "flytte" det partikelbundne tin ud af havnen og/eller "begrave" det forurenede sediment ved stadig sedimentpålejring. I stedet kan der med MAM-PEC gennemføres modelscenarier, hvor man antager at alle både/skibe er behandlet med tinbaseret bundmaling (svarende til situationen i 1990), eller et af de øvrige produkter (2000 scenariet) samt at disse forhold har været gældende i flere år.

2.3.1 Modelscenarier for lystbådehavne

• År-1990-scenarie hvor det er antaget, at lystbådene er malet med TBT-baseret bundmaling. Der er i beregningerne antaget, at 80% af skibene er malet med TBT-holdig bundmaling.
• År-2000-scenariet hvor det er antaget, at TBT er erstattet af kobberbaseret bundmaling indeholdene biocidet Irgarol. Som i 1990- scenariet er der i dette scenarie antaget, at 80% af skibene er malet.
• År-2010-scenariet er et scenarie, hvor det er antaget, at kun halvdelen af bådene anvender biocidholdige bundmalinger.

Vandskiftet i lystbådehavne er beregnet udfra størrelsen af tidevand og strømhastigheden udenfor havnene. I beregningerne er saltholdigheden sat til 20 promille, temperaturen til 15 °C, siltkoncentration til 10 mg/l og partikulært organisk kulstof til 1 mg/l.

2.3.2 Modelscenarier for trafikhavn ved Langelinie i Københavns Havn.

• År-2000-scenariet hvor det er antaget, at krydstogtskibene, (to daglige ankomster i sommermånederne) er malet med TBT-baseret bundmaling.
• År-2010-scenariet er et scenarie, hvor det er antaget, at bundmalingen på krydstogtskibene er kobberbaseret bundmaling indeholdende Sea-Nine.

Vandskiftet i havneafsnittet ved Langelinie er beregnet med en dynamisk transport-dispersionsmodel for København opsat af DHI og VKI for Miljøkontrollen, Københavns Kommune i 1998 og 1999. Modellen dækker en lille del af Køge Bugt, Københavns havn samt en mindre del af Øresund, hvor fokus er på selve havneløbet og de forskellige bassiner i havnen (Erichsen et al. 1999, Ellegaard et al. 1998).

Selve modelsystemet, Københavns Havn Model System (KHMS) er bygget op omkring DHI's 2-dimensionelle hydrauliske model MIKE 21HD (DHI-1998).

Modelbereegningerne for Langelinie er foretaget for en typisk sommer- og vinter- situation med hhv. maksimal og minimal vandskifte i havnen. I figur 2.1 er angivet vandskiftet under en sommer og en vinter situation beregnet ved KHMS model.

I beregningerne for havneafsnittet ved Langelinie er saltholdigheden sat til 20 promille, temperatur til 15C (sommer) og 0 C (vinter). Siltkoncentrationer er i beregningerne sat til hhv. 35 og 3,5 mg/l og partikulært organiske kulstof til 1,7 og 0,5 mg/l. Koncentrationer af silt og partikulært kulstof anvendt i beregningerne er gennemsnitsværdier i havneafsnittet ved Langline med og uden ophvirvling af sediment forårsaget af skibsskruer (Drabæk et al. 1987, samt oplysninger fra København Kommune 2001).

Figur 2.1. Vandskiftet i havneafsnittet ved Langelinie. Øverst en sommersituation og nederst en vintersituation.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.