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

Eksponeringsrisici ved deponering af forurenet havnesediment

3 Eksponering ved traditionel klapning

• 3.1 Forureningsspredning ved klapning
• 3.2 Scenariets forudsætninger
• 3.3 Resultater

3.1 Forureningsspredning ved klapning

Ved traditionel klapning af et givet forurenet materiale sker spredningen af de miljøfremmede stoffer på forskellig måde:

• De miljøfremmede stoffer spredes som partikulært bundet stof under selve klapningen, hvor strøm og bølgeforhold under klapningen forhindrer det partikulære materiale i at bundfældes. Transporten af det partikulære materiale kan beskrives som transport under strøm/bølgeforhold med en given faldhastighed. Faldhastigheden er relateret til det partikulære materiales vægtfylde og vil i sidste ende resultere i, at det partikulære materiale bundfældes.
• Under transporten af det partikulære materiale vil en del af de miljøfremmede stoffer frigives via genopløsning. Hastigheden for dette, desorptionsraten, vil afhænge af, hvilket stof der er tale om, sedimentets karakteristik, samt makrokemiske parametre såsom redox, pH, salinitet, etc.
• Efter bundfældningen af materialet på klappladsen vil resuspension kunne forekomme, såfremt der sker en forøgelse af strøm og/eller bølger. Afhængigt af tidsintervallet mellem klapning og resuspension vil der dannes en zone under det øvre sedimentlag, hvor redox-forhold, herunder sulfidforekomst, etc. vil betyde en øget binding af de miljøfremmede stoffer i dette sedimentlag. Ved resuspension af materiale vil de miljøfremmede stoffer i første omgang bevæge sig som partikulært bundet, men ved gradvis desorption og/eller ændring i redox-forhold for det dybereliggende sediments vedkommende, vil stofferne med tiden kunne genopløses og tillige bevæge sig på opløst form.
• I situationer uden resuspension af det aflejrede materiale, vil diffusionen af miljøfremmede stoffer fra porevandet i sedimentet forekomme kontinuerligt. Diffusion forårsaget af vandbevægelse i sedimentet (p.g.a. tidevand og bølger i det overliggende vandvolumen) og/eller kemisk koncentrationsforskel mellem porevand og det overliggende vandvolumen er dog relativt begrænset. Forekomst af bunddyr (benthiske organismer) kan ved bioturbation øge diffusionen betragteligt. Ved tilstrækkelig høj koncentration af benthiske organismer kan de øvre 5 - 10 cm af sedimentlaget reelt tømmes for indhold af miljøfremmede stoffer. Dette forudsætter dog, at koncentrationen af de tilstedeværende stoffer ikke når et niveau, der er toksisk for organismerne.

3.2 Scenariets forudsætninger

For at kunne beskrive spredningen af klappet kontamineret materiale er der i det følgende lavet et regneeksempel baseret på en simpel hydrografi omkring Århus Bugt. Scenariet tager udgangspunkt i materiale, der er klappet og har aflejret sig på bunden. Den initielle spredning, som sker under selve klapningen, indgår således ikke i beregningerne. I bilag B, er vist en illustration af variationen i sedimentspredningen ved selve klapningen som følge af strømpåvirkning. Heraf fremgår, at der er tale om en potentielt stor spredning.

Der er opsat en hydrografisk beskrivelse af Århus bugt, baseret på beregnede vandstandsvariationer fra Helgenæs, Samsø og kysten ud for Odder. Vandstandene er påført lineært varierende over de to rande udfra beregnede vandstande hentet fra DHI's farvandsmodel.

Hydrografien er beregnet med DHI's MIKE21 HD, hydrodynamiske model der beregner dybdemidlede strømforhold. Der er således ikke taget hensyn til lagdeling og variationer i saliniteten i øvrigt.

Der er foretaget beregninger for en periode i Juli og August måned 2001.

En egentlig kalibrering af strømmen ved sammenligning med målte strømtidsserier er ikke foretaget. Ved kvalitativ sammenligning med den i Miljøstyrelsen (1995) refererede målte strømhastighed og retning i station 6 mellem Mols Hoved og Århus Havn for vinter halvåret 1990-91, fandtes en tilfredsstillende overensstemmelse. Vinterperioden giver dog som regel anledning til højere strømhastigheder grundet de stærkere vinde, hvilket også afspejles i de lavere beregnede strømhastigheder for Juli – August perioden.

De hydrodynamiske beregninger ligger til grund for en beregning af den partikulære transport med DHI's MIKE21 MT, sediment transport model for kohæsivt materiale. Modellen beskriver strøm- og bølgedrevet transport af fint materiale i vandfasen, samt interaktionen med sedimentbunden via aflejring og resuspension. Dynamikken i denne interaktion beskrives v.h.a. dybdevarierende styrkeparametre for sedimentbunden, samt faldhastigheden for sediment.

Figur 3.1 Skematisk fremstilling af den i MIKE21 MT anvendte beskrivelse af interaktion mellem bundsediment og suspenderet sediment.

Både det suspenderede sediment og bundsedimentet beskrives ved 2 fraktioner, en uorganisk og en organisk. Den uorganiske fraktion er karakteriseret ved en højere faldhastighed, samt en højere bundforskydningsspænding for aflejring.

Til brug for beregningerne er det antaget, at sedimentbunden kan beskrives ved 3 lag. Der er ikke anvendt målte data til opsætning af sedimenttransportmodellen, men lagenes styrke og densitet er defineret således, at modelområdet ved start er tæt på dynamisk ligevægt. Herved forstås, at bunden ikke umiddelbart resuspenderes under de almindeligt forekommende strømhastigheder i simuleringsperioden, men ved strømhastigheder over det normale, vil der ske en vis interaktion med det suspenderede sediment. I Tabel B.1 i Bilag B er karakteristika for de 3 anvendte lag angivet.

Transportbeskrivelsen af de miljøfremmede stoffer beror dels på en beskrivelse af de opløste miljøfremmede stoffers advektive transport som følge af strømforholdene, dels en beskrivelse af transporten af partikulært materiale med adsorberede miljøfremmede stoffer. Denne transportbeskrivelse beregnes ved DHI's MIKE21 XE model, hvori opløst og partikelbundet transport beskrives sideløbende på baggrund af MIKE21 HD og MIKE21 MT. En illustration af modellens principper er givet i figur B.2 i Bilag B.

Beregningerne beskriver en ligevægts kinetik, baseret på målte K_d koefficienter, og deres variation med de makrokemiske forhold. I scenariet er salinitet og pH antaget konstante i simuleringsperiodens længde, hvorfor der er set bort fra en evt. indflydelse af variation i disse 2 paramtre på K_d. K_d antages at variere med redox-forholdene, som er belyst for Århus Bugt i Miljøstyrelsen (1995).

Kobber er som et udbredt stof i bundsedimenter generelt såvel som i Århus valgt som grundlag for scenariets beregning af resuspensionens indflydelse på spredningen. Initialkoncentrationen af kobber i vandfasen er sat til 0.0001 mg/l. I Århus Amt (1995) er indholdet af kobber i Århus Bugt rapporteret til gennemsnitlig 200-250 mg/kg glødetab, taget som middel over Århus Bugt. Glødetabet i bundsedimentet er i middel ca. 10 %. Dybdevariationen af initialkoncentrationen af kobber adsorberet til både den uorganiske og organiske del sat til 0,00002 – 0,000023 mg/l.

Den anvendte K_d værdi for kobber er baseret på målte værdier af kobbers sorption i Østersøen og Kattegat. De her anvendte værdier er midlede værdier for området. Målingerne er rapporterede i Brügmann et al (1992). Desorptionsraten for kobber er baseret på studier af kobbertransport i Yangtze estuariet, (DHI, 1996). Her har man ved sammenligninger af målte og beregnede kobberkoncentrationer fundet en desorptionsrate for på 0.1 d^-1.

Redox-forhold for havbunden i Århus Bugt er beskrevet i (Miljøstyrelsen, 1995). De her fundene variationer i redox, svarer til en variation fra 400 mV i vandet og det øverste sedimentlag til ca. 0 mV i 2-6 cm's dybde i sedimentet. Da redox-forholdene varierer med årstiden, er der i simuleringerne anvendt et redoxpotentiale på 400 mV ved sedimentoverfladen og på 0 mV i lag 3, der starter i 20 mms dybde. Det er således valgt at anvende en stor variation i redoxpotentialet over dybden, men indenfor de målte værdigrænser. De præcise værdier er angivet i Tabel B.2 og B.3 i Bilag B.

3.3 Resultater

Figur 3.2 viser den tidslige udvikling af kobberkoncentrationen i vand og adsorberet til de 2 fraktioner samt koncentrationerne i porevandet i et enkelt punkt i modellen. Af figuren ses, at den største variation i koncentrationerne udvises af kobber adsorberet til fraktion 1 og 2 og i vandfasen. Ved resuspension af bundmaterialet stiger koncentrationen af kobber adsorberet til partikulært materiale, hvorefter det ledes med strømmen til fornyet aflejring. I det her viste punkt afspejler den forhøjede koncentration af adsorberet kobber sig også i koncentrationen af opløst kobber, der langt nemmere transporteres rundt i systemet.

Figur 3.2 Tidslig udvikling af kobberkoncentrationen i vand og adsorberet til de 2 fraktioner samt koncentrationerne i porevandet udtaget i et enkelt punkt i modellen.

Ved betragtning af resultaterne i planet, se figurerne i Bilag B, ses situationen dog at være mere dynamisk. Det kan her iagttages, at der optræder tilfælde, hvor den forøgede koncentration af adsorberet kobber foranlediger en forøget koncentration af opløst kobber i vandfasen. Det opløste kobber transporteres herefter videre, når det partikulære materiale er aflejret. Herved øges spredningen af kobber signifikant.

På baggrund af de beregnede resultater fremstår umiddelbart den hovedkonklusion, at transporten af både det partikulære materiale og de miljøfremmede stoffer er meget dynamiske størrelser og fuldstændigt afhængige af de givne steds geografi/-bathymetri, hydrodynamiske forhold (herunder vind), sedimentkarakteristika, karakteristisk adsorptions/desorptionsrater og K_d værdier for det miljøfremmede stof, etc.

Traditionel klapning kan således medføre spredning af miljøfremmede stoffer i størrelsesordenen fra 0 til 100 % af det i det klappede materiale indeholdte stof, og det område, som de miljøfremmede stoffer vil spredes i, kan være vilkårligt stort. En beskrivelse af spredningen af miljøfremmede stoffer fra en traditionel klapning vil således kræve en individuel beskrivelse af forhold og dynamik, for at man kan kvantificere spredningens omfang.

For at kunne give en størrelsesorden for spredningen som følge af resuspension, kan det dog estimeres, at resuspensionen i et område som det anvendte modelområde vil svare til en fjernelse af 1 - 10 cm af det øverste sedimentlag på et år. Koncentrationen af miljøfremmede stoffer i sedimentet sættes i denne sammenhæng til de koncentrationer, der er målt i sedimentet i bassinet i Århus Havn. Dette medfører de i tabel 3.1. angivne fluxe (forudsat at der ikke på klappladsen sker en genaflejring af materiale).

Tabel 3.1. Flux fra resuspension (antaget densitet af sedimentet 1,5 kg/l).

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

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.