|
Miljøprojekt, 631 Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenterIndholdsfortegnelseForordMiljøstyrelsen har igangsat en række projekter i år 2000 vedrørende håndtering af forurenet sediment fra havne, marinaer og åbne farvande. Hensigten med projekterne er at skabe et overblik over forureningens karakter, samt over mulighederne for at håndtere, deponere og genanvende sedimentet på en økonomisk og miljømæssig forsvarlig måde. De følgende fem projekter er en del af indsatsen:
Nærværende projekt "Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter" gennemgår eksisterende fremgangsmåder ved vurdering og håndtering af (forurenet) sediment i Danmark, vore nabolande og andre lande vi ofte sammenligner os med. Projektet blev igangsat i august 2000 og afsluttet i januar 2001. Det har været fulgt af en styregruppe bestående af: Alf Aagaard (formand), Havkontoret, MST Som et koordinerende tiltag har Frank Stuer-Lauridsen også siddet i styregruppen for "Karakterisering af havnesediment vha. biotest". Rapporten er udarbejdet på COWI A/S af en gruppe bestående af Frank Stuer-Lauridsen (projektleder), Ole Geertz-Hansen, Carsten Jürgensen og Morten Birkved. Forkortelsesliste
Sammenfatning og konklusioner"Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter" er en litteraturudredning om havbundsmaterialer og havneslam, især når de materialer skal bortskaffes gennem klapning. Der gennemgås udvalgte fremgangsmåder ved vurdering og håndtering af (forurenet) sediment i Danmark, vore nabolande og andre lande vi ofte sammenligner os med. Metoderne udmønter de internationale konventioner og aftaler på området, som Danmark også er forpligtet af. Forskellige kvalitetskriterier for metaller og organiske miljøfremmede stoffer som gælder i disse lande er præsenteret. Der er især to tilgange til fastsættelse af kvalitetskriterier til vurdering indholdet af miljøfarlige stoffer i sediment. Værdier fastsættes for enkeltstoffer baseret på indholdet af stoffet i "uforurenet" sediment: baggrundsværdier. Den anden metode beror på kriterieværdier, også for enkeltstoffer, baseret på information om deres toksicitet i vand eller sediment.For tre eksempelstoffer (tributyltin, kobber og benzo(a)pyren) er der ikke store forskelle i baggrundsværdierne og "nul-effekt" niveauet. For tributyltin er der dog store forskelle mellem de få publicerede værdier. En række mulige kriterier, som kan indgå i en fremtidig revideret vurderingsstrategi for sedimenter i Danmark, er gennemgået. Det vurderes, at anvendelse af kriterier for tilladt belastning af klappladser bør ikke bruges uden fastsættelse af totale belastningsacceptkriterier for miljøet. Stoffer på "sorte lister" eller med "nul udledningskrav" kan være vanskelige at indpasse i vurderingsstrategier uden accept af "bagatelgrænser". Beregning af samlet toksicitet fra en blanding af enkeltstoffer i sedimenter kan ske på basis af "predicted no-effect concentration" (PNEC) eller sedimentkvalitetskriterier (SKK). Eksempler viser at (ikke-klappet) materiale fra havne generelt indeholder samlede koncentrationer over de samlede PNEC eller SKK. I rapporten er det beregnet hvilken konsekvens brugen af forslag til baggrundsbaserede eller toksicitetsbaserede kriterier for de tre ovennævnte eksempelstoffer vil give for bortskaffelsen af sediment i Danmark. Der er defineret tre bortskaffelsesmuligheder: klapning, depoter i kyst eller havområdet, samt bortskaffelse på land. De valgte kriterieværdier er taget fra eksisterende information og er ikke baseret på omfattende selvstændig udredning, men tjener til at give et billede af konsekvenserne ved kriterier i sandsynlige niveauer. Der er medtaget et eksempel på norske kriterier til sammenligning. Generelt er tributyltinindholdet den afgørende parameter for klapmaterialets skæbne. Med en baggrundsbaseret strategi forventes det, at kan omkring 65.000 tons/år kan klappes til havs (hertil kommer klapbart materiale fra sejlrender på den jyske vestkyst som ikke medregnes). I kystnære depoter placeres ca. 740.000 tons/år og i kontrollerede lossepladser placeres ca. 20.000 tons/år. Der er indholdet af TBT der virker begrænsende. Med et toksicitetskriterie forventes at ca. 65.000 tons/år kan klappes til havs havs (også her tilkommer klapbart materiale fra sejlrender på den jyske vestkyst som ikke medregnes). Med smalle intervaller (kun faktor 10 mellem klapning og deponering) vil intet materiale kunne placeres i kystnære depoter. På kontrollerede lossepladser må placeres ca. 770.000 tons/år. Der er igen indholdet af TBT der virker begrænsende. Der peges i rapporten på en række behandlings- og deponeringsfaciliteter, krav til prøvetagning, analyser m.m. som vil være en integreret del af overvejelsen om en revideret strategi for håndtering af forurenet sediment i Danmark. Summary and conclusions"Evaluation strategies for management of contaminated sediment" is a literature survey on seabed materials and harbour sludge with particular focus on their disposal by means of dredging and dumping. Selected management approaches used in Denmark, our neighbouring countries and other countries of interest is presented. The methodologies implements the international conventions and agreements on the topic, which Denmark also is a party to. Various quality criteria used for metals and organic micropollutants in these countries are presented. There has been two principle approaches to the development of criteria quality for the assessment of contaminants in sediment. One rests on the evaluation of the substance content in comparison with pristine sediment: the background concentration approach. The other is based on information on the known toxicity in water or sediment of the individual substances. For three examples (tributyltin, copper and benz(a)pyrene) dramatic differences are not seen between the the background based and the toxicological sediment quality criteria. However, for tributyltin the few publicised values cover a large interval. A number of possible criteria which may be included in a future revised strategy for sediment management in Denmark, are discussed. It is assessed that the use of acceptable load criteria for dumping grounds should only be used after consideration of acceptable total loads to the environment, substances on "black lists" or with "no emission targets" are difficult to cope with in a strategy without the introduction of "lower limits of concern". Calculation of the toxicity of the mixture of substances in the sediment may be based on "predicted no-effect concentration" (PNEC) or existing sediment quality criteria (SQC). Examples show that (non-dredged) harbour sludge generally contained concentrations of contaminants above the PNCE or SQC. The consequences of using a background value approach or a toxicity based example criteria value approach are estimated for the annual Danish sediment dredging scenario. Values for three examples (tributyltin, copper and benz(a)pyrene) are developed. The disposal options are defined as dumping at sea, controlled disposal in coastal or sea environment and disposal on-shore. The selected criteria were taken from the literature and was as such not the target of an assessment. They are provided to to give an image of the consequences in a realistic criteria level. An example of the consequences of using existing Norwegian criteria is provided. The overall conclusion is that the content of tributyltin is the limiting factor. With a strategy based on backgorund values it is estimated that approx. 65,000 tonnes/year can be disposed at sea (in addition large volumes of sand from navigation channels off the Westcoast of Jutland, which is not included in the estimate). In disposal facilities at sea or in coastal zone some 740,000 tonnes/year must be placed and on land approx. 20,000 tonnes/year. With a strategy based on toxicity it is estimated that approx. 65,000 tonnes/year can be disposed at sea (in addition large volumes of sand from navigation channels off the Westcoast of Jutland, which is not included in the estimate). In the selected criteria there is only on order of magnitude to the criteria and no sediment falls in this range, thus no material can be placed in disposal facilities at sea or in the coastal zone. Approx. 770,000 tonnes/year must be placed on land. In the report a number of issues ragarding treatment and disposal facilities are raised, in addition to revised sampling and analysis programmes, which should be included in the revision of the sediment 1. Introduktion1.1 Vurdering af farlige stoffer i sedimentmiljøetMiljøfarlige kemikalier tilføres vandmiljøet fra en vifte af punktkilder og diffuse kilder, og en begrænsning af disse stoffers påvirkning af flora og fauna ligger bag arbejdet med kvalitetmålsætninger. Baseret på stoffernes toksicitet overfor akvatiske organismer og viden om stoffernes nedbrydning, fordeling og bioakkumulering er der i Danmark (baseret på EU-direktiv) vedtaget vandkvalitetsmålsætninger for 132 stoffer og stofblandinger (Miljø- og Energiministeriet 1993). Der er i USA ligeledes sat vandkvalitetskriterier for cirka 120 forskellige stoffer i løbet af de sidste 20 år (Stephan et al. 1985 og US EPA 1999). Sammenlignet med vandfasen er sedimentmiljøet betydelig mere komplekst, både kemisk, fysisk og biologisk. Alligevel er de metoder som anvendes til vurdering af sedimenters miljøkvalitet ofte baseret på viden og procedurer, som er opnået ved undersøgelser af disse forhold i vandfasen. Dette skyldes, at der en meget stor viden om miljøfarlighed til rådighed for kemikalier i vandfasen og at det ønskes at udnytte denne vidensbank. Ikke mindst det faktum at, kvalitetsmålsætninger allerede er udarbejdet for vand gennem en årrække betyder at det ofte anses for at være fordelagtigt at bygge videre på disse. Der er grundlæggende to måder miljøfarlige stoffers påvirkning af sedimentmiljøet vurderes:
Sedimentmiljøet betragtes som mere lokalt og inhomogent end det pelagiske vandmiljø og ofte reguleres lokalt, eksisterer der en række forskellige metoder som myndigheder og forskere har udviklet til vurdering af sedimentkvalitet. 1.2 Metoder til vurdering af sedimentkvalitetI det følgende gennemgås kort nogle af de grundlæggende fremgangsmåder for sedimentvurdering som har være anvendt til kvalitetsvurdering. Beskrivelserne er summeret fra bl.a. OECD (1992) og Ingersoll et al. (1997). Fastsættelse af et sedimentkvalitetskriterie for et stofmå naturligvis bero på en viden om stoffets toksicitet overfor (bentiske) organismer og om sammenhængen mellem koncentrationen af stoffet i sedimentet og toksiciteten, dvs. biotilgængeligheden af stoffet. Blandt de metoder som indrager disse aspekter til vurdering af sedimenters miljøkvalitet, pegede OECD (1992) på metoder, som rummede mulighed for fastsættelse af numeriske kvalitetskriterier, altså en talværdi der kan sammenlignes med. De valgte metoder skulle som minimum give en årsagsammenhæng mellem koncentrationen af det toksiske stof og den toksiske effekt i det biologiske materiale, og de skulle også tillade estimering af teststoffernes koncentration og/eller effekt i sedimentet. 1.2.1 Numeriske metoder1.2.1.1 Equlibrium partitioning (EP) eller ligevægtsfordeling. Under antagelse af eksistensen af en karakteristisk ligevægt for teststoffet mellem vand og sediment beregnes koncentrationen i porevandsfasen, som antages at være den primært biotilgængelige fase også for bentiske organismer. Den beregnede porevandskoncentration sammmenlignes med det eksisterende vandkvalitetskriterie eller med økotoksikologiske test data for pelagiske organismer. Sedimentkvalitetskriterier kan udarbejdes på basis af økotoksikologiske testdata fra pelagiske organismer udtrykt i vandkvalitetskriteriet (Di Toro et al., 1989, 1991) eller tilsvarende data (van der Kooij et al., 1991). 1.2.1.2 Interstitial water quality. Dette er en parallel til ovennævnte, bortset fra at koncentrationer i porevandsfasen måles. De to metoder kaldes også samlet for Water quality criteria approach, da de begge anvender eksisterende vandkvalitetskriterier i vurderingen. 1.2.1.3 Spiked sediment toxicity. I denne metode udvikles sedimentkvalitetskriterier på samme måde som vandkvalitetskriterier blot med gennemførsel af økotoksikologiske test på bentiske organismer i sediment, og bestemmelse af koncentration-respons sammenhænge for teststofferne. 1.2.1.4 Tissue residue approach eller body burden. Denne metoden er baseret på, at det er den acceptable dosis (den akkumulerede mængde af stoffet pr. kg kropsvægt) i organismen, snarere end eksponeringskoncentrationen, som er relevant for måling af toksikologisk respons. Med metoden slipper man for en del af de biotilgængelighedsspørgsmål, som kan være vanskelige at få styr på, og det argumenteres, at ved at måle koncentrationen af teststoffet inde i de påvirkede organismer er man nærmere "site of action". Denne tilgang er endnu meget ny og uprøvet i økotoksikologi, men inden for den humane toksikologi anvendes dosis-begrebet til vurdering af belastning med toksiske stoffer på rutinebasis, og det lever op til alle krav om at kunne estimere effekter og årsagssammenhæng. Traditionelt har dosis ikke været anvendt i den akvatiske økotoksikologi, blandt andet fordi det er meget simpelt at bestemme eksponeringen af de typiske testdyr alger, krebsdyr og fisk, og fordi i al fald de to førstnævnte organismer typisk er så små, at det tidligere var vanskeligt at bestemme den akkumulerede mængde af stoffet i organismen. En del forskere og nogle myndigheder begyndt at arbejde med letale eller effekt dosis (Leuwen, Hermens, 1995), ofte omtalt som "critical body burden" eller tissue residue approach (McCarty et al. 1992). For stoffer med en kronisk toksicitet ved meget lave koncentrationer kan det også være helt umuligt at måle koncentrationen i et vandige medie (porevand), mens det er betydelig nemmere at måle den akkumulerede koncentration i organismen . Der er endnu ingen større udbredelse af body burden metoden (dosis-respons princippet), som også især anvendes på pelagiske organismer. Da eksponeringsvejen eller –koncentrationen ikke er central for beregning af en "body burden"-kriterieværdie kan effektkriteriet baseret på dosis undersøges for organismer i deres naturlige miljø. Det er formodentlig endnu del udviklingsarbejde med denne metode, som dog rummer en række fordele med hensyn til fortolkning af biotilgængelighed og den toksiske dosis. Der er for nyligt udgivet en database over sammenhængen mellem dosis og effekt i akvatiske organismer (Jarvinen, Ankley, 1999). 1.2.2 Ikke-numeriske metoderDer findes også "ikke-numeriske" metoder til vurdering af sedimentkvalitet, som er udførligt omtalt i OECDs monograf nr. 60 (OECD 1992) og referencer deri, men de skal kort nævnes her. 1.2.2.1 Bentisk faunasammensætning. Artssammensætningen af det benthiske samfund og antallet af individer har været anvendt i mange år til at vurdere et givet benthisk økosystems helbredstilstand. Rummer et stort historisk materiale, men etablerer ingen årsagssammenhæng til kemiske stoffers koncentration. Kendskab til strukturen i det bentiske samfund udnyttes allerede i moniteringsøjemed i Danmark. Omkring offshore platforme udføres store moniteringsprogrammer for at fastlægge en eventuel påvirkning. Here analyseres data for artsdiversitet og biomasse sammen med koncentrationsdata med statistiske programmer og påvirkningsafstande kan beregnes. Dermed kan der i princippet fastlægges en årsagssammenhæng mellem eksponering og effekt. Det er et tilsvarende princip, som ligger til grund for SQT og AET. Det har dog vist sig at parametre som bundforhold, fødetilgang, strøm m.m. også spiller en meget væsentlig rolle, hvorfor metoderne er særlig anvendelige i homogene områder. 1.2.2.2 Baggrundskoncentration. Reference stationer med baggrundsnivauer eller dybe kerner med præ-industrielt sediment sammenlignes med en aktuel prøve for at bestemme en ændret koncentration af teststoffet. Giver ikke i sig selv en årsagsammenhæng med eventuelle biologiske effekter, men er en ukompliceret og billig metode. Dette er den hyppigste vurderingsmetode i Danmark. 1.2.2.3 Bulk sediment toxicity testing. Økotoksikologiske sediment test udført på indsamlet sediment giver oplysning om formodet toksicitet i felten. Anvendeligheden af denne tilgang har i et vist omfang været hæmmet af at der især har været akuttoksiske test til rådighed. Et generelt problem ved denne metode er dog, at den ikke giver er ikke årsagsammenhæng til et bestemt stof. Af reguleringsmæssige årsager er der en række fordele ved metoder som gør det i sammenhæng med kildesporing, substitution, anvendelsesbegrænsning m.m. I USA har der været arbejdet i nogen tid med metoder til nærmere identifikation af den toksiske fraktion af prøven. Metoderne hvor en prøve deles og testes i stadig mere velkarakteriserede fraktioner (TIE – toxicity identification evaluation) kræver dog en del testaktivitet og giver sjældent en identifikation af en enkeltstof (Ho et al. 2000) 1.2.2.4 Sediment quality triad (SQT) Triaden er bygget op omkring tre typer informationer som typisk bruges i sedimentvurdering: kemiske analyser, økotoksikologiske (sediment) test, og feltundersøgelser af bentiske samfund og forsøger at sammenholde dem. Sedimentkvalitets triaden giver mulighed for fastsættelse af stedspecifikke SKK for enkeltstoffer, men det kræver dog at et stort data materiale og helst også at en tydelig forureningsgradient er tilstede. Metoden er anvendt i en række områder med forureningsgradienter (Chapman, 1986; Chapman et al., 1991, Andersen & Bjørnestad; 1997) . 1.2.2.5 Apparent effects threshold (AET) Teststoffets koncentration bestemmes i indsamlede sediment prøver og disse testes eventuelt biologisk. Herefter bestemmes det om sedimentets koncentration overskrider det laveste effektniveau observeret i økotoksikologiske (sediment) test eller bestemt ved vurdering af bentisk artssammensætning i felten. Forudsætter eksistensen af en database med felt- og økotokstest data for sediment. Long et al. (1992) har etableret en database, hvorfra et lavt og et middel effektniveau (ERL og ERM) er beregnet for en lang række stoffer er beregnet. 1.2.2.6 Screening level concentration. Gennem analyse af bentisk samfund og kemisk koncentration bestemmes den koncentration af stoffet som 95% af den bentiske fauna kan tolerere. Det er således samme empiriske princip som ovenstående (AET) blot med faunastruktur som basis. Kræver et stort data materiale og helst en tydelig forureningsgradient i et homogent bentisk samfund. Har så vidt vides især været brugt hvor myndigheder har været optaget af en betydelig forurening fra en enkelt kilde (f.eks. en storby) til et relativt homogent lokalområde, og der har ikke været andre områder som krævede beskyttelse (PTI Environmental Services, 1991). 1.3 Sedimentkvalitetskriterier for organiske miljøfremmede stofferAnvendelse af eksisterende vandkvalitetsdata og –testresultater til beregning af sedimentkvalitets værdier er fra et cost-benefit synspunkt en ønskværdig fremgangsmåde, som muligvis økotoksikologisk er acceptabel. Der følger derfor en mere detaljeret gennemgang af nogle af de centrale ligninger og forudsætninger for organiske stoffer og for metaller (afsnit 1.4). 1.3.1 Estimering fra vandkvalitet1.3.1.1 Non-polære organiske stoffer Som nævnt under EP kan vandkvalitetskriterier anvendes til beregning af sedimentkvalitetskriterier (DiToro et al. 1989, 1991). Dette sker under forudsætningerne, 1) at bentiske organismer ligesom pelagiske eksponeres gennem (pore)vandfasen, 2) at bentiske organismer ikke er mere følsomme end pelagiske, og 3) at der eksisterer en ligevægt mellem sedimentkoncentrationen og vandkoncentrationen af stoffet udtrykt i fordelingskoefficienten Kd = Csediment/Cvand . Med disse forudsætninger kan der for de organiske miljøfremmede stoffer sættes et SKK baseret på VKK:
Denne ligning gælder principielt for alle stoffer. Kd for organiske miljøfremmede stoffer beregnes ofte på basis af koncentrationen i sedimentets indhold af organisk kulstof (foc), idet organiske miljøfremmede stoffer sorberes til denne fase (Karickhoff 1981):
Her er Koc fordelingskoefficienten til normaliseret til organisk kulstof i sedimentet, og Coc og Cvand concentrationen af stoffer i sedimentet omregnet til organisk kulstof og i vand. Koc vil for mange typer af miljøfremmede organiske stoffer kunne beregnes fra stoffets oktanol-vand fordelingskoefficient (Kow) (DiToro et al. 1991).
Det medfører at
Med disse ligninger og normaliseringsfaktoreren organisk kulstof vil det være muligt at fastsætte SKK uafhængigt af målinger i vandfase for disse stoffer efterhånden som der fastsættes VKK. 1.3.1.2 Dissociérbare stoffer Det forudsættes i ovennævnte beregninger, at det er et uladet (non-polært) stof der er tale om. I det tilfælde hvor det relevante stof kan dissociere i vand vil den positive eller negative ladning få adsorptionen til organisk materiale til at falde. Her kan en beregning som indrager stoffets syrestyrke gøre det muligt at estimere fordelingskoefficienten (se f.eks. Pedersen 1994):
Denne ligning gælder dog kun når sedimentets pH £ 1 forskellig fra stoffets pKa værdi. 1.3.1.3 Sammensætningen af sedimentet Forhold ved sedimentets organiske fase, hvor de miljøfremmede stoffer adsorberes, kan betyde forskelle i effektiviten eller kapaciteten af sedimenter og jord (Xing et al. 1996). Det er dog ikke så betydningsfuldt at det bør medregnes med mindre der er tale om ret atypiske organiske faser, f.eks. papirmølleudledning og lignende (Stuer-Lauridsen, Pedersen, 1997). Sedimentets uorganiske fase vil også adsorbere organiske miljøfremmede stoffer. Sålænge fraktionen af organisk kulstof (foc) er større end 0,1-0,2% i sedimentet, har den uorganiske fase dog ingen større betydning (Schwarzenbach et al. 1993). Kornstørrelsesfordelingen i sedimentet har en vis betydning for det forventede indhold af miljøfremmede stoffer. De mindre partikler (silt-fraktionen) indeholder typisk mere forurenende materiale pr. vægt enhed end de større partikler (sand-fraktionen). For de små partikler skyldes det et overflade-volumen forhold som favoriserer adsorption og at den organiske (primære) sorptive fase er hyppigere blandt små partikler. 1.4 Sedimentkvalitetskriterier for metallerMetaller binder sig i lighed med organiske fremmedstoffer i stort omfang til sedimentet, når de udledes til vandmiljøet. Der kan derfor optræde økotoksikologiske effekter af metaller i sedimentet, og sedimentet kan eventuelt virke som en kilde til forurening af vandfasen efter ophør af den primære forureningskilde. Derfor arbejdes der på at fastsætte kvalitetskriterier for metaller i sediment, som principielt kan beregnes efter samme retningslinier som gælder for organiske stoffer (ligning 1), hvis der kan beregnes en fordelingskoefficient. Desværre kan metalindholdet ikke relateres til en simpel normaliseringsparameter i sedimentet som forklarer biotilgængelighed m.m., i lighed med indholdet af organisk kulstof for de organiske stoffer, og den totale koncentration af metal i forskellige sedimenter kan ofte ikke relateres til de toksiske effekter observeret i felten eller ved økotoksikologiske test (Luoma 1983). Årsagen findes i den komplicerede fordeling af metaller til sedimentets faser som styrer ligevægten med vandfasen, og denne speciering af metaller i sedimenter og jord er der gjort mange forsøg på at karakterisere (Kersten & Förstner 1989). Da de fleste metaller og metalloider er ladede atomer, vil forhold som berører sedimentets ladning og samlede mængde sorptive grupper have stor betydning for Kd værdierne. Redoxpotentiale, pH og salinitet som kan variere geografisk, med døgnet, årstiden eller med biologiske forhold vil kunne påvirke sorptionsforholdene, ligesom det uorganiske materiales indhold af jern, mangan og sulfid kan have bestemmende indflydelse på sedimentets sorptionkapacitet (Förstner 1979). Da saliniteten kun varierer ganske lidt i danske kystsedimenter er det især sedimentets indhold af jern- og manganoxider og sedimentets sulfidindhold, som i takt med ændrede pH- og redoxforhold frigiver eller binder metaller og dermed spiller en rolle ved fordelingen af metaller mellem porevand og partikulær fase. Det er dog endnu ikke muligt at angive en simpel parameter som kontrollerer ligevægten mellem metaller i sediment og vand, og derfor heller ikke at beregne denne. Metallernes fordeling mellem forskellige opløste former i vandet kan have betydning for sorptionen og for biotilgængeligheden, og dermed for den udtrykte toksicitet. Det ligger udenfor projektet at komme ind på dette, og da det marine miljø er relativ ionrigt og homogent formodes indflydelsen på fordelingen at være næsten uafhængig af, hvilke marine områder der ønskes kvalitetsvurderet. Emnet er beskrevet for det limniske miljø i bl.a. Stumm og Morgan (1996). 1.4.1 Fordelingskoefficienter for metallerI mangel af en praktisk og teoretisk velbaseret normaliseringfaktor anvendes i stedet gennemsnitlige Kd værdier baseret på måledata, og disse vil kunne anvendes til beregning af metallers vandkoncentration udfra sedimentkoncentrationen under forudsætning af ligevægt. Koncentrationen af metal i sediment og vandfase er i midlertid ikke nødvendigvis i ligevægt på det tidspunkt prøven indsamles. Derfor kan forholdet mellem metal bundet på suspenderet partikulært materiale og opløst i vandfasen i stedet anvendes som et bedre udtryk for ligevægtskoncentrationer, idet suspenderede partikler optræder i et oxideret miljø og har en større kontaktflade til vandfasen end sedimentets partikler. Fordelngskoefficienten vil da også være et udtryk for en "worst case" situation, idet mest metal er frigivet til vandfasen under disse omstændigheder. Anvendelse af empiriske forkelingskoefficienter er blandt de metoder OECD anbefaler til at udarbejde sedimentkvalitetskriterier (OECD 1992). En anden anbefalet metode, som rummer større prediktivt potentiale, er også baseret på ligesvægtsteori, men indeholder en normaliseringsparameter for divalente metaller, som er baseret på sedimentets indhold af syreflygtigt sulfid (Di Toro et al. 1990). 1.4.1.1 Syreflygtigt sulfid (AVS) Siden begyndelsen af 1990'erne er der fra især amerikansk side argumenteret for at i anaerobe sedimenter vil alene indholdet af sulfid kontrollere mængden af frie metalioner i porevandet (DiToro et al. 1992) og dermed toksiciteten af sedimentet, når organismen eksponeres gennem porevandet. Metaller findes bundet til organiske faser i sedimentet som f.eks. detritus, levende materiale og makromolekyler adsorberet til sedimentpartiklernes overflade. Under aerobe forhold er dette materiales iltholdige grupper (carboxylsyrer m.m.) vigtige for sorptionen af metaller, men som sedimentet reduceres træder sulfidholdige grupper i stedet, og da de fleste tungmetaller har en høj affinintet for -SH bindingen fjernes frie metalioner fra porevandet. For sedimenter hvor sulfidbindingen kan være den primære er det foreslået af DiToro et al. (1992), at porevandskoncentrationen af metaller er kontrolleret af en målbar fase kaldet Acid Volatile Sulfides (AVS = syreflygtigt sulfid), som ekstraheres med kold saltsyre. Modellen forudsiger, at hvis den molære koncentration af AVS overstiger den molære sum af de samtidigt ekstraherede metaller (SEM) vil der ikke være frie metaller i vandfasen og dermed ingen metalrelateret tosksicitet. Metoden er testet for Cd, Cu, Ni og Zn, men gælder formodentlig også for Pb og Hg, som alle har større affinitet for sulfid end jern, som ellers udkonkurrerer metallerne fra sulfidbindingerne (Allen 1993). Metoden blev foreslået som grundlag for amerikanske sediment kvalitetskriterier (US EPA 1994), men er ikke vedtaget, da det har vist sig at andre sorptive faser spiller en væsentlig rolle i sedimenter, som ikke er stærkt anoxiske. 1.4.1.2 Sekventiel ekstraktion Da et sediment fra naturens side indeholder metaller både i krystalstrukturen og løsere bundet på overfladen har der været arbejdet en del at forsøge at frembringe metoder, hvormed det kan afgøres om et givet sediment er forurenet med metaller, og om disse er tilgængelige for biota eller kan udveksles med vandfasen (Kersten & Förstner 1989). For eksempel kan der fortages ekstraktioner med flere ekstraktionsmidler efter hinanden (sekventiel ekstraktion) således at metaller frigives fra a) let udvekslelige og kationbytter "sites"; b) karbonater; c) metal oxider og reducerbare; d) organisk og sulfid bundne og e) rest mineral fase (Tessier et al. 1979). Disse metoder er dog meget arbejdsintensive og det har ofte været vanskeligt at sammenkæde biologiske effekter med de kemiske faser. De har derfor endnu ikke fået nogen større udbredelse. Forskellige målemetoder og ekstraktionsmidler er i anvendelse i forskellige lande, og det har også givet anledning til vanskeligheder med sammenligning af koncentrationer. Nogle lande anvender stærke syrer som flussyre eller kongevand, eller totalanalysemetoder som måler al metal i prøven, inkl. amorft eller krystalbundet stof. Andre, her i blandt Danmark og de nordiske lande, har tidligere favoriseret en mildere ekstraktionsmetode (halvkoncentreret salpetersyre) som ikke opløser krystalstrukturer. I det danske NOVA program analyseres sedimenter nu med en stærkere syre end der tidligere anvendtes i danske moniteringsprogrammer for sedimenter. Sedimenter vil derfor, alt andet lige, udvise højere metalkoncentrationer, da hårdt bundet metal frigives. Betydningen af dette bidrag forårsaget af den stærke syre, vil være mindst for forurenede sedimenter, som også før havde høje metalindhold. For baggrundsbelastede sedimenter med lavere indhold af let bundne metaller, kan det ekstra bidrag fra hårdt bundne metaller få betydning for vores generelle opfattelse af baggrundsniveauet for metaller i danske sedimenter. Ved fremtidig vurdering af sedimentkvalitet i forhold til sådanne "nye" baggrundsniveauer skal analysemetoderne derfor være sammenlignelige. 1.4.1.3 Kornstørrelse I en given sedimentprøve vil der ofte være kornstørrelser repræsenteret, fra sandkorn til fine lerpartikler, som har forskellige fysiske og kemiske egenskaber. Sedimentets små partikler (<63 µm) står for den største del af transporten af metaller i vandmiljøet, fordi de er lette og har større overflade til volumen (eller vægt) ratio end store partikler som ellers udgør den største mængde stof (Förstner 1979). For at vurdere et sediments potentiale for at bidrage med materiale til transportprocesser kan det derfor være nødvendigt at dele prøven i størrelsesfraktioner. Analyseres forskellige partikelstørrelsesfraktioner for metalindhold viser det sig typisk, at de mindste fraktioner (<63, < 20 eller < 2 µm) giver det største bidrag til prøvens samlede metalindhold. F. eks. udgjorde fraktionen < 2 µm 20% af en marin sedimentprøve, men indeholdt 75% af prøvens kobber (Horowitz 1991). 1.4.1.4 Normalisering til aluminium eller lithium Der er også foreslået normalisering til konservative grundstoffer som Al eller Li, som vil kunne afsløre graden af forurening i forhold til en uforurenet prøve (Förstner 1979). Da disse grundstoffer optræder i stort set samme koncentration overalt, men ikke er særlig almindelige som forurening, kan man ved at beregne metalkoncentrationerne i forhold til f.eks. Al få et udtryk for tilstedeværelsen af metaller, som ikke var i sedimentet fra naturens hånd (se f. eks. Jensen 1995) 2. Administrativ sedimentvurdering2.1 Internationale anbefalingerI en række internationale konventioner indgår begrænsning af havforurening med større eller mindre vægt, bl.a. London Convention 1972, Marpol 73/78 United Nations Convention on Law of the Sea (UNCLOS, 1982), foruden regionale konventioner som HELCOM, OSPAR etc. Tre af disse konventioner behandler dredging og klapning mere specifikt; the London Convention 1972 (LC72), the OSPAR Convention og the Convention on the Protection of the Marine Environment of the Baltic Sea Area (HELCOM). 2.1.1 London Convention 1972The London Convention fra 1972 (LC72a) er ratificeret af 78 lande herunder Danmark og de fleste andre europæiske lande. Aftalen har til formål at beskytte havmiljøet ved at regulere dumpning af affald, herunder klapning af sediment. Aftalen gælder både territoriale og internationale havområder. I 1996 blev der, bla. under indtryk af Rio-Conferencen og af den almindelige udviklingen på området siden 1972, vedtaget en protokol der skærper LC72 på en række områder. Denne protokol erstatter LC72 efterhånden som den bliver ratificeret af medlemslandende. Den er foreløbig ratificeret af 13 lande heriblandt Danmark. LC72 og 1996-Protekollen foreskriver en grundig karakterisering af sedimentet og dets effekter på miljøet som beslutningsgrundlag for en klaptilladelse (London Convention 1997) (LC72b). I erkendelse af at en sådan fuld karakterisering kan være særdeles bekostelig, anbefales en faseopdelt, trinvis fremgangsmåde, hvor der startes med simple vurderinger på eksisterende materiale, og kun hvis der er tvivl om sedimentets egnethed til klapning fortsættes til næste trin. Vurderingen består af tre trin:
Som støtte til vurdering af de kemiske og biologiske data, skal der på nationalt eller regionalt plan udarbejdes en "Action List", der integrerer viden om biologisk respons, koncentrationsgrænser, miljøkvalitetsstandarder, baggrundsværdier og andre referenceværdier for en række tungmetaller og miljøfremmede stoffer. Listen bør indeholde to koncentrations- eller effektniveauer for hvert stof, der fastlægges således, at materiale, der overskrider det højeste niveau, er uegnet til klapning, mens materiale, der ligger under det laveste niveau, kan betegnes som uproblematisk at klappe. Materiale imellem de to niveauer kræver yderligere vurdering (trin 3, biologisk vurdering). Ved udvælgelsen af stoffer til listen skal der især lægges vægt på toksiske, persistente og bioakkumulerbare stoffer, f.eks Cd, Hg, organohalogener, olieprodukter, og når det er relevant, også As, Pb, Cu, Zn, Be, Cr, Ni, Va, organosiliconer cyanider fluorider og pesticider. Listen og de tilhørende kvalitetskriterier skal udarbejdes nationalt, men hverken LC72 eller 1996-Protokollen giver forslag til vejledende værdier. Når deponeringsplads og metode er valgt skal der udarbejdes en "Impact Hypothesis", der er en udtømmende beskrivelse af de forventede konsekvenser af operationen på fysike, kemiske, biologiske og erhvervsmæssige forhold. På basis af denne "Impact Hypothsis" tages den endelige beslutning om tilladelse, og om et evt. moniteringsprogram. London Konventionens rammer og anbefalinger afspejles i større eller mindre grad i de tilsluttede landes regler og procedurer på området. Figur 2.1 2.1.2 OSPAROSPAR Konventionen er en (regional) konvention om beskyttelse af miljøet i Nordøst-Atlanten. Den trådte i kraft i 1998 og afløste bl.a. Oslo Konventionen fra 1972 om beskyttelse af Nordøst-Atlanten mod dumpning af affald og Paris Konventionen om landbaseret marin forurening. Konventionen dækker både nationalt og internationalt farvand i bl.a. Nordsøen, Skagerak og Kattegat. 14 lande, heriblandt Danmark, har ratificeret konventionen. Kommissionen der administrerer konventionen har udarbejdet en "Guidelines for the Management of Dredged Material" (OSPAR 1998). Kommissionen er stort set i overensstemmelse med LC72 med hensyn til fremgangsmåde ved evaluering af sedimentet, men er væsentlig mere specifik i sine anbefalinger af analyser og procedurer. Der er også væsentlig flere forslag til "Best Practice" og forslag til behandling af kontamineret sediment. Guidelinen foreskriver at sedimentet som minimum analyseres for Cd, Cu, Hg, Zn, Cr, Pb, og Ni foruden TBT, syv PCB'er og PAH, men foreslår ikke kriterieværdier for stofferne. Oslo og Paris Kommissionen er dog tidligere enedes om baggrunds/referencekoncentrationer og økotoksikologiske bedømmelseskriterier for en række stoffer (OSPAR 1997 a,b), og disse vedtagelser er stadig i kraft. Tabel 2.1
* Baggrundsniveauerne for metaller er normaliseret til aluminiumsindholdet og gælder for fint sediment eller den fine fraktion af et sediment. ** Baggrundsværdierne for de organiske forbindelser gælder for den nordlige Nordsø og Skagerak, for sediment med et organisk kulstofindhold på 0,63 - 2,37%, svarende til et glødetab på ca. 1,4 - 5,3%. Kriterieværdierne er baseret på tilgængelige kvalitetsvurderede økotoksicologiske data og er beregnet udfra laveste LOEC eller LC50 eller EC50 koncentrationer. Der er taget hensyn til fordelingskoefficienter, og for eventuelle fødekædeeffekter for stoffer der opkoncentreres gennem fødekæden. Der er anvendt sikkerhedsfaktorer afhængig af datamaterialets omfang, og der er som minimum anvendt data fra 3 arter. Alligevel er kriterierne kun angivet som et range (10x) og nogen af kriterierne er angivet som foreløbige.Kriterierne er kun vejledende og især beregnet til at vurdere moniteringsdata (OSPAR 1996), d.v.s. kriterierne er ikke direkte beregnet til at vurdere klapmateriale. Det skal understreges at OSPARs baggrunds og kriterieværdierne ikke er analoge med LC72's Action List. Kriterieværdierne er ment som en hjælp til at udpege mulige problemstoffer og de kan derfor måske bedst sammenlignes med det laveste af de to niveauer på LC72's Action List. 2.1.3 HELCOMHelsinki Kommissionen (HELCOM) administrerer konventionen om beskyttelse af havmiljøet i Østersøen. Konventionen der blev vedtaget i 1992 trådte i kraft i 2000 og afløste den tidligere konvention fra 1974. Konventionen er ratificeret af alle lande omkring Østersøen og af EU. Den dækker Østersøen inklusiv Kattegat og en del af Skagerak og lapper således over en del OSPARS dækningsområde i Danmark. Heldigvis er HELCOMs retningslinier for vurdering og klapning af sediment ganske i overensstemmelse med OSPARs, og en del af det tekniske annex er direkte en kopi af Oslo Kommisionens guidelines (HELCOM 1992). I modsætning til OSPAR giver HELCOM ingen fælles retningsliner mht. baggrundskoncentrationer og grænseværdier, men henviser til nationale guidelines. 2.2 Toksikologisk baserede kriterier2.2.1 USAKlapning til havs er i USA et anliggende for de federale miljømyndigheder (U.S.EPA) i samarbejde med COE (US. Army Corps of Engineers), der foretager langt den meste optagning og klapning af sediment i USA i forbindelse med vedligehold af sejlrender etc. Kystnær klapning hører under den enkelte stats ansvarsområde, og her har U.S.EPA kun en rådgivende rolle. Der foregår i USA en del arbejde omkring kontaminerede sedimenter, og her udgør klapproblematikken kun en mindre del. Ved vurdering af et sediments egnethed for klapning til havs indgår op til fire niveauer af undersøgelser (Tiers) og fremgangsmåden følger i store træk anbefalingerne fra LC72:
De amerikanske miljømyndigheder arbejder, som krævet i LC72, men i modsætning til de fleste europæiske lande, hovedsageligt ud fra vurderingsmetoder der bygger på et toksikologisk grundlag. Der er mange mulige tilgange, men alle metoder stiler mod enten at måle eller forudsige biologiske effekter. Der er ingen faste føderale kriterier, men de lokale myndigheder har ofte udviklet vejledende kriterier bl.a. byggende på ligevægsbetragtninger mellem interstitialvand og sediment, men de fleste vejledninger forholder sig desuden til kriterieværdier udarbejdet af Long et al. (1992, 1995). De har for NOAA reviewet et stort antal undersøgelser af sammenhængen mellem stofkoncentration og biologiske effekter. Det drejer sig om både felt-, laboratorie- og modelstudier, hvor det for enkeltstoffer har været mulig at måle eller estimere en nedre grænse for biologisk effekt, AET (apparent effekt threshold). Der har været anvendt mange forskellige typer af både sedimenter, metoder og organismer, så spredningen på resultaterne er anselig. For at tage højde for denne spredning er der beregnet to sæt værdier:
Disse kriterier indgår almindeligvis sammen med f.eks. lokale baggrundskoncentrationer, aktuelle biologiske tests etc. i den endelige vurderingen i Tier I og II, således at overskrider ingen stoffer ERL værdierne, er der ingen toksikologiske grunde til at nægte klapning eller kræve yderligere undersøgelser, mens ligger en eller flere værdier mellem ERL og ERM kræves der yderligere undersøgelser og måske særlige forholdsregler som capping, eller andre former for kontrolleret deponering. Overskrides ERM er klapning ikke absolut udelukket, men der kræves grundig dokumentation for at det kan ske forsvarligt og uden biologiske eller sundhedsmæssige risici. Ved toksikologisk begrundede grænseværdier, sker det også, at den naturlige baggrund koncentration overstiger en eller begge kriterieværdier. Tabel 2.2
2.2.2 CanadaCanada har ligesom USA fastsat sedimentkvalitetskriterier på basis af målte eller forventede biologiske effekter. For en række stoffer (Tabel 2.3) er der fastlagt en nedre grænse for biologiske effekter (TEL; Threshold Effect Level), der bliver brugt som et foreløbig sedimentkvalitetskriterie (ISQG; Interim Sediment Quality Guideline). Der er desuden fastlagt et niveau hvor effekter sandsynelivis optræder (PEL; Probable Effect Level). Værdierne er fastsat på basis af laboratorieforsøg og/eller feltundersøgelser. Toksikologisk og administrativt er betydningen af de to sæt værdier er stort set den samme som Long et al.'s (1995) ERL og ERM værdier, og de er også i overensstemmelse med kravene til LC72's Action List. Tabel 2.3
2.2.3 Australien og New ZealandAustralien og New Zealand følger stort set principperne i LC72's 1996-protokol og bruger den faseopdelte forundersøgelse. De fire undersøgelsesfase (Tiers) er geologisk/historisk, kemisk, simpel biologisk (akut toksicitet) og avanceret biologisk. Kun hvis der ikke kan træffes en klar afgørelse på et givet trin, er det nødvendig at fortsætte til det næste. Som udgangspunkt for de kemiske bedømmelseskriterier har man valgt at bruge ERL og ERM værdierne fra Long et al. (1995) som sedimentkvalitetskriterier. Disse er gældende indtil egne kriterier er udviklet (ANZECC 1998). Der er dog indført enkelte lokale modifikationer:
ERL og ERM kaldes også for hhv. Screening Level og Maximum Level i de Australsk/New Zealandske guidelines. De to sæt værdier giver mindst tre udfaldsrum:
2.3 Kriterier baseret på baggrundsværdier2.3.1 NorgeKlassificeringen af sedimenter i Norge bygger på en vurdering af koncentrationer af tungmetaller og organiske miljøgifte i forhold til et baggrundsniveau. Baggrundsniveauet for metaller er koncentrationen i sedimenter som er afsat i førindustriel tid, og niveauet fastsættes på grundlag af analyse af daterede sedimentkerner. For delvis at kompensere for geografiske forskelle, forskelle i mineralogi, kornstørrelse etc. kan metalkoncentrationerne normaliseres til lithium eller aluminium (Statens Forurensningstilsyn 1997). Baggrundsniveauet for miljøfremmede stoffer (PAH, PCB, DDT etc.) baseres på niveauet i overfladesedimenter fra områder der vurderes at være fri for lokale kilder. Klassificeringssystemet er beregnet på finkornet fjordsediment, og koncentrationer af organiske forbindelser normaliseres om nødvendigt til indholdet af organisk kulstof. Tabel 2.4
Det nævnes, at der i udarbejdelsen af klasserne indgår 10 metaller, TBT, fluorid og 7 organiske forbindelser (eller grupper af organiske forbindelser idet PAH, PCB og DDT hver er summen af en række nærmere definerede stoffer, EPOCL er summen af Ekstraherbart Persistent Organisk CLor og TE er Toksicitets Ekvivalenter for en række dioxiner). Den nærmere vægtning af disse elementer er dog ikke beskrevet. Klassificeringen er vejledenede, og der bør tages en række specifikke lokale hensyn, men Statens Forurensningstilsyn (1996) giver følgende retningslinier for krav til deponeringen:
Der stilles, bl.a. på basis af ovenstående klassificering, en række tilsvarende krav til dredgingen. Det understreges desuden at klapning kun bør ske på akkumulationsbund, og at sedimentets kornstørrelse på klappladsen derfor ikke må være grovere end i klapmaterialet. I praksis frarådes landdeponering, med mindre at en særlig velegnet plads er til rådighed (f.eks. en nedlagt mine). Det er Fylkesmannen ("amtet"), der foretager vurderingen, stiller kravene og udsteder tilladelsen. 2.3.2 SverigeNaturvårdsverket udgav i 1985 en vejledning (Almena Råd) om "Muddring och muddermassor" der stadig er gældende. Heri opgøres baggrundskoncentrationen for 12 metaller og afvigelser herfra klassificeres som kontaminering. På baggrund af metalkoncentrationen er der herefter tre niveauer af reaktion:
Naturvårdsverket har i 1999 publiceret en serie "Bedömningsgrunder" (Naturvårdsverket 1999) der indeholder nye og bedre underbyggede baggrundsdata (Tabel 2.5). Baggrundsniveauet for metaller er målt på kerner fra svenske havområder, der betegnes som upåvirkede af punktkilder. Prøverne er udtaget i 55 cm's dybde og sedimentet antages her at være aflejret i førindustriel tid og dermed stort set upåvirket af mennesker. Baggrundsniveauet defineres som medianværdien af disse målinger. Tabel 2.5
*Organiske forbindelser er normaliseret til 1% organisk stof i sedimentet Naturvårdsverket udsendte i 1999 "Bedömningsgrunder för kust och hav" hvor også afvigelser fra baggrundsniveauet klassificeres inden for et spektrum på fem "afvigelsesklasser", hvor grænsen mellem klasse 1 og 2 udgøres af (medianværdien af) baggrundsniveauet. Grænsen mellem niveau 4 og 5 (stor og meget stor afvigelse) er valgt således, at 5% af de senere års værdier for overfladesediment falder i klasse 5. Denne grænse er desuden valgt som "Jämnförvärden", dvs. en slags tommelfingerregel for hvornår et sediment betragtes som forurenet. Klassificeringen er altså rent pragmatisk statistisk - der ligger ingen effektvurdering til grund for niveaudelingen. I modsætning til jord, grund- og overfladevand angiver publikationen ingen grænseværdier for det acceptable indhold af metaller og miljøfremmede stoffer i sediment, men anbefaler i stedet at gå ud fra toksicitetsdata, og her at bruge LOEC (lavest observerede effektkoncentrationer), eller evt. LC50 divideret med 1000, som grænse. For en generel test af om et sediment er forurenet foreslås test af det aktuelle sediment med en Mikrotox (EC20 eller 50) på enten porevand eller helprøve, dødelighedstest på Mytilus eller en algetest (EC10 eller 50). Disse kriterier og tests er udviklet til at vurdere og klassificere sedimenter, men er ikke direkte beregnet på at vurdere egnetheden til klapning. Der arbejdes sideløbende med to forskellige målemetoder; "Svensk Standard" og "Totalanalyse", hvor Totalanalysen for metaller giver højere niveauer og lidt andre grænser. De her anførte værdier er fra "Svensk Standard" metode. 2.3.3 TysklandI Tyskland bruges (også) sedimentkvalitetskriterier ("management values") af den pragmatiske statistiske type, der bygger overkoncentrationer i forhold til målte baggrundsværdier. Der arbejdes med to grænser "Action level 1" der svarer til den gennemsnitlige baggrundsværdi gange 1,5 og "Action level 2" der svarer til level 1 gange 5 (dvs. 7,5 gange baggrundsniveauet). Kriterieværdierne gælder for sedimentfraktionen <20 m m og er udviklet på basis af data fra Nordsøen, men de er også gælder for Østerssøen (Bundesanstalt für Gewässerkunde 1999). Tabel 2.6
* Sedimentkvalitetskriterierne gælder fraktionen < 20m m ** Sum af :Fluoranthen, Benzo(bjk)fluoranthen, Benzo(a)pyren, Benzo(ghi)perylen, Indeno(1,2,3-cd)pyren. På baggrund af metalkoncentrationen er der herefter tre niveauer af reaktion:
2.3.4 HollandHolland har implementeret LC72 i lovgivningen og baserer i princippet deres sedimentkvalitetskriterier på en blanding af baggrundsniveauer og økotoksikologiske undersøgelser. I vurderingen af dumpningssager indgår en vurdering af både koncentration og mængde af forurenede stoffer. Sedimentkvalitet bedømmes efter et system bestående af 5 klasser (Tabel 2.7):
Sediment der skal godkendes til klapning må ikke overskride Intervention Value, mens en overskridelse på op til 50% af Reference Value for et eller to stoffer, bortset fra PAH, accepteres. Tabel 2.7
For sediment, der er godkendt efter ovenstående koncentrationskriterier, bliver den samlede anthropogene belastning for hvert enkelt stof beregnet og vurderet i forhold til "standstill" princippet (år 1988). I praksis bliver sediment der skal optages opdelt i mindre områder. Hvert enkelt delområde skal opfylde koncentrationskriteriet, mens det er det samlede område der skal opfylde belastningskriteriet. Det skal bemærkes, at visse vigtige former for dredging/klapning ikke kræver vurdering og klassificering. Det gælder f.eks. uddybning af sejlrender, nedgravning af pipelines og kystfodring, da disse aktiviteter kun betragtes som omflytning af sediment inden for for samme vandsystem. Dumpning er reguleret af den britiske miljøbeskyttelseslov og administreres i England og Wales af The Ministry of Agriculture, Fisheries and Food (MAFF) og af tilsvarende organer i Skotland og Nordirland. Der findes ikke specifik lovgivning om optagning og klapning af sediment, og der er heller ingen officielle guidelines. Vurderinger af ansøgninger om licens til dredging og klapning bliver foretaget fra sag til sag under hensyntagen til bl.a. OSPARs retningslinier. 2.4 Danske metoderKlapning af sediment i Danmark følger principielt retningslinierne fra LC72 og er reguleret af "Lov om beskyttelse af havmiljøet" fra 1993 og den dertil hørende "Bekendtgørelse om dumpning af optaget havbundsmateriale (klapning)" fra 1986. Bekendtgørelsen fastslår bl.a., at det er amterne der administrerer loven og giver tilladelserne, med mindre det drejer sig om internationalt farvand, og det fastlås desuden, at amterne som hovedregel skal finde klappladsen inden for amtets egne grænser. Hvis en klapansøgning omfatter mere end 10.000 tons materiale, skal der udføres analyser for indholdet af forurenende stoffer, med mindre det er åbenbart, at materialet er uforurenet. Bekendtgørelsen har i bilagene en oversigt over stoffer, herunder tungmetaller og organiske miljøfremmede stoffer, der ikke må være i klapmaterialet i "væsentlige mængder", men den giver ingen retningslinier for, hvordan vurderingen af indholdet foretages, eller hvad der skal ske med materiale, der indeholder disse stoffer i væsentlige mængder. Amterne har i betydeligt omfang administreret efter Miljøstyrelsens vejledning i udkast (Miljøstyrelsen 1995), der fastslår at sediment der indeholder mere ned 2 gange baggrundskoncentrationen af tungmetaller ikke bør klappes. Hvis ikke der findes lokale baggrundsværdier bruges ofte de af Miljøstyrelsen (1983) publicerede værdier for diffust belastet overfladesediment i danske farvande. Indholdet er normaliseret til glødetab (Tabel 2.9). 2.4.1 Århus AmtAmtet har udarbejdet egne retningslinier (Århus Amt 1997) for vurdering af klapmateriale på basis af tungmetalindholdet. Hovedprincippet er, at klapmateriale betragtes som belastet når koncentrationen (med 95% sikkerhed) overstiger 2 gange baggrundsniveauet. Baggrundsniveauet er fastlagt og koblet til det organiske indhold i sedimentet vha. lineær regression på lokale data. Der er anvendt data fra de øverste 2 centimeter sediment fra områder der kun er diffust belastet (Århus Amt 1995). Belastet sediment må ikke klappes frit, men skal enten landdeponeres eller klappes i et beskyttet klapbassin i Århus Havn. Tabel 2.8
*Glødetabet regnes i procent af tørvægten Både koncentration og mængde (netto-) tages i betragtning, når belastet materiale skal klappes. Sediment med et naturligt højt tungmetalindhold kan tillades klappet, såfremt ikke andre forhold taler imod. Der er ikke udarbejdet retningslinier for miljøfremmede organiske stoffer. 2.4.2 Vejle amtVejle Amt har udarbejdet retningslinier (Vejle Amt 1996) der også følger miljøstyrelsens vejledning hvor sedimentets forureningsgrad vurderes på basis af er indholdet af en række metaller. Retningslinierne indeholder faste grænseværdier der bygger på en kombination af et af Miljøstyrelsens tidligere udkast til vejledning og "2 x baggrundskoncentrationen" -kriteriet. Grænseværdierne er normaliseret til sedimentets organiske indhold (glødetab). Grænseværdierne er udarbejdet til brug for finkornet sedimet, og kan fraviges ved meget sandet eller gruset sediment. Tabel 2.9
2.4.3 KonklusionLondon Konventionen 1972 er den samlende ramme for stort set al senere regulering af optagning og klapning af sediment. Der er dog stor forskel på hvodan de enkelte lande udfylder denne ramme. Fastsættelse af kvalitetskriterier og grænseværdier kan ske på basis af
Kvalitetskriterierne kan være vanskelige at sammenligne, da de ofte refererer til forskellige fraktioner af sedimentet. Kriterieværdier kan udtrykkes på basis af :
De kemiske analysemetoder er forskellige. Især er der for metaller to pricipielt forskellige former for oplukning af sedimentet, dvs. ekstraktion med:
Desuden er der både i tekst og i praksis forskel på om kriterierne er blot er vejledende, eller der er tale egentlige kravværdier. 3. Vurderingsstrategier for sediment3.1 De nuværende vanskeligheder for klapningHovedformålet med at anlægge en havn er at skabe beskyttede liggepladser for fartøjer, så der kan lastes og losses forsvarligt og dertil, at de kan ligge beskyttet i stort set al slags vejr. Langt de fleste havne er derfor anlagt således, at der er minimal vandudskiftning. Af samme grund er der en naturlig aflejring af sand og silt som altid har været havnenes problem. Denne tilslamning af havnebassinerne har været betragtet som et nødvendigt pris at betale for beskyttelsen mod elementerne og der vil derfor med de kendte konstruktionsprincipper altid være et behov for bortskaffelse af bundmateriale. Hvis det forudsættes at den mest fordelagtige løsning for havnene og miljøet ved bortskaffelse af bundmateriale er klapning eller genbrug, bør mest muligt materiale have en kvalitet der tillader dette. Der kan nævnes tre muligheder, som kan øge klapning og genbrug:
Som det fremgår af A. kan klapmateriale betragtes som en del af affaldsproblematikken, hvor "affaldet" (klapmaterialet) kan bortskaffes med relativt billige metoder, hvis det er fri for visse kemiske stoffer. Den typiske fremgangsmåde i Danmark er at mindske tilledningen af disse stoffer ved ændrede forbrugsmønstre og kildekontrol. Vurderingsstrategien må derfor støtte dette arbejde, og det er derfor ikke ønskeligt, at en vurderingsstrategi alene baseres f.eks. på toksicitetstest eller fysiske egenskaber, da mulighederne for at kontrollere tilledning af kemiske stoffer på det grundlag er ringe. I andre delprojekter i "Sedimentpakken" rapporteres om de metoder og muligheder der er for at opnå forbedringer på punkt B og C, inkl. rensning, miljøvenlig klapning m.m. 3.2 Beslutningsproces ved optagning og bortskaffelseNår der er erkendt et behov for oprensning af sediment og derfor en "håndtering af forurenet sediment" vil der være følgende elementer i en samlet vurderingsstrategi:
Der er klart at disse elementer hænger sammen. Man kan ikke få foretaget analyser uden at vide hvilke parametre, der skal vurderes, og man kan ikke vælge metode uden at kende de kritiske forhold som afgør om materialet kan klappes, skal renses eller destrueres. Valget af kriterier for vurdering af "farlighed" ved sedimentet er på det overordnede niveau givet i London Conventionen (1996), regionale konventioner og nationale aftaler og omfatter fysiske og kemiske parametre og karakterisering af forventede biologiske effekter. Omfanget af disse analyser varierer afhængig af eksisterende information og forventninger til materialets sammensætning, og undersøgelserne afvikles oftest i niveauer af stigende kompleksicitet og omkostning. Forskellige kriterier gennemgås i sektion 3.3. 3.2.1 Bortskaffelse af sedimentEn vurderingsstrategi vil kun vanskeligt fungere i praksis uden at være koblet til de mulige bortskaffelsespraksis som er praktisk anvendelige. Det vil sige at hvis strategiens afskæringskriterie for en løsning overskrides, bør den næste anviste bortskaffelsesløsning være reel og praktisk mulig. Det falder udenfor dette projekt at vurdere optagnings- og bortskaffelsesløsninger for forurenet sediment, og der henvises til andre projekter i projektpakken, men her nævnes blot ganske kort nogle overordnede metoder til at nedbringe koncentrationen af betænkelige stoffer i et allerede forurenet sediment
Hvis der vælges andre deponeringsstrategier kan de f.eks. omfatte
Bortskaffelsesmåderne der medtages i vurderingsstrategien omfatter kendte metoder fra praksis i Danmark, dog er der tilføjet en samlet måde som dækker kystnær deponering og klapning med kapning.
Muligheden for destruktion af stærkt forurenet sediment er ikke medtaget i denne analyse. Denne option er naturligvis til stede og i fremtiden vil der muligvis være fuldskala rensemetoder til rådighed, men i dag anvendes disse metoder ikke i betydende omfang og de er ikke medtaget i analysen. Datagrundlaget til konsekvensvurderingerne omfatter både opgivelser over sedimenternes indhold af relevante stoffer og en oversigt over havnenes behov for at kunne placere sedimenter. De anvendte referencer er Miljøstyrelsen (2000a) og Miljøstyrelsen (2000b). Da ikke alle parametre er målt i alle havne er det nødvendigt at indføre estimater hvor der mangler koncentrationsmålinger. Den dermed indførte usikkerhed er søgt belyst ved en sensitivitetsanalyse. Disse data er præsenteret i bilag B, og der refereres i sektion 3.4 til resultaterne. En generel fremgangsmåde til vurdering af sedimenter i Danmark er vist i Figur 3.1. Forslaget er baseret på LC72 og tilsvarende strategier i andre lande (Holland, USA m.fl.). Figur 3.1 I de følgende sektioner præsenteres nogle muligheder for valg af kriterier, men det skal understreges at der ikke tages anbefales specifikke kriterier, men gives eksempler. Det sediment, havneslam, havbundsmateriale eller lignende som ønskes optaget og bortskaffet bliver i gennemgangen af vurderingsstrategien for læsevenlighedens skyld omtalt som klapmaterialet, også selvom det eventuelt ikke kan klappes. I strategien indgår en type deponering (kyst/hav) som anvendes eller er blevet anvendt i et vist omfang i Danmark, og som bruges i forskellige udgaver i udlandet. Både ved konferencer om klapning i Rotterdam i 1997 og i Boston i 2000 var sådanne faciliteter populære som løsningsmodeller for det problem de fleste industrialiserede lande oplever med forurenet havneslam. Kyst/hav vil blive anvendt som et eksempel på bortskaffelse, men det skal understreges, at der er mange andre potentielle løsninger på bortskaffelse som ikke medfører klapning af "mellemforurenet" materiale. De indebærer alle landdeponering eller behandling. 3.2.2 Trinvis vurdering og kriterierForud for trin 1 vil der ofte være information tilgængelig om tidligere niveauer af stoffer i sediment fra lokaliteten og ændringer i lokalområdet med eventuelle konsekvenser for koncentrationer af stoffer. Hvis sedimentet er f.eks. er sand fra en hyppigt tilsandet sejlrende vil der ikke være behov for yderligere vurdering og materialet kan klappes. Det forudsættes i det følgende, at de eksisterende fysiske analyser og ønsket om overensstemmelse mellem klapmaterialer og klappladsmateriale fastholdes. 3.2.2.1 Trin og kriterie 1 Der gennemføres kemiske og fysiske analyser på dette trin. Med mindre der gennemføres en vurderingsstrategi som kræver toksicitetstest af al klapmateriale, vil der alene være behov for kemiske analyser til sammenligning med kendte baggrundsværdier eller toksicitetsniveauer. I den danske praksis er kriteriet, at koncentrationen af en række stoffer i klapmaterialet ikke må overstige to gange de respektive baggrundsværdier. Der kan på dette niveau knyttes "bagatelniveauer" eller "nul-koncentrationer" til eventuelle sortlistede stoffer, således at materialet kan klappes med indhold som ikke overstiger "nul-niveauet". Figur 3.2 Som det fremgår af Figur 3.2 kan materialet klappes, hvis kriteriet overholdes ellers vurderes det efter det næste kriterie. I sektion 3.4 og bilag B er regnet på konsekvenser af eksempler på kriterieværdier baseret på baggrundskoncentration og toksicitet. 3.2.2.2 Trin og kriterie 2 På Figur 3.3 er der indsat et kriterie 2 for det tilfælde at der f.eks. foretages en opdeling af klappladser i erosions- og sedimentationsområder. Kriterie 2 kan dirigere en "let forurenet" andel af det samlede klapmateriale til sedimentationsområder, hvis materialet ikke spredes derfra og f.eks. overholder et belastningskriterie (pil mod venstre). Et indhold over "nul-koncentrationen" af sortlistede stoffer vil på dette niveau sende klapmaterialet til behandling (pil mod højre) hvorefter det helt eller delvist kan klappes eller genanvendes. En eventuel restfraktion må sandsynligvis sendes til landdeponering eller forbrænding. Figur 3.3 Der er ikke forsøgt angivet koncentrationsniveauer for "let forurenet" klapmateriale og følgelig heller ikke foretaget beregninger af konsekvenser af et indskudt kriterie 2 i bilag B. 3.2.2.3 Trin og kriterie 3 På det tredie niveau af en trinvis vurdering (Figur 3.4) kan klapmateriale, som kun egner sig til deponering under "låg" skilles ud. Typen af deponering som her antages at være muligheder er eksempelvis indeslutning i moler og andre havneanlæg eller dumpning og kapning til havs. Materiale med koncentrationer af kemiske stoffer over kriterie 1 (og eventuelt 2) vil kunne deponeres på denne måde (pil ned mod venstre til "kyst/hav deponi"), og der er i sektion 3.4 og bilag B, som eksempel, sat en øvre grænse på 50x baggrundsværdien eller ca. 10x toksicitetsbaserede kvalitetskriterier. Figur 3.4 Pilen op mod venstre antyder muligheden af at anvende et kriterie, som kan give mulighed for klapning af materialet, hvis der, efter nærmere angivne biotest, ikke kan konstateres akutte eller kroniske effekter i klapmaterialet på trods af overskridelsen af kriterie 1 (og 2). Materiale som ikke kan overholde "sortlistekriteriet" i niveau 2 (der vil gælde på niveau 3, hvis niveau 2 ikke medtages) må stadig ikke klappes og går mod højre i figuren til behandling m.m. eller direkte til landdeponering/forbrænding. Der kan tænkes muligheden af flere "sortlister" med forskellig status. Der kan være en række stoffer som i OSPAR, HELCOM eller andre konventioner underlægges restriktioner, der direkte får indflydelse på udledninger med klapmateriale. Med en anden status kan andre (grå-)lister påvirke reguleringen af klapning, f.eks. gennem reduktionsmål for udledning af kemikalier. 3.2.2.4 Trin og kriterie 4 Der sidste kriterie gælder det mest belastede klapmateriale og kriterieværdien er en nedre grænse, som i sektion 3.4 og bilag B svarer til kriterie 3’s øvre grænse. Materiale som overstiger denne grænse deponeres kontrolleret på land eller slutbehandles, f.eks. ved forbrænding (pil mod højre på Figur 3.5). Der kan eventuelt opereres med et acceptkriterie, som omhandler mangel på toksicitet. Hvis der, efter nærmere angivne biotest, ikke kan konstateres akutte eller kroniske effekter i klapmaterialet kan kyst/hav deponering være en mulighed. Dette bør i så fald være afhængig af nærmere specificering af kravene til kyst/hav deponier. Forekomsten af "sortliste stoffer" i materialet bør også vurderes i forhold til et eventuelt acceptkriterie for deponering på dette niveau. Figur 3.5 3.3 Eksempler på vurderingskriterier"Farligheden" ved et givet sediment materiale kan vurderes med afsæt i en række forskellige egenskaber ved materialet og/eller dets destination. Der kan anlægges f.eks. den betragtning at miljøet (eller klappladsen) kan tåle en vis belastning med klapmateriale eller stoffer, at der ikke må være mere end en vis afvigelse fra baggrundskoncentrationen, eller at der ikke må være giftighed forbundet med materialet. I det følgende diskuteres disse muligheder og især for det toksicitetsbaserede kriterie gennemgås flere muligheder. 3.3.1 Kriterier baseret på belastning3.3.1.1 Tilført mængde klapmateriale pr. år På baggrund af en vurdering af klappladsens kapacitet, og med hensyntagen til fysiske effekter så som vanddybde, kystmorfologi, sejlads, strømningsforhold, etc. kan der sættes et kriterie 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 kriterie 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. 3.3.1.2 Belastning med stoffer pr. år Belastningen med forurening betegner produktet af koncentration ganget med sedimentmængden som tilføres i det givne tidsrum, f.eks. år (dvs. kg/år). Et tilsvarende kriterie anvendes på næringssalte i eutrofieringssammenhæng, og elementet indgår i recipientkvalitetsplanlægning. Princippet anvendes ikke i forbindelse med klapningstilladelser. Det er imidlertid problematisk at definere et belastningskriterium, der udelukkende er baseret på en for havmiljøet kritisk belastning. For eksempel er en stor mængde let forurenet (ugiftigt) sediment ikke umiddelbart kritisk for miljøet, hvorimod en lille mængde af højgiftigt sediment kan have betydelig miljøpåvirkning, selvom de to situationer repræsenterer samme mængde forurening per tid, dvs. samme belasting. 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 speciele tilfælde et "load"-kriterie, når der ved klapningstilladelsen tages højde for både en grænseværdier for koncentration (målt i kg stof per kg sediment) og en grænse for sedimentmængde (kg 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. 3.3.2 Kriterier baseret på baggrundsværdierKriteriet bygger på grænseværdier, der er relateret til den generelle koncentration i sedimentmiljøet af de stoffer, som klapmaterialet indeholder. I klapmaterialet tillades typisk to gange baggrundskoncentrationen. Der stilles visse krav til sammenlignelige analysemetoder for at opnå en ensartet vurdering Der er i sektion 3.4 referet et eksempel for konsekvensen af anvendelse af baggrundsbaserede kriterieværdier på klapmateriales deponering. Danmarks strategi for klapning af havnesedimenter har i en årrække været, at klapmaterialet ikke må overstige 2 x baggrundskoncentrationen for stoffet. Da de fleste danske klappladser ligger i erosionsområder vil den tilførte mængde over en periode spredes og koncentrationen på klappladser ligger ofte i "normalområdet" for et givet stof. Imidlertid er der for mange af de stoffer, som i dag vækker bekymring, ingen naturlige baggrundskoncentrationer. Det gælder for eksempel nonylphenoler, phthalater (især DEHP), bromerede flammehæmmere, og ikke mindst tributyltin (TBT). Stoffer, som i særlig grad findes i havnesediment pga. deres anvendelsesmønster (især antibegroningsmidler), vil ofte have en meget lav baggrundsværdi i overfladesediment, og det lave generelle forureningsniveau med sådanne stoffer vil derfor udelukke klapning af materiale med selv en let forurening med disse stoffer. Den situation eksisterer i dag for flere af denne type stoffer. For Nordsøen er det også vedtaget at udledningsmålet for stoffer er at nærme sig ophør med udledning i løbet af en generation (Ministry of Environment and Energy, 1995), forstået som "nær baggrundsværdier" for naturlige stoffer og "næsten nul"-koncentration for menneskeskabte stoffer. Disse "næsten nul" niveauer er endnu ikke definerede. 3.3.3 Toksicitetsbaserede kriterier3.3.3.1 Test af aktuelle prøver Hvis en fysisk karakterisering kombineret med en kemisk analyse følges op af en biologisk effekt undersøgelse, skulle der være givet de bedste forudsætninger for en vurdering af et materiales egnethed til klapning. Dette element indgår da også i de fleste strategier, men ofte er de økotoksikologiske test dog først inde på et ret sent tidspunkt. Disse test er sjældent obligatoriske, hvilket især skyldes at testmetoderne først i de seneste 5-10 år er blevet tilstrækkelig validerede og ikke mindst at biologiske test opfattes som omkostningstunge. I de strategier som er omtalt i kaptiel 2, er der ikke fundet accept- eller afvisningskriterier for resultatet af økotoksikologiske test i forhold til klapning. Der er altså ingen som afslører, hvor (lidt) toksisk et sediment må være for at opnå tilladelse til klapning. 3.3.3.2 Toksicitet vurderet på basis af enkeltstofkoncentration De toksicitetsbaserede metoder, som hviler på databaser med resultater fra sedimenttest (ERL, ERM og tilsvarende) eller på et beregnet sedimentkvalitetskriterie (oftest fra VKK) er attraktive set fra et administrativt synspunkt, idet sagsbehandling bliver simpel og transparent med tydelige og offentlige kriterier. Det er stort set kun de empiriske ERL/ERM m.m. som anvendes til kvalitetsvurdering af sedimenter, og det kun i Canada og Australien/New Zealand. OSPARs økotoksikologiske kriterier, som er udviklet til brug for sammenligning med moniteringsdata, anvendes ikke (officielt) til vurderinger af klapmateriale eller sedimenters forurening. Da der ikke findes en samlet dansk database med resultater fra sedimenttest, er det vanskeligt umiddelbart at estimere ERL/ERM på lokale eksisterende data. Den tidligere omtalte metode til at omregne toksicitetsdata fra vandfasetest til effekt i sediment (sektion 1.3.1) anvendes bl.a. i Holland til fastsættelse af kvalitetskriterier for sediment (RIVM 1999) og er også undersøgt med dette formål i Danmark (Pedersen 1994). Disse beregnede værdier kan ændres efterhånden som et tilstrækkelig omfattende datasæt fra sedimenttest genereres. Begge ovennævnte metoder giver en talværdi for et enkeltstof, til markerering af et kriterie. I sektion 3.4 refereres en gennemregning af et eksempel for konsekvensen af toksicitetsbaserede kriterieværdier på klapmateriales deponering. 3.3.3.3 Toksicitet vurderet på samlet stofblanding Et forureningsbelastet sediment, som mange havnesedimenter, vil kun meget sjældent være belastet med blot et enkelt stof. Der vil typisk være en lang række stoffer til stede, som samlet kan give en giftvirkning på biota. Toksiciteten af komplekse blandinger kan udtrykkes simpelt, hvis der er tale om additive effekter, som f.eks. narkotisk virkende stoffer (Leeuwen, Hermens, 1995; Kristensen et al., 1992). Metoden har især været anvendt på resultater fra test med pelagiske organismer, og endnu kun i få tilfælde på sedimenter (f.eks. Swartz et al. 1995, Boese et al. 1999). I risikovurdering af kemikalier anvendes ofte begrebet "predicted no-effect concentration" (PNEC), som ved hjælp af sikkerhedsfaktorer kan afledes fra akutte og kroniske effektundersøgelser (typiske anvendte sikkerhedsfaktorer er 100-1000). PNEC er en (formodet) beskyttelseskoncentration for økosystemet, som normalt sammenlignes med en målt eller beregnet koncentration af stoffet i miljøet – "predicted environmental concentration" (PEC) – i en ratio som kan være over en (risiko) eller under en (ikke risiko). Hvis der for hvert kemikalie i stedet for akut giftighed anvendes PNEC (eller et SKK) og forholdet til koncentrationen i miljøet (PEC) kan det vises om et "samlet" beskyttelsesniveau overskrides. Her vises resultatet af beregning af den samlede belastning med organiske stoffer og med metaller i havneslam fra nogle få danske havne som grundlag for eksemplerne (se iøvrigt Bilag A). Det skal understreges at ratioen PEC/PNEC ikke betegner akut eller umiddelbar fare for miljøet, ligesom der i et aktuelt valg af acceptniveauer for forurenet sediment, må indføres faktorer svarende til de forskellige bortskaffelsesmetoder. Det kan f.eks. vælges faktorer på x10 eller x100 over PNEC, som acceptable overskridelsesfaktorer. En udledning af sådanne faktorer er ikke medtaget i nærværende projekt. Tabel 3.1
3.3.3.4 Metaller Der har ikke været muligt at lave samlede beregninger for for metaller og organiske forbindelser i de samme sedimentprøver. I stedet er der anvendt koncentrationer som stammer fra Miljøstyrelsens database over metaller i klappede havnesedimenter (Miljøstyrelsen 2000). Disse sammenlignes med OSPARs økotoksikologiske kriterier for sediment, hvor det konservativt er valgt at tage intervallernes nedre grænse som "PNEC". Tabel 3.2
3.4 Test af vurderingsstrategierI dette afsnit beskrives en beregning af konsekvenserne ved tre vurderingsstrategier: et eksempel baseret på eksisterende norske retningslinier og to eksempler på strategier for vurdering af havnesedimenter (klapmateriale) baseret på den nuværende praksis i Danmark og den anden baseret på udenlandske grænseværdier for toksicitet. Der er anvendt TBT, kobber og benz(a)pyren som eksempelstoffer. 3.4.1 Kriterier for baggrundsværdier og toksicitet for tre eksempelstofferKriterierne som anvendes må opfattes som eksempler på niveauer for de tre eksempelstoffer (TBT, Cu og BaP) og er ikke et udtryk for en omfattende særskilt vurdering. Der er for klapning til havs anvendt ~2 x median-værdier fra ATLAS databasen (Miljøstyrelsen 2001). Grænseværdierne til brug for afprøvning af faste baggrundsværdier i en vurdering er vist i Tabel 3.3. Tabel 3.3
* ca. 50 x baggrundsværdierne. Ved anvendelse af toksicitet som kriterie er der her brugt internationale grænseværdier (se Tabel 3.4). Valget af grænseværdierne bygger på undersøgelser fra USA (Long et.al., 1995) og Australien (Batley, 1997). Der gøres opærksom på, at der ikke er tale om forslag til danske kravværdier, men eksempler på afskæringsværdier. Tabel 3.4 Eksempler på grænseværdier for stofkoncentrationer ved strategi baseret på toksicitetsdata. Forkortelsen BaP er for stoffet benzo(a)pyren, der er valgt som eksempelstof for PAH.
*Øvre grænse for kvalitetskriterie foreslået i VKI (1998) Kriteriet for TBT kan være afgørende for, hvor meget materiale der kan klappes. En værdi svarende til OSPAR Ecotoxicological Assessment Criteria’s øvre grænse på 0,05 m g/kg TS kan sandsynligvis overholdes i mere sandet sediment, men let belastet materiale og havnesediment vil ikke kunne klappes. I Australien/New Zealand gælder en ERL for TBT, som er 5 µg/kgTS. Kobberværdien for klapning er øvre grænse fra OSPAR Ecotoxicological Assessment Criteria, mens BaP er sat til halvdelen af denne øvre grænse i lyset af en ERL-værdi på 430 µg/kgTS. Som for afgrænsning til kyst/hav deponering ganges med 10. 3.4.2 Konsekvens af strategier for tre eksempelstofferDer er med forsæt valgt to ret forskellige intervallbredder mellem kriterierne for klapning og deponering i baggrundsstrategien (faktor 50) og toksicitetsstrategien (faktor 10), idet der ikke er ret stor forskel på de værdier som i udgangspunktet vil tillade klapning. 3.4.2.1 Anvendelse af norske grænseværdier Det forventes, at intet materiale kan klappes til havs. I kystnære depoter etc. placeres ca. 625.000 tons/år og i kontrollerede lossepladser placeres ca. 200.000 tons/år. Der er her PAH indholdet som virker begrænsende. 3.4.2.2 Baggrundsværdier Det forventes, at kan omkring 65.000 tons/år kan klappes til havs. I kystnære depoter placeres ca. 750.000 tons/år og i kontrollerede lossepladser placeres ca. 20.000 tons/år. Der er indholdet af TBT der virker begrænsende. 3.4.2.3 Toksicitetsværdier Det forventes, at ca. 65.000 tons/år kan klappes til havs. Med smalle intervaller (kun faktor 10 mellem klapning og deponering) vil intet materiale kunne placeres i kystnære depoter. På kontrollerede lossepladser må placeres ca. 760.000 tons/år. Der er igen indholdet af TBT der virker begrænsende. 3.5 Krav og forudsætninger for vurderingsstrategier3.5.1 PrøvetagningsstrategiEn grundlæggende information for en optagning af bundmateriale, der vil koste vidt forskellige beløb at bortskaffe afhængig af indholdsstoffer, vil være en god kortlægning af "problemets" udbredelse vertikalt og horisontalt i materialet. Den kan føre til, at kun begrænsede mængder må bortskaffes dyrt, mens andet kan klappes. Der er derfor en række emner vedrørende fastlæggelse af det præcise omfang af klapbehovet i en given havn (prøvetagningsstrategier), som ikke er et udredningsemne for nærværende rapport, men med fordel kan iagttages og følgende eksempler kan kort nævnes:
Denne information kan, hvis den kombineres med relevant valg af optagningsmetode de relevante steder i havnen, i bedste fald spare havne og myndigheder for mange ressourcer. 3.5.2 Nyt regelgrundlagKlappladser er ikke i dag opdelt i erosions- og sedimentationsområder. Vurderingsstrategier, som anvender kriterier til adskillelse af materialer med de deponeringsvalg for øje må medføre et behov for kravspecifikationer til og udpegning af disse områder. I det omfang en ny vurderingsstrategi opererer med et udvidet behov for deponier i kyst og hav, vil dette formodentlig lokalt betyde flere VVM udarbejdelser. Det er dog muligt, at en fastsættelse af kriterierne for denne type deponering og analyse af deponeringsbehovet kan pege på at få regionale deponeringsfaciliteter vil være ønskelige fra en "cost benefit" synsvinkel i lighed med landsdelsdepoterne. Det eksisterende udkast til vejledning for området vil skulle modificeres. 3.5.3 Databehov ved ny strategierInformationsbehovet i den tidlige fase af vurderingen bedres løbende i disse år, hvor flere analyser foretages. Anvendelse af baggrundværdier understøttes at ATLAS databasen, og på længere sigt af afrapporteringen af NOVA programmet. Det kan også være en fordel at gøre eksisterende indrapporterede data for klappet materiale tilgængelig for brugerne via internet. Data for toksicitet målt i sedimentprøver kan være relevante i en sagsbehandling og adgang til databaser med sådanne data for forskellige vil være en fordel ved indførsel af en toksicitetsbaseret strategi. Deciderede sedimentkvalitetskriterier kan også opfylde dette behov. Konsekvensen af Esbjerg deklarationen eller en eventuel indførsel af en "sortliste" for stoffer i klapmaterialer kan blive et øget behov for kemiske specialanalyser. 3.5.4 Behandlings- og bortskaffelseskapacitetPå længere sigt kan det formodentlig lade sig gøre at bringe koncentrationerne af miljøfarlige stoffer i havnesediment ned på et niveau, hvor klapning vil en naturlig bortskaffelsesmetode. I tiden indtil da, vil metoder som tillader en del af materialet at blive "renset" være attraktive. Det kan f.eks. være udfraktionering af de grove partikler (sand) som pr. vægtenhed typisk ikke er så forurenede og som udgør et stort volumen af materialet. Sådanne anlæg findes enkelte steder i verden, placeret på lokaliteter med et stort oprensningsbehov. I Danmark vil der formodentlig ikke på en enkelt lokalitet være et lokalt behov af tilsvarende størrelse, og løsninger som indebærer transportable anlæg eller sejlads med klapmateriale til en central facilitet kan bringes til overvejelse. 3.5.5 Anvendelse af mål for blandingstoksicitetOpgørelse af blandingstoksicitet påvirkes stærkt af hvilke stoffer der analyseres for (og naturligvis hvilke der konstateres). Sammenligninger af samlet toksicitet mellem sedimenter, som ikke har været analyseret på samme måde, kan let give et misvisende billede af en eventuel miljøfare. Det må også understreges, at den grundlæggende forudsætning om, at stoffernes virkning skal være additiv sandsynligvis ikke overholdes for de analyserede stoffer. Der kan være behov for en nærmere udredning af implikationerne ved anvendelse af denne type kriterie, hvis det inddrages som en del af en vurderingsstrategi. 3.5.6 Anvendelsen af trinvis vurderingDen trinvise vurderingsstrategi er den mest omkostningseffektive og dette princip er også knæsat i konventionen. Afhængig af de behandlings- og bortskaffelsesmetoder, der kan bringes i anvendelse i praksis, kan det være ønskeligt, at knytte metoderne tættere på de kriterier, som skal gælde i de enkelte niveauer. 3.5.7 Behandling og rensning m.m.I den generelle strategi opereres med eksistensen af metoder til behandling og/eller rensning af forurenet havneslam. Der findes anlæg til behandling (fraktionering) af slam, hvor en renere grovkornet fraktion skilles fra til genanvendelse og en højkoncentreret organisk rig fraktion bortskaffes kontrolleret. Der er dog kun få fuldskalaanlæg, i Hamborgs havn, ved "Slufter" deponeringsfaciliteten ved Rotterdam og for nylig i New York/New Jersey havneområdet. ReferencerAllen, H.E. (1993) The significance of trace metal speciation for water, sediment and soil quality criteria and standards. Sci. Total Environ. Supplement 1993, 23-45. Andersen H.V. & E. Bjørnestad (1997). Sedimentkvalitet i Liepaja havn. Vand & Jord 4, 142-144. Australian and New Zealand Environment and Conservation Council. 1998. Interim Ocean disposal Guidelines. ANZECC Secretariat, Canberra. Batley, 1997, "Australian Ocean Disposal Guideline", pers. com.i Australian and New Zealand Environment and Conservation Council. 1998. Interim Ocean disposal Guidelines. ANZECC Secretariat, Canberra. Boese, B.L., Ozretich, R.J., Lamberson, J.O., Swartz, R.C., Cole, F.A. Pelletier, J. Jones, J.. (1999) Toxicity and phototoxicity of mixtures of highly lipophilic PAH compounds in marine sediment: Can the S PAH model be extrapolated? Arch. Environ. Contam. Toxicol. 36, 270-280. Bundesanstalt für Gewässerkunde 1999. Personlig kommentar. Canadian Council of Ministers of the Environment. 1999. Canadian sediment quality guidelines for the protection of aquatic life: Summary tables. In: Canadian environment quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. Chapman P.M. (1986). Sediment quality criteria from the sediment quality triad: An example. Environmental Toxicology and Chemistry 5, 957-964. Chapman P.M., E.A. Power, R.N. Dexter & H.B. Andersen (1991). Evaluation of effects associated with an oil platform, using the sediment quality triad. Environmental Toxicology and Chemistry 10, 407-424. DiToro D.M., H.E. Allen, C.E. Cowan, D.J. Hansen, P.R. Paquin, S.P. Pavlou, A.E. Steen, R.C. Swartz, N.A. Thomas & C.S. Zarba (1989). Briefing report to the EPA Science Advisory Board on the equilibrium partitioning approach to generating sediment quality criteria. EPA Office of Water, 440/589002. Di Toro,DM; Mahony,JD; Hansen,DJ; Scott,KJ; Hicks,MB; Mayr,SM; Redmond,MS (1990): Toxicity of Cadmium in Sediments: The Role of Acid Volatile Sulfide. Environ. Toxicol. Chem. 9, 1487-1502. Di Toro,DM; Mahony,JD; Hansen,DJ; Scott,KJ; Carlson,AR; Ankley,GT (1992): Acid Volatile Sulfide Predicts the Acute Toxicity of Cadmium and Nickel in Sediments. Environ. Sci. Technol. 26, 96-101. Di Toro, D.M., Zarba, C.S., Hansen, D.J., Berry, W.J., Swartz, R.C., Cowan, C.E., Pavlou, S.P., Allen, H.E., Thomas, N.A., Paquin, P.R. (1991) Technical Basis for Establishing Sediment Quality Criteria for Nonionic Organic Chemicals Using Equilibrium Partitioning. Environ. Toxicol. Chem. 10, 1541-1583. Förstner, U. (1979). Metal transfer berween solid and acqueous phases. In: Metal pollution in the aquatic environment. (Eds: Förstner, U; Wittmann, GTW) Springer-Verlag, Berlin, 488 p. HELCOM. 1992. Prevention of dumping. Incl Annex V. HELCOM Convention, Article 11. HELCOM. 1992. Disposal of dredged spoils. Incl. Revised guidelines for the disposal of dredged spoils. Recommandation 13/1 Ho, K., Kuhn, K.A., Pelletier, M., McGee, F. Burgess, R.M., Serbst, J. (2000) Sediment toxicity assessment. Comparison of standard and new testing design. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 39, 462-468. van Leuwen, C. J., Hermens, J.L.M. (1995) Risk Assessment of Chemicals. An Itroduction. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, 373 p. IADC/CEDA. 1997. Convention Codes and Conditions: Marine Disposal. International Association of Dredging Compagnies (IADC) and Central Dredging Association (CEDA): Cuides on Environmental Aspects of Dredging, V: 2a, 71 pp. Ingersoll, C.G., Dillon, T. Biddinger, G.R. editors (1997) Ecological risk assessment of contaminated sediments, SETAC Pellston Workshop on Sediment Ecological Risk Asessment: 1995 April 23-28, Pacific Grove, CA. SETAC special publications series, 390 p. Jarvinen, A.W., Ankley, G.T. (2000) Linkage of effects to tissue residues: Development of a comprehensive database for aquatic organisms exposed to inorganic and organic chemicals. SETAC Publication ISBN 1-880611-13-9, 364 p. Jensen, C.A. (1995) Tungmetaller i Århus amts kystvande. Udvikling og status 1974 til 1994. Århus Amt – Natur og miljø. 78 p. Karickhoff S.W., D.S. Brown & T.A. Scott (1979). Sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments. Water Research 13, 241-248. Karickhoff, S.W. (1981) Semi-empirical estimation of sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments and soils. Chemosphere 10, pp 833-846. Kersten, M. & U. Förstner (1989). Speciation of trace elements in sediments. In: Trace element speciation : Analytical methods and problems. (Ed: Batley, GE) CTC Press, Boca Raton, Florida, 350. Knutzen, J., Skei, J. 1990. Kvalitetskriterier for miljøgifter i vann, sedimenter og organismer, samt foreløpige forslag til klassifikasjon av miljøkvalitet. NIVA-rapport 0-862602. Lillebæltsamarbejdet. 1998. Miljøfremmede stoffer i havbunden. Fyns Amt, Sønderjyllands Amt og Vejle Amt. London Convention 1972. Convention on the Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and Other Matter, 1972. http://www.londonconvention.org/ London Convention (1996). 1996 Protocol to the Convention on the Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and Other Matter, 1972 and Resolutions adopted by the special meeting. http://www.londonconvention.org/ London Convention 1997. Specific guidelines for assessment of dredged material. 22/14 Annex 3. http://www.londonconvention.org/ Long E.R., Morgan D.D., Smith S.L. and Calder F.D. 1995. Incidence of Adverse Biological Effects Within Ranges of Chemical Concentrations in Marine and Estuarine Sediments. Environmental Management. 19:81-97. McCarthy, L.S., Mackay, D., Smith, A.D., Ozburn, G.W., Dixon, G.D. (1992) Residue-Based Interpretation of Toxicity and Bioconcentration QSARs From Aquatic Bioassays: Neutral Narcotic Organics. Environmental Toxicology & Chemistry 11, 917-930. Miljøstyrelsen, 2000,a: "Forekomst af miljøfremmede stoffer i havnesedimenter", Ikke offentliggjort rapport udført af DHI for MST. Miljøstyrelsen, 2000,b: "Data over tungmetalkoncentrationer ved klaptilladelser i Danmark", pers. Kommunikation med Kjeld Jørgensen. Ministry of Environment and Energy (1995) Esbjerg Declaration. 144 p. Miljøstyrelsen. 1983. Vejledning i recipientkvalitetsplanlægning. Del II. Kystvande. Vejledning fra Miljøstyrelsen, 2/1983. Miljøstyrelsen. 1995. Dumpning af optaget havbundsmateriale - klapning. Udkast til Vejledning fra Miljøstyrelsen, 1995. Naturvårdsverket. 1985. Dredging and disposal of dredged material (English version of: Muddring och muddermassor. Almene Råd 85:4) Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för kust och hav. Rapport 4914 OSPAR. 1992. The Convention for the Protection of the Marine Environment of the North-East Atlantic. OSPAR Commission. OSPAR. 1996. Sediment Quality Criteria. Working Group on Sea-based Activities, SEBA, 96/9/4-E. OSPAR. 1997a. Agreed Background/Reference Concentrations for Contaminants in Sea Water, Biota and Sediment 1997-14 OSPAR. 1997b. Agreed Ecotoxicological Assessment Criteria for Trace Metals, PCBs, PAHs, TBT and some Organochlorine Pesticides 1997-15 OSPAR. 1998. OSPAR Guidelines for the Management of Dredged Material. Ministerial Meeting of the OSPAR Commission, 1998. Annex 43. OSPAR. 2000. Decisions, Recommendations and Other Agreements Applicable within the Framework of the OSPAR Convention. OSPAR Commission. OSPAR, Oslo-Paris Convention: "Dredged material assessment framework", LC2/Circ.368, Annex, p4. OSPAR, 1997: "Agreed ecotoxicological assessment criteria for trace metals, PCBs. PAHs, TBT and some organochlorine pesticides", Annex 6, (Ref.§ 3.14), Brussels, 2-5 September, 1997. Pedersen, F. (1994) Økotoksikologiske kvalitetskriterier for overfladevand. Principper for fastsættelse af kvalitetskriterier for overfladevand og sediment. Miljøprojekt fra Miljøstyrelsen nr. 250. PTI Environmental Services (1991) citeret i Ingersoll, C.G., Dillon, T. Biddinger, G.R. editors (1997) Ecological risk assessment of contaminated sediments, SETAC Pellston Workshop on Sediment Ecological Risk Asessment: 1995 April 23-28, Pacific Grove, CA. SETAC special publications series, 390 p. RIVM (1999). Environmental risk limits in the Netherlands. National Institute of Public Health and the Environment, Bilthoven Swartz, R.C., Schults, D.W., Ozretich, R.J., Lamberson, J.O., Cole, F.A., DeWitt, T.H., Redmond, M.S., Ferraro, S.P. (1995) citeret i Ingersoll, C.G., Dillon, T. Biddinger, G.R. editors (1997) Ecological risk assessment of contaminated sediments, SETAC Pellston Workshop on Sediment Ecological Risk Asessment: 1995 April 23-28, Pacific Grove, CA. SETAC special publications series, 390 p. Statens Forurensningstilsyn. 1996. Retningslinier vedrørende mudring og dumpning i marine områder. Veileder for miliøvernmyndighed. Udkast. Statens Forurensningstilsyn. 1997. Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann. Veiledning 97:03. Stephan, C.E., Mount, D.I., Hansen, D.J., Gentile, J.H. Chapman, G.A., Brungs, W.A. (1985) Guidelines for deriving numerical national water quality criteria for the protection of aquatic organisms. US EPA PB84-227049. Stuer-Lauridsen, F. & F. Pedersen (1997) On the Influence of the Polarity Index of Organic Matter in Predicting Environmental Sorption of Chemicals. Chemosphere, vol 35, pp 761-773. Stuer-Lauridsen, F., M. M. Larsen & G. Pritzl (1996): Fordeling af metaller i sediment og vand. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr 70 (in Danish). English title: Partitioning of selected metals in sediment and water. Stumm, W., Morgan, J.J. (1996) Aquatic Chemistry. 3rd. ed. Wiley & Sons, New York, NY. US EPA (1999) National Recommandation. WQC – Correction. Publication from EPA 822-Z-99-001. van der Kooij, L.A., van de Meent, D. , van Leuwen, C.J., Bruggenman, W.A. (1991) Deriving quality criteria for water and sediment from the results of aquatic toxicity tests and product standards: Application of the equilibrium partitioning method. Wat. Res. 25, 697-705. Vejle Amt 1996. Retningslinier for bortskaffelse af optagne havbundsmaterialer. Vejle Amt, Udvalget for Teknik og Miljø. VKI (1998) Kortlægning og vurdering af antibegroningsmidler Århus Amt. 1997. Vandkvalitetsplan for Århus Amt 1997. Bind 4: Kystvande. Århus Amt. 1995. Tungmetaller i Århus Amts kystvande. Udvikling og status 1974 til 1994. Personkontakter: Gro Andersen & Per Anthonsen, Statens forurensningstilsyn, Norge Bilag A
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
Havne |
Ratio |
Århus havn |
18962 |
Århus fiskerihavn |
26988 |
Marselisborg lystbådehavn |
8819 |
Vejle havn |
3461 |
Kolding havn |
10922 |
Frederiksholmløbet |
9216 |
Svanemølle havn |
17020 |
Prøve-stenen |
4000 |
Sønderborg Lystbådehavn |
456 |
Åbenrå |
3950 |
Fåborg lystbåde havn |
6950 |
Odense havn |
17829 |
Til sammenligning af "toksicitetsbidrag" er de enkelte stoffer TU andel (PNEC
andel) opgjort (Figur 1.1). Hvis toksicitetsbidraget fra de organiske stoffer betragtes
isoleret ses det, at det er ret få stoffers koncentration som især bidrager til den
samlede "toksicitet". Det er benz(a)anthracen, benz(ghi)perylen,
dibenz(ah)anthracen og benzo(a)pyren, som tilsammen udgør >75% af den samlede
overskridelse af PNEC.
Figur 1.1
Bidrag, opgjort som andel af sumtox, fra enkeltstoffer til alle havne.
1.1.1.1 Metaller
Der er desværre ikke PNEC’er for metaller i sedimenter i ovennævnte rapport, da COMMPS sediment-PNEC er baseret på omregning af vand-PNEC via fordelingskoefficienter og sådanne ikke umiddelbart kan sættes for metaller. Der er derfor ikke muligt at lave samlede beregninger for de samme sedimentprøver.
I stedet anvendes koncentrationer som stammer fra Miljøstyrelsens database over metaller i klappede havnesedimenter (Miljøstyrelsen 2000a). Disse sammenlignes med OSPARs økotoksikologiske kriterier for sediment, hvor det konservativt er valgt at tage intervallernes nedre grænse som "PNEC".
Der gøres opmærksom på at disse sedimenter er klappet med tilladelse og derfor kan have et "naturligt" lavere forureningsniveau end de ovenfor anvendte data, som stammer fra ikke-klappet havnesediment. At metallerne er betydeligt nærmere ratioens kriteriekrav skal ikke i sig selv tages som et udtryk for at metaller generelt har mindre økotoksikologisk betydning i havneslam end organiske stoffer. Det har ikke været muligt her, men baggrundsværdiens bidrag til PNEC bør retteligt fratrækkes inden udregningen af RUQ for naturligt forekommende stoffer.
1.1.2 Sønderborg Lystbådehavn
Her vises et gennemregnet eksempel på samlet toksicitet. Bemærk at der er en række stoffer, som der ikke er toksicitetsdata for.
Tabel 1.2
Samlet risiko fra blanding, gennemregnet eksempel fra Sønderborg havn.
Stoffer |
PNEC (Commps) |
Koncen- tration i havne- sediment |
Ratio |
Samlet BRK |
Blødgørere |
m g/kg |
m g/kg |
- |
- |
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) |
31550 |
610 |
0,02 |
|
Butylbenzylphthalat (BBP) |
1200 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Diethyl phthalat |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Dimethyl phthalat |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Di-n-butyl phthalat (DBP) |
639 |
530 |
0,83 |
|
Nonylphenoler NPE |
- |
- |
- |
|
Nonylphenol (+ethoxylater) |
Ingen data |
100 |
Ingen data |
|
Chlorbenzener m.m. |
- |
- |
- |
|
Dichlorbenzen, 1,4- |
154 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Phenoler |
- |
- |
- |
|
Methylphenol, 3/4- |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
PAH |
- |
- |
- |
|
Acenaphthen |
115 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Acenaphthylen |
0,2546 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Anthracen |
1,1482 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Benzo(a)anthracen |
0,58 |
23 |
39,42 |
|
Benzo(bjk)fluoranthen |
Ingen data |
59 |
Ingen data |
|
Benzo(ghi)perylen |
0,06 |
17 |
287,65 |
|
Benzo(a)pyren |
0,43 |
43 |
99,65 |
|
Chrysen/Triphenylen |
216 |
34 |
0,16 |
|
Dibenzo(ah)anthracen |
0,04 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Fluoranthen |
76,3 |
67 |
0,88 |
|
Fluoren |
18,7 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
3,37 |
17 |
5,05 |
|
Naphthalen |
33,0 |
Ingen data |
Ingen data |
|
Methylnaphthalener (C1) |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Dimethylnaphthalener (C2) |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Phenanthren |
1,56 |
27 |
17,27 |
|
Pyren |
11,3 |
56 |
4,94 |
|
Trimethylnaphthalener (C3) |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Sum PAH |
Ingen data |
343 |
Ingen data |
|
PCB individuel chlorbiphenyler |
- |
- |
- |
|
PCB #28 |
0,09 |
Ingen data |
Ingen data |
|
PCB #52 |
0,22 |
Ingen data |
Ingen data |
|
LAS |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Antibegroningsmidler |
- |
- |
- |
|
Diuron |
Ingen data |
4,3 |
Ingen data |
|
Irgarol |
Ingen data |
22 |
Ingen data |
|
Monobutyltin |
Ingen data |
Ingen data |
Ingen data |
|
Dibutyltin |
Ingen data |
99 |
Ingen data |
|
Tributyltin |
Ingen data |
96 |
Ingen data |
|
|
|
|
|
455,9 |
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Sønderborg
Lystbådehavn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Fluoranthen, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Phenanthren, Pyren:
Figur 1.2
Bidrag til sumtox for Sønderborg Lystbådehavn fordelt på enkeltstoffer. Kun stoffer
der bidrager med mere end 0,1% er vist i figuren
1.1.3 Århus havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Århus havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Butylbenzylphthalat (BBP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren, PCB #28, PCB #52:
1.1.4 Århus fiskerihavn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Århus fiskerihavn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren, :
1.1.5 Marselisborg lystbådehavn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Marselisborg lystbådehavn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.6 Vejle havn
Tabel 1.3
Samlet risiko fra blanding af metaller, gennemregnet eksempel fra Vejle havn.
Metal |
Økotoksikologisk kriterie1 |
Koncentration i havnesediment (1996)2 |
Brøk |
Samlet |
|
ug/kg |
ug/kg |
- |
- |
Hg |
50 |
300 |
6 |
|
Cd |
100 |
1900 |
19 |
|
Pb |
5000 |
41000 |
8,2 |
|
Cu |
5000 |
46000 |
9,2 |
|
As |
1000 |
9100 |
9,1 |
|
Ni |
5000 |
18000 |
3,6 |
|
Zn |
50000 |
213000 |
4,26 |
|
Cr |
10000 |
21000 |
2,1 |
|
|
61,5 |
|||
1
OSPAR. Agreed Background/Reference Concentrations og Agreed ecotoxicological assessment criteria (EAC). 2 Miljøstyrelsen (2000).Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Vejle havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Butylbenzylphthalat (BBP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.7 Kolding havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Kolding havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Butylbenzylphthalat (BBP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.8 Frederiksholmløbet
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Frederiksholmløbet:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Dichlorbenzen, 1,4-, Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.9 Svanemølle havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Svanemølle havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Dichlorbenzen, 1,4-, Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.10 Prøvestenen
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Prøvestenen:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.11 Åbenrå
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Åbenrå:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Butylbenzylphthalat (BBP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren:
1.1.12 Fåborg lystbåde havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Fåborg lystbåde havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren, :
1.1.13 Odense havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Odense havn:
Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), Butylbenzylphthalat (BBP), Di-n-butyl phthalat (DBP), Acenaphthen, Acenaphthylen, Anthracen, Benzo(a)anthracen, Benzo(ghi)perylen, Benzo(a)pyren, Chrysen/Triphenylen, Dibenzo(ah)anthracen, Fluoranthen, Fluoren, Indeno(1,2,3-cd)pyren, Naphthalen, Phenanthren, Pyren, :
1.2 Metaller
1.2.1 Vejle havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Vejle havn:
Hg, Cd, Pb, Cu, As, Ni, Zn, Cr
Figur 1.3
Bidrag til sumtox for Vejle havn fordelt på enkeltstoffer. Kun stoffer der bidrager
med mere end 0,1% er vist i figuren.
1.2.2 Esbjerg havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Esbjerg havn:
Hg, Cd, Pb, Cu, Ni, Zn, Cr
Figur 1.4
Bidrag til sumtox for Esbjerg havn fordelt på enkeltstoffer. Kun stoffer der bidrager
med mere end 0,1% er vist i figuren.
1.2.3 Århus havn
Følgende stoffer er indkluderet (krav: PNEC og PEC fundet) i sumtox for Esbjerg havn:
Hg, Cd, Pb, Cu, Ni, Zn, Cr
Figur 1.5
Bidrag til sumtox for Esbjerg havn fordelt på enkeltstoffer. Kun stoffer der bidrager
med mere end 0,1% er vist i figuren.
Bilag B
1. Konsekvensvurdering mht. voluminer
1.1 Indledning til afprøvning
Der er gennemført en opgørelse over placeringsbehovet for havnesedimenter i Danmark. Sedimenter fra sejlrenderne til Hirtshals, Hanstholm og Esbjerg er dog ikke medtaget i opgørelsen. Der er anvendt to strategier (baggrundskoncentration og toksicitetsbaseret), og analysen viser krav til datamaterialet og giver en vurdering af sedimentmængderne acceptable bortskaffelse ved klapning til havs, til kystnære depoter og til kontrolleret opbevaring på land.
Der er valgt tre eksempelstoffer ud (kobber, benz(a)pyren og TBT), som indgår med kriterier i undersøgelsen af konsekvenserne af et eksempel og to strategier:
- Som et eksempel på faste kriterieværdier er norske kriterier anvendt
- Anvendelse af eksisterende grænseværdier i alle amter (ca. 2xbaggrund)
- Anvendelse af grænseværdier for toksisk virkning.
Datagrundlaget for analysen er Miljøstyrelsens databaser over indholdet af metaller og miljøfremmede stoffer i klapmateriale. Datagrundlaget for især de miljøfremmede stoffer er meget sparsomt og udgør det største bidrag til usikkerhed for vurderingen af strategiernes betydning for klapningspraksis. Fastsættelsen af kriterieværdier er gennemført på baggrund af litteraturen. Der er fundet meget få værdier for TBT og meget forskellige kriterieværdier i øvrigt (se kapitel 2).
Der er gennemført en sensitivitetsanalyse, hvor sensitiviteten af de beregnede placeringsbehov med hensyn til varierende grænseværdier er beskrevet. Det er fundet, at sensitiviteten på kravene til TBT er meget stor, mens sensitiviteten for kravene til de andre stoffer er tydelig mindre.
Da ikke alle parametre er målt i alle havne er det nødvendigt at indføre estimater hvor der mangler koncentrationsmålinger. Den dermed indførte usikkerhed er søgt belyst ved en sensitivitetsanalyse.
For at kunne vurdere en given strategi med hensyn til de praktiske implikationer er det nødvendigt at konkretisere den overordnede retningslinie (strategi) og derved konkret at angive et skøn på hvor mange tons sediment per år der på landsplan henføres til de valgte placeringstyper.
Til det formål er der udarbejdet en model i form af et regneark, som omfatter en database og en beregningsdel.
Databasen indeholder datagrundlaget og omfatter et katalog over:
- Havnesedimenternes indhold af kritiske stoffer.
- Forventet fremtidigt klapbehov for hver havn.
Databasedelen indeholder beregningerne, der giver vurderingen af behovet inden for de tre valgte placeringsmuligheder.
1.1.1 Datagrundlag
1.1.1.1 Havnesedimenternes indhold af kritiske stoffer.
Koncentrationerne af tungmetaller og miljøfremmede stoffer og det forventede fremtidige klapbehov er angivet i (Miljøstyrelsen, 2000,a) og i (Miljøstyrelsen, 2000,b).
En opgørelse over koncentrationernes niveau i de forskellige amter Danmark er givet som medianværdier i Tabel 1.1.
For de havnebassiner, hvor der mangler målinger er der gennemført et skøn af koncentrationen for dermed at opnå et skøn over alle amternes samlede behov. Da der fra (Miljøstyrelsen, 2000,a) fremgår, at der på nationalt plan ikke findes en anvendelig sammenhæng mellem koncentration af forurende stof og glødetab, havnetype etc. anvendes i denne analyse den relativ simple model, at et amts medianværdi for et bestemt stof kan anvendes som estimat på den tilsvarende koncentration i samme amt eller et amt der ligner mht. sandvandring og stofeksponering. Havne ved østkysten af Jylland og på øerne antages forskellige fra havne fra Vesterhavet/Bornholm. De anvendte modelkoncentrationer fremgår af markeringen (’*) i nedenstående Tabel 1.1. Ved at anvende medianer til denne modellering vil ekstremværdier, ikke præge analysen i særlig grad.
Det samlede antal målinger er derimod vigtigt for usikkerheden af skønnet, fordi et stort antal vil nedbringe antallet af havne, hvor det er nødvendigt at bruge modellerede (mindre sikre) værdier for koncentrationen.
Tabel 1.1
Medianværdier af målinger siden 1995 i havnesedimenterne samlet per amt. For
værdier mærket med * foreligger der ingen målinger i den aktuelle database, derfor er
værdier fra amter skønnet sammenlignelige indsat og brugt ved analysen.
Analyser i havnesedimenter |
mg/kgTS |
mg/kgTS |
mg/kgTS |
% |
(g/kg TS) |
Havn |
TBT |
Cu |
PAH Benz(a) pyren |
tørstof |
Glødetab |
Bornholms Amt |
0,2* |
9,0* |
166,5* |
|
|
Frederiksborg Amt |
191 |
3,4 |
670 |
75,0 |
46,8 |
Fyns Amt |
318,5 |
19 |
820 |
52 |
84 |
Københavns Amt |
126,5 |
186 |
670 |
46 |
113 |
Nordjyllands Amt |
0,2 |
9,0 |
167* |
75,0 |
22,5 |
Ribe Amt |
50 |
88,4 |
167* |
50,1 |
106,5 |
Roskilde Amt |
162* |
68,0* |
485* |
|
|
Storstrøms Amt |
162* |
20,2 |
485* |
54,4 |
72,0 |
Sønderjyllands Amt |
87 |
19 |
167 |
64 |
54 |
Vejle Amt |
162 |
68 |
485 |
29 |
155 |
Viborg Amt |
50* |
12,9 |
166,5 |
72,0 |
95,0 |
Århus Amt |
155 |
2 |
1300 |
80 |
30 |
1.1.1.2 Forventet fremtidigt klapbehov for hver havn.
Amternes og havnenes har gennemført en vurdering over de forventede klapmængder i årene 2001-2003. Middelværdien over disse tre år anvendes til vurderingen. En oversigt per amt er givet i Tabel 1.2.
Det bemærkes, at Københavns Amt ikke har behov for klapning da amtet deponerer alt sediment. Det bemærkes desuden, at der ikke foreligger værdier fra Vestsjællands og Roskilde Amt for klapningsbehov i perioden 2001-2003. Mængderne for sejlrenderne til Hirtshals, Hanstholm og Esbjerg havne er ikke medtaget i denne opgørelse, da det forudsættes, at disse sedimenter har koncentrationer som ligger på baggrundsniveau.
I Miljøstyrelsen (2000a) nævnes at amternes behov for klapning i fremtiden vil variere mellem 1,5 og 0,8 millioner tons/år. I nærværende undersøgelse arbejdes med en mængde på ca. 0,8 millioner tons/år. Dette tal vurderes at ligge indenfor intervallet opgivet af amterne og er dermed egnet som grundlag. Indberetningerne fra amterne til Miljøstyrelsen over klappede mængder har normalt ligget i intervallet 3-5 millioner tons/år. Der antydes i samme rapport at der i opgørelserne muligvis ligger en fejl fra omregning mellem m3 og ton. Der kan dog ligeledes være tale om forskellen mellem forurenet havnesediment og mængden af sediment fra de hurtigt tilsandende sejlrender ved Vestkysten. Denne mængde fra sejlrenderne er, som tidligere nævnt, ikke medtaget i nærværende analyse.
Behovet for deponering i perioden 2001-2003 skønnes tilsvarende til 240.000 tons/år
Tabel 1.2
Amternes årlige klapbehov for havnesedimenter udtrykt som gennemsnittet for det
skønnede behov for årene 2001-2003. Ribe amt er ekskl. oprensning i Grådyb.
Amt |
Klapbehov (ton/år) |
Bornholm |
10.000 |
Frederiksborg |
45.067 |
Fyn |
4.647 |
Københavns |
0 |
Nordjyllands |
56.317 |
Ribe |
2.500 |
Storstrøms |
186.000 |
Sønderjylland |
195.467 |
Vejle |
150.700 |
Viborg |
25.000 |
Århus |
151.400 |
1.1.2 Konsekvenser ved strategier og kriterier
1.1.2.1 Konsekvenser, eksemplificeret ved norske grænseværdier
I det følgende anvendes grænseværdierne fra Norge på konsekvensmodellen for at give et eksempel på hvordan konsekvensmodellen reagerer på konkrete og operationelle værdier fra et naboland. Grænseværdierne og systemet for klassifikation i Norge er beskrevet i afsnit 2.2.4. Opbygningen og virkemåden for beregningsmodellen for behovet inden for forskellige placeringsmetoder (klapning, deponering, etc) er beskrevet i de følgende afsnit og i bilagene.
Grænseværdierne og de resulterende mængder fremgår af følgende Figur 1.1 og Tabel 1.3
Figur 1.1:
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benz(a)pyren) baseret på klassifikation og
grænseværdier fra Norge .
Fra den nedenstående tabel ses, at det er PAH, benz(a)pyren, der stiller de hårdeste krav til placeringen. Kravene til TBT, som ikke er specificeret i Norge, er i denne analyse overtaget fra den danske praksis, som beskrives senere.
Det bemærkes, at de norske værdier give anledning til krav om landdeponering for ca. 200.000 tons/år (Klasse V). Derudover forventes der i dette eksempel ikke materiale, der er så lidt forurenet, at det svarer til Klasse 1 eller Klasse II.
Tabel 1.3
Tabel over resultater for eksemplet fra Norge
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger,
der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc".
f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 10,6 m
g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver
af de tre placeringsmetoder; "rel andel" angiver den relative andel for hver
placeringsmetode; "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold
til det samlede behov.
Norge |
|
KL I |
KL II |
KL III |
KL IV |
KL V |
i alt |
TBT |
|
|
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
9 |
20 |
60 |
76 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
10,6 |
48,8 |
201 |
522 |
5201* |
|
Behov |
ton/år |
66.617 |
175.833 |
559.200 |
10.180 |
15.567 |
827.397 |
rel andel |
% |
8 |
21 |
68 |
1 |
2 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
|
|
36 |
Cu |
|
|
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
79 |
95 |
100 |
100 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
35 |
149 |
203* |
203* |
203* |
|
Behov |
ton/år |
636.447 |
180.950 |
10.000 |
0 |
0 |
827.397 |
rel andel |
% |
77 |
22 |
1 |
0 |
0 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
|
|
51 |
PAH |
|
|
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
0 |
0,4 |
8 |
35 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
43 |
51 |
199 |
501 |
1700* |
|
Behov |
ton/år |
0 |
0 |
283750 |
342533 |
201113 |
827.397 |
rel andel |
% |
0 |
0 |
34 |
41 |
24 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
|
|
7 |
TBT+Cu+PAH |
|
|
|
|
|
|
|
Behov, i alt |
ton/år |
0 |
0 |
275.417 |
347.533 |
204.447 |
827.397 |
rel andel |
% |
0 |
0 |
33 |
42 |
25 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
|
|
4 |
*maximum værdi.
Strategi 1 (baggrundsværdier)
Denne strategi er valgt med udgangspunkt i grænseværdier for stofkoncentration, der traditionelt er blevet anvendt af danske amter ved udstedelser af tilladelser. Værdierne er oftest valgt som 2 gange baggrundsværdien eller som 1-3 gange detektionsgrænsen. Da disse værdier ikke eksisterer for alle amter og da de ikke er éns i de amter, der anvender grænseværdier, er der i denne analyse anvendt de hyppigste værdier.
Parametrene, som den her gennemførte analyse baserer sig på, er valgt ud fra det eksisterende datamateriales omfang og parametrenes potentielle virkning på havmiljøet. Parametrene er TBT, kobber (Cu) og benzo(a)pyren, som er en PAH.
Kriterier for placeringsmetode:
Ved at definere koncentrationsgrænseværdier for hver placeringsmetode dannes et hierarki af placeringstyper, som spænder fra klapning i havområder over kyst/hav deponering til deponering på land under kontrollerede forhold (kontrollerede deponier). For hver koncentration anvises der dermed én placeringsmetode. Grænseværdierne for klapning til havs er valgt efter amternes opgivelser som svarer til ca. 2 gange baggrundsniveauet. Grænseværdien for kontrolleret deponering til lands er ikke angivet for de danske forhold og den er derfor valgt på baggrund af klassifikationer fra USA og Autralien (Long et.al., 1995), (Batley, 1997). For TBT, Cu og PAH ligger disse værdier 50 gange højere end grænseværdien for klapning til havs.
De valgte grænseværdier er givet i nedenstående Tabel 1.4.
Tabel 1.4
Grænseværdier for stofkoncentrationer ved strategi 1 (baggrundsværdier).
Forkortelsen BaP er for stoffet benzo(a)pyren, der er valgt som eksempelstof for PAH.
|
Klapning til havs |
Kyst/hav depot |
Kontrolleret deponering til lands |
TBT (µg/kgTS) |
<6 |
<300 |
=300 |
Cu (mg/kgTS) |
<30 |
<1500 |
=1500 |
BaP (µg/kgTS) |
<250 |
<12500 |
=12500 |
Andre stoffer:
Kun kendte og målte stoffer kan indgå i en vurdering. Andre stoffer og ukendte stoffer skal, så snart der består behov derfor, indarbejdes i vurderingen. Indtil da må de parametre, der indgår i vurderingen, være udvalgt på en sådan måde, at de kan antages at være indikatorparametre for en bred vifte af stoffer.
Konsekvenser, strategi 1 (baggrundsværdier).
I dette afsnit gøres rede for valget af grænseværdier og for de deraf følgende konsekvenserne for mængderne.
Grænseværdien for klapning i erosionsområde er sat til 6 m g/kgTS, svarende til 2 gange baggrundsværdien ved 10% glødetab. Grænseværdien for kontrolleret deponering på land er valgt til 300 m g/kgTS, svarende til ca 100 gange baggrundskoncentrationen. Resultatet er illustreret på og fremgår af Tabel 1.5. Det ses at en betydelig del på ca. 700.000 tons/år forudses skulle deponeres på i kystnære depoter. Da andelen af modelleret mængde er relativ stor, skal skønnet tages med forbehold.
Figur 1.2
Klapbehov for TBT efter strategi 1.
Kobber
Grænseværdien for klapning til havs er sat til 30 mg/kg TS, svarende til 2 gange baggrundsværdien på 15 mg/kg TS. Grænsenværdien mellem klapning og deponering til lands er sat til 100 gange baggrundsværdien, nemlig 1500 mg/kg TS. Ingen af de indmeldte prøver udviste så høje koncentrationer. Maximum har været 203 mg/kgTS . Resultatet er illustreret på Figur 1.4 og fremgår af Tabel 1.5. Der forudses at ca. 600.000 tons kan klappes og at ca. 200.000 tons skal deponeres kystnært.
Figur 1.3
Klapbehov for kobber efter strategi 1.
PAH
Grænseværdien for klapning til havs er sat til 250 m g/kgTS, svarende til 2 gange baggrundskoncentrationen. Grænseværdien for kontrolleret deponering på land er valgt til 12500 m g/kgTS, svarende til ca. 100 gange baggrundsværdien. Den maksimale koncentratione fundet i Danmark har været på 1.700 m g/kgTS. Resultatet er illustreret på Figur 1.5 og i Tabel 1.5. Der forudses at ca. 320.000 tons kan klappes til havs, og at ca. 510.000 tons deponeres kystnært, under forudsætning at PAH kriterierne for benzo(a)pyren gælder alene. Da denne vurdering kun er baseret på 7% målte mængder skal dette resultat tages med forbehold.
Figur 1.4Klapbehov for PAH efter strategi 1.
Samtidig opfyldelse af TBT- , Cu- og PAH kriteriet:
En opgørelse over behovene ved opfyldelse af både TBT- Cu- og PAH kriteriet er givet i Figur 1.6. Det findes, at der ved den kombinerede opgørelse eksisterer 3% målte og tilsvarende 97% modellerede mængder. I alt stiller dette kombinerede kriterie mulighed for ca. 65.000 tons til havs, samt krav om ca. 740.000 tons i kystnært deponeret og ca.20.000 tons til deponering på land.
Figur 1.5
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benzo(a)pyren) efter strategi 1.
Tabel 1.5
Tabel over resultater for strategi 1.
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger,
der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc".
f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 11 m
g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver
af de tre placeringsmetoder, "rel andel" angiver den relative andel for hver
placeringsmetode, "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold
til det samlede behov.
Strategi 1 |
|
Klapning til havs |
Kyst/hav depot |
Deponering på land |
i alt |
TBT |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
9 |
72 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
6,0 |
300,0 |
5.201* |
|
Behov |
ton/år |
66.617 |
741.567 |
19.213 |
827.397 |
rel andel |
% |
8 |
90 |
2 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
40 |
Cu |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
74 |
100 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
30 |
1.500 |
203* |
|
Behov |
ton/år |
626.447 |
200.950 |
0 |
827.397 |
rel andel |
% |
76 |
24 |
0 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
51 |
PAH |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
12 |
100 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
250 |
12.500 |
1.700* |
|
Behov |
ton/år |
317.083 |
510.313 |
0 |
827.397 |
rel andel |
% |
38 |
62 |
0 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
7 |
TBT+Cu+PAH |
|
|
|
|
|
Behov |
ton/år |
60.617 |
747.567 |
19.213 |
827.397 |
rel andel |
% |
7 |
90 |
2 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
3 |
* maximum værdi.
Den største usikkerhed ligger i manglende analyse data især for PAH (benzo(a)pyren) men også for TBT. For disse to stoffer kendes der kun målte koncentrationer for hhv. 3% og 40% af de forventede sedimentmængder.
Analysen for det kombinerede kriterie for alle tre parametre er domineret af usikkerheden på PAH, i dette tilfælde bemnzo(a)pyren. Derfor må datagrundlaget for denne parameter udbygges som første prioritet. Som anden prioritet skal flere analyser af TBT i databasen. Den mindst kritiske parameter er kobber. At der ikke findes kobber-koncentrationer i det meget høje regime, skyldes sandsynligvis, at analyserne er fra sedimenter, der har opnået en klapningstilladelse. Flere eksisterende kobber målinger kan tilføjes databasen, men ændrer næppe på sediment placeringen. Andre tungmetaller som bly og krom kan medtages og kan forventes at have betydning i enkelte havne. For den nationale opgørelse forventes mindre påvirkning.
Derudover ligger der en usikkerhed i stoffet LAS, som slet ikke er medtaget i denne analyse fordi det er antaget, at miljøvirkningen af LAS er af mindre graverende art end for de andre tre valgte stoffer.
Den gennemførte opgørelse er præget af parameteren PAH. Det påpeges, at sensitiviteten evt. kan ændre sig betydeligt når et større datagrundlag er etableret.
Opgørelsen udviser næststørst afhængighed af TBT. Grænseværdier for kyst/hav deponering er meget lidt sensitiv i intervallet mellem 200 og 1500 m g/kgTS.
For kobber udvises en moderat sensitivitet for grænseværdien for klapning. En moderat ændring af grænseværdien vil have en sammenlignelig relativ ændring af den klappede sedimentmængde til følge. Da alle koncentrationer ligger under grænsen for landdeponering har denne grænseværdi ingen sensitivitet.
I alt er sensitiviteten af analysen relativ lille overfor moderate ændringer af grænseværdierne.
1.1.2.2 Strategi 2 (toksicitet)
Denne strategi anvender som grænseværdier eksisterende viden om giftvirkning på relevante organismer i havmiljøet - stoffets toksiske virkning. Valget af grænseværdierne bygger på undersøgelser fra USA (Long et.al., 1995) og Australien (Batley, 1997), samt VKI (1998). For TBT, Cu og PAH ligger værdierne for deponering i kyst/hav zonen 10 gange højere end grænseværdien for klapning til havs.
De valgte grænseværdier er givet i nedenstående Tabel 1.6:
Tabel 1.6
Grænseværdier for stofkoncentrationer ved strategi 2 (tox). Forkortelsen PAH er i
denne tabel brugt for stoffet benzo(a)pyren.
|
Klapning til havs |
Kystnært depot (CAD/CDF) |
Kontrolleret deponering til lands |
TBT (µg/kgTS) |
<1* |
<10 |
=10 |
Cu (mg/kgTS) |
<50 |
<500 |
=500 |
PAH (µg/kgTS) |
<500 |
<5000 |
=5000 |
* foreslået SKK for Danmark
Beskrivelsen af datakrav og deponering er de samme som for strategi 1.
Konsekvenser, strategi 2 (toksicitet)
TBT
Resultatet er illustreret på Figur 1.6 og Tabel 1.. Det ses at en mindre del på ca. 65.000 tons/år forudses deponeret til havs mens ca. 760.000 tons/år skal landdeponeres.
Figur 1.6
Klapbehov for TBT efter strategi 2.
Kobber
Resultatet er illustreret på Figur 1.7 og fremgår af Tabel 1.7. Der forudses at ca. 650.000 tons kan klappes og at ca. 175.000 tons skal deponeres kystnært.
Figur 1.7
Klapbehov for kobber efter strategi 2.
PAH
Resultatet er illustreret på Figur 1.8 og i Tabel 1.7. Der forudses at ca. 625.000 tons kan klappes til havs, at 200,000 tons kan klappes i kystnære depoter, og der forudses ingen deponering på land, under forudsætning at PAH kriterierne for benzo(a)pyren alene gælder. Da denne vurdering kun er baseret på 7% målte mængder skal dette resultat tages med forbehold.
Figur 1.8
Klapbehov for PAH efter strategi 2.
Samtidig opfyldelse af TBT- , Cu- og PAH kriteriet:
En opgørelse over behovene ved opfyldelse af både TBT- Cu- og PAH kriteriet er givet i Figur 1.9. Det findes, at der ved den kombinerede opgørelse eksisterer 2% målte og tilsvarende 98% modellerede mængder. I alt stiller dette kombinerede kriterie krav om ca. 65.000 tons til klapning til havs og ca.760.000 tons til kontrollerede landdepoter per år.
Figur 1.9
Klapbehov for både TBT, Cu og PAH(benzo(a)pyren) efter strategi 2.
Tabel 1.7
Tabel over resultater for strategi 2.
"Fraktil", Konc": Samhørende værdier for procentdel af alle målinger,
der har en koncentration, der er mindre end den angivne i rækken for "Konc".
f.eks. gælder for TBT at 9% af alle målinger er mindre end 11 m
g/kgTS. "Behov" angiver det forventede placeringsbehov (i tons/år) ud for hver
af de tre placeringsmetoder, "rel andel" angiver den relative andel for hver
placeringsmetode, "dækning" angiver den relative andel af målinger i forhold
til det samlede behov.
Strategi 2 |
Enhed |
Klapning til havs |
Kyst/hav depot |
Deponering på land |
i alt |
TBT |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
4 |
9 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
1,0 |
10,0 |
5.201* |
|
Behov |
ton/år |
66.617 |
0 |
760.780 |
827.397 |
rel andel |
% |
8 |
0 |
92 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
40 |
Cu |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
86 |
100 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
50 |
203* |
203* |
|
Behov |
ton/år |
654.197 |
173.200 |
0 |
827.397 |
rel andel |
% |
79 |
21 |
0 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
51 |
PAH |
|
|
|
|
|
Fraktil |
% |
35 |
100 |
100 |
|
Konc. |
ug/kgTS |
500 |
1700* |
1.700* |
|
Behov |
ton/år |
626.283 |
201.113 |
0 |
827.397 |
rel andel |
% |
76 |
24 |
0 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
7 |
TBT+Cu+PAH |
|
|
|
|
|
Behov, begge |
ton/år |
66.617 |
0 |
760.780 |
827.397 |
rel andel |
% |
8 |
0 |
92 |
100 |
dækning |
% |
|
|
|
2 |
* maximum værdi.
I modsætning til strategi 1 ligger den største usikkerhed her i manglende analyse data især for TBT men også for PAH (benzo(a)pyren). For disse to stoffer kendes der kun målte koncentrationer for hhv. 40% og 7% af de forventede sedimentmængder. Grænseværdierne for TBT er så lave, at en stor del af sedimentmængderne skal i kystnær depot.
Analysen for det kombinerede kriterie for alle tre parametre er domineret af usikkerheden på TBT. Derfor må datagrundlaget for denne parameter udbygges som første prioritet. Som anden prioritet skal flere analyser af PAH i databasen. Den mindst kritiske parameter er kobber.
Sensitiviteten er styret af de lave grænseværdier for TBT. Næsten alle målinger ligger over disse niveauer. Derfor reagerer grænseværdien for klapning meget sensitivt overfor en hævning af grænseværdien, hvorimod en yderligere sænkning ikke vil have store konsekvenser. Grænseværdien for landdeponering udviser samme høje sensitivitet. For PAH viser det sig, at sensitiviteten ikke er stor, selv om usikkerheden er betydelig på grund af det lille datagrundlag. For kobber udvises en moderat sensitivitet for grænseværdien for klapning. En moderat ændring af grænseværdien vil have en sammenlignelig relativ ændring af den klappede sedimentmængde til følge. Da alle koncentrationer ligger under grænsen for landdeponering har denne grænseværdi ingen sensitivitet. I alt er sensitiviteten af analysen relativ stor overfor små ændringer af grænseværdierne især på TBT.