|
Vurderingsstrategier i forbindelse med håndtering af forurenede sedimenter 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.
|
