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

Omfang og konsekvenser af forskellige strategier for håndtering af forurenede sedimenter

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.

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

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.