| Til bund | | Forside |

Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 34, 2005

Omfang og konsekvenser af forskellige strategier for håndtering af forurenede sedimenter

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusion

Resume and conclusion

1 Omfang af klapning

• 1.1 Behov og mængder
  • 1.1.1 Fremtidigt behov for optagning og klapning
  • 1.1.2 Mængden af potentielt forurenet materiale
  • 1.1.3 Model for forurenende stoffer i klapmateriale
• 1.2 Vurderingsskriterier for klaptilladelse
  • 1.2.1 Fastsættelse af baggrundsværdier
  • 1.2.2 Strategi for fastsættelse af grænseværdier
  • 1.2.3 "Grænseværdier" baseret på baggrundskoncentrationer
• 1.3 Klapning på skærpede vilkår
  • 1.3.1 Klapning i lukket område
  • 1.3.2 Sedimentationsområde
  • 1.3.3 Klapning i huller fra råstofindvinding
  • 1.3.4 Undersøiske fordybninger
  • 1.3.5 Belastningskriterier
  • 1.3.6 I en overgangsperiode
• 1.4 Prioriterede stoffer og udfasning
• 1.5 Massestrømsvurdering for marint miljø
  • 1.5.1 Kattegat og Bælthavet
  • 1.5.2 Skagerrak og Nordsøen

2 Konsekvenser

• 2.1 Miljøfremmede stoffer i klapmateriale
• 2.2 Generelle omkostninger til klapning
• 2.3 Scenarier for nationalt niveau
  • 2.3.1 Scenarie 1. Samlet vurdering for hele landet (best to worst case)
  • 2.3.2 Scenarie 2. Vurdering for hele landet baseret på indholdsstoffer
  • 2.3.3 Scenarie 3. Klapning på skærpede vilkår
  • 2.3.4 Scenarie 4. Deponering
  • 2.3.5 Omkostninger i forskellige havne
• 2.4 Anbefalinger og konklusioner

3 Referencer

Forudsætninger for beregning af omkostninger

Omkostninger ved sedimentbortskaffelse

• 3.1 Baggrund for omkostningsfastsættelse
  • 3.1.1 Sedimentet
  • 3.1.2 Bortskaffelsen

Scenarier

• 3.2 Scenarie 1: Samlet vurdering for hele landet (best to worst case)
• 3.3 Scenarie 2: vurdering for hele landet baseret på indholdsstoffer
  • 3.3.1 Nationalt scenarie bygget på seks havne med kendt klapbehov
  • 3.3.2 Nationalt scenarie baseret på median for 12 havne
• 3.4 Scenarie 3. Klapning på skærpede vilkår
• 3.5 Scenarie 4. Deponering
  • 3.5.1 Spulefelter og regionale depoter

Beregning af omkostninger i fem havne

• 3.6 Scenarie for lille havn, Bagenkop
• 3.7 Stor havn, Århus havn
• 3.8 Trafikhavn, Odense havn
• 3.9 Fiskerihavn, Århus fiskeri - og lystbådehavn
• 3.10 Lystbådehavn, Marselisborg Lystbådehavn

Forord

Miljøstyrelsen igangsatte en række projekter omkring forurenede sedimenter og klapning i år 2000. Projekterne havde til formål at skabe et overblik over forureningens karakter, samt over mulighederne for at håndtere og genanvende sedimentet på en økonomisk og miljømæssig forsvarlig måde. Efter afrapporteringen af disse projekter blev tre områder udvalgt til mere detaljeret udredning og en udredning af omfang og konsekvenser igangsat.

En liste over de i 2001 igangsatte projekter med konsulenten i parentes følger nedenfor.

1. Fælles depoter (DHI)
2. Mobile behandlingsanlæg (Carl Bro)
3. Små havne (Rambøll)
4. Omfang og konsekvensanalyse (COWI).

I dette dokument bringes en udredning af omfang og konskvenseanalyse af bortskaffelsesstrategier. Projektet har været fulgt af en følgegruppe bestående af

Christian Jensen (Århus Amt)
Søren Larsen (Fyns Amt)
Frank Stuer-Lauridsen (COWI)
Eva Lund (Rambøll)
Mette Schelau (Carl Bro)
Jesper Ansbæk (Carl Bro)
Anders Jensen (DHI)
Signe Foverskov (DMU),
Jesper H. Andersen (DMU)
Martin M. Larsen (DMU)
Kjeld Laursen (SNS)
Kjeld Frank Jørgensen (Miljøstyrelsen)
Alf Aagaard (Miljøstyrelsen)
Povl Rasmussen (Miljøstyrelsen)
Inger Asp Fuglsang (Miljøstyrelsen)
Henrik Søren Larsen (Miljøstyrelsen)

Udredningen er udarbejdet på COWI A/S af en projektgruppe bestående af Frank Stuer-Lauridsen (projektleder), Ole Geertz-Hansen, Carsten Jürgensen, Carsten Lassen, Anders Skibsted Mogensen og Gerner Juhl Pedersen.

Rapporten er en del af baggrundsmaterialet som skal give Miljøstyrelsen det nødvendige grundlag til at skrive en handlingsplan for klapningsområdet.

Den første del ”Omfang” er orienteret mod at fastlægge klapmængder, koncentrationer m.m. Anden del er økonomiske konsekvensberegninger, og indeholder resultaterne fra gennemregning af forskellige scenarier.

Rapporten indeholder ingen vurdering om biologiske konsekvenser af forskellige strategier.

Sammenfatning og konklusion

Dette projekt opsamler og anvender resultaterne fra en række af Miljøstyrelsens projekter vedrørende sediment og klapning gennem de seneste par år. Formålet er at estimere det økonomiske omfang og konsekvenser af forskellige strategier til bortskaffelse af det sediment, som potentielt indeholder forurenende stoffer. Det vil især dreje sig om sediment fra oprensninger i havne.

Der er foretaget en sammenligning af opgørelser over klapmateriale fra DHI (2000), Sammenslutningen af danske havne (2000) og Miljøstyrelsen (2001). Det er fundet at ca. 750.000 tons ud af samlet ca. 3 mio. tons klapmateriale vil tilhøre kategorien 'potentielt forurenet'. Dette estimat er anvendt som grundlag for beregninger i projektet.

Baseret på ATLASdatabasen er baggrundsniveauerne for metallerne kviksølv, cadmium, bly og kobber, for tributyltin og en repræsentant for PAH-gruppen (benzo(a)pyren) i danske farvande beregnet. Beregningerne er baseret på medianværdien, som er et udtryk for hvor tyngdepunktet af målinger ligger.

En lang række strategier kan anvendes ved vurdering af sediments forureningsgrad, f.eks. belastningskriterier eller toksicitetskriterier. Baggrundskoncentrationer for stofferne i miljøet med to grænseværdiniveauer er anvendt som grundlag for konsekvensvurderingen. Dette svarer til anbefalingerne i internationale konventioner.

De økonomiske konsekvenser ved oprensning af havnesediment er baseret på tre bortskaffelsesmåder: Almindelig klapning, klapning under skærpede vilkår og deponering på land. Valget af disse afhænger af sedimentets koncentration af de seks valgte eksempelstoffer. Sediment med stofkoncentrationer under aktionsniveau 1 kan umiddelbart klappes, mens overskridelse af aktionsniveau 2 fører til landdeponering. Imellem disse niveauer kan klapning på skærpede vilkår accepteres.

Tabel 1. Baggrundskoncentration og aktionsniveauer for 6 eksempelstoffer.

Hver bortskaffelsesmåde er blevet opdelt i enhedsoperationer, som er prissat på baggrund af de tidligere rapporter om emnet, information fra projektets følgegruppe og kontakt til branchen og havnene. Herefter er der beregnet samlede omkostninger på nationalt plan for en række scenarier.

Tabel 2. Omkostninger ved klapning

Omkostningerne ved bortskaffelsesmetoderne skal ses i relation til at minimumsprisen under alle omstændigheder er prisen for klapning. Hertil kommer, at der allerede i dag deponeres en del materiale i forskellige deponier. I følge Sammenslutningen af danske havne er det ca. 278 m³.

For at illustrere omkostninger for forskellige havne er disse beregnet for en lille havn, stor havn, trafik havn, fiskerihavn og lystbådehavn. Som er eksempler er valgt Bagenkop havn, Århus havn, Odense havn, Århus fiskerihavn og Marselisborg lystbådehavn, hvorfra koncentrationen af relevante stoffer er kendt i bundmaterialet eller kan estimeres.

Tabel 3. Omkostninger for bortskaffelse af havnesediment for udvalgte havne.

I rapporten er variationer af bortskaffelsesmetoder også beregnet, f.eks. rensning af havnesediment med mobile eller stationære anlæg og der er for de enkelte havne også beregnet en række forskellige detailscenarier, som gives i rapportens bilag.

Hovedkonklusionerne er, at den udbredte anvendelse af antibegroningsmidlet tributyltin medfører at koncentrationen af stoffet i havnesediment typisk overskrider det generelle niveau på 2 gange baggrundskoncentrationen i miljøet, som har været retningsgivende for klapning i Danmark. Ekstraomkostningerne forbundet med oprensning af sediment fra havne, som ikke kan overholde dette kriterium, vil være mellem 33 og 361 mio. kroner årligt. Regionale depoter, rensning af sediment, anvendelse af forskellige former for klapning på skærpede vilkår kan begrænse de samlede omkostninger sammenlignet med en eventuel landdeponering af alt det potentielt forurenede sediment. For mindre havne og lystbådehavne kan udgiften til transport og deponering eller rensning dog sandsynligvis hurtigt udgøre hovedparten af omkostningerne ved oprensning.

Resume and conclusion

This project compiles and uses the results from a number of the Danish EPA projects carried out in the last couple of years, concerning sediment and dredging. The aim is to estimate the economical extent and the consequences of different strategies for discharge of sediment with a potential risk of containing polluted substances. This mainly concerns material from cleaning up harbours.

Several estimates on dredged material are compared: DHI (2000), Association of Danish Harbours (2001) and the Danish EPA (2001). Up to 750,000 tonnes of about 3 million tons dredged material will be in the category 'potentially polluted'. This estimate has been used as basis for the calculations in the project.

Based on the ATLAS database, it has been calculated where in the Danish waters the background levels are for the metals mercury, cadmium, lead an copper, for tributyltin and for one PAH (benzo(a)pyrene). The median value has been used as an term for where the central point of the measurements is.

A number of strategies can be used in the assessment of the degree of pollution of the sediment i.e. criteria for load and toxicity, but as basis for the consistency assessment it has been decided to use background concentrations for the substances in the environment with two limit values as recommended in the international conventions.

Table 4. Background concentration and action levels for six compounds.

The three ways of discharging are: ordinary dredging, dredging under controlled conditions and landfilling. A number of activities are linked to the way these discharges are carried out. Each activity has been divided into operational units which are priced according to former reports on the subject, information from the follow-up group and from contact with the trade and the ports. Following this, the total cost on a national basis has been estimated for a number of scenarios.

Table 5. Dredging Expenses.

The cost of the discharge methods must be seen in relation to the minimum price being the price for dredging anyway. Furthermore, material is already being stored in depots. According to Association of Danish Harbours (2001) this amounts to 278 m³.

To illustrate the costs in different harbours estimates have been made for a small harbour, a large harbour, traffic harbour, fisheries harbour and a marina. The following harbours, where the concentration of relevant substances in the sediment is known or can be estimated, has been chosen as examples: Bagenkop harbour, Århus harbour, Odense harbour, Århus fisheries harbour and Marselisborg marina.

Table 6. Expenses for removal of habour sediment in selected harbours.

Variations of discharging methods have also been estimated in the report such as cleansing of harbour sediment with mobile or permanent facilities. For some harbours, different detail scenarios have also been estimated.

The main conclusions are that the use of the antifouling substance, tributyltin, means that the concentration of the substance will exceed the general level of background concentration in the environment twice which has been an guideline for dredging in Denmark. Exceeding costs in connection with cleaning the sediment from harbours where this limit is not met will amount to between 33 and 361 million DKK pr. year. Regional depots, cleaning of sediment, use of different means of dredging under more stringent conditions can limit the total costs, compared to a possible depositing of the polluted sediment. For smaller harbours and marinas, the costs of transport and depositing or cleaning may constitute the major part of the costs of dredging.

1 Omfang af klapning

• 1.1 Behov og mængder
  • 1.1.1 Fremtidigt behov for optagning og klapning
  • 1.1.2 Mængden af potentielt forurenet materiale
  • 1.1.3 Model for forurenende stoffer i klapmateriale
• 1.2 Vurderingsskriterier for klaptilladelse
  • 1.2.1 Fastsættelse af baggrundsværdier
  • 1.2.2 Strategi for fastsættelse af grænseværdier
  • 1.2.3 "Grænseværdier" baseret på baggrundskoncentrationer
• 1.3 Klapning på skærpede vilkår
  • 1.3.1 Klapning i lukket område
  • 1.3.2 Sedimentationsområde
  • 1.3.3 Klapning i huller fra råstofindvinding
  • 1.3.4 Undersøiske fordybninger
  • 1.3.5 Belastningskriterier
  • 1.3.6 I en overgangsperiode
• 1.4 Prioriterede stoffer og udfasning
• 1.5 Massestrømsvurdering for marint miljø
  • 1.5.1 Kattegat og Bælthavet
  • 1.5.2 Skagerrak og Nordsøen

1.1 Behov og mængder

Opgørelsen af mængden af sediment kombineret med en vurdering af sedimentets indhold af tungmetaller og miljøfremmede stoffer muliggør en vurdering af omfanget af sediment der kan klappes.

1.1.1 Fremtidigt behov for optagning og klapning

Det fremtidige behov for klapning er vurderet på basis af en undersøgelse af havnenes estimater over mængden af materiale optaget fra havnebassiner og sejlløb i de kommende år. Desuden er opgørelser over de enkelte havnes forventede mængde sediment til klapning medtaget til at foretage den samlede vurdering.

Disse undersøgelser danner således basis for vurderingen af den mængde sediment, der potentielt skal oprenses. Vurderingen af bortskaffelses-metoderne og kategorisering af sedimentet diskuteres i kapitlerne 1.2 og 1.3.

1.1.1.1 Kilder

Der har hersket nogen usikkerhed om de fremtidige behov for at optage og klappe sediment. Der er dog foretaget tre uafhængige estimater:

• Miljøstyrelsens klapdatabase, hvortil både givne tilladelser og aktuelt klappede mængder indberettes (Miljøstyrelsen 2000)
• DHI's spørgeskemaundersøgelse, hvor 125 havne har svaret på en række spørgsmål om deres fremtidige klapbehov (DHI 2000)
• Sammenslutningen af Danske Havnes spørgeskemaundersøgelse hvor 48 havne har svaret på spørgsmål om deres fremtidige behov for oprensning af havnebassiner og sejlløb (Sammenslutningen af Danske Havne 2000)

Alle tre kilder bruger direkte eller indirekte på den samme primærkilde; de enkelte havnes opgivelser. Men hvor klapdatabasen retrospektivt registrerer de faktisk indberettede mængder, er de to spørgeskemaundersøgelse baseret på havnenes forventninger til fremtiden.

1.1.1.2 Usikkerhed

De kommende behov for optagning og klapning er fremkommet vha. havnenes forventning og der kan derfor være nogen usikkerhed om de estimerede mængder. Derudover kan forskelle i de fremkomne estimater skyldes:

• forskel på om der kun regnes med havnesediment, eller om sejlrendeoprensninger er inkluderet
• om mængden angives i volumen eller vægt, hvilke omsætningsfaktorer der evt. anvendes, og om der regnes i tørvægt eller vådvægt
• om der regnes i optaget eller klappet materiale, idet ikke alt optaget materiale klappes, men evt. deponeres eller nyttiggøres som fyld

1.1.1.3 Resultater

De to spørgeskemaundersøgelser giver umiddelbart et temmeligt forskelligt billede af behovet for optagning og klapning af sediment. Havnesammenslutningen opregner i første omgang mængden af optaget materiale (se Tabel 1.1). Behovet for oprensning (optagning og klapning) er angivet i m³ og omregnet til tons tørstof ved en anslået massefylde på 1,5 kg/L og tørstofprocent på 60% (COWI 1997). Dette svarer til en omregningsfaktor fra volumen vådt sediment til tørstof på 0,9.

Tabel 1.1 for oprensning af sediment i de kommende ti år, opgjort af Sammenslutningen af Danske Havne (2000).

DHI's detaljerede undersøgelse inkluderer mere end det dobbelte antal havne, og langt flere mindre havne har angivet deres klapningsbehov. Det samlede behov for klapning/deponering er alligevel kun opgjort til ca. halvdelen af Havnesammenslutningens opgørelse (DHI 2000). I Tabel 1.2 nedenfor er angivet behovet for klapning i perioden 1998-2003. Det er antaget, at vægtangivelserne i DHI (2000) er opgivet som tørstof.

Tabel 1.2 Behovet for klapning af sediment i perioden 1998-2003 (DHI 2000).

I DHI (2000) er omregnet fra volumen klappet sediment til vægt ved at gange med en faktor 1,25.

Den store samlede forskel på undersøgelserne skyldes, at DHI (2000) har angivet Esbjerg Havn uden oprensning af sejlrenden, som er medtaget i Sammenslutningen af danske havnes undersøgelse (1.820.000 m³ svarende til 1.638.000 t TS). Inkluderes denne mængde i DHIs undersøgelse opnås en samlet mængde på 2.994.000 t TS. Dette resultat skal sammenlignes med resultatet fra Sammenslutningen af danske havnes undersøgelse på 2.477.000 tons TS. Resultatet af DHIs undersøgelse er bliver dermed ca. 20% højere, men inkluderer også et større antal havne.

Hvis der korrigeres for at DHI opgør klapningsbehov, og resultatet fra Sammenslutningen af danske havnes undersøgelse indbefatter landdeponering og nyttiggørelse, er de to undersøgelser i rimelig overensstemmelse. Ses der på det angivne volumen fra havne er de gennemsnitlige tal henholdsvis 718.000 og 1.085.000 m³.

De samlede tal er udtryk for fremskrevne behov og der er acceptabel overensstemmelse med opgivelser fra Miljøstyrelsen, om at der fra amterne indberettes klapning af 3 – 5 millioner tons om året (Miljøstyrelsen 2001).

Data for klapning er eksklusive de store anlægsarbejder ved Storebælt og Øresund. I begge tilfælde blev det opgravede materiale nyttiggjort.

Tabel 1.3. Miljøstyrelsens anslåede omfang af klapning i Danmark baseret på indberetninger fra amterne.

For fuldstændighedens skyld skal Havnesammenslutningens opgørelse af hhv. klapning, landdeponering og nyttiggørelse af det opgravede materialet også refereres.

Tabel 1.4. Skæbnen for det oprensede sediment i perioden 2001-2010. omregnet til vægt i tørstof. Fra Sammenslutningen af danske havne (2000).

1.1.2 Mængden af potentielt forurenet materiale

Der kan skabes en rimelig overensstemmelse mellem de tre opgørelser. Sammenslutningen af danske havnes resultater refereret i Tabel 1.1 og DHIs resultater er i rimelig overensstemmelse med Miljøstyrelsens tal. D.v.s. at der oprenses ca. 3 mio. tons TS årligt, hvoraf godt tre fjerdedele er fra sejlløb og en fjerdedel fra havnebassiner. Det skønnes at alle betydende havne er med.

Langt det meste materiale fra sejlrender kan klappes uden problemer fordi det stammer fra områder med stor transport af suspenderet materiale, især Vadehavet, den jyske vestkyst og Gedser. Ved en vurdering af behovet for andre deponeringsformer pga. forureningskomponenter er det skønnet, at disse materialer stadig i vidt omfang vil kunne klappes. Derfor er mængden af sejlrendemateriale på 75% af 3 mio. tons fraregnet den samlede mængde oprenset materiale og det skønnes derfor at oprensningsbehovet i potentielt forurenede områder vil være op til ca. 0,75 mio. tons TS årligt. Det er ikke sikkert at denne forudsætning kan holde for sejlrender i mere beskyttede områder, hvor TBT indholdet kan blive en kritisk parameter.

Tabel 1.5 Anslået oprensningsbehov i Danmark fra områder med potentielt forhøjede forureningsniveauer.

1.1.2.1 Små havne

I DHI (2000) er der 73 havne med et gennemsnitlig klapbehov under 10.000 m³ med opgivne klapmængder i perioden frem til 2004, og 59 havne forventer at oprense mindre end 5000 m³. De pågældende havne udgør 195.000 tons (16%) henholdsvis 112.000 tons(9%) af den samlede klapmængde fra havne.

I Sammenslutningen af danske havnes opgørelse, som primært omfatter de større havne, har 11 af 24 havne klapbehov under 10.000 m³ (i alt ca. 20.000 m³) og 10 havne forventer at klappe mindre end 5.000 m³ (i alt ca. 13.000 m³).

1.1.3 Model for forurenende stoffer i klapmateriale

1.1.3.1 Bortskaffelseskategorier

Kategoriseringen af havnesediment fortages vha. en model med data om koncentrationer af miljøfremmede stoffer i havnesediment og klapningsmængder for hele landet. Kategorierne er klapning, klapning på skærpede vilkår og deponering. I modellen vurderes alle havne med klapbehov enkeltvis i forhold til de fastsatte baggrundsværdier og aktionsniveauer. Modellen er nærmere forklaret i COWI (2001). Dette medfører kategoriseringen for hver enkelt havn inden for de tre bortskaffelseskategorier. Den samlede mængde, som falder inden for hver af de tre kategorier, findes ved at summere mængderne for de enkelte havne.

1.1.3.2 Valg af eksempelstoffer

Som eksempelstoffer er valgt metallerne kviksølv (Hg), bly (Pb), cadmium (Cd) og kobber (Cu), som typisk udgør mellem 50 og 75% af det samlede toksicitetsbidrag fra metaller i klapmateriale. Herudover er Hg og Cd udpeget i London konventionen som akkumulerbare og toksiske, Cu et typisk biocid i skibsmaling og Pb et ”klassisk” toksisk tungmetal, som der også findes mange målinger for.

Den organiske forbindelse benzo(a)pyren (BaP) er valgt som eksempelstof for polyaromatiske hydrocarboner (PAH). PAH'er tilføres vandmiljøet både fra punktkilder og fra diffuse kilder. BaP er et kronisk toksisk stof (carcinogent) og det udgør i størrelsesordnen 1% af summen af PAH'er. Andelen kan svinge noget afhængig af typen af emissionskilde.

Tributyltin (TBT) er et antibegroningsmiddel til skibe, som på grund af utilsigtede effekter ved lave koncentrationer (især ændrede kønskarakterer i snegle, imposex), er blevet et problem i vandmiljøet.

PAH og TBT er også udvalgt fordi tidligere rapporter har indikeret, at disse stoffer bidrager væsentligt til sedimenters samlede toksicitet (DHI 2001 og COWI 2001).

1.1.3.3 Databehov

Ved mangel på data for et eller flere stoffer i en havn med klapbehov bruges en modelværdi. Denne fastsættes på følgende måde:

• amtsmedian anvendes for havne uden data med tilstrækkeligt datagrundlag i pågældende amt (gælder for stofferne Hg, Pb, Cd, Cu, og TBT).
• landsmedian anvendes for havne uden data ved mangelfuldt datagrundlag i amtet (gælder for stofferne Hg, Pb, Cd, Cu, og TBT).
• For PAH anvendes landsmedian for havne uden data .

Vurdering af tre bortskaffelseskategorier for havnesedimentet i Danmark er baseret på koncentrationen af stofferne Hg, Pb, Cd, Cu, PAH og TBT samt det estimerede klapbehov for havne i perioden 2001-2003. Koncentrationer af disse stoffer er indhentet fra Miljøstyrelsens Klapdatabase, som indeholder data fra havne med klaptilladelser som har indberettet til Miljøstyrelsen (Miljøstyrelsen 2000). Der er ikke data for TBT og PAH i klapdatabasen, og disse er derfor hentet i DHI (2000). Data vedrørende klapbehov er indhentet fra DHI (2000).

Til vurdering af bortskaffelsesmuligheder for havnesediment er anvendt baggrundsværdier for de seks ovenfor nævnte stoffer i sediment. Disse er fastsat som medianen af koncentrationer fundet i ATLASdatabasen (COWI 1999). Baggrundsværdierne antages at svare til diffust belastet sediment.

1.2 Vurderingsskriterier for klaptilladelse

1.2.1 Fastsættelse af baggrundsværdier

I ATLASdatabasen er indhentet koncentrationer af Hg, Pb, Cd, Cu, PAH og TBT i sediment. Baggrundsværdien for de enkelte stoffer er fastsæt som medianen af disse koncentrationen. Der foreligger mellem 700 og 900 målinger for hvert af metallerne i databasen, men betydeligt færre for organiske forbindelser (<20). I nedenstående tabel ses de fundne baggrundsværdier.

Tabel 1.6. baggrundsværdier af eksempelstoffer.

Middelværdierne er 0,48 mg Hg kg/TS, 0,78 mg Cd/kg TS, 28,9 mg Pb/kg TS, 21 mg Cu/kg TS, 0,66 µg TBT/kg TS og 384 µg BaP/kg TS.

1.2.2 Strategi for fastsættelse af grænseværdier

Kriterier for vurdering af sediments forurening, bl.a. i forbindelse med klapning og anden håndtering af klapmateriale for Danmark skal følge de retningslinier de internationale aftaler udstikker. Disse aftaler er især London Konventionen, HELCOM og OSPAR, med sidstnævnte som toneangivende, som beskrevet i COWI (2001).

Der er typisk to forskellige strategier for fastsættelse af kvalitetskriterier for sediment: baggrundsværdier og toksikologiske nul-effekt-værdier. I de følgende eksempler på danske kriterier er der lagt vægt på baggrundsværdier (pga. mangel på egnede toksikologisk baserede kvalitetskriterier).

De internationale retningslinier foreslår to sæt værdier eller aktionsniveauer:

• aktionsniveau 1: sediment med acceptable koncentrationer af kemiske stoffer i forhold til at tillade klapning.
• aktionsniveau 2: sediment med uacceptabelt høje koncentrationer af kemiske stoffer som derfor i stedet skal deponeres.

Det giver tre udfaldsrum: Klapning, deponering på land og et område ind i mellem, hvor der kan iværksættes yderligere undersøgelser, laves specialkriterier e.lign.

I denne rapport fastlægges kriterier ikke, men der gives eksempler. Der gives heller ikke forslag til hvilken bortskaffelse, der kan tillades, såfremt materialets forurening betyder at det falder mellem aktionsniveau 1 og 2. Der vurderes dog en række muligheder:

• klapning i lukket område (f.eks. klapbassin i havn).
• klapning på sedimentationsområde.
• deponering i undersøiske fordybninger (f.eks. sugehuller).
• havdeponering med volde og/eller capping.
• havdeponering/klapning med belastningskriterier.
• deponering med skærpede vilkår, f.eks. uden toksicitet eller akkumuleringspotentiale.

En række af disse optioner anvendes i OSPAR lande i dag (COWI 2001; OSPAR 1997), se Tabel 1.7.

Tabel 1.7. Basis for aktionsniveau 1 og intervaller mellem aktionsniveau 1 og 2 i Europæiske lande.

*Der er ikke aktionsniveauer, men der angives ”jämnförvärden” (sammenligningsværdier) med forurenet sediment.

Af tabellen ses at flere lande har lagt aktionsniveau 1 omkring 1,5 – 2 gange over baggrundsdata, som dog må formodes at variere noget afhængig af de valgte grunddata. Aktionsniveau 2 ligger ca. 5 gange over niveau 1, men Hollands og Norges værdier er fastsat efter individuel bedømmelse og kan variere 1-40 gange.

De hollandske værdier er baseret på tålegrænser beregnet i forhold til et beskyttelsesniveau for 95% af arterne. En række stoffer ("very troublesome substances") er undtaget, men ellers gælder det i Holland, at op til 2 stoffer kan overskride aktionsniveau 1 med op til 50%..

1.2.3 ”Grænseværdier” baseret på baggrundskoncentrationer

Danske værdier for de seks udvalgte stoffer, som kunne svare til ”aktionsniveau” 1 og 2 er baseret på baggrundsværdier for sedimentkoncentrationen af stoffet i ATLASdatabasen. Der er altså ikke tale om ”rent” oceanisk sediment, men medianværdien for sediment i danske farvande. Værdien for ”klapning” er givet som 2 gange medianværdien for baggrundskoncentrationen. Værdien for ”klapning på skærpede vilkår” er 10 gange værdien for”klapning ", se Tabel 1.8.

Tabel 1.8. Eksempler på grænseværdier for stofkoncentrationer anvendt ved strategi baseret på baggrundsværdier.

Stofkoncentrationerne angivet i ovenstående tabel danner basis for analysen af fordelingen af sediment inden for de tre kategorier.

ATLASdatabasen og de internationale værdier for baggrundskoncentrationer er ofte givet med tørvægten af sedimentet som enhed. I Danmark anvender vi typisk sedimentet organiske indhold eller glødetabet som grundenhed. Medianværdien for glødetab i ATLASdatabasen er 7,6 % og ”grænseværdierne” med denne omregning er givet i Tabel 1.9. Værdierne kan kun anvendes som retningsgivende, da der er anvendte gennemsnitlige koncentrationer til beregning. Medianen for glødetab er 7,6% (76 g glødetab/kg TS). I nedenstående tabel er angivet stofkoncentrationer omregnet til glødetab.

Tabel 1.9. stofkoncentrationer anvendt ved strategi baseret på baggrundsværdier på glødetabsbasis.

Der er anvendt medianværdier til at beregne baggrundskoncentrationer. Datagrundlaget for beregningerne er ATLASdatabasen, som principielt ikke indeholder data fra områder nær punktkilder. Data er dog fra områder med høj og lav akkumulering og fordelingen er påvirket af en række høje værdier, som formodentlig ikke er repræsentative for klappladser og erosionsområder. Tyngdepunktet for data er derfor bedre repræsenteret af medianen. F.eks. er medianen for Cd 0,38 mg/kgTS mens middelværdien er 0,78 mg/kg TS.

1.3 Klapning på skærpede vilkår

I intervallet mellem lave koncentrationer som umiddelbart tillader klapning og høje koncentrationer som kun tillader landdeponering, kan der åbnes for andre bortskaffelsesmetoder. Der er en række af de eksisterende metoder som ville falde i en kategori med betegnelsen klapning på skærpede vilkår, forstået som klapning der ikke sker direkte til en klapplads i et erosionsområde. Det gælder for eksempel klapning under anaerobe forhold i huller fra råstofindvinding, bortskaffelse til klapbassin som i Århus havn, klapning med capping eller dumping i sedimentationsbassiner. Disse bortskaffelsesmåder kaldes samlet for ”confined aquatic disposal” (afgrænset bortskaffelse til vands). Princippet er at deponeringen sker på et kyst- eller havområde, men under former, som stærkt begrænser frigivelsen af materiale og forureningskomponenter.

1.3.1 Klapning i lukket område

Denne type bortskaffelse kendes fra Århus havn, som placerer optaget forurenet havnesediment i et særligt havneafsnit som, bortset fra ved indsejlingen, er lukket. Århus amt har gennemført en række undersøgelser af spredningen af især TBT, som viser, at der tilsyneladende er en bedre vandkvalitet i dette klapbassin end i havnen generelt.

1.3.2 Sedimentationsområde

Klapning i et sedimentationsområde vil primært føre til en fysisk begrænsning af spredningen, idet materiale i sagens natur kun vanskeligt forlader disse områder. Sedimenter er gytje/silt-prægede og tilførsel af grovkornet materiale vil være imod retningslinier for fysisk lighed mellem klapmateriale og dumpningsområde. Der er karakteristika ved sedimentationsområder som betyder at let højorganisk materiale med større sikkerhed vil forblive på stedet. Dette materiale er oftest mest belastet, og det er svært at afvande og konsolidere på land.

1.3.3 Klapning i huller fra råstofindvinding

I de huller som efterlades eller tidligere blev efterladt ved råstofindvinding opstår der gerne anaerobe (iltfri) forhold. Fra et miljøkemisk synspunkt er det den mest stabile måde at opbevare materiale forurenet med højt indhold af tungmetaller. Hvis der endvidere lægges et lag uforurenet materiale over vil der kun være meget begrænset udveksling med den overliggende vandfase.

Capping begrænser ligeledes frigivelsen af organiske forbindelser til vandfasen pga. fysisk beskyttelse, men de reducerede forhold øger snarere frigivelsen til porevandet og den nedbrydning som er ønskelig sker typisk væsentlig langsommere under anaerobe forhold. Denne metode kan altså ikke anvendes ukritisk på alle forurenede sedimenter.

1.3.4 Undersøiske fordybninger

I flere amerikanske projekter med deponering til vands er der dumpet i eksisterende fordybninger i havneområdet eller uddybet i rene områder og det rene materiale er anvendt til omkransende volde og kapmateriale. Disse ”confined aquatic disposal facilities” begrænser frigivelsen af forurenende stoffer stærkt, men er også påvirket af om det typisk temmelig siltede materiale kan konsolidere under vand og bære en capping. Der er endnu ikke ret mange erfaringer med disse akvatiske deponeringsformer.

Derimod er der en del erfaring fra Holland med kunstige øer til opbevaring af forurenet sediment. Dette er klassiske depoter til havs og omtales som deponering.

1.3.5 Belastningskriterier

1.3.5.1 Klappladsbelastning

På baggrund af en vurdering af klappladsens kapacitet, og med hensyntagen til fysiske forhold så som vanddybde, kystmorfologi, sejlads, strømningsforhold, etc. kan der sættes et kriterium for tilladt klapning som alene bygger på modtagepladsens kapacitet. Det vil være et forholdsvis simpelt kriterium, der let lader sig formulere og kontrollere ved opmåling og genopmåling af klappladsens dybdeforhold. Opgørelsen over klappladser i Danmark (Miljøstyrelsen, 2000a) har vist, at de fleste klappladser i Danmark har stor kapacitet, dvs. i "mange" år, "mere end 100 år", e.l.. Årsagen til den store kapacitet er, at klappladserne overvejende ligger i erosionsområder.

Med dette kriterium alene vil der imidlertid ikke være nogen form for beskyttelse af miljøet mod uønskede stoffer, giftvirkninger eller tilførsel af andre miljøforstyrrende egenskaber ved klapmaterialet, som f.eks. højt organisk indhold, ler eller kalk-kolloider.

1.3.5.2 Belastning med stoffer pr. år

Belastningen med forurening betegner produktet af koncentration og sedimentmængden som tilføres i det givne tidsrum, f.eks. år (dvs. kg/år). Et tilsvarende belastningskriterium anvendes på næringssalte i eutrofierings-sammenhæng, og elementet indgår i recipientkvalitetsplanlægning.

I Holland er tidligere anvendt en kombination af koncentration af stoffer i klapmaterialet (baseret på baggrundsværdier) og ”tålegrænser” for forskellige dele af miljøet (baseret på ”standstill”-værdier i 1988). I Danmark anvendes i visse specielle tilfælde et "load"-kriterium, når der ved klaptilladelsen tages højde for både en grænseværdier for koncentration (målt i kg stof per kg sediment) og en grænse for sedimentmængde (kg eller m³ sediment per år). Dermed opereres der de facto med et belastningskriterium, med dimensionen kg stof/år, hvor koncentrationen er bestemt ud fra baggrundsværdi og mængden er bestemt ud fra fysiske forhold eller ”acceptabel tilledning”.

I princippet kan sådanne klappladsbudgetter udfærdiges for et afgrænset område og en afgrænset dybde i sedimentet på baggrund af en acceptable stigning i koncentrationen for metaller og med baggrund i en omsætningskapacitet for organiske stoffer. Hvis der er tale om en klapplads i et erosionsområde spredes materialet og det område, der påvirkes er større, og klappladsbudgettet vil i de tilfælde kunne udvides til at være indenfor større afgrænsede hydrografiske områder og deles mellem flere havne. I forhold til praksis er der dog det problem, at mange havne har deres egen klapplads som måske kun anvendes hver tredje år og de vil sikkert have vanskeligt ved at se, hvorfor de ikke kan klappe, fordi en anden havn i området har haft høje koncentrationer og opbrugt kapaciteten.

Eksempel:

På en given klapplads anvendes baggrundskoncentrationen 1 mg/kg som kriterium og den normalt tilladte koncentration af stoffet A i klapmaterialet 2 mg/kg. Det tilførte klapmateriale kan indeholde overkoncentrationer af A (> 2 mg/kg), hvis den samlede årlige belastning ikke overskrider 2 mg/kg gange accepteret tilledning af klapmateriale. Dette kræver, at der fastsættes maksimale årlige acceptable tilførsler for indholdsstoffer og klapmateriale (klappladsbudgetter). Hvis klappladsbudgettets acceptable kapacitet er beregnet til 100.000 m³/år må der altså tilføres ca. 200 kg/år af A. Kommer en havn med 10.000 m³ med 5 mg/kg (altså ca. 50 kg) så må resten af det tilførte materiale ligge på 1,5 mg/kg. Der må naturligvis være knyttet et kriterium på om toksicitet, så der ikke kan tilføres små mængder højtoksisk materiale.

1.3.5.3 Nedbrydelighed

Ved anvendelse af kriterier som indebærer en årlig eller flerårig periode er det væsentligt af vurdere stoffernes eventuelle nedbrydelighed og nedbrydningsrate. Man kan derfor godt forestille sig, at to stoffer som har samme baggrundskoncentration, kan få tildelt forskellige acceptable tilledninger afhængig af, om det er et stof, der med rimelighed forventes nedbrudt i løbet af en acceptabel tidsperiode, eller om stoffet er svært nedbrydeligt og derfor akkumuleres.

I lighed med situationen for sedimentationsområder er stoffernes aerobe og anaerobe nedbrydning relevant.

1.3.6 I en overgangsperiode

1.3.6.1 Let nedbrydelige stoffer

På længere sigt er det ikke usandsynligt at der vil blive udviklet ”kriterier” for en række organiske stoffer (f.eks. jf. COMMPS, OSPAR EAC), som oftest ikke vurderes i dag. Et baggrundsværdikriterium eller nul-udledningsmål for disse stoffer kan let medføre et fuldt stop for klapning. I en overgangsperiode kan det evt. tillades at overkoncentrationer af let nedbrydelige stoffer kan accepteres ved almindelig klapning.

1.3.6.2 Ikke-kronisk toksicitet

Sediment med overkoncentrationer for visse stoffer kan klappes hvis disse stoffer ikke er sortlistede og ikke giver anledning til kroniske effekter eller ophobes i miljøet. Der accepteres altså forbigående akutte effekter.

1.4 Prioriterede stoffer og udfasning

Der ligger en række beslutninger nationalt og internationalt, tydeligst i Esbjerg deklarationens generationsmål og i OSPAR, om begrænsning af tilførsler af miljøfremmede stoffer til havmiljøet. EUs Vandrammedirektiv sætter også klare begrænsninger for udledninger til vandmiljøet. For nogle ganske få stoffer kan der være tale om direkte forbud mod anvendelse og udledning. Der er dog ingen deciderede sorte lister i forhold til forekomst af stoffer i miljøet eller sedimenter, heller ikke i klapmaterialer. De aftaler, der vedrører ophør af udledning vil på få indflydelse på mulighederne for klapning.

Tabel 1.10. Udvalgte internationale aftaler om vandmiljø og klapning.

Der er flere konventioner, direktiver o.lign. som også får effekt på tilledningerne til miljøet generelt og dermed indirekte på klapmateriale, f.eks. Stockholm konventionen (POP'er) og EUs affaldsdirektiv. Der er dog ikke nævnt specifikke stoffer i forhold til sediment eller havneslam. Et kommende forbud mod anvendelse af TBT på skibe i 2008 i IMO-regi, vil få en direkte påvirkning på indholdet af et af de mest problematiske stoffer i klapmateriale.

1.5 Massestrømsvurdering for marint miljø

I det følgende afsnit vises en opgørelse af de samlede tilførsler af bly, cadmium, kviksølv, kobber, TBT og PAH-forbindelser til de indre danske farvande og Nordsøen. PAH vil blive vurderet på basis af benzo(a)pyren-indholdet, som er den hyppigste måleparameter. Formålet med opgørelsen er at kunne sætte omsætningen af stofferne med klapmateriale i relation til de samlede tilførsler til det marine miljø.

1.5.1 Kattegat og Bælthavet

Der er tidligere af Madsen og Larsen (1986) opstillet massebalancer for en række tungmetaller for Kattegat og Bælthavet. Farvandet er i analysen afgrænset til at omfatte Kattegat, Nordlige Bælthav, Lillebælt, Storebælt, Øresund samt et område stort set svarende til den danske del af det Sydlige Bælthav. Farvandsområdet er angivet at have et samlet areal på 36.553 km² . Balancerne for bly, cadmium, kviksølv og kobber er vist i nedenstående tabel.

Tabel 1.11. Balance for bly, cadmium, kviksølv og kobber for Kattegat og Bælthavet ca. 1985 (Madsen og Larsen 1986).

Korrosion fra skibe og klapning af havnesediment er i analysen vurderet at udgøre fra ca. 2% (bly) til 14% (kobber) af de samlede tilførsler af de fire tungmetaller.

En mere detaljeret opgørelse af til- og fraførsel af bly til samme farvandsområde er fortaget af COWI (1997). I opgørelsen, som ses i Tabel 1.12 er også de direkte tilførsler af metallisk bly i form af efterladte søkabler og tabte fiskeredskaber medregnet. Disse kilder vurderes at udgøre mere end halvdelen af de samlede kilder. Det atmosfæriske nedfald af bly er reduceret betydeligt i forhold til 1985-situationen som konsekvens af de reducerede forbrug af bly i benzin. Klapning af havnesedimenter er i opgørelsen regnet som en omfordeling inden for farvandsområdet, og bidrager derfor ikke med en tilførsel af bly.

Tabel 1.12. Massebalance for bly for de indre danske farvande ca. 1993 (COWI 1997).

”?” angiver, at værdierne er meget usikre.

Opgørelser af tilførsler af bly, cadmium, kviksølv, kobber, TBT-forbindelser og PAH-forbindelser til Kattegat og Bælthavet er vist i Tabel 1.13. I opgørelsen er farvandet afgrænset til at omfatte Kattegat, Nordlige Bælthav, Lillebælt, Storebælt, Øresund og den danske del af det Sydlige Bælthav - i alt 37.900 km². Mængderne er kun angivet med de anslåede middelværdier, men der må regnes med, at der er betydelige usikkerheder på estimaterne, af mindst samme størrelse, som angivet for bly i Tabel 1.12. Da der for mange kilder ikke foreligger fyldestgørende oplysninger er der i flere tilfælde - for alligevel at have en idé om størrelsen af de samlede tilførsler - lavet grove skøn over de enkelte kilders størrelse.

Baggrunden for estimaterne er givet i det følgende. Dataene som opgørelsen bygger på stammer fra mange forskellige kilder med forskellige referenceår, og opgørelsen har derfor ikke noget referenceår, men antages at være nogenlunde dækkende for slutningen af 1990'erne. Der er ikke angivet usikkerheder på estimaterne, men der er tale om ganske betydelige usikkerheder.

Mængderne der klappes er i denne opgørelse ikke regnet som tilførsel, men er angivet nederst i tabellen for at gøre det muligt at sammenligne mængderne der klappes (flyttes rundt) med de totale tilførsler. For tungmetallerne estimeres de klappede mængder på basis af en tidligere opgørelse at svare til 6% (Cu) til 18% (Hg) af de samlede tilførsler til Kattegat og Bælthavet.

Der findes ingen samlet opgørelse for benzo(a)pyren og TBT, og der er derfor på grundlag af målinger i havnesedimenter estimeret en sandsynlig maksimumværdi. I det hele taget er balancen for TBT og benzo(a)pyren baseret på meget få målinger og resultaterne er meget usikre. Det synes dog at være sikkert at tilførslerne af TBT knyttet til brugen af stoffet som antifoulingmiddel udgør nær 100% af de samlede tilførsler af TBT.

Tabel 1.13. Årlige tilførsler af bly, cadmium, kviksølv, kobber, Benzo(a)pyren og TBT til Kattegat og Bælthavet, slutningen af 1990'erne.

”-” angiver at kilden antages at være ubetydelig; ”?” angiver at der ikke er fundet data, men at kilden kan være betydelig.* Procentangivelsen viser mængderne der klappes i % af de totale mængder.

1.5.1.1 Atmosfærisk nedfald

Det atmosfæriske nedfald af bly, cadmium og kobber i farvandsområdet er angivet på basis af Hovmand og Kemp (2000), mens et estimat for nedfaldet af kviksølv er hentet fra COWI (1996). I begge tilfælde er der omregnet fra nedfaldet på et farvandsområde på 40.000 km². Der har ikke kunne identificeres danske data for deposition af PAH i kystnære områder. I en svensk analyse (Johansson et al. 1998) er der angivet målinger af deposition af henholdsvis benzo(a)pyren og summen af angivne 11 PAH-forbindelser på en station i Rörvik på den svenske vestkyst. Deposition af benzo(a)pyren var i 1994 og 1995 på henh. 4,4 og 4,0 µg/m²/år, mens den samlede deposition af de 11 PAH-forbindelser i årene 1994-96 varierede fra 95 til 150 µg/m²/år. Der er ikke fundet målinger af den atmosfæriske deposition af TBT, der dog anslås at være ubetydelig.

1.5.1.2 Transport med vandløb

Koncentrationen af tungmetaller i danske vandløb har en årrække været fulgt som en del af NOVA overvågningsprogrammet, men der vil først i 2002 foreligge en beregning af den samlede transport med vandløb. Transporten af tungmetallerne er derfor groft opgjort på grundlag af mediankoncentrationer for fire vandløb med afstrømning til farvandsområdet rapporteret i Bøgestrand (2000). Som udtryk for afstrømningen fra danske vandløb til farvandsområdet er valgt gennemsnittet for perioden 1971-99 som er på 8,6 mia m³ (Bøgestrand 2000). Udledninger til Kattegat med svenske vandløb er fra OSPAR (1999). Der er i rapporten ikke angivet udledninger til Øresund, der dog vurderes at være ubetydelige i forhold til afstrømningen til Kattegat, der omfatter Götaelven med et afstrømningsområde større end Danmark. Det har ikke været muligt at finde målinger af afstrømningen af PAH-forbindelser og TBT-forbindelser.

1.5.1.3 Udledninger fra punktkilder

Udledninger fra punktkilder omfatter udledninger fra renseanlæg,

regnvandsbetingede udledninger fra kloakerede områder (separate regnvandsafløb og overløb fra bygværker), direkte industrielle udledninger, udledninger fra havbrug samt udsivninger fra punktbelastninger fx. kystnære affaldsdepoter. En del af disse udledninger vil gå til vandløb og dermed være indbefattet i overstående transport med vandløb. Baseret på COWI (1997) regnes der med at 67% af udledningerne fra renseanlæg og nedbørsbetingede udledninger tilledes marine recipienter, heraf ca. 93% til Kattegat og Bælthavet. Udledninger fra rensanlæg er baseret på Punktkilder 99 (Miljøstyrelsen 1999b). Regnvandsbetingede udledninger af tungmetaller er senest rapporteret i Vandmiljø 94 (Miljøstyrelsen 1994) og de angivne værdier er derfor baseret på denne opgørelse (kun Pb, Cd og Cu). Udledninger af TBT fra renseanlæg og regnvandsbetingede udledninger er i massestrømsanalyse for tin (COWI 1997a) anslået til 0,06-13,6 kg tin pr. år, som her oversættes til et bud på ca. 0,005 tons TBT pr. år fra henh. renseanlæg og regnvandsbetingede udledninger.

Direkte industrielle udledninger tilledes langt overvejende de indre danske farvande og der vil her blive regnet med at 100% af de opgjorte mængde tilledes Kattegat og Bælthavet. Mængder er baseret på Vandmiljø 99 (Miljøstyrelsen 1999a). Udledninger af spildevand fra skibsværfter indgår i opgørelsen af direkte industrielle udledninger, mens tab via luft ikke er omfattet og derfor er med under ”andre kilder”.

Udledninger til Kattegat fra direkte kilder i Sverige er hentet fra OSPAR (1999). Der er i rapporten ikke angivet direkte udledninger til Øresund, som må formodes at være noget mindre end udledningerne til Kattegat.

For PAH måles der i NOVA programmet kun for stofferne i slam og muslinger, så der findes herfra ingen målinger af benzo(a)pyren. For at få en fornemmelse af en størrelsesorden, er der foretaget en beregning på følgende grundlag:

Gennemsnitsindholdet af benzo(a)pyren i overfladeafstrømning fra Skovlunde og Bagsværd blev i 1995/96 målt til 0,14 µg/L (n=6) (COWI 1997b). Denne værdi vil benyttes som bedste bud på indholdet i direkte udledninger fra separate regnudløb.

Koncentrationen af benzo(a)pyren i indløbsvandet til Skævinge og Marselisborg renseanlæg blev i 1992 målt til i gennemsnit <0,38 µg/L (n= 2*3) (Vandkvalitetsinstituttet 1994). Der var i måleprogrammet ikke tilstrækkeligt med målinger til at estimere, hvor meget der tilbageholdes i renseanlægget, men det ligger for denne type stoffer typisk over 90%. Der vil i mangel af flere data regnes med at urenset spildevand fra overløb indeholder 0,3 µg/L. Der regnes groft med at 90% tilbageholdes så udløbsvandet i gennemsnit indeholder 0,03 µg/L.

Der vil i lighed med ovenstående blive regnet med at 67% af udledningerne fra renseanlæg og nedbørsbetingede udledninger tilledes marine recipienter, heraf ca. 93% til Kattegat og Bælthavet. Der er til beregningen benyttet de udledte vandmængder med regnbetingede udløb i et normalår (Miljøstyrelsen 1999b) og det er antaget at overløb udgør 25% af de regnbetingede udløb (Miljøstyrelsen 1994).

Udsivninger fra punktbelastninger, som kystnære affaldsdepoter, er i mangel på data ikke forsøgt kvantificeret.

1.5.1.4 Havbrug

Udledninger af bly fra havbrug er i COWI 1997 - baseret på foderforbrug og maksimalt indhold af bly i foder - estimeret til maksimalt at udgøre 0,05 tons. På den baggrund ses der her bort fra bidrag fra foder og opgørelsen vil kun omfatte bidraget af kobber fra antifoulingmidler. Der er regnet med at kobber i forbrugte antifoulingmidler enten direkte eller i forbindelse med afrensning 100% tilledes havmiljøet. Forbruget af kobber med antifoulingmidler til dette formål er opgjort til 4,5-9 tons i 1998 (COWI 2001a). TBT anvendes ikke til havbrug.

1.5.1.5 Tab af fiskeredskaber

Bly tabes til havet i form af blylodder mm. anvendt til både lystfiskeri og erhvevsfiskeri. Det anvendte estimat er baseret på opgørelsen fra COWI (1997) gengivet i Tabel 1.12. Der anvendes også i begrænset omfang kobberlegeringer til lystfiskeri. I COWI (1996a) er det anslået, at der årligt tabes 5-20 tons kobber til vandmiljøet med fiskeredskaber (spindere mm.). På denne baggrund sættes mængden, der tabes til de indre danske farvande, her til 10 tons.

1.5.1.6 Kasserede søkabler

I følge COWI (1997) blev der i første halvdel af 1990-erne årligt udlagt omkring 2.000 tons bly i havet med søkabler. Samlet vurderedes det, at der ligger 20.000-50.000 tons bly i kabler i farvandene omkring Danmark. Når kabler tages ud af drift, vil de enten blive fjernet eller efterladt på havbunden. Mængden der i gennemsnit efterlades i havbunden om året estimeres af COWI (1997) til 35-200 tons og middelværdien af dette bliver her anvendt som bedste estimat. Kablerne indeholder enten kobber eller aluminium som ledere. Sammensætningen af kablerne er ikke nærmere undersøgt, men det antages groft, at kobberindholdet er af samme størrelse som indholdet af bly. Usikkerheden på dette estimat er meget stor. Det skal bemærkes, at det ikke er undersøgt om praksis med hensyn til optagning af søkabler har ændret sig de seneste år.

1.5.1.7 Lystbåde, skibsfart og havneanlæg

TBT anvendes i dag kun til skibe over 25 m. Salget af tributyltinmethacrylat i Danmark i 1998 er opgjort til 40-60 tons, mens salget af TBTO var 2-3 tons (COWI 2001a). Det skal bemærkes, at salget af tributyltinmethacrylat i 1994 i følge massestrømsanalyse for tin kun var på 4,3 tons (COWI 1997a). Data stammer i begge opgørelser fra det danske Produktregister. Der er dog ingen direkte sammenhæng mellem salget af TBT med antifoulingmidler i Danmark og afgivelsen af TBT fra skibsfart i danske farvande. Den samlede afgivelse fra skibsfart til de indre danske farvande er i COWI (1997a) opgjort til 0,6-4,9 tons organotin pr. år. Middelværdien af dette interval er anvendt i denne rapport.

Kobber anvendes som antifoulingmiddel på lystbåde og større skibe. Salget til de to formål i Danmark er i opgjort til henholdsvis 50 og 200-250 t i 1998 (COWI 2001a). Kobber i antifoulingmidler anvendt til lystbåde antages 100% at ende i havet - enten direkte afgivet eller i forbindelse med afrensning. Der er dog en mindre del af den afrensede antifoulingmaling, der i enkelte havne, vil blive opsamlet på afrensningspladser. Afgivelsen af kobber fra større skibe er vanskeligere at estimere, da det er salget i Danmark som er opgjort i COWI (2001a) og det må forventes - som det er tilfældet med TBT - at være væsentlig forskelligt fra de mængder der afgives til de indre danske farvande. Med en skelen til opgørelserne for TBT anslås det her groft, at der afgives i størrelsen 50 tons kobber fra større skibe, således at den samlede afgivelse fra lystbåde og større skibe er 100 tons.

Zinkanoder, som anvendes til katodisk beskyttelse af skibe, rørledninger og havneanlæg, indeholder en lille mængde cadmium, som bruges som startere ved korrosion af zinken. I massestrømsanalyse for cadmium anslås det, at der årligt afgives omkring 0,6 tons cadmium til havmiljøet fra zinkanoder.

1.5.1.8 Andre punktkilder

Der vil fra skibsværfter - i forbindelse af afrensning og påføring af antifoulingmidler - kunne ske en transport af aerosoler og støv indeholdende kobber og TBT fra skibsværftsområdet til omgivelserne. I massestrømsanalyse for tin (COWI 1997a) anslås det, at der afgives i størrelsen 0,015-0,15 tons tin (svarende til ca. 3 gange så store mængder organotin) til vandmiljøet omkring skibsværfterne. Der er de seneste år gjort meget for at undgå spredning til omgivelserne fra skibsværfterne, og det må forventes at mængderne er mindsket betydeligt. Det er ikke forsøgt at lave et opdateret skøn, og spredning af tungmetaller og TBT fra skibsværfter indgår derfor ikke i denne opgørelse.

I opgørelsen i Tabel 1.12 er angivet et tab på 1-4 tons/år fra korrosion og slid på overflader behandlet med blymønje, støv fra afrensning af blymønje på broer og skibe, samt korrosion på blykøle. Blymønje har i 1990'erne hovedsageligt været anvendt til vedligeholdelse af ældre fiskekuttere og jernkonstruktioner som fx. broer. Denne kilde må forventes at være mindsket, men der vil stadig kunne afrenses blymønje fra malede overflader. Kilden anslås groft at kunne være af størrelsen 1 tons bly om året.

I følge COWI (1996a) blev der i 1992 tabt i størrelsen 2,5-5 tons kobber med kobberslagger, som anvendes til sandblæsning på skibsværfter og jernkonstruktioner som broer. Det samlede tab fra skibsværfter antages ligesom tabene fra afrensning af antifoulingmidler at være væsentligt reduceret i seneste år. Kilden anslås groft i dag at kunne være af størrelsen 1 tons kobber om året.

1.5.1.9 Nettotransport fra Skagerrak og Østersøen

Der har ikke kunne fremskaffes aktuelle målinger af transporten af stofferne til og fra de tilstødende havområder. De angivne nettotransporter er delvist anslåede og meget usikre, men giver en størrelsesorden for udvekslingen med tilstødende havområder.

Transport af tungmetaller til og fra Østersøen er baseret på en hydrografisk model fra ca. 1980 og dataene er hentet fra Madsen og Larsen (1986), hvor de ligger til grund for den angivne nettotransport mellem Nordsøen og Østersøen. Da modellen vedrører udvekslingen mellem de indre danske farvande og Østersøen skal den beregnede nettotransport her regnes som nettotransport mellem disse farvandsområder. Den beregnede nettotransport fremkommer som differencen mellem en større transport i begge retninger. Eksempelvis fremkommer nettotransporten på 44 tons på grundlag af en beregnet transport på 119 tons ud af Østersøen (hovedsageligt med overfladevand) og 75 tons ind i Østersøen (hovedsageligt med bundvand). Grundet det markante fald i den atmosfæriske deposition af bly, må det forventes at udvekslingen af dette metal er betydeligt mindre i dag.

Der vil tilsvarende ske en udveksling mellem Kattegat og Skagerrak. I mangel af data, er denne udveksling udeladt.

1.5.1.10 Kysterosion

Der vil løbende ske en tilførsel af bly til det marine område ved kysterosion og en tilsvarende fraførsel ved kystdannelse fx. i marskområder. Det er ikke forsøgt at kvantificere denne transport, men målinger fra Vadehavet kan antyde, hvilke størrelser der er tale om. Alene i Grådybs tidevandsområde i den danske del af Vadehavet akkumuleredes der i 1980-erne i marsk og på vader ca. 8 tons bly om året (Isotopcentralen 1986). Blyet tilførtes langt overvejende fra Nordsøen med tidevandet. Det gennemsnitlige blyindhold i den dannede marskjord blev målt til ca. 40 mg Pb/kg. Fra erosionsområder i det indre af Ho Bugt skete der samtidig en erosion på 0,3 tons Pb/år.

1.5.1.11 Klapning

Klapning på havet betragtes i opgørelsen som en omlejring af sediment inden for farvandsområdet, og regnes derfor ikke med som en tilførsel.

Opgørelsen af mængder af tungmetaller i materialer, der klappes, er baseret på en detaljeret opgørelse i COWI (1997) der amtsvis angiver mængder og gennemsnitskoncentrationer i 1990. Det er her antaget, at de registrerede mængder i Ribe, Ringkøbing, og Nordjyllands amter alt sammen klappes i Nordsøen og Skagerrak og disse mængder er derfor fraregnet den samlede mængde. Den samlede mængde, der klappes i de indre danske farvande, er i denne opgørelse opgjort til 1,3 mio. tons TS, inkl. oprensning fra sejlløb.

Der findes ingen opgørelser af de samlede mængder benzo(a)pyren og TBT i klappet materiale. For at få en fornemmelse af en størrelsesorden er mængderne estimeret ved at gange 1,3 mio. tons TS med landsmedianen for analyser i havnesedimenter på henholdsvis 0,16 og 0,65 mg/kg TS for TBT og benzo(a)pyren. Til sammenligning er middelværdierne for de to stoffer i det samme datamateriale på henholdsvis 0,53 og 0,74 mg/kg TS. Det antages at landsmedianen for analyser i havnesedimenter vil være større end gennemsnittet i det klappede materiale, men det har ikke været muligt at estimere hvor meget større.

1.5.2 Skagerrak og Nordsøen

I det følgende er på basis af den seneste statusrapport fra OSPAR (OSPAR 2000a) angivet de samlede tilførsler af stofferne til Skagerrak, Nordsøen og Kattegat - farvandsområdet som betegnes ”Greater North Sea”. Tilførslerne til Kattegat udgør kun nogle få procent af de samlede tilførsler og det er ikke forsøgt at fremskaffe grunddata, der muliggør at lave en opgørelse kun for Nordsøen og Skagerrak. For nogle af stofferne mangler der data fra enkelte lande; bl.a. Danmark. Til gengæld er der i tabellen kun angivet det øvre estimat, som er beregnet ved at sætte måleværdier under detektionsgrænsen til detektionsgrænsen. Det nedre estimatet - hvor måleværdier under detektionsgrænsen er sat til 0 - er typisk 20-40% lavere.

En række af de kilder, der indgår i Tabel 1.13 - eksempelvis fiskeredskaber og søkabler - indgår ikke i statusrapporterne fra OSPAR. Summen angiver således kun de samlede rapporterede tilførsler. Det bemærkes, at indholdet af tungmetaller i klappede materialer er af samme størrelse som de samlede rapporterede tilførsler. Opgørelsen af klappede materialer inkluderer materiale opgravet i kanaler og estuarier og materiale, som klappes i indre farvande.

Der er kun meget spredte oplysninger om tilførsler af TBT og PAH til Nordsøen, som er samlet i to baggrundsdokumenter, som endnu kun ligger i udkast (OSPAR 2000b, OSPAR 2001). Der er endnu for få oplysninger til at give et bare nogenlunde estimat af tilførslerne.

Tabel 1.14. Rapporterede tilførsler af bly, cadmium, kviksølv og kobber, PAH og TBT til Nordsøen, Skagerrak og Kattegat fra OSPAR landene (OSPAR 2000a).

”-” kilden antages at være ubetydlig; ”?”ingen data (kilden kan være betydelig).

*For transport med vandløb og direkte udledninger er kun angivet øvre estimat, hvor måleværdier under detektionsgrænsen er sat til detektionsgrænsen.

**Udledningerne fra off-shore aktiviteter omfatter kun udledninger fra Danmark, Norge og Holland.

***Der er grundlæggende metodiske vanskeligheder i at estimere de samlede tilførsler fra skibsfart, og hvor stor en del af de disse tilførsler der skal henregnes til de enkelte lande.

Danmarks bidrag til de samlede tilførsler til Nordsøen er for flere af kilderne meget vanskeligt at opgøre, fordi der kræver detaljerede analyser f.eks. at opgøre Danmarks bidrag til det atmosfæriske nedfald og tilførslerne fra skibsfart. I Tabel 1.15 er angivet de oplysninger, som umiddelbart er tilgængelige i sammenfatningsrapporter.

Tabel 1.15. Rapporterede tilførsler af bly, cadmium, kviksølv og kobber, PAH og TBT til Nordsøen, Skagerrak og Kattegat fra Danmark (OSPAR 2000a, OSPAR 2001).

”-” kilden antages at være ubetydelig; ”?”ingen data (kilden kan være betydelig).

*For transport med vandløb og direkte udledninger er kun angivet øvre estimat, hvor måleværdier under detektionsgrænsen er sat til detektionsgrænsen. Der er ikke rapporteret udeledninger fra Danmark i 1996, hvorfor 1990 data er angivet.

**Omfatter ikke klapning i de indre danske farvande.

2 Konsekvenser

• 2.1 Miljøfremmede stoffer i klapmateriale
• 2.2 Generelle omkostninger til klapning
• 2.3 Scenarier for nationalt niveau
  • 2.3.1 Scenarie 1. Samlet vurdering for hele landet (best to worst case)
  • 2.3.2 Scenarie 2. Vurdering for hele landet baseret på indholdsstoffer
  • 2.3.3 Scenarie 3. Klapning på skærpede vilkår
  • 2.3.4 Scenarie 4. Deponering
  • 2.3.5 Omkostninger i forskellige havne
• 2.4 Anbefalinger og konklusioner

2.1 Miljøfremmede stoffer i klapmateriale

Havnesediment indeholder en række miljøfremmede stoffer som tilføres farvandene når sedimentet klappes. Som det fremgår af f.eks. Tabel 1.13 tilføres de valgte eksempelstoffer også fra andre kilder, bl.a. atmosfærisk deposition og udledninger fra vandløb.

Den mængde metal der tilføres Kattegat og Bælthavet i forbindelse med klapning af havnesediment er mellem 6 og 18% af den samlede tilførsel, jf. Tabel 1.13. For BaP og TBT er det under 1% af den samlede tilførsel der vil komme fra klapning. Ved hjælp af klapdatabasen (Miljøstyrelsen 2000) og viden om koncentrationer i havneslam af de seks eksempelstoffer, kan der beregnes nogle teoretiske cases for transport med klapmateriale fra havne til klappladser.

Koncentrationen af eksempelstofferne i havnesediment er vist i Tabel 2.1.

Tabel 2.1. Median af koncentration af eksempelstoffer i klapdatabasen (miljøstyrelsen 2000) og i havnerapporter (DHI 2000 og 2001) i mg/kg TS.

Hvis det antages at de 750.000 tons potentielt forurenet materiale kun indeholder maksimalt 2 baggrundsniveauet, ville det blive klappet og indholdsstofferne tilført havmiljøet. I Tabel 2.2 vises tilførslen af eksempelstoffer ved klapning af 750.000 tons havnesediment under tre forudsætninger.

Tabel 2.2. Tilførte mængder (kg) af de seks eksempelstoffer ved klapning af 0,75 mio. tons TS optaget materiale. TBT og BaP koncentrationer for havne fra DHI (2000) og for metaller fra DHI (2001) under tre forudsætninger.

Vurderingen er baseret på information i Miljøstyrelsens klapdatabase (Miljøstyrelsen 2000) og information i rapporter fra DHI (2000) og DHI (2001).

Mængden af eksempelstofferne er lavest i beregningen baseret på medianen af koncentrationen af stofferne i klapdatabasen. De stofkoncentrationer der findes deri kommer fra havnesediment som er klappet. Ved at tillade klapning af sediment med en koncentration på op til 2 baggrundskoncentrationen, vil tilførslen stige med cirka en faktor 2-4 i forhold til i dag.

2.2 Generelle omkostninger til klapning

De generelle omkostninger ved klapning af havnesediment vises nedenfor. Detaljerede oplysninger om omkostningerne ved klapning, klapning på skærpede vilkår og deponering kan ses i bilagsmaterialet (bilag B).

• Klapning er den konventionelle metode til bortskaffelse af bundmaterialer og indbefatter optagning med f.eks. spandkædemaskine, lastning i pram eller lign. og dumping på klapplads max. 5 sømil væk. Prisen er 40 kr/m³.
• Klapning på skærpede vilkår indbefatter en række af de tidligere nævnte muligheder (se afsnit 2.3), som egentlig ikke kan prissættes med et enkelt beløb. Oftest vil omkostningerne være væsentlig højere end traditionel klapning. Anvendelse af et klapbassin vil dog have ca. samme pris som konventionel klapning. I Tabel 2.3 er prisen angivet til 80 - 140 kr/m³.
• Deponering på land er som worst case en kontrolleret losseplads. Der kan dog også være en række muligheder typisk i nærheden af havnen, inklusive spulefelter eller regionale depoter, som kan være væsentlig billigere. Prisen er sat til 120-475 kr/m³.

Der henvises til de øvrige rapporter, hvorfra disse enhedspriser er hentet (se bilag B).

Følgende forudsætninger er taget i forbindelse med fastsættelse af omkostninger:

• 0,75 mio. tons eller 830.000 m³ (potentielt) forurenet sediment til oprensning.
• Klapning af sejlrendemateriale er ikke medtaget i beregningen.
• I forbindelse med klapning på skærpede vilkår og deponering kan der blive stillet krav om monitering af metaller og miljøfremmede stoffer. Eventuelle udgifter hertil er ikke medtaget.
• Ved beregning af omkostninger ved rensning er der regnet med 10 % rest efter rensning/fraktionering, som skal deponeres. Det rensede materiale klappes, men vil også kunne genanvendes.
• Eventuel rensning af overløbsvand, perkolat og lign. er ikke medtaget i omkostningsberegningerne.

Tabel 2.3 Priseksempler (se også bilag B).

2.3 Scenarier for nationalt niveau

Prisen for oprensning af havnesediment er belyst udfra 4 scenarier og eksempler fra udvalgte havne.

Scenarier 1-4 udgør en samlet vurdering for hele landet, idet sedimenterne inddeles efter deres indhold af miljøfarlige stoffer og derefter bortskaffes i overensstemmelse hermed.

• Scenarie 1: Samlet vurdering for hele landet (best to worst case).
• Scenarie 2: Vvurdering for hele landet baseret på data for indholdsstoffer.
• Scenarie 3: Klapning på skærpede vilkår.
• Scenarie 4: Deponering.

2.3.1 Scenarie 1. Samlet vurdering for hele landet (best to worst case)

Dette scenarie tjener primært til at vise spændvidden i omkostninger for klapning. I tabellen nedenfor vises omkostningerne i tilfælde af, at alt havnesediment (0,75 mio. tons, jf. Tabel 1.5 henholdsvis klappes, klappes på skærpede vilkår eller deponeres. De i Tabel 2.3 angivne priser er anvendt til beregningerne og de samlede udgifter på nationalt niveau som minimum være 33 mio. kr. og som maksimum 394 mio. kr.

Tabel 2.4 Prisoverslag for klapning, klapning på skærpede vilkår og deponering af havnesediment.

2.3.2 Scenarie 2. Vurdering for hele landet baseret på indholdsstoffer

I scenarie 2 er sedimentets forureningsgrad inddraget i vurderingen af omkostningerne, idet forureningsgraden har betydning for valg af bortskaffelsesteknologi.

2.3.2.1 Nationalt scenarie bygget på seks havne med kendt klapbehov

For seks havne kendes det forventede oprensningsbehov i de nærmeste år og koncentrationen af miljøfremmede stoffer og metaller i sedimentet. Beregningen af fordelingen af sedimentet i de tre bortskaffelseskategorier er baseret på kriterieværdierne angivet i Tabel 1.8.

Hvis der er konsensus om, at 2× baggrundsværdien er en passende øvre grænse for at tillade klapning, vil den kritiske værdi være aktionsniveau 2 (dvs. grænsen mellem mulig klapning på forskellige skærpede vilkår og landdeponering).

For at illustrere effekten af at benytte dette kriterium, er fordelingen givet med aktionsniveau 2 svarende til både 10× og 50× aktionsniveau 1 (dvs. 20 og 100 gange baggrundsværdien), og både for metallerne alene (traditionel vurdering) og metaller samt de to organiske miljøfremmede stoffer. Aktionsniveau 1 svarer til 2× baggrundsværdien.

Tabel 2.5 Fordeling af havnesediment inden for bortskaffelseskategorier og prisoverslag for bortskaffelse. Data for 166.667 tons havnesediment er ekstrapoleret til 0,75 mio. tons TS (830.000 m³).

Det ses at de organiske forureninger har stor betydning for fordelingen af havnesedimentet. Hvis grænsen for tilladelse til klapning på skærpede vilkår er 10 aktionsniveau 1, skal 100% af havnesedimentet deponeres hvis alle stoffer indgår i vurderingen. Hvis kun metallerne indgår falder denne andel til 1%.

2.3.2.2 Nationalt scenarie baseret på median for 12 havne

Stofkoncentrationerne i sedimentet i 12 havne angivet i DHI (2000) antages for repræsentative og tages som model for oprensningsbehovet i alle danske havne. Fordelingen af materialemængderne vurderes på baggrund af den medianværdien af koncentration i de 12 havne:

• 158,5 µg tributyltin (som Sn)/kg TS
• 645 µg benzo(a)pyren/kg TS
• 89,5 mg kobber/kg TS

Udover koncentrationer af kobber foreligger der ikke data på metalindholdet i ovennævnte rapport.

Hvis kriterieværdierne for klapning på skærpede vilkår sættes til 10× aktionsniveau 1 og kravene skal være overholdt for alle 3 stoffer må alt materiale sendes til deponering.

Hvis kriterieværdierne for klapning på skærpede vilkår forhøjes til 50 aktionsniveau 1 kan alt materialet klappes på skærpede vilkår.

Tabel 2.6 Fordeling af havnesediment inden for bortskaffelseskategorier og prisoverslag for bortskaffelse. Der er ekstrapoleret til 0,75 mio. tons (830.000 m³).

2.3.2.3 Konsekvens ved andre skæringsværdier og udvidet TBT datasæt

I forbindelse med kategorisering af havnesediment er den kritiske parameter indholdet af TBT. I tilfælde af høje koncentrationer af metaller og BaP, er niveauet af TBT typisk 2× baggrundsværdien.

Hvis kriteriet for TBT hæves i en periode, mens anvendelsen af TBT afvikles, anslås det at mængden af klapbart materiale vil fordele sig som i nedenstående eksempel. Baggrundsværdien er ca. 3,5 µg TBT/kg TS. Til eksemplet er anvendt koncentrationsdata for TBT fra DHI (2000) inklusive DMUs data (i rapportens tabel 8), TBT data fra DHI (2001) og DHI/DMU (2001).

Tabel 2.7 Mængde af sediment som skal klappes og deponeres ved forskellige afskæringskoncentrationer (angivet i forhold til baggrundsværdierne).

TBT er det eksempelstof hvor forskellen i baggrundsværdi og gennemsnitlig koncentration i havnene er størst. TBT-koncentrationen i havnesedimentet er derfor afgørende for om sedimentet kan klappes eller skal deponeres.

Ved at hæve afskæringskoncentrationen fra 100 til 113 gange baggrundsværdien vil mængden af sediment som kan klappes i følge den anvendte model øges med en faktor 3. Dvs. en stor ændring i mængden af sediment til klapning ved en lille stigning i afskæringsværdi. Det skyldes at koncentrationen af TBT i havne hvor der ikke findes TBT målinger antages at svare til landsmedianen, dvs. 395 µg TBT/kg TS. Derfor vil yderligere 493.000 tons havnesediment som ikke er analyseret for TBT, falde under afskæringsværdien hvis denne er over landsmedianen. På grund af få målinger af TBT og BaP for havnesediment er mængderne i Tabel 2.7 minimumsværdier.

2.3.3 Scenarie 3. Klapning på skærpede vilkår

Ved indførelse af to aktionsniveauer vil optagning og dumpning af sediment der overskrider acceptable grænser for konventionel klapning, kunne pålægges en række skærpende vilkår, således at spredning af materialet begrænses. Der findes adskillige muligheder herfor og nedenfor præsenteres priser ved anvendelse af tre teknologier som er anvendt i begrænset omfang i Danmark og internationalt. Det er antaget at 0,75 mio. tons kan klappes. Hvis et kriterium på 50× aktionsniveau 1 anvendes, vil 32% kunne klappes, og den resterende mængde skal deponeres.

Tabel 2.8 Priser for klapning på skærpede vilkår af 0,75 mio. tons (830.000 m³).

Der gøres opmærksom på at en del af dette materiale efter al sandsynlighed ikke vil egne sig til undersøisk deponering og capping, idet finkornet materiale med dårlige konsolideringsevner medfører risiko for ustabile deponier

2.3.4 Scenarie 4. Deponering

2.3.4.1 Spulefelter og regionale depoter

Sediment som ikke kan klappes eller bortskaffes på skærpede vilkår kan deponeres på forskellig måde. I tilknytning til et antal havne vil der kunne anlægges spulefelter eller regionale depoter. Hvis det forudsættes at der anlægges et antal regionale depoter, således at afstanden ikke i gennemsnit overstiger 30 sømil, anslås det at prisen vil blive ca. 175 kr/m³ inkl. afskrivning og drift for et depot mellem 100.000 og 500.000 m³ (DHI 2001). Prisen for deponering inkluderer optagning med miljøgrab, transport, drift og afskrivning (10 % p.a.). I Tabel 2.9 er prisen for deponering givet for 10× og 50×aktionsniveau 1. Ved 10× aktionsniveau 1 skal alt sediment deponeres. Ved 50× aktionsniveau 1 kan ca. 32% klappes på skærpede vilkår.

Tabel 2.9 Priser for deponering på land af 0,75 mio. tons sediment (830.000 m³). Se bilag for uddybning af beregningerne.

Kystdepoter er ofte ret små, anlægges i havneområdet og er relativt dyre. Der er dog betydelige anlægsbesparelser ved store anlæg.

2.3.4.2 Mobilt anlæg til fraktionering af slam

Et mobilt anlæg til fraktionering af slam foretager en udskillelse af en grovkornet (ren) fraktion og en finkornet (forurenet) fraktion. Den grovkornede fraktion vil kunne klappes, mens den finkornede deponeres. Et stort permanent anlæg kan f.eks. placeres på et regionalt depot hvor der er rigeligt med feeder materiale, mens et mindre mobilt anlæg naturligt vil skulle betjene flere mindre havne.

Der er ingen erfaringer med mobile anlæg i Danmark eller udland, men et udviklingsprojekt anslår at prisen for et fluid bed anlæg med kapacitet på 0,5 og 10 m³/time vil være henholdsvis 274 kr./m³og 68 kr/m³. Driftsomkostninger vurderes at være ca. 100 kr/m³ (Carl Bro 2001). Anlægget med den høje kapacitet er sandsynligvis ikke mobilt, mens det lille anlæg med op til 20-30 m³ døgnkapacitet formodentlig kan gøres mobilt.

Ved en kapacitet på 0,5 m³/time (døgnkapacitet 10 m³) vil rensningen af f.eks. 1000 m³ højforurenet materiale tage 100 dage eller over 4 arbejdsmåneder. Det må antages, at kapaciteten for et mobilt anlæg skal ligge på 3-4 gange denne kapacitet, således at en mindre havn kan oprenses på højst en måned.

I nedenstående tabel vises priseksempler ved forskellig kapacitet. Efter fraktionering antages det at 6500 m³ kan klappes mens 500 m³ må deponeres.

Tabel 2.10 Omkostninger for fraktionering af 7000 m³ materiale. Fra Carl Bro (2001).

*Anlæg sandsynligvis ikke mobilt

2.3.5 Omkostninger i forskellige havne

Beregning af omkostningerne i 5 havne tager udgangspunkt i de specifikke behov og lokale forhold der måtte gælde for de enkelte havne.

Tabel 2.11 Koncentrationer af eksempelstoffer i fem havne (DMU 2001).

I alle havnene overskrides kriterieværdierne for et eller flere stoffer på både aktionsniveau 1 og 2, og disse bundmaterialer ville ikke kunne klappes. Priserne er udregnet ud fra priserne angivet i bilag B og Tabel 2.3.

2.3.5.1 Lille havn, Bagenkop

Der er tidligere oprenset i alt ca. 1750 m³ fra bassin I og III som er lagt i et nyetableret depot, og endvidere er der opgravet og klappet ca. 1250 m³. I alt ca. 3000 m³.

I Tabel 2.12 vises omkostninger ved tidligere oprensning/optagning og eksempler på priser ved anvendelse af forskellige bortskaffelsesteknologier, jf. Tabel 2.3. Omkostningen ved rensning/fraktionering er antaget at være 2.1 mio. kr. ved en kapacitet på 2 m³ pr. time og 7000 m³ materiale, jf. Tabel 2.10.

I bilag D er vist detaljerede omkostningsberegningerne for tre cases for Bagenkop Havn.

Tabel 2.12 Lille havn, Bagenkop.

2.3.5.2 Stor havn, Århus havn

Der foreligger data fra Århus havn både hvad angår det forventede klapbehov, ca. 30.000 m³ årligt (DHI 2000), og koncentration af eksempelstofferne i havnesedimentet. Sedimentet bortskaffes i Århus til et klapbassin i havnen, hvilket er en af de billigste løsninger, idet der ikke skal sejles til klapplads. Tabel 2.13 viser omkostninger ved tidligere optagning og eksempler på priser ved anvendelse af forskellige bortskaffelsesteknologier, jf. Tabel 2.3 og Tabel 2.10. I bilag D er vist omkostningsberegninger for tre cases i forbindelse med bortskaffelse af sediment fra Århus Havn.

Tabel 2.13 Stor havn, Århus havn.

2.3.5.3 Trafikhavn, Odense hav

Ved omrensning i Odense havn deponeres sedimentet i et spulefelt. Den 3-årlige gennemsnitlige oprensning er på 125.000 m³. Det er antaget at oprensningsbehovet fra indre havn frem til Fynsværket er 15% af det gennemsnitlige oprensningsbehov, dvs. 12.500 m³, jf. Fyns amts tilladelse. En del af sejlløbet kan dog også være forurenet og der anslås et samlet oprensningsbehov på 50.000 m³. I Tabel 2.14 ses omkostninger ved tidligere oprensning/optagning og eksempler på priser ved anvendelse af forskellige bortskaffelsesteknologier. I bilag D er vist omkostningsberegninger for tre cases i forbindelse med bortskaffelse af sediment fra Odense Havn.

Tabel 2.14 Trafikhavn, Odense havn.

*Materialet indeholder så meget TBT, at sedimentet sandsynligvis ikke vil kunne placeres til havs.

** Da anlægget skal stå på pladsen i et år er der regnet med max. kapacitet.

2.3.5.4 Fiskerihavn, Århus fiskerihavn

Fiskerihavnen i Århus er både en fiskeri- og lystbådehavn. Der forventede klapningsomfang og indholdsstoffernes koncentration betyder at denne case bliver mage til den for Århus havn (se denne). I bilag D er vist omkostningsberegninger for tre cases i forbindelse med bortskaffelse af sediment fra Århus Fiskerihavn.

2.3.5.5 Lystbådehavn, Marselisborg Lystbådehavn

Marselisborg Lystbådehavn er fra 1990 og er endnu ikke blevet oprenset. Havnen har ikke selv en formodning om omfanget af en fremtidig klapning, men omfanget anslås af DMU (2001) til mindre end 10.000 m³. I Tabel 2.15 nedenfor antages at sedimentmængden at være på 10.000 m³. Materialet kan ikke umiddelbart klappes eller klappes kontrolleret på grund af forhøjet indhold af TBT. I bilag D er vist omkostningsberegninger for tre cases i forbindelse med bortskaffelse af sediment fra Marselisborg Lystbådehavn.

Tabel 2.15 Lystbådehavn, Marselisborg Lystbådehavn.

2.4 Anbefalinger og konklusioner

• Omkostninger ved de mere kontrollerede bortskaffelsesmuligheder end konventionel klapning er i størrelsesordnen 200 mio. kroner pr. år som skal sammenlignes med nuværende udgifter på 40 mio. kr. pr. år.
• Små lokale depoter er en dyr løsning.
• Regionale depoter kan tilbyde besparelser på anlægsomkostninger og give mulighed for renseprojekter, men lang transport for små havne.
• Der er en del eksisterende deponeringskapacitet, som bør indgå på regional basis i vurderingen ved større samfundsmæssige investeringer i regionale depoter.
• Blandt de billigste løsninger klapbassinet i Århus Havn.
• der kan overvejes forhøjede grænseværdier i for organiske omsættelige stoffer forhold til metaller.
• Det er TBT som er afgørende for klapningsmuligheden i kommende år. Metoder til afhjælpning (fraktionering, piletræer i optaget slam m.m.) bør forholde sig specifikt til dette.

3 Referencer

Carl Bro. 2001. Mobilt renseanlæg til forurenet havneslam. Miljøprojekt nr. xxx.

COWI. 1996. Massestrømsanalyse for kviksølv. Miljøprojekt nr. 344. Miljøstyrelsen, København.

COWI. 1996a. Massestrømsanalyse for kobber. Miljøprojekt nr. 323. Miljøstyrelsen, København.

COWI. 1997. Bæredygtigheden af nuværende miljøbelastning med persistente kemiske stoffer. Fokus på bly. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen 52:1997. Miljøstyrelsen, København.

COWI. 1997a. Massestrømsanalyse for tin med særligt fokus på organotinforbindelser. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen 7:1997. Miljøstyrelsen, København.

COWI. 1997b. Miljøfremmede stoffer i overfladeafstrømning fra befæstede arealer. Miljøprojekt nr. 355. Miljøstyrelsen, København.

COWI. 1999. ATLAS databasen – data om specifikke stoffer i vandmiljøet. Applikation udarbejdet for Miljøstyrelsen. http://130.228.16.9/atlas/Main.asp.

COWI. 2001. Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter. Miljøprojekt, 631.

COWI. 2001a. Inventory of biocides used in Denmark. Miljøprojekt nr. 585. Miljøstyrelsen, København.

Bøgestrand, J. red. 2000. Vandløb og kilder 1999. NOVA 2003. Faglig rapport fra DMU nr. 336. Danmarks Miljøundersøgelser.

De Europæiske Fællesskabers Tidende. 2000. Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/60/EF af 23. oktober 2000 om fastlæggelse af en ramme for Fællesskabets vandpolitiske foranstaltninger.

DHI. 2000. Havnesedimenters indhold af miljøfremmede organiske forbindelser. Miljøprojekt nr. xxx.

DHI. 2001. Karakterisering af havnesediment ved hjælp af biotest. Miljøprojekt nr. 629.

DHI/DMU. 2001. Organiske miljøfremmede stoffer og spormetaller i sedimenter fra danske farvande. Miljøprojekt nr. xxx.

DMU. 2001. Havnesedimenter - Prøvetagning og analyser. Miljøprojekt nr. xxx

Fyns Amt. 2001. L. Knudsen, personlig kommunikation.

Hovmand, M.F., Kemp, K. 2000. Tungmetalnedfald i Danmark 1999. Faglig rapport fra DMU nr. 331. Danmarks Miljøundersøgelser, Roskilde.

Isotopcentralen. 1986. Tungmetaller i Grådybs tidevandsområde. Isotopcentralen/ATV og Ribe Amtsråd, 1986.

Johansson, C., H.C. Hansson, R. Vesterholm, M. Petterson, P-Å. Johansson, L. Burman. 1998. Luftföroreningar i staden, PAH. Projektrapport MONITOR 1998. Miljöförvaltningen, Stockholm.

London Convention 1972. Convention on the Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and Other Matter, 1972. http://www.londonconvention.org/

London Convention (1996). 1996 Protocol to the Convention on the Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and Other Matter, 1972 and Resolutions adopted by the special meeting. http://www.londonconvention.org/

London Convention 1997. Specific guidelines for assessment of dredged material. 22/14 Annex 3. http://www.londonconvention.org/

Madsen, P.P., B. Larsen. 1986. Accumulation of mud sediments and trace metals in the Kattegat and the Belt Sea. Report of the Mar. Poll. Lab.

Miljøstyrelsens Havforureningslaboratorium, Charlottenlund.

Miljøstyrelsen 1994. Vandmiljø-94. Udvikling i belastningen fra punktkilder samt status for vandmiljøets tilstand. Redegørelse fra Miljøstyrelsen Nr. 2/94. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen. 1999a. Vandmiljø-99. Status for vandmiljøets tilstand i Danmark 1999. Redegørelse fra Miljøstyrelsen Nr. 1/99. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen. 1999b. Punktkilder 1999. Orientering fra miljøstyrelsen Nr. 16 2000. Miljøstyrelsen, København.

Miljøstyrelsen. 2000. Data over tungmetalkoncentrationer ved klaptilladelser i Danmark.

Miljøstyrelsen. 2001. Kjeld F. Jørgensen, personlig kommunikation.

Ministry of Environment and Energy (1995) Esbjerg Declaration.

OSPAR. 1997. Report from SEBA 97/11/2-E. OSPAR Commission, London.

OSPAR. 1999. Data report on the comprehensive study of

riverine Inputs and direct discharges (RID) in 1999. OSPAR Commission, London.

OSPAR. 2000a. Quality Status Report 2000, Region II – Greater North Sea. OSPAR Commission, London.

OSPAR. 2000b. Draft OSPAR background document on organic tin compounds. Presenteret af Holland, april 2000.

OSPAR. 2001. Draft OSPAR background document on polycyclic aromatic hydrocarbons. Præsenteret af Norge, juni 2001.

Rambøll. 2001. Bortskaffelse af havnesediment. Miljøprojekt nr. xxx

Rambøll. 2001a. Små havne - Løsningsforslag. Miljøprojekt nr. xxx.

Sammenslutningen af Danske Havne. 2000. Spørgeskemaundersøgelse omhandlende 48 havnes fremtidige behov for oprensning af havnebassiner og sejlløb.

Vandkvalitetsinstituttet. 1994. Miljøfremmede stoffer i renseanlæg. Belastning og renseeffekt. Miljøprojekt nr. 278. Miljøstyrelsen, København.

Århus Amt. 2001. C. Jensen, personlig kommunikation.

Forudsætninger for beregning af omkostninger

Udgangspunktet for angivelse af enhedspriser i de anvendte skemaer har været Rambøll (2001) hvori der findes priser for en lang række optagnings-, transport- og bortskaffelsesmetoder. Endvidere er der i Rambøll (2001a) angivet et antal supplerende enhedspriser. Hvis der ikke er fundet relevante konkrete enhedspriser, er der i stedet anvendt en pris, som er fremkommet enten ved oplysninger fra entreprenørfirmaer eller ved brug af egne erfaringstal.

I forbindelse med denne undersøgelse er det bekræftet af Rambøll at de angivne enhedspriser er for materialerne som de ligger in situ, altså ikke opmålt i lastrum.

Enhedspriser på bortskaffelse af havnesediment afhænger blandt andet af:

Anstillingsomkostninger - størrelse af det anvendte materiel og transportafstand til opgaven påvirker enhedspriserne på konkrete opgaver.

Kvalitet og styrke af de jordlag der skal fjernes - egentlige oprensninger af materiale som er aflejret ovenpå den tidligere havbund medfører ikke specielle behov for materiel, men hvis der også skal foretages en egentlig uddybning vil jordarternes type spille en væsentlig rolle.

Lagtykkelser i oprensning - store lagtykkelser medfører en mere økonomisk optimal produktion for entreprenøren og dermed en lavere enhedspris.

Den valgte afregningsmetode (betaling for overdybder eller ej) - entreprenøren skal på forhånd vide hvorledes mængderne bliver afregnet og hans fortjeneste kan være afhængig af, om der betales for hele eller kun en del af den overdybde, han er nødt til at indkalkulere i sin pris for at garantere at den krævede vanddybde opnås.

Størrelse og geometrisk form af de vand- eller havnearealer der skal berøres - store åbne havnebassiner uden generende hjørner og faste konstruktioner medfører en bedre udnyttelse af materiellet i forhold til mindre bassiner med mange hjørner og kroge, hvor det er vanskeligt at komme til. Det er også en forudsætning at der ikke ligger skibe i vejen for oprensningen.

Eventuelle krav til håndtering under arbejdet - hvor stort et spild kan accepteres ved arbejdsstedet og under transport og losning.

Eventuelle krav om særlige arbejdstider og overholdelse af støj/lugtgener I nogle havne kan myndighederne kræve overholdelse af særlige arbejdstider og stille krav om overholdelse af støjgrænser og eventuelt arbejde ved særlige vindretninger af hensyn til eventuelle lugtgener.

Eventuelle gener fra den øvrige trafik i havnen - hvis arbejdet skal indstilles under f. eks. passage af færge vil dette påvirke produktionsraten og medføre forøget enhedspris.

Omkostninger ved sedimentbortskaffelse

Tabel 1 viser omkostningerne ved klapning, klapning på skærpede vilkår og deponering.

Tabel 1 Generelle forudsætninger anvendt til beregning af overslag.

Klik her for at se tabel 1

3.1 Baggrund for omkostningsfastsættelse

3.1.1 Sedimentet

Man vil i alle havne komme ud for, at der er på grund af variationer i vandbevægelser og kornstørrelser i sedimenterne, vil være forskel på forureningsgraden af sedimentet på havbunden i forskellige havnebassiner og i hjørner og kroge. Der kan derfor være forskel på, hvorledes sedimentet skal optages og om der kan forventes genbrug af dele af sedimenterne.

Noget af det aktuelle entreprenørmateriel er stort og det vil kun blive anvendt ved konkrete opgaver i store havne og havnebassiner. Ved de mindre havne må der påregnes indsættelse af mindre men mere fleksibelt grej.

Der er i skemaerne regnet med gennemsnitsafstande til klappladser på 3-5 sømil. Dette kan ikke gælde for samtlige havne, men det har været en nødvendig forudsætning for at etablere en overskuelighed i skemaerne. Ved enkelte scenarier er afstanden større, og der er derfor skønnet en ekstra sejlafstand som medfører en ekstra omkostning for transporten.

I Tabel 1 er indsat en minimum- og en maksimum pris for den pågældende metode som stammer fra Rambølls rapporter. I den næste kolonne er angivet en "anvendt pris", som generelt er fremkommet ved beregning som en simpel gennemsnitsværdi af min. og maks. priserne. Da nogle af de anførte min. og maks. priser er behæftet med forbehold eller er baseret på grove skøn, er der nogle steder anført en anden "anvendt pris" som er resultat af en anden beregning eller kontrol ved entreprenører. En sådan pris er skrevet med kursiv.

3.1.2 Bortskaffelsen

I forhold til de tidligere udarbejdede rapporter opereres der med en opdeling i 3 forskellige metoder til bortskaffelse af havnesediment:

• klapning
• klapning på skærpede vilkår
• deponering

De i nærværende rapport anvendte skemaer er opbygget ud fra denne inddeling, som det blandt andet ses i Tabel 1. Nedenfor er de enkelte metoder beskrevet kortfattet.

Der er udarbejdet et beslutningsdiagram for konsekvensberegning ved håndtering af oprensede havnesedimenter. Dette diagram kan anvendes som en foreløbig indikation af hvilke økonomiske konsekvenser det medfører for en havn, som har behov for oprensning af havnebassiner hvor man har en foreløbig vurdering af sedimenternes mængde, forureningsgrad og eventuelle bortskaffelsesmetode.

Klapning

Klapning udføres af havnesediment, der opfylder gældende krav til indhold af metaller og/eller organiske forureningskomponenter.Ved enhver klapning skal det overvejes, om nogle af de opgravede materialer kan genanvendes, men i nærværende undersøgelse er det forudsat, at dette ikke er tilfældet. Der kan derfor, afhængig af opgavens størrelse og karakter, indsættes det entreprenørgrej, som er mest velegnet til selve opgaven med at optage, transportere og bortskaffe materialet. Prisen for arbejdet vil afhænge af bl.a. mængder, udstyr og afstand til klapplads.

Klapning på skærpede vilkår

Klapning på skærpede vilkår dækker over arbejder, hvor det opgravede sediment ikke opfylder alle gældende krav til indhold af metaller og/eller organiske forureningskomponenter. Sedimentet kan eventuelt optages under særlige kontrollerede forhold med siltgardiner eller lignende og losses på en klapplads under anvendelse af særlige forholdsregler, som sikrer en kontrol over de aflejrede sedimenter. Alternativt kan klapning på skærpede vilkår kombineres med en capping af med sediment der opfylder kravenen til klapning, hvorved sedimenteet indespærres. Klapning på skærpede vilkår kan også foretages vha. et simpelt klapbassin som i Århus havn.

Hvor der til klapning på skærpede vilkår skal udføres flere processer kan den samlede pris for disse findes ved simpel addition i de bagved liggende regneark.

Eksempel 1: Opgravning med spandkædemaskine, transport og klapning. Hvis dette på grund af forurening skal foregå som " klapning på skærpede vilkår", skal der til den anførte enhedspris lægges prisen for etablering og drift af f.eks. siltgardiner eller luftslanger.

Eksempel 2: Hvis der skal udføres en capping skal enhedsprisen for capping lægges oveni den øvrige pris. Udgiften til etableringen af klappladsen der skal "kappes" er ikke indeholdt, da denne betragtes som en anlægsudgift, som er defineret andet sted.

Det er vigtigt at vide, om der er siltgardiner eller andre konstruktioner som skal åbnes/lukkes for at skib eller pram kan komme til at klappe i et depot. Tilsvarende skal man vide, om klapning kræver en omlosning via en pram og en booster eller om kan der losses direkte i depot eller over en kajkonstruktion

De ekstra foranstaltninger i forbindelse med klapning på skærpede vilkår er vanskelige at prissætte, da de afhænger af mængden af oprenset materiale, idet store mængder bag f.eks. små gardiner ikke belaster enhedsprisen så meget som det er tilfældet ved små oprensningsmængder og store lange siltgardiner. Prisen for siltgardiner skønnes at variere fra kr. 20 kr./ m³ til 100 kr./m³ Den første reference er fra en konkret sag i Bagenkop på oprensning af ca. 3000 m³. Der er ingen priser vedrørende siltgardiner i de tidligere rapporter.

Capping kan jf. Rambøll (2001) udføres for 60 - 80 kr./m². Antages det, at lagtykkelsen af sedimentet efter klapning er minimum 2 m og maksimum 5 m svarer det til, at der til enhedsprisen på oprensningen skal lægges en udgift til capping, der kan variere fra 12 kr./m³ til 40 kr./m³. Der er anvendt en pris på 30 kr./m³.

Deponering

Såfremt det oprensede havnesediment ikke er fundet velegnet til klapning under en af de former, som er beskrevet ovenfor, er man nødsaget til at bortskaffe materialet ved en deponering. Deponering af havnesediment er generelt meget dyr, og der gøres store anstrengelser for at reducere mængden af sediment som skal deponeres.

Som det beskrives i Carl Bro (2001) kan der ved separering af materialet i forskellige kornfraktioner opnås, at den forurenede (som regel finkornede) del reduceres væsentligt og at de grovere fraktioner muligvis kan genbruges. Et eventuelt behov for rensning af vandet der er frasepareret er ikke medtaget i de anvendte enhedspriser. Endelig er det muligt ved afvanding/tørring af sedimenterne at reducere mængden af sediment, som skal deponeres.

Prisen for deponering af havneslam afhænger af, i hvor høj grad der skal bygges nye specialdepoter, etableres spulefelter eller nye lossepladser, og udgiften til deponering er derfor variabel. Eventuelle anlægsudgifter til sådanne depoter forudsættes i denne rapport at være afholdt et andet sted, så de ikke påvirker nærværende priser og vurderinger. De anførte udgifter dækker således kun driftsudgifter ved bortskaffelse af havnesedimenter fra havnene.

Når der tales deponering, er det forudsat, at dette foregår på landjorden eller i kystnære depoter, idet en deponering på havet i denne forbindelse kaldes en klapning på skærpede vilkår. Egentlig deponering forudsætter, at havnesedimentet optages, transporteres og afleveres i et depot, som kan modtage sedimentet uden videre foranstaltninger. De skønnede priser er sammensat af forskellige komponenter i den samlede proces fra sedimentet optages fra havbunden til det ligger i depotet.

Scenarier

3.2 Scenarie 1: Samlet vurdering for hele landet (best to worst case)

Scenarie 1 giver en vurdering af hvilket omkostningsspænd der kan forventes, og der er ikke taget højde for sedimentets forureningsgrad.

Følgende forudsætninger danner baggrund for scenarie 1:

1. alt kan klappes
2. 0,75 mio. tons sediment bortskaffes ved klapning på skærpede vilkår
3. 0,75 mio. tons sediment bortskaffes ved deponering

Den billigste løsning er klapning af havnesedimentet. Med en pris på 40 kr./m³ (jf. Tabel 2.3) vil den samlede pris blive 33 mio. kr.

Omkostningerne ved bortskaffelse af sediment ved klapning på skærpede vilkår afhænger af den valgte teknologi. Den mindst omkostningstunge løsning er klapning i lukket område (klapbassin). Omkostningerne ved denne metode er anslået til 80 kr./m³. Klapning bag dæmninger og klapning i uddybning med capping kræver visse anlægsomkostninger, hvorfor prisen for denne form for bortskaffelse er højere (140 kr./m³). Klapning på skærpede vilkår vil således beløbe sig til 66-116 mil kr.

Bortskaffelse af alt sediment ved hjælp af deponering vil koste fra 100 til 394 mio. kr. alt efter om henholdsvis spulefelt eller kystdepot benyttes.

3.3 Scenarie 2: vurdering for hele landet baseret på indholdsstoffer

3.3.1 Nationalt scenarie bygget på seks havne med kendt klapbehov

Materialemængderne er fordelt i tre kategorier ud fra stofkoncentrationen. Der er ekstrapoleret til det samlede danske oprensningsbehov under antagelse af, at disse seks havne er repræsentative for danske forhold.

Eksemplet bygget på klapbehov for to havne (Vejle havn, Åbenrå havn) fra DHI (2000) og for fire havne (Århus havn, Århus fiskerihavn, Marselisborg, Odense havn) fra DMU (2001). Dvs. senest publicerede data er anvendt. Stofkoncentrationer er fra DHI 2000 (TBT, Cu, PAH) og data for øvrige stoffer fra Århus Amt (2001) (Århus havn), Fyns Amt (2001) (Odense), samt Miljøstyrelsen (2000).

3.3.2 Nationalt scenarie baseret på median for 12 havne

På grundlag af DHI (2000) er stofkoncentrationer fra 12 havne indsamlet. Det antages at stofkoncentrationerne i sedimentet er repræsentative og tages som model for oprensningsbehovet i alle danske havne. Fordelingen af materialemængderne vurderes på baggrund af den gennemsnitlige koncentration: 158,5 µg tributyltin /kg TS (som Sn), 645 µg benzo(a)pyren /kg TS, og 89,5 mg kobber/kg TS.

Udover koncentrationer af kobber foreligger der ikke data på metalindholdet i ovennævnte rapport. Der er værdier for Hg, Pb og Cd for Odense havn i DHI (2001), men de er fra en stærkt forurenet station, og kan ikke umiddelbart sammenlignes med samleprøverne for en hel havn i DHI (2000). Ældre data fra Odense havn (1983 og 1986) tyder på koncentrationer for Hg på ca. 0,2, Pb ca. 27 og Cd ca. 1,2 mg/kg TS. Koncentrationen af disse metaller synes derfor også typisk at overskride det acceptable niveau for klapning. Dette gælder tilsyneladende også for Århus Fiskerihavn. Koncentration (i 1990) af Hg og Pb er henholdsvis 1,2 og 130 mg/kg TS. Der vurderes derfor alene på de tre førstnævnte stoffer.

3.4 Scenarie 3. Klapning på skærpede vilkår

Prisen på klapning bag dæmninger på havbund er kr. 140/m³. Med et totalt volumen på 830.000 m³ vil den samlede pris være 116 mio. kr. hvis det antages at alt materialet bortskaffes vha. denne teknologi. Som det ses i Tabel 2.5 vil 32% af materialet kunne klappes på skærpede vilkår ved 50 aktionsniveau 1 (dvs. 100 gange baggrundsværdien). Hvis 32% bortskaffes vha. klapning bag dæmninger på havbund vil udgiften hertil være 37 mio. kr. Deponering af den resterende del af materialet vil beløbe sig til 68-268 mio. kr. og den samlede omkostning vil derfor være 105-305 mio. kr.

3.5 Scenarie 4. Deponering

3.5.1 Spulefelter og regionale depoter

Prisen på deponering i spulefelter og regionale depoter er 120 til 475 kr./m³ (jf. Tabel 2.3). Med et totalt volumen på 830.000 m³ vil den maksimale pris for deponering være 394 mio. kr. for deponering i kystdepot. Af Tabel 2.5 ses, at 68% af materialet skal deponeres ved 50 aktionsniveau 1 (dvs. 100 gange baggrundsværdien). Hvis 68% bortskaffes vha. deponering i kystdepot vil udgiften hertil være 268 mio. kr. Klapning på skærpede vilkår vil beløbe sig til 21-37 mio. kr. og den samlede omkostning vil derfor være 289-305 mio. kr. Deponering i spulefelter og regionale depoter vil koste henholdsvis 89-105 mio. kr. og 120-136 mio. kr.

Beregning af omkostninger i fem havne

3.6 Scenarie for lille havn, Bagenkop

3.7 Stor havn, Århus havn

3.8 Trafikhavn, Odense havn

3.9 Fiskerihavn, Århus fiskeri - og lystbådehavn

3.10 Lystbådehavn, Marselisborg Lystbådehavn

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 Januar 2006 • © Miljøstyrelsen.