|
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |
Mobilt renseanlæg
2 Baggrund
2.1 Overordnet vurdering af relevante havne
2.1.1 Overordnet vurdering af årlige sedimentmængder
Sammenslutningen af danske havne (2000) har behandlet statistisk materiale indsamlet fra 48 havne vedrørende de fremtidige behov for oprensning samt måder, hvorpå sedimentet deponeres, og muligheder
for deponering. Det følgende er bl.a. baseret på disse data.
Det fremgår af materialet, at de fleste havne skønner, at de står over for et akut problem. Dette gælder både store og små havne, fjordhavne såvel som havne ud til mere åbent vand, om end problemerne i
fjordhavnen synes meget store. Det er stærkt varierende hvilket behov havnene har for oprensning, og hvilke muligheder der er for at klappe eller deponere sediment.
Over de næste 10 år vurderer de adspurgte havne i gennemsnit at skulle oprense mellem 2,5-3 mio. m³ materiale årligt, heraf de ca. 70 % fra sejlløb. Størstedelen af mængden, der skal oprenses fra sejlløb,
udgøres dog af materiale fra havnene Esbjerg, Hanstholm og Aalborg. Lidt under halvdelen af havnene forventer således slet ingen oprensning i sejlløb. Omkring 82 % af den totale mængde oprensede
materiale forventes at skulle klappes (2,25 mio. m³), 11 % landdeponeres (0,3 mio. m³) og 7 % nyttiggøres (0,2 mio. m³) , Sammenslutningen af danske havne (2000).
Klapning
40 % af de adspurgte havne har adgang til en godkendt klapplads, men de fleste tilladelser rækker kun ganske kort frem i tiden. Resten har enten ikke angivet en evt. godkendt klapplads eller svaret, at de
ikke har adgang til nogen godkendt klapplads. Østersø-konventionen og andre miljøregulerende bestemmelser og bekendtgørelser, som beskrevet tidligere, tillader kun klapning af uforurenet materiale.
Amterne giver således flere og flere afslag på klapansøgninger, da bundsedimenterne kan indeholde miljøgifte, hvis egenskaber endnu ikke er klarlagt.
I få havne som f.eks. havnene på Jyllands vestkyst, der ligger ud til mere åbent vand, hvor der ved bestemte vindretninger og usædvanlige storme vil ske aflejring af sand i indsejlingerne til havnene, kan
oprensning af sådanne rene sandaflejringer klappes uproblematisk. Vesterhavshavnene Esbjerg og Hanstholm har da også begge store godkendte klappladser.
Størstedelen af de danske havne har oprensningsbehov for materialer, der ikke kun består af rent sand, men også indeholder andre finere og ofte forurenede fraktioner.
Det må derfor formodes, at en del af de omkring 2,25 mio. m³, der i følge undersøgelsen forventes klappet pr. år i de næste 10 år, skal omdirigeres til en eller anden form for nyttiggørelse via en behandling i
form af separering/rensning e.l. I fagblad nr. 6 (dec. 2000) fra Danske Havne konkluderes det, at det forventes, at omkring 1 mio. m³ sediment, der normalt vil blive klappet, kan komme til at udgøre et
problem pga. forureningen, så der fremover kan blive stillet krav om bortskaffelse på andre måder end ved simpel klapning.
Landdeponering
Den relativt lille mængde sediment, der forventes landdeponeret i havnene de kommende år, vil formodentlig ikke kunne forøges yderligere pga. omkostningerne forbundet med dette samt manglen på egnet
areal.
Nyttiggørelse
Kun ca. 20 % af de adspurgte havne kan nyttiggøre materiale og heraf står Aalborg og Esbjerg for over 80 % af den totale nyttiggjorte mængde. Blandt de havne, der nyttiggør materiale, er der for 3 havnes
vedkommende tale om engangshændelser i forbindelse med havneudbygning.
2.1.2 Overordnet vurdering af forureningskomponenter
Det er karakteristisk for havnesedimenter, at flere af forureningskomponenterne primært er knyttet til de mest finkornede dele af materialet samt de organiske komponenter.
Forureningskomponenter
De stoffer, som findes som forurening i havneslam, er typisk tungmetaller, TBT, olie, PAH, PCB og andre miljøfremmede stoffer.
Tungmetalindholdet i havnesedimenter er vurderet på baggrund af analyser udført på klapmateriale (Miljøstyrelsen, 1994). Metallerne Hg, Cd, As, Cr, Cu, Sn, Ni, Zn og Pb er alle fundet i målbare
koncentrationer. Der er store variationer i koncentrationerne afhængig af optagningslokaliteten, indhold af organisk materiale og kornstørrelse. De højeste værdier vil typisk være at finde i det finere materiale,
der lægger sig i stille områder af havnen, mens grovere sandholdigt materiale, der aflejres i mere urolige havneafsnit, har et lavt indhold af tungmetaller. Dette skal også ses i lyset af, hvor og hvordan
metallerne ender i havmiljøet - dels sker det som udledninger fra kloak o.l., industriudledninger og forurenede grunde i havnefronterne, og dels bringes metallerne til havmiljøet med grundvandet og lejres i
havne og de kystnære områder. Det antages, at mængden af tungmetaller i de danske havnesedimenter er aftagende, da udledningen til miljøet er begrænset som følge af de senere års generelle
miljøbevidsthed og miljøpolitik. Det forventes dog ikke, at udledningerne helt ophører, da gamle eksisterende forureninger og den naturlige afstrømning altid vil bidrage lidt.
Olie, BTEX (benzen, tuloen, etylbenzen og xylen, stoffer der findes i olieprodukter) og andre tilsvarende stoffer tilføres havneområderne dels fra land, ved spild på havnearealerne, dels ved udledning gennem
regnvandsledninger o.l., da disse især tidligere blev ledt til havnen, samt ved spild fra skibe og både i havnen.
Miljøfremmede stoffer er bl.a. blødgøringsmidler, tensider, polyaromatiske kulbrinter (PAH) og biocider i antibegroningsmidler. Ved en undersøgelse af marine sedimenter udført af Lillebæltsamterne, Århus
Amt og Sønderjyllands Amt viste det sig, at de højeste koncentrationer af miljøfremmede stoffer findes i havnesedimenter. Dette skyldes typisk dårlige iltforhold, reducerende forhold og begrænset
vandudskiftning og en dertil hørende langsom nedbrydning af stofferne, der således resulterer i en ophobning. Problematikken er selvforstærkende. Flere af de fundne stoffer er giftige selv ved lave
koncentrationer, og der er målt effekter af f.eks. TBT i lave koncentrationer på snegle og alger.
Der er i en undersøgelse af havnesedimenter (Jensen, A. & Gustavson, 2000) påvist 34 stoffer over detektionsgrænsen, og det er stort set de samme stoffer, som generelt forekommer i alle havnesedimenter.
Følgende stoffer er således typiske i havnesedimenter: blødgørere, nonylphenoler, chlorbenzen, phenol, PAH, PCB, LAS, antibegroningsmidler og hydrocarboner.
Erkendelsen af forekomsten af miljøfremmede stoffer i havnesedimenter vurderes at være voksende på grund af den stigende fokusering på disse stoffer. Der forventes således, at den registrerede forekomst
af TBT og andre stoffer, der kan anvendes i stedet for TBT, forøges, da der foretages et øget antal analyser samt at et bredere spektrum af stoffer undersøges.
Udløb og overløb til havne belaster havnesedimenter. Skibstrafikken giver anledning til væsentlig forurening i form af biocider og tungmetaller, som afgives fra bundmalingen, samt endvidere olieforurening.
Herunder afgives TBT nu hovedsageligt fra erhvervstrafikken (et forbud mod at bruge TBT på lystbåde under 25 m trådte i kraft i 1991) og kobber fra lystbåde. En anden væsentlig kilde til forurening af
lystbådehavne er vaskepladser, hvor både vaskes og afslibes før maling, og hvor der derfor er ophobet TBT fra gammel bundmaling..
Koncentrationer
De fleste amter opererer med en grænseværdi for tungmetal på ca. 2 x baggrundsværdien af det pågældende stof, baseret på tørstof. Denne værdi ligger i intervallet mellem diffust belastet sediment og
forurenet sediment. Nogle skeler dog til størrelsen af glødetabet og anvender forskellige grænseværdier for glødetab < eller > 10 %. Nogle steder f.eks. Vestsjællands Amt anvendes 1 x baggrundværdien
for særlige kritiske metaller som f.eks. Hg og Cd.
Et tungmetal som Cu, der forventes at udgøre et problem i en del lystbådehavne, er fundet i enkelte maksimumkoncentrationer på omkring 600-700 mg/kg TS, Frederiksborg Amt et al (1999/2000). De
store koncentrationer er fundet både i erhvervs- og lystbådehavne. Grænseværdien er typisk en faktor 10 lavere.
For de øvrige forureningskomponenter som olie og miljøfremmede stoffer er der ikke fastlagt nogle egentlige grænseværdier i de forskellige havne. Baggrundsværdien for miljøfremmede stoffer er i princippet
nul, og klapning må således kun ske, såfremt materialet ikke indeholder væsentlige mængder af disse stoffer. På grund af den generelle diffuse belastning vil der dog oftest være et vist lavt niveau af disse
svært nedbrydelige stoffer. De fleste anvender således disse baggrundsværdier som sammenligningsgrundlag.
De indberettede maksimale koncentrationer af kulbrinter svinger mellem 770-4.300 mg/kg TS, for PAH mellem 11,5-15.800 µg/kg TS og for olie mellem 26-2.300 mg/kg TS. De højeste værdier er typisk
fundet i erhvervshavne. For f.eks. TBT er der fundet værdier mellem 2,5-1.844 µg/kg TS. De maksimale værdier er fundet både i erhvervs- og lystbådehavne, Frederiksborg Amt et al (1999/2000).
En undersøgelse fra Sønderjyllands Amt (1998) viste, at både TBT og et andet antibegroningsmiddel, Irgarol, fandtes i højere koncentrationer i lystbådehavne i forhold til i erhvervshavne. I denne
sammenhæng skal tilføjes, at TBT har været forbudt i bundmalinger til både under 25 m siden 1991.
Undersøgelser fra Århus Amt (2000) viste da også, at tilførslen af det TBT, der fandtes i de undersøgte lystbådehavne, var af ældre dato, hvilket formodes at hænge sammen med det nævnte forbud. I
modsætning til dette var sedimentet i erhvervshavnen Århus Havn belastet på en sådan måde, at det må være sandsynligt, at der stadigvæk frigives TBT fra bundmalingen fra skibe, der besejler denne havn.
2.1.3 Vurdering af relevante havne mht. separering og rensning af sediment
Separering og rensning af sediment formodes at være en alternativ løsning i havne, hvor det ikke er muligt at klappe, nyttiggøre eller deponere de opgravede havnesedimenter. Mange mindre havne har ikke
mulighed for at deponere materiale, da de ikke har areal til rådighed. Endvidere er landdeponering af havnesedimenter ved at blive en bekostelig affære, specielt når sedimentet er forurenet. En del havne har
et mindre deponeringsareal, men det vil stadig være ønskeligt at reducere mængden, der skal deponeres.
Da det almindeligvis formodes, at den grove fraktion efter endt separering/rensning vil være "uforurenet", vil denne fraktion kunne klappes eller nyttiggøres ved f.eks. tilbageførsel til naturen, opfyldning ved
byggeri etc.
De finere fraktioner fra havnesedimenter vil stadig være forurenede og kræve yderligere behandling, som minimum afvanding. Til gengæld er mængden af materialer, der skal deponeres, således reduceret.
Der er endvidere mulighed for efterbehandling, så deponering helt undgås.
I afsnit 4 er overvejelser over de kornstørrelsesfordelinger, der vurderes at være bedst egnede til teknikkerne gennemgået, hvorfor der henvises til dette afsnit for detaljer. Her skal blot nævnes, at en vis del
af sedimentet nødvendigvis skal være en grov fraktion for at opnå en forholdsvis simpel opbygning af anlægget samt udbytte af separeringen.
Metoden er således relevant for havne, hvor sedimentet indeholder en vis mængde sandede materialer. De i afsnit 4 angivne dimensioner for anlægget vil forventelig være egnede for sedimenter, hvor den
grove fraktion ligger i intervallet > 30 % og < 70 %.
Eksempler på havne
I en undersøgelse fra Sønderjyllands Amt i 1998 er såvel lystbådehavne som erhvervshavne i amtet gennemgået for at skabe et overblik over koncentrationsniveauet af tungmetaller og miljøfremmede stoffer i
sedimentet. Der er målt forhøjede koncentrationer af såvel tungmetaller som miljøfremmede stoffer. De højeste niveauer blev fundet i lystbådehavnene. Det vurderes i undersøgelsen, at en årsag til de højere
niveauer i lystbådehavnene kan skyldes, at der er mere rolige forhold sammenlignet med de kraftigere strømforhold i de større erhvervshavne. Kraftigere strømforhold vil give anledning til mindre
sedimentation af finkornet materiale og således bevirke en øget spredning af stofferne allerede i selve vandfasen. Ved kraftigere strømforhold vil det kun være de grovere fraktioner, der vil kunne
sedimentere. Således vil materialer, der er sedimenteret i sejlløb, typisk være grovere end materiale, der er sedimenteret i mere rolige dele af havnebassinet.
Endvidere er der i lystbådehavnene en mindre og mere begrænset vandudskiftning, som vil kunne forøge tendensen til sedimentation og dermed forøge belastningen sammenlignet med erhvervshavne med
større vandudskiftning.
Disse forhold er selvfølgelig afhængige af de overordnede hydrodynamiske forhold i området samt besejlings- og manøvreringsforhold. Det er således vanskeligt at give et overordnet bud på havne, hvor det
vil være relevant at anvende separering osv.
En lille lystbådehavn er typisk en havn med plads til under eller omkring 100 både. Eksempler på mindre lystbådehavne er Sundby Sejlforening, Hellerup Havn og Stubbekøbing Havn.
Større lystbådehavne rummer typisk ca. 1.000 både, og eksempler er Helsingør Havn, Rungsted Havn, Svanemøllen Lystbådehavn og Egå Marina.
Eksempler på mindre erhvervshavne er Mariager Havn, Hobro Havn, Bønnerup Havn. Mellemstore erhvervshavne er Køge Havn og Åbenrå Havn og større erhvervshavne Københavns Havn, Esbjerg,
Århus, Grenå, Fredericia og Kalundborg havne. Opdelingen mellem mindre, mellemstore og større havne beror på subjektive skøn af erhvervsaktiviteten og den tilhørende skibstrafik i den pågældende havn.
Det vides, at følgende mindre havne, der for de flestes vedkommende er både lystbåde- og erhvervshavne, har akutte problemer med forurenet slam: Søby Industrihavn, Marstal Industrihavn, Æreskøbing
Havn, Bagenkop Havn, Ballen Havn.
2.2 Overordnet indsamling af erfaringer fra udlandet
2.2.1 Anlæg til og forsøg med separering og nyttiggørelse af havneslam
De allerede kendte erfaringer og forsøg med fraktionering, rensning og nyttiggørelse af forurenet havnesediment viser, at et meget bredt spektrum af metoder er afprøvet.
CATS 4 (1999) beskriver de nyeste offentliggjorte tiltag inden for separering og rensning af havneslam, og den sidste nye viden på området vil blive præsenteret på en konference i Venedig i efteråret 2001.
Af anlæg i udlandet er det mest kendte nok det store anlæg METHA i Hamborg Havn, der processerer omkring 500.000-600.000 m³ tørstof om året. I Holland findes et stort projekt (6 mio. m³ pr år.), de
Slufter, hvor der i forbindelse med et pilotforsøg dagligt er blevet separeret ca. 400 m³ materiale. Separeringen sker enten hydraulisk (sedimentationsbassin) eller mekanisk (vibrerende sigte og
hydrocykloner), inden den fine fraktion deponeres, CATS 4 (1999).
I det eksisterende erfaringsmateriale findes der, så vidt vides, ikke megen information om eventuelle mindre eller mobile anlæg. Der er dog udført nogle mindre fuldskalaforsøg med separering og rensning.
Et hollandsk firma (Mosman bv) har udført fuldskalaforsøg med separering og rensning af forurenet sediment. Sedimentet indeholdt mellem 40-50 % tørstof og blev efter afgravning ført med transportbånd
(ca. 3 tons pr. time) til en sigte. Der blev anvendt mekaniske metoder som vibrerende sigter, hydrocykloner og omrøring for at opnå en ”skrubbe” effekt mellem kornene (en slags vask). Det anvendte
sediment er karakteristisk ved at indeholde en høj procentdel af fine og organiske partikler, og den største del af tungmetallerne er koncentreret i fraktionen < 16 µm. Forsøgene viser, at ved at anvende en
hydrocyklon med et cutpoint på 16 µm opnås 20 % mere genanvendeligt sand end ved brug af det almindeligvis anvendte cutpoint på 63 µm. Renseprocessen vurderes at koste mellem 70-100 kr. pr. m³ in
situ sediment, afhængig af den specifikke sedimentsammensætning med tilhørende restprodukt og tørstofindhold. Endvidere konkluderes, at en separering skal resultere i mindst 50 % genanvendeligt sand,
for at processen er konkurrencedygtig i forhold til deponering (hvis denne vurderes at koste ca. 135 kr. pr. m³), CATS 4 (1999). Det skal dog bemærkes, at denne deponeringspris forudsætter, at der er
kystarealer til rådighed for depotet.
I forbindelse med bygning af en kaj i Bergen har NCC gennemført en fraktionering af 450 m³ sediment forurenet med PCB og tungmetallerne bly, kobber og zink. Sedimentet blev delt i fire fraktioner (fra
0,03 mm - 60 mm), og materiale finere end dette blev udledt direkte sammen med procesvandet. Der blev anvendt mekaniske metoder som vask, spuling og sedimentationsbassiner. Omkostningen pr.
optaget og behandlet m³ sediment var omkring 200 kr., Hartmann, L. (2000).
Firmaet Simon Moos A/S har indpumpet 4-5 m³ slam indeholdende TBT fra havnebunden i Marstal Fiskerihavn. Oprensningen foregik ved et mammutpumpesystem, der støvsuger bunden. Ved denne
metode opsuges en del vand, og dette medfører, at en forholdsvis stor mængde vand efterfølgende skal afvandes fra slammet. Der blev tilsat et flokkuleringsmiddel til det opslæmmede slam, og derefter blev
slammet afvandet ved et filter. Fyns Amt vurderer metoden som velegnet til oprensning af forurenet havneslam. Resultaterne fra det afvandede slam samt rejektvand viser, at TBT-indholdet i det afvandede
slam er lavere end indholdet af TBT i det opslæmmede sediment. Dette tyder på, at en del af det TBT, der er bundet i sedimentet, frigives til rejektvandet, Natur- og Vandmiljøafdelingen (1999). Det bør
vurderes, om det er acceptabelt at sprede en del TBT med rejektvandet.
2.2.2 Vurdering af mulighed for videnoverførsel til et dansk anlæg
Da det i det eksisterende erfaringsmateriale ikke har været muligt at finde information om eventuelle mindre og/eller mobile anlæg hverken i Danmark eller andre steder, kan muligheden for vidensoverførsel
ikke vurderes. Der er dog som nævnt udført en del fuldskalaforsøg rundt omkring i Europa, som der kunne drages nytte af ved gennemførelse af et dansk fuldskalaforsøg.
| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |
Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.
|