Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen 4/2007 – Afdækning af muligheder for etablering af standardværktøjer og/eller -kriterier til vurdering af sundheds- og miljørisici i forbindelse med større uheld (gasudslip) på risikovirksomheder

Afdækning af muligheder for etablering af standardværktøjer og/eller -kriterier til vurdering af sundheds- og miljørisici i forbindelse med større uheld (gasudslip) på risikovirksomheder

Bilag A Modeller til spredningsberegning

Beregning af gasfanestørrelser kræver flere delberegninger, som dækker de forskellige faser af et udslipsforløb (figur 5.1). De første trin er beregningen af, hvor meget væske eller gas, der bliver frigivet. Andet trin, hvis det er en væske der frigives, kræver beregning af fordampningshastigheden. For gas og alle fordråbede gasudslip kræves beregning af udformningen og fortynding i jetten. Derefter kræves der beregning af gasspredning i form af en fane. Hertil er der to slags modeller der skal anvendes, modeller for udslip af gas med let eller let eller neutral densitets (lettere eller samme densitet som luft) eller tung gas.

Korrekt og veltilpasset valg af modeller er nødvendig til alle disse trin i beregningen. Høj kvalitet i et trin kan ødelægges totalt af dårlig kvalitet i modellering i et andet trin. Valg af model skal også tilpasses formålet med beregningerne. Beregninger til beredskab, skal ofte tage hensyn til ekstreme vejrforhold, for eksempel meget lav vindhastighed, fordi disse forhold kan blive dimensionerende for beredskabsindsatsen. Modeller til beregning af beskyttelse af personale (arbejdspladssikkerhed) er normalt anderledes end de for kommuneplanlægningen, fordi de gængse spredningsberegninger er uegnede for beregning af spredning på meget kort afstand.

Der refereres tit i dette kapitel til de hollandske Yellow, Green og Purple Books (refs. 4,5 og 6). Disse bøger er vigtige, fordi de giver en grundig vejledning i risikoanalyser for olie- og kemiinstallationer og transport. Der findes andre vejledninger, men ingen i det samme klasse af grundighed, og ingen andre så bredt anvendt. Der findes dog nyere eksperimentale resultater, som supplerer og går videre end disse bøger. Der findes også en nyere vejledning om risikoanalyse på offshore anlæg, der giver væsentlig forbedringer i styringsprocessen for risikoanalyser.

A.1 Valg af udslips hulstørrelse

Størrelsen af gasfaner er afhængig af størrelsen af udslippet og derfor også af størrelsen af hullet igennem hvilken udslippet sker. Valg af hulstørrelse er en af de største kilder til usikkerhed i de fleste spredningsberegninger. Det er rimeligt nemt at bestemme hulstørrelse ved et totalt rørbrud, men selv her er der problemer. Skal man tage hensyn til udslip fra begge ender af røret eller kun den ende mod lagertanken. Spørgsmålet er undersøgt i ref. 30 hvor faner fra en eller to ende udslip sammenlignes. Udslippet kan i nogle tilfælde være dobbelt så meget, som den fra en enkelt rørende, men er oftest kun lidt højere end fra den ene ende. Spredningsberegningen påvirkes dog meget af, om udslippet sker fra den ene eller begge brudt e ender.

Totalt rørbrud er ekstremt sjældent når det gælder toksiske stoffer. Totalt rørbrud er ikke ualmindeligt (dvs. en eller to gange om året på verdensplan) i naturgasledninger. Et antændt gas udslip fra et mindre hul kan udvikle sig til en totalbrud, ved at røret svigter yderligere på grund af opvarmning. Mere almindelige er ”fiskemunds huller” hvor røret splittes delvis åbent (se figur A.1). Disse sker pga. overtryk eller fra en delvis svækkelse af rørvæggen, eller oftest en kombination af disse. Langt de fleste udslip sker dog fra mindre huller i rør, fra flangelæk, fra svigtende flanger, fra revner i beholdere, eller fra åbne eller lækkende ventiler. Eksempler på disse typer af udslip gives i figur A.2 til A.6.

Figur A.4 Totalbrud i et 12 tomme PVC rør til syre, der skyldes fejlmontering af en ekspansionsbælg

Figur A.8 Et mindre udslip af gas (propylen) pga. en ventillæk. Gassen er kold, fordi det kommer fra dampende væske. Bemærk at vinden blæser gassen tilbage mod udslipsretningen.

Når man tager den store mængde forskning i gasspredning i betragtning er det overraskende, at der kun er meget lidt arbejde om vurdering af hulstørrelser og så godt som ingen om hulform. Dette betyder ikke så meget for beredskabsplanlægning, hvor man ofte er nødt til at tage højde for totalt rørbrud. Det er mere kritisk for risikoanalyser der skal anvendes til kommuneplanlægning eller medarbejderbeskyttelse, hvor hulstørrelser antaget i beregningerne påvirker størrelsen af området hvor risikoen er ”uacceptabel”.

Der er to relevante studier hvor sandsynlighedsfordelinger af hulstørrelser er blevet offentliggjort, en for offshore olieanlæg (ref. 110) og en for onshore petro- og kemianlæg (ref. 111). Begge viser relativ stor afvigelse af aktuelle hulstørrelser, fra dem der anbefales i de nuværende vejledninger om gennemførelse af QRA. Der forventes at der vil komme nye vejledninger i løbet af 2006. Tabel A.1 viser en sammenligning af forskellige valg af udslipsstørrelser for rør anvendt til klor gas. De første sæt af hulstørrelser er den, der er anbefalet i den hollandske ”Purple Book” (ref. 5), den anden den som er anbefalet i CCPS’s vejledning om risikoanalyse (ref. 1), det tredje den baseret på dataindsamlinger i ref. 110.

Tabel A.1 Hyppigheder og fanelængder for udslip af klor gas fra et 1 tomme rør, ved hul 10 m. fra beholder. Faner til LC50 koncentration ved 10 minutters eksponering, 3 m/s vindhastighed, neutral stabilitet.

Der er, som det fremgår af tabellen, ingen forskel i fanelængder for totalt rørbrud, men meget stor forskel i længder for mindre udslip. Bemærk også meget stor forskel i hyppighedsdata.

Der foregår arbejde i EU regi for øjeblikket som har til hensigt at fremstille velunderbyggede værdier for hulstørrelser og hyppigheder.

A.2 Beregning af udslipsmængden for væske og gas

Udslip af toksiske væsker og gasser beregnes med Bernoulli ligningen (væske) eller St. Venant ligningen (gasser). Disse modeller anvendes stort set uden undtagelser i risikoanalyse, idet modellerne er efterprøvet og anvendt igennem i mere end hundrede år. Hvis udslippet sker igennem et rør, bliver friktion i røret ofte vigtig (hvis røret er langt og hullet stort), og forskellige beregninger baseret på Colebrook-White ligningen, som anvendes. I praksis anvendes flere forskellige formuleringer og approksimationer baseret på Colebrook-White modellen, men alle giver resultater nogle få procent af afvigelser fra hinanden (ref. 30).

Ved beregning af udslip fra rør er valget af udslipsstedet på røret vigtig. Den Hollandske Purple Book anbefaler tre placeringer, ved starten, i midten, og ved enden af røret. Vigtigheden af valg af udslipsstedet illustreres i figur A.11, hvor udslipshastigheden for et acetoneudslip fra et brud i et 50 m langt 2 tommer rør, fra en 4 m. høj tank beregnes. Som kan ses, er der ca. en faktor 3 variation i udslipshastigheden afhængig af bruddets placering. Dette vil give mindst en faktor 50 % variation i gasfanelængden ved fordampning fra det resulterende acetonepøl (ref. 30).

Risikoen ved større afstande vil kunne beregnes med rimelig nøjagtighed ved at anvende de tre udslipssteder. Risikoen indenfor en virksomhed vil ikke kunne beregnes korrekt ved anvendelsen af kun tre udslipssteder. Figur A.12 viser to risikokort, en med beregning hvor kun tre udslipssteder indgår i beregningen og et hvor der anvendes en beregning hvor risikoen justeres i forhold til afstand.

Figur A.11 Variation i udslipshastigheden fra et rør, afhængig af afstanden til bruddet.

Figur A.12 Risikokort for et typisk væskeudslip. Til venstre, tre punkttilfælde, til højre en eksakt beregning af risikokurven. Den gradvise reduktion i risikozones brede kan ses. Tre tilfælde er tilstrækkelige til at vurdere størrelsen af sikkerhedszonen. To tilfælde vil måske være nok.

A.3 Beregning af tofase udslip

Det er vigtigt, at kunne beregne omfanget af tofase udslip i risikoanalyse og ved beredskabsplanlægning, fordi de største uheld med toksisk gas involverer frigivelse af fordråbede gasarter lagret under tryk. Store mængder frigives gennem et givet hul pga. trykket, hvorefter der sker en umiddelbar spredning af gassen. Et rent gasudslip ved lignede tryk og hulstørrelse giver en væsentlig mindre massestrøm (10 til 15 gange mindre masseflow for de vigtigste toksiske gasser, mens udslip som væske vil give endnu større massestrøm, men kun en relativ lille gasfrigivelse, fordi fordampningsprocessen går relativ langsomt fra væsken.

Mange forskellige metoder anvendes i beregning af tofase udslip. Modeller af Fauske og Epstein (ref. 112 ), Lakmé (ref.113) og af Leung (ref. 114, 115) anvendes mest i risikoanalyse, mens den Hollandske Gule Bog anbefaler anvendelsen af en model af Kukkonnen(ref. 116). Leungs ”homogeneous equilibrium model” (HEM) er basis for en hel familie af metoder. OMEGA metoden (ref. 114) er en approksimation til HEM modellen som er nyttig fordi det ikke er så krævende mht. omfanget og kvaliteten af stofdata der skal anvendes. ”Equilibrium rate model”, ERM, af Fauske og Epstein er den mest anvendte i risikoanalyse fordi den er meget simpel.

Det har været nødvendigt at tilpasse de oprindelige modeller efter at Fletcher (ref. 117) beviste at overgangen fra væskeflow til tofaseflow tager flere millisekunder, og at flow i korte rør (under ca. 100 mm.) derfor ikke er i ækvilibrium. Udslip hvor det meste af stoffet er væske, vil have et større masseflow end et tofase flow i ækvilibrium. Effekten kan ses i figur A.13.

Figur A.13 Tofase udslipsberegninger for en 2 tomme rør, forskellige modeller. Alle modeller anvender empiriske modeller baseret på Fletcher og Johnsons arbejde for rør under 200 mm i længde. (Data fra Nyren og Winter, ref. 118)

9.3 Udbredelse af væske på jorden

Toksiske væsker spredes på jorden eller på gulvet i et udslip. Størrelsen af den resulterende pøl er vigtig, idet fordampningsraten af toksiske dampe er i direkte forhold til pølens areal.

Flere modeller for pøludbredelse er blevet foreslået. De mest anvendte er Webber’s (ref 119) og Wu og Schroy (ref. 120). Disse to modeller giver højst forskellige resultater. Wu og Schroy modellen giver i nogle implementeringer resultater, som er fysisk umulige (pøldybder på en hundrededel af en millimeter, f.eks.). I praksis anvendes ofte en enklere model, hvor pølens udbredelse bestemmes ud fra en minimum dybde, ofte 1 cm. Arealet fastsættes ved at dividere den frigivne volumen med dybden.

Disse modeller har meget lidt eksperimentel underbygning (overraskende nok, når man tager i betragtning, hvor nemt det er at foretage eksperimenterne). En kendetegn for pølspredningsmodeller der anvendes til risikoanalyse i dag er, at de antager at jorden er flad, og de forsøger ikke at karakterisere ujævnheder. Modellerne er således dømt til at passe dårlig til aktuelle uheld. For at give et bedre grundlag for bestemmelse, har forfatteren foretaget nogle eksperimenter med pøler dannet på 1, 10, 150 og 1000 liter størrelser på forskellige jordtyper (asfalt, bar jord, grus og græs), på flad og skrånende terræn (ref 30). Vigtige resultater fra disse eksperimenter er, at en minimumsdybde af pøler på asfalt er ca. 0.5 mm, og at så godt som ingen industrielle områder er flade.

Andre eksperimenter er lavet af Simmons og Keller (refs. 50 til 52). Et tilfælde af aktuelle udslip er beregnet i deres ref. 52, og vises i figur A.14, sammen med beregninger med flere af modellerne.

Resultaterne er overraskende idet de viser at en af de vigtigste kilder til nøjagtighed i beregning af fane fra spild af toksiske (eller brændbare) væsker er modellerne for pølspredning. Der er dog endnu meget arbejde der bør foretages for at klassificere de forskellige industrielle jordoverflader.

Figur A.14, Beregninger for et udslip af kerosen , Udslip 59 kg/s, total 7,300 kg

Modellering

Observeret diameter, 18m.

St Venant/Green Amp model, 18m.

Wu and Schroy,

500+ m.

Webber, 63m.

Webber 1 cm min ddybde, 34.7 m.

1 cm dybde, 33.9 m.

PHAST 24.9m.

“Shallow layer dynamic
model” 19.7 m.

Figur A.14, Beregninger for et udslip af kerosen , Udslip 59 kg/s, total 7,300 kg

A.4 Fordampning af toksiske væsker

Toksiske væsker, især dem med et højt damptryk, vil danne en pøl ved udslip og fordampe herfra. Fordampningshastigheden er bestemmende for, hvor store de resulterende dampfaner vil være.

Fordampningshastigheden er afhængig af damptryk og konvektion, og er derved afhængig af udslipstemperaturen, jord og luft temperaturen, af solens indstråling, og af køling pga. fordampningen.

Mange fysiske modeller er blevet foreslået til beskrivelse af fordampning. De modeller, der oftest finder anvendelse i risikoanalyse er den af Fleischer (ref. 121), og den af McKay og Matsugu (ref. 47)(baseret på tidligere arbejde af Sutton ref 46). Ved sammenligninger giver disse modeller lignende resultater. McKay og Matsugu modellen foretrækkes, idet den tager hensyn til vindhastighed og til solens indstråling mens Fleischer’s model tager kun tager hensyn til vindhastighed.

MacKay and Matsugu’s er stadigvæk den mest anvendte model men bør erstattes af en senere model af Kawamura og MacKay (ref.48). Lebuser og Schecker viste at disse modeller kan undervurdere fordampningen med op til en factor 2 i nogle tilfalder, men dette arbejde er relativ ukendt (ref.49). Problemet bekræftes fra vores egen, ikke offentliggjort eksperimenter, og af Brighton (ref. 146).

9.4 Jetudslip af gas

En jet dannes, når gas frigives under tryk fra et hul. Jetten har konisk form, idet luft suges ind i jetten. Gas/luftblandingens hastighed falder, idet momentum er konstant, mens massestrømmen vokser med luftmængden. Jetvinklen er i alle tilfælde tæt på 17^° for en fri jet. Jetten betragtes som endt, når jethastigheden falder til under vindhastigheden.

Jetudslip er meget vigtig for beregning af gasfaneudbredelsen idet der sker en stor fortynding af gassen i jetten. Hvis vi for eksempel har en jet med en begyndelseshastighed på 212 m/s, (klor med temperatur på 20⁰) og vindhastigheden er 4m/s, er faldet i hastigheden en factor 53. For at momentum balancen opretholdes, er massestrømmen ved jettens afslutning øget med en faktor 53, dvs. en fortynding til 40 g gas per m³. Typiske koncentrationsreduktionsfaktorer for toksiske gasser i en jet er mellem 10 og 200.

Jettens retning påvirker fortyndingen. Jettens længde bliver størst hvis den er parallel med vindens hastighed. Længden påvirkes ikke meget hvis jetten er på tværs af vinden, men jetten afbøjes. Jetten bliver væsentligt kortere, og fortyndingen større, hvis jetten er rettet direkte mod vinden.

Fortyndingen i jetten påvirkes kun lidt hvis jetten rammer en beholder eller en flad mur, idet den samlede kinetiske energi, og derved også den samlede momentum, ikke påvirkes særligt meget af en enkelt fast forhindring. Hovedvirkningen er normalt kun, at jetten ændrer retning. Figur A.16 viser resultater fra to eksperimentale udslip (ref. 122), en på fri mark, og en rettet mod en mur 20 m fra udslipsstedet. Som det fremgår af grafen, medfører muren, at man opnår en fortynding umiddelbart ved udslipstedet, der svarer til fortyndingen ca. 50 m. i faneretning dvs. ca. den samme afstand som selve jetlængden. Bemærk at forskelle i fortyndingen i de enkelte forsøg efter ca 100 m skyldes forskelle i de meterorologiske betingelser imellem eksperimenterne.

Fortyndingen bliver påvirket i meget stor grad, hvis jetten rammer et område, som er delvist indelukket, eller jetten forekommer indendørs. Fortyndingen påvirkes på to måder. Delvist bliver jettens kinetiske energi reduceret ved turbulens, og delvist udebliver fortyndingen, fordi den gas, der suges ind i jetten, ikke længere er ren luft, men den gasluftblanding, der stammer fra selve jetten.

Disse virkninger er vigtige i alle anvendelser; beredskabsplanlægning, kommuneplanlægning og medarbejderbeskyttelse. Desværre er der ingen af de kommercielt tilgængelige softwarepakker med beregningsmodeller, der i dag tager hensyn til disse effekter. (Dog anvendes CFD programmer ofte til beregning af gasspredning i offshore moduler).

Den simpleste model til beregning af en gasjet er ”uniform momentum jet” modellen (ref.123), hvor jetten antages at have konstant koncentration på tværs af strømningen. Modellen er temmelig nøjagtig ved den første del af strømningen og er nødvendigvis nøjagtig ”i gennemsnit” ved jettens afslutning. SLAB systemet (ref 76) anvender en momentum jetløsning, men tilpasser en gaussiske (klokkeformet) fordeling af koncentration på jetten, således at jetten bliver længere men også smallere, og med varierende koncentration på tværs af jetretningen. Modellen svarer mere til observationer fra aktuelle forsøg.

Cohen og Rhode (ref 124) har lavet en empirisk model for jetudbredelse, og modellen anbefales i den hollandske ”Gule Bog”. Modellen har en svaghed, idet den er baseret på udslip med tryk kun på op til 2 bar.

Modeller er blevet lavet til udslip af tung gas fra højde. Modellerne beskriver fanens form ved fald mod jorden. Den hollandske ”Gule Bog” (ref. 3) og CCPS (ref. 1) anbefaler modellen af Hoot, Meroney og Peturka (ref 125).

Om et udslip af tung gas sker fra højde eller ved jorden, gør ikke meget forskel ved større afstande, for eksempel udenfor lageret ved en stor fabrik. Forskellen kan dog være stor indenfor hegnet, hvor det kan være vigtigt at vide, om en jet af gas rammer et bestemt bygningsluftindtag, eller om det passerer over en bygning. Et typisk problem er vurdering udslip af tung gas fra et ventrør, der har udkast over tagniveau; for eksempel trykaflastning på en kemisk reaktor.

A.5 Jetudslip af fordråbede gasarter (tofase jet)

Udslip af fordråbede gasarter, som for eksempel klor, ammoniak eller svovldioxid er ofte de vigtigste uheldsscenarier i en planlægning. Årsagen er, at udslippet er større for en given hulstørrelse og tryk, end ved et rent gasudslip og spredningen er større end ved et væskeudslip.

Modeller til udformning af en tofase jet er simple udbygninger fra momentumjetmodellen. Der skal tages højde for ”rain out” af væsken fra jetten, og for fordampning af væskens dråber.

Der har været meget diskussion om dråbestørrelser og omfang af rain out i videnskabelige kredse. Specielt en model lavet af Woodward og Papadourakis (ref. 126, 44) er vigtig, fordi den blev lavet til vurdering af udslip af fluorbrinte (en stor risikofaktor ved nogle raffinaderier, især i USA) og fordi modellerne og teorien afveg fra anden forskning. Der har derefter været megen forskning med anvendelse af avancerede målemetoder til måling af dråbestørrelser og – hastigheder. I dag findes der modeller som er baseret på eksperimental detailviden. Disse modeller er endnu ikke inkluderet i kommercielt konsekvensberegningssoftware, men der er forskningsbaserede programmer der giver bedre resultater og nye modeller er på vej, som tager højde for de seneste eksperimentale resultater.

Rain out er ikke specielt vigtigt ved beregning af fri udslip af ammoniak, klor eller svovldoixid fra lager med omgivelsernes temperatur. Trykket ved udslip for disse stoffer er af størrelsesorden 6 til 10 bar, og dette tryk medfører et meget voldsomt jetudslip. Dråberne er små, og hastighederne store, således at rain out er minimalt.

Rain out er derimod meget vigtigt for jetudbredelse af stoffer som butan og fluorbrint, hvor lagertrykket ikke er så højt, og hvor kogepunktet er kun lige så højt, at der er en lille fraktion af stoffet der fordamper til gas. Rain out er også vigtig for stoffer som er væsker, men som behandles i processer over deres kogepunkt.

Rainout bliver også vigtig, hvis jetten ikke er fri, men derimod rammer en væg eller andet udstyr. Rainout ved ammoniak udslip kan i disse tilfælde være i størrelsesorden 60 % af udslippet, med betydelig reduktion af en pøl som indeholder det meste af det frigivne stof. Pølen fordamper langsomt, således at fanen er kortere, men mere langvarig. Der er foretaget eksperimenter i Frankrig, hvor der blev konstateret op til 65 % tilbageholdelse af flydende ammoniak ved at et jetudslip blev rettet mod bunden af et bassin og lignende store mængde af ammoniak blev tilbageholdt ved at jetten ramte en væg. (ref. 122) Disse observationer er vigtige, fordi de indikere en måde, hvorpå man kan reducere udslip med rene passive foranstaltninger. Forfatteren anvendte teorien for virkning af ”impingement scrubbing” til at modellere effekten med god overensstemmelse med observationerne.

A.6 Fanespredning – let gas

Beregninger for spredning af lette gasser (lettere end luft eller neutrale gasser, med densitet omtrent det samme som luft) er i så godt som alle tilfælde baseret på gaussiske spredningsmodeller, med konstanter fastsat empirisk. De oprindelige modeller blev opstillet af Pasquill, men ændrede empiriske konstanter blev senere opstillet af Smith og af Turner og Pasquill (refs. 81,82 og 83). Tidlige modeller beregner spredningskonstanter på basis af faktorer, som er lette at observere – vindhastighed og stabilitetklasser. Nyere modeller baserer spredningskoefficienten på Monin Obhukov længde (en karakteristisk længde, der afhænger af solindstråling og jordvarme udstråling) og af jordens ruhed. Eksempler er AERMOD modellen fra US EPA, ADMS modellen fra Cambridge Consultants, og OML modellen fra Dansk Miljø Undersøgelsen (refs. 55 til 57 )

At repræsentere stabilitet med en kontinuerlig parameter, Monin Obhukov længden, giver i praksis ikke mere nøjagtighed i repræsentationen af stabilitet, med mindre man anvender meteorologi data der angiver målte Monin Obhukov længder. Man er stadigvæk i de fleste tilfælde nødt til at basere beregninger i et aktuelt tilfælde på meteorologiske observationer, der angiver stabilitetsklasser. I så godt som alle tilfælde er de eneste observation, der er tilgængelige, vindretningen, vindhastigheden og skydækket. Disse omformes til stabilitetsklasser og Monin Obhukov længden beregnes fra disse. Den væsentlige ændring i beregninger med de moderne modeller, er derfor ikke, at man bedre kan karakterisere meteorologiske betingelser, men derimod, at man kan modellere de ændringer af faneudbreddesesparametre der sker med højden.

Spredning af let gas involverer stigning af gasfanen. Forskellige semiemperiske modeller er blevet udviklet. Den oprindelige model fra Briggs (ref. 84) giver dog lige så gode resultater som andre.

Fanespredningsmodeller blev udviklet på basis af observationer over relativt store afstande. De fleste modeller følges af en advarsel om, at de ikke er nøjagtige på kort afstand, f.eks. under 200 m. Dette er vigtigt for risikobedømmelser, idet mange toksiske faner i praksis er kortere end 200 m.

De oprindelige passive spredningsberegninger blev udviklet for åbent terræn. Et ruhedsparameter anvendes til at karakterisere de forskellige jordoverflader, der påvirker den atmosfæriske turbulens. Modellering med større ruhedsparametre er blevet anvendt for at beregne spredning i industrielt terræn. Der har i den senere tid været interesse i udvikling af nye modeller, der tager mere eksplicit højde for bygninger og lignende forhindringer (ref. 127 samt afsnit A.12).

A.7 Spredning af tunge gasarter

Tunge gasarter, som klor eller svovl dioxid, falder mod jorden ved frigivelse. Faner spredes med tyngdekraften (”slumping”) og der dannes flade, lave skyer eller faner.

Der er i tidens løb blevet udviklet mange modeller til beregning af tung gas spredning. Langt de fleste er såkaldt ”top hat” modeller, hvor fortynding af gassen beregnes fra en ”blandingshastighed” ovenfra og fra siden. Koncentrationen i fanen antages at være konstant på tværs af fanen, i bredden og i højden. Forskellige teorier er blevet udviklet til beregning af blandingshastigheden. Så godt som alle modeller anvender to empiriske konstanter, for at tillade tilpasning af modellen til eksperimentelle resultater.

Der kan skelnes imellem modeller der behandler tung gasspredning og neutral spredning separat, med et overgangskriterium (f.eks. Cox Carpenter modellen ref. 128) og dem hvor der sker en glat overgang imellem tung gas og neutral gasspredning (f.eks. Ermak’s SLAB model ref. 76)

Mange af programmerne der anvendes i dag til beregning af tung gas spredning er ”integrerede modeller”, der kombinerer f.eks. jetspredning og fanespredning, f.eks. SLAB, DEGADIS, HG SYSTEM, og UDM (ref 76, 77, 78, 129). Dette gør det vanskeligt at sammenligne modellerne, specielt fordi de scenarier der beregnes af forskellige modeller ikke altid er de samme. Modellerne er blevet undersøgt og ”skilt ad” (ref. 30) således at flere modeller kan sammenlignes på lige fod. Sammenligningsresultater for nogle scenarier er vist i figur A.19 og A.20. Som det kan ses, er der relativ stor forskel imellem modellerne, selv om de fleste er blevet kalibreret mod eksperimentelle resultater.

Af denne grund er modellerne blevet sammenlignet med eksperimentelle resultater i flere eksperimenter (ref. 30).

Figur A.17 Sammenligning af nogle tung gas beregningsresultater, udslip fra en kryogen pøle af klor

Figur A.18 Sammenligning af nogle tung gas beregningsresultater, udslip fra en jet udslip af klor

En serie eksperimentale resultater er valgt her som basis for sammenligning. Eksperimenterne er udført af INERIS/Ecole des Mines (ref. 122) og er specielt anvendelig i det nuværende sammenhæng fordi de omfatter ammoniak udslip fra relevante rørstørrelser; fordi de er velinstrumenteret ude til en lang afstand (800 m); og fordi de omfatter udslip med forhindringer. Resultater fra sammenligningen vises i figur A.19. Som det kan ses, passer alle modeller til mindst et sæt af resultater. Problemet ligger delvist i at modellens forfattere gerne vil beholde modellernes teoretiske integritet, og delvist at det er umuligt at tilpasse modellerne hvor der er mange forskellige indgående parametre med brug af kun to tilpasninskonstanter.

Figur A.19 Sammenligning af eksperimentale og beregningsresultater for nogle beregningsmetoder (ref. 30 )

Der er lavet mange studier med sammenligning af modeller med eksperimentalt data. Nogle af de mest autoritativ er lavet af Hanna og hans kolleger, med en kontinuerlig indsats siden 1987, det seneste undersøgelse i 2004 (refs. 25 ti 28). Hannahs metode til evaluering af kvaliteten af beregningerne baseres på beregning af geometric mean variance og geometric mean bias. Det først er et mål for, hvor meget spredning der er i beregningerne. Det andet er et mål for systematiske afvigelser til den en eller anden side. Ideelle værdier er en for begge mål.

Hanna og andre målte den samlede overensstemmelse imellem beregninger og eksperimenter. En bedre sammenligning fås, hvis man beregner kvaliteten af overensstemmelse for forskellige afstande, fordi forskellige fysiske fænomener skeer langs gasfanen. En sådan evaluering er blevet lavet her, med sammenligninger i forhold til FLADIS eksperimenterne i figur A.20. Værdier for geometric mean bias mellem 0.5 og 2 indikerer at værdierne ligger indenfor en faktor 2 af eksperimenterne. Værdier under 1 indikerer underprediktering. SLAB T er en tunet version af SLAB modellen.

A.8 Meandering (Vandring af gasfaner)

Modellerne beskrevet ovenfor er i de fleste tilfælde baseret på en antagelse om konstant vindretning. I praksis varierer vindretningen, således at faner vandrer fra side til side. Dette kan fortolkes som en slags stor-skala turbulens.

Vandringen medfører at fanen kan betragtes som en meget bredere fane, med lavere koncentration. Mange spredningsmodeller indeholder en suppleringsmodel, som tillader at man kompenserer for vandringen, med et frit valg af perioden over hvilken gennemsnits koncentrationen varierer. Typiske anvendte værdier er 10 eller 30 minutter.

Fanevandring introducerer flere problemer for vurdering af risikoen eller for beredskabsplanlænging.

9.5 Meget lave vindhastigheder

En af de alvorligste situationer ved et udslip af toksisk gas opstår når vindhastigheden er meget lav, og atmosfæren meget stabil. I disse situationer er der meget lidt turbulens, og fortynding af gassen med luft foregår meget langsomt. Under disse betingelser kan selv et kortvarigt udslip have en langvarig påvirkning.

Ingen af de almindeligt anvendte modeller for tung gasspredning er i dag i stand til at beregne disse situationer korrekt, og i så godt som alle tilfælde undervurderer risikoen.

UK HSE og Lines g Deaves i en UK HSE forskningsrapport (ref. 130) har undersøgt muligheden for at lave beregninger. Deres forslag til modeller beskrives i bilaget..

Lave vindhastigheder kan være vigtige i særsituationer. Et udslip af oleum i Karlstad medført at ingen kunne bevæge sig udendørs i over tre dage.

A.9 Spredning i terræn

Standardmodeller for spredning af let gas som AERMOD og ADMS er blevet udviklet til evaluering af neutral gasspredning i kuperet terræn. De fleste modeller beregner en blanding af en spredningsberegning uden at tage hensyn til kuperet terræn og en beregning, af hvordan luftstrømmen følger terræn.

Tunggasspredning i terræn er vigtig, fordi frigivelse af tung gas på skråning medfører hurtigere spredning end på flad mark.

Klor blev frigivet ved afsporing af et godstog i Missisauga, Canada i 1979. Lommer af klorgas hængte i lavninger for fire dage.

Modeller til beregning af spredning i terræn er blevet udviklet som forskningsprojekter, men anvendes rutinemæssigt kun i Belgien til risikoanalyse og til beredskabsplanlægning.

Der er i praksis kun få steder i Danmark hvor der er en mulighed for toksisk gasudslip, og hvor der er væsentlige højdeforskelle i terrænet.

A.10 Bygningseffekter

Luftstrømmen forstyrres ved gasspredning forbi en bygning. Gassen bevæger sig op over bygningen og gasfanen kan løftes betydeligt. Som tommelfingerregel kan der ske et løft af op til 1.4 gange bygningens højde . Bag bygningen dannes der er hvirvel, hvor gassen opholder sig, og hvor der foregår en omfattende opblanding af gas og luft.

Koncentrationen i fanen bag bygningen kan beregnes med en meget simpel model, hvor koncentrationen bag bygningen er uniform, fanens hastighed er omgivelsernes vindhastighed og fanens bredde og højde er lidt større end bygningen. (Disse modeller er næsten lige så nøjagtige som meget mere indviklede modeller)

Der er blevet udviklet simple modeller til anvendelse til beregning af spredning af gasarter i bymiljø, specielt ”urban canyons” dvs. slugter imellem høje lejlighedskomplekser, kontorbygninger og højhuse. En af de førende er den danske OMPS model. Modellen beregner opbygningen af gaskoncentrationer i en slugt, samt frigivelse af gassen i laget oven for bygninger. Slugtmodellerne er hovedsageligt blevet anvendt til beregning af trakfikforureningekoncentrationer.

Spredning af tung gas i byområder kræver særlige modeller. Flere femgangsmåder beskrives i ref. 127

A.11 Separation

Spørgsmålet om en gasfane stiger til vejrs er vigtig i nogle tilfælde, især for gasser som ammoniak og for gasser der frigives fra ulmende brande. Fanen stiger ikke til vejrs hvis turbulent dispersion forårsager, at gassens udbredelse nedad foregår hurtigere end fanens stigning. Dette vil ske, hvis luft/gas blandingen kun er lidt lettere end den omgivende luft.

Flere modeller er blevet udviklet til beregning af separation (se f.eks. ref 131).

Det er klart at en fane vil i de fleste tilfælde være mindre farlig hvis den stiger til vejrs. Det er dog vigtigt at huske, at en fane, som allerede er steget højt, i nogle tilfælde kan ramme et højhus. Beregning af udbredelsen af en fane i den tredje dimension i højden er derfor vigtig. (Ingen af de kommercielle softwarepakker undersøgt i dette projekt havde faciliteter til disse beregninger).

Separation er især vigtig ved dannelse af toksisk røg i en brand. Røgen vil oftest stige til vejrs ved en sådan brand, hvis branden danner normal varme. Røgen i en brand vil være køligere under brandslukning eller ved sprinkling. Lignende begrænsende temperaturer vil opstå ved brande i bygninger, hvis luftforsyning til branden er begrænset.

UK HSE har givet modeller til beregning af et separationskriterium for røgfaner i lagerbygningsbrande. (www.hse.gov.uk)

A.12 Indendørs udslip

Udslip af toksiske gasarter indendørs kan medføre stor fare for medarbejdere. Eksempler er spild i bygninger, der anvendes til fin kemikalieproduktion og udslip af ammoniak i køleanlægskompressorrum.

Der er udviklet flere modeller til beregning af gasspredning indendørs. Simple analytiske modeller baseret på ideel opblanding i et rum, og en massebalance i mellem gasfrigivelse i rummet, og tab igennem ventilationer, er de mest anvendte. Til mere præcise beregninger anvendes oftest CFD beregninger (se nedenfor, afsnit A.16)

Disse indendørs spredningsberegninger er vigtige for beregning af beskyttelse af medarbejdere. De er også vigtige for beregning af faner udendørs, idet:

Disse to forhold kan medføre helt forskellige udgangsbetingelser for den udendørs spredningsberegning.

A.13 Brud på trykbeholdere

Brud på trykbeholdere i en virksomhed sker sjældent. Et tilfælde af brud på en ammoniakbeholder kendes (Potschefsroom, Syd Afrika, i 1973, ref. 132), og nogle for klorbeholdere. Der er ingen kendte tilfælde af brud på almindelige lagringsbeholdere blandt de nyere generationer af trykbeholder, hvor der anvendes røntgeninspektion af svejsninger. (Se dog advarsler fra USEPA, ref. 133 for tilfælde af brud på nogle små lavtryks beholdere i 2003). Hyppigheden af sådanne totalbrud på moderne statisk tryktanke vurderes normalt til at være ca. 1 per 10 millioner år. (ref. 5)

Der forekommer derimod meget oftere (ca 1 pr. år) brud på jernbanetryktankvogne, med mange rapporterede tilfælde i USA og Canada.

Ved brud på en trykbeholder, der indeholder en fordråbet gasart, slynges gas og væske ud. Mængden af væske der slynges ud er afhængig af gastrykket. For en gas som ammoniak, med en lagrings temperatur på 15⁰ C, slynges ca. 80 % af væsken ud. (Logisk set vil mængden også afhænge af hullets størrelse).

Mængden af gas der frigives ved beholderbrud beregnes meget nemt ved at anvende ”flash fraktion” beregninger. Eksperimentelle undersøgelser af den frigivne mængde af væske er foretaget af Hess et al. i ref. 135 og af Fletcher i ref 134. Empiriske formler er opnået.

Ved bruddet dannes der en sky af gas, luft og væskedråber når gas og væske slynges ud af beholderen. Størrelsen af denne sky er vigtig, idet den turbulente iblanding af luft udgør den første fortynding af gasskyen. Fortyndingsgraden er omkring en faktor 10 for fordråbede gasarter med et højt damptryk, som f.eks. ammoniak og klor. Empiriske formler til beregning af denne fortyndings faktor er blevet udviklet, men antallet af eksperimenter er begrænset.

Skyen falder og spredes efter den første dannelse, og dermed dannes en lav, flad sky (”slumping”). Teoretiske modeller er udviklet til denne fase, af Van Ulden, ref. 135 og i ref. 136. Modellerne er blevet efterprøvet eksperimentelt, især ved Thorney Island eksperimenter (ref 137).

Skyen bevæger sig med vinden efter den første ”slumping fase”. Teorier for spredningen ligner dem for gasfaner, med formler for opblanding med luft ved kanten af skyen og ovenfra.

Modeller til beregning af gasskyer er blevet vurderet af Brighton (ref. 144) og af Hanna (ref.23)

A.14 Modeller til beregning af risikoreduktion

Forslag til risikoreduktion er et krav i Sevesodirektivet og de tilhørende vejledninger. Der er flere metoder til begrænsning af skader fra gasudslip:

Alarmering, vandgardinaktivering, og lukning af ventiler er næsten altid afhængig af fungerende gasdetektorer. Vurdering af disse alarmer kræver anvendelse af gode gasspredningsberegninger i bygninger, i fri områder og i områder med murer i tre dimensioner. Mange gasalarmsystemer fungerer dårligt, især i fri områder, fordi gassen kan blæse forbi gasdetektorerne. Forfatteren har for eksempel observeret gasudslip omringet med seks gasdetektorer i 6 m. afstand, hvor gasfanen blæste forbi alle detektorene. Det er ikke muligt at opstille generelle regler for projektering af kritiske alarmsystemer, og gasspredningsberegningssystemer bør altid anvendes. Dette kræver normalt de mere avancerede beregningsmetoder.

A.15 Usikkerheder i modelberegninger

Som det kan ses fra nogle af sammenligningerne, er der usikkerheder i mange af beregningerne til spredning af toksiske gasarter. Usikkerheden er stor selv i områder hvor der har været meget optimering og mange eksperimenter og validering. Hanna et. al. fandt at de to mest avancerede modeller, ADMS og AEROMOD, undervurderede koncentrationer med i gennemsnit henholdsvis 20 og 40 % og gav resultater der afveg med mere end en faktor 2 i henholdsvis 47 og 54 % af de undersøgte scenarier. De bedste tunggas spredningsberegninger afveg fra eksperimentale resultater med en faktor af ca 30 %.

Afvigelser imellem teori og praksis er ikke specielt vigtig i risikoanalyse til kommuneplanlægning hvis:

Med andre ord, risikoanalyseresultater vil være robuste, fordi afvigelser i en retning ofte vil opvejes af andre afvigelser i den modsatte retning. Opnåelse af denne form for udjævning er afhængig af, at der foretages beregninger for mange scenarier, og at beregningsformen ikke introducerer specielle usikkerheder. (Eksempler på sådanne usikkerheder er anvendelse af en vindrose med kun få vindretninger)

Der blev foretaget undersøgelser for at underbygge denne observation i ref.30 Værdier for parameter som hulstørrelse, spredningskonstanter, vindhastigheder blev valgt tilfældigt fra sandsynligheds distributioner i stedet for at anvende optimale eller autoriserede værdiger. Distributionerne blev baseret på aktuelle observationer af usikkerheder, for eksempel i svigthyppighedsdata og i modelforudsigelser. Risikoværdier ændredes ikke meget ved anvendelse af denne form for beregning, hvor der blev taget hensyn til usikkerheden. Resultaterne varierede derimod meget med:

Situationen er anderledes for beredskabsplanlægning, hvor man er interesseret i den aktuelle risiko ved et specifikt scenario. Modelusikkerheder er i dette tilfælde meget vigtige. Man vil normalt blive tvunget til at vige til den forsigtige side dvs. at anvende den model, der giver det værste resultat. (Dette må betragtes som den korrekte fremgangsmåde så længe at resultatet er troværdigt, fordi alternativet kunne være, at man sat menneskeliv på spil.) Hovedpointen er, at enhver beregning der anvendes til beredskabsplanlægning skal være så nøjagtig som muligt, og specielt skal tage højde for specielle effekter som f.eks. udslip rettet mod jorden, for at sikre at der ikke opstår uventede situationer med speciel høj risiko.

Man vil også i en aktuel beredsskabssituation have en anden kilde til usikkerhed, idet udslipstørrelsen ofte ikke kendes, før man er kommet tæt på. Man er derfor igen tvunget til at vige til den forsigtige side i fastsættelse af modellens indgående parameter. Det er unødvendigt at anvende modeller, som er meget mere præcise end den viden man har til rådighed angående modellens parameter. Men det er nødvendigt at anvende modeller, som er fleksibel og tager højde for alle fænomener der øger risikoen, f.eks. opsamling af gas i lavpunkter.

Der laves meget arbejde for at minimere usikkerheden i gasspredningsberegninger, med store eksperimenter og meget teoretisk arbejde. Det er forfatterens erfaring at lang de største fejl i beregningerne skyldes at de forkerte beregninger foretages. Eksempler på sådanne fejl er:

Det er derfor vigtigt at tilpasse beregninger til de praktiske forhold, og ikke kun til de eksperimentale resultater man har til rådighed eller til de modeller der findes i en bestemt programpakke.

Tabel A.2 viser usikkerhedsfaktorer for forskellige delmodeller i en spredningsberegning, og den samlede usikkerhed, udtrykt som variation i afstanden til en bestemt koncentration, og afstanden til en bestemt risikoniveau. Usikkerhedsfaktorer klassificeres som:

Det ser ud som om man vil kunne opstille et samlet modelsæt og regler der giver en usikkerhed i risiko på mindre end en faktor 2 i koncentrationer overalt. Beregningsreglerne skal dog være meget mere detaljerede end dem som anvendes i dag, hvis denne grad af nøjagtighed skal kunne opnås i praksis.

A.16 Modellers kompleksitet

Læseren vil have bemærket, ved læsning af dette kapitel, at beregninger af gasfanestørrelser er relativt indviklet. Der er mange fysiske fænomener, man skal tage i betragtning. Det skal dog være muligt at anvende modellerne i praksis.

Beregningernes kompleksitet kan skjules ved anvendelse af veltilpasset software med et godt menneske/maskine interface. Men et problem er svært at overkomme - De mere præcise modeller kræver mere detaljerede data input.

Dette princip kan illustreres ved at betragte udslip fra et system til forsyning af ammoniak til et røggasrensningssystem. Et sådant system vil normalt bestå af et ammoniaklager, et relativt langt rør til ammoniakforsyning og et katalysatormodul. En simpel scenarieopstilling vil, for eksempel omfatte slangebrud ved lagerbeholderen, rørbrud ved lagerbeholderen og rørbrud ved et enkelt sted midt på forsyningsrøret. Et mere præcis beregning kun opnås ved at inkludere rørbrudsberegninger flere steder langs røret. Men mens de få scenarier kun kræver specifikation af huller ved tre steder, kræver den præcise beregning specifikation af rørets placering langs hele rørets udstrækning.

Der vil være en balance imellem arbejdsindsatsen og præcisionen ved resultatet. I dag er det normalt at man begrænser antallet af udslipscenarier til nogle få, ofte kun to per beholder (se ref. 5) og højst otte ved de bedste risikoanalyseberegninger. Resultatet kan være godt nok til beregning af risikoen udenfor hegnet, men det ville ofte være utilstrækkeligt til beregning af risikoen for medarbejdere. Det vil være ønskeligt, ved en aktuel beredskabsindsats, at man kan specificere det aktuelle udslipsted.

På lignende vis kræves der mere data om omgivelserne, hvis man skal tage højde for terræn, træer, volde og bygninger. De steder i verden hvor man er ved at introducere de mere avancerede modeller, er man også i gang med at introducere mere effektive metoder til opsamling af den nødvendige input data. Man er for eksempel i gang med at anvende radar/lidar sammen med satellitbilleder for at opbygge tredimensionale bybilleder.

A.17 Computational fluid dynamics

De forskellige fænomener der beskrives ovenfor giver en relativ indviklet samling af teoretiske og empiriske modeller. Men selv alle disse modeller dækker kun i idealiserede situationer. En spredning, der begynder i en fabrik, passerer over en mark, og derefter ind i et beboelsesområde, kan således ikke beregnes i detaljer. Modeller kunne i princippet udvikles, men det vil under alle omstændigheder tage flere år at validere modellerne.

Der findes computational fluid dynamics modeller, som er udviklet specielt til beregning af spredning af gasser. Disse modeller løser forskellige simplificerede udgaver af Navier Stokes ligningerne, der beskriver gasstrømning. Ligningerne giver en præcis beskrivelse af gasbevægelser, men er vanskelige at løse. En form af løsning, så kaldt direkte numerisk simulering (DNS) har vist sig at være i stand til at beregne med høj præcisioion udvikling af selve små detaljer i et gas flow. Grunden til at disse metoder endnu ikke anvendes i risikovurdering er den lange beregningstid der kræves. Den DNS beregning som er beskrevet, tog i alt et år på en hurtig computer.

Andre, hurtigere metoder, kan anvendes til at opnå approksimative løsninger og giver gode resultater. Metoderne anvendes rutinemæssigt i dag til beregning af brand og røgudvikling i bygninger, til beregning af ventilation i industribygninger og til eksplosionsberegning i olieproduktionsplatforme (CFD anvendes også til mange andre formål, som ikke er relateret til toksisk gas spredning).

CFD modeller løser ligninger for gasspredning ved at opdele det relevante område i et net af celler og approximerer Navier Stokes ligningerne i hver celle i nettet.

Direkte numeriske simuleringsmodeller forsøger at løse de fundamentale ligninger med et meget fint net, således at de mindre hvirvler kan modelleres. Reynolds Averaged Navier Stokes (RANS) metoder modellerer de turbulente diffusion aspekter af gas strømning med en simpel empirisk model (K-e model). Et eksempel på en sådan beregning vises i figur A.21 for en gasspredning som tilbageholdes af en mur, og i figur A.22 for udslip fra ventrør i en kemiskproduktion. Metoderne er specielt nyttige til beregning af gasspredning indendørs (figur A.42)

Figur A.21 Gasspredningsberegning for udslip af gas og tilbageholdelse ved en mur

Large Edda Simulation (LES) modeller simulerer de større facetter af turbulens (f.eks. dannelse af hvirvler ned til f.eks.1 m diameter) og simulerer transport på mindre skala med empiriske modeller.

Hall (ref. 89) har undersøgt anvendelsen af K-e gasspredningsberegninger til risikovurdering. Resultaterne blev sammenlignet med fuldskala eksperimenter. God kvalitativ overensstemmelse blev opnået. Sammenligningerne viste en acceptabel gennemsnitsberegning af koncentrationer, men undertrykkelse af kortvarige variationer (naturlig nok da undertrykkelse af kortvarige variationer anvendes ofte til at opnå kortere beregningstider). Beregning af gennemsnitskoncentrationer over 30 sekunder afveg fra eksperimentmålinger med en forskel på 10 til 20 %. Beregningstider var mellem en halv og tre timer på datidens arbejdsstationer for et simpelt problem, og 20 til 60 timer for et praktisk eksempel af udslip i en kemifabrik.

Udviklingen i ligningsløsningsmetoder og i computer hastigheder har betydet at resultaterne kan opnås meget hurtigere i dag. Praktiske modeller med simpel geometri (rektangulære bygninger etc.) løses i løbet af få timer.

Metoderne er stadigvæk for langsomme til anvendelse i risikoanalyse af store installationer, som f.eks. raffinaderier, men anvendes i dag til undersøgelser af individuelle uslips scenarier.

Department of Homeland Security i USA og forskellige nationale laboratorier (LLNL, BNL og PNNL) har udviklet og valideret CFD modeller til spredning af toksiske gasarter i bymiljø. Der arbejdes på etablering af CFD metoden som standard for beredskabsplanlægning. Det kræver dog meget kraftige computere til at opnå rimelige beregningstider.

Høj kvalitets risikoanalyser til kommuneplanlægning kræver beregninger af ca. 150 scenarier pr. beholder (tre udslipstyper, tre udslipsstørrelser, med og uden nødstop, tre vindhastigheder og tre stabilitetskategorier giver 3*3*2*3*3= 162). Dette vil i dag medføre ca. 150 timer beregningstid på en rimelig kraftig PC, for et enkelt beholder, eller ca. 60.000 timer for et raffinaderi – dvs. CFD metoderne er upraktiske til anvendelse til de fleste beregninger risikoanalyse.

Metoderne anvendes derfor i dag hovedsageligt i risikoanalyse til vurdering af effektiviteten af sikkerhedsforanstaltninger. Metoderne er praktiske til beregninger til støtte ved beredskabsplanlængingen, hvor der normalt kun er et behov for beregning af nogle få repræsentative scenarier (se kapitel 7, diskussion om beredskabsplanlægning). Metoderne vil ofte være de eneste der kan anvendes til beregning af koncentrationer af toksiske gasarter til medarbejderbeskyttelse.

A.18 Reproducerbarhed af beregninger.

Det er beskrevet ovenfor, hvordan forskellige valg af modeller kan give forskellige resultater. Omfanget af variationen kan minimeres ved anvendelse af moderne risikoanalyseværktøjer og ved anvendelse af en detailleret vejledning. Fremgangsmåden blev undersøgt i et sammenligningsstudie i 2001, hvor fem erfarne risikoanalysehold deltog. Størrelsen af ”en pr. million år” risikozonen varierede med den højeste 50 % større end den laveste (se figur 44). At resultaterne er så tæt på hinanden betragtes som et stort fremskridt idet tidligere studier i 90’erne viste variationer på op til en faktor 100. Men at der overhovedet er en betydelig variation viser, at de nuværende vejledninger er ikke tilstrækkeligt veludviklede. En byplanlægger, der for eksempel ved at kravet til en sikkerhedszone omkring et anlæg som er beregnet af en analytiker til 700 m, men som er beregnet af andre til at være 1100 m, vil have et problem.

I nogle lande (Holland og Italien) er dette problem blevet løst ved at specificere et enkelt program til anvendelse i risikoanalyse. Princippet er, at beregningsresultaterne måske er forkerte med en fraktion, men at fejlen i det mindste burde være konstant, og man derfor kan definere acceptkriterier derefter. Princippet kendes fra beregning af miljøbelastninger fra skorsten. Princippet går under navnet ”regulatory modelling”.

Der er dog flere problemer med denne fremgangsmåde. Vejledninger til risikoberegninger er i øjeblikket ikke tilstrækkeligt præcise til at sikre ens resultater, selv når to hold anvender det samme software. De nuværende vejledninger er heller ikke tilstrækkeligt veludviklede til at tilbyde en pålidelig eller sikker beregning i alle tilfælde, således at mange vigtige specialtilfælde ikke er behandlet eller dækket. Nogle studier er i gang for at danne grundlag for forbedring af denne situation.

Figur A.25 Eksempel på sammenlignende benchmark studier over risikoafstande til bestemte risikoniveauer.