| Indhold |
Miljøprojekt, 632 , 2000
Nyttiggørelse af havneslam og sediment fra sejlrender
Indhold
Dette projekt om nyttiggørelse af havneslam og sediment fra sejlrender er et ud af 5
projekter, som Miljøstyrelsen har igangsat i 2000 med henblik på at belyse karakteren,
omfang og kilder til forurening af sediment fra havne og åbne farvande. Titlerne på de
øvrige projekter er: Organiske miljøfremmede stoffer og tungmetaller i havsedimenter;
Karakterisering af havnesedimenter vha. biotest; Vurderingsstrategier i forbindelse med
håndtering af forurenede sedimenter og Projekt for bortskaffelse af havnesediment.
Projekterne skal endvidere belyse vurderingsstrategier, biotests, håndtering, deponering,
rensning og nyttiggørelse af sedimenterne.
Dette projekt omhandler:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Status vedrørende nyttiggørelse af sediment fra havne og sejlrender samt viden og
erfaringer vedr. separering og rensning af havneslam |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | De vigtigste erfaringer, både i Danmark og i udlandet |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Strategi og tekniske løsninger, der kan fremme nyttiggørelsen |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Vurdering af prøvetagningsstrategier i forhold til havne/sejlrender |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Vurdering af hovedkilder til forureningen af havneslam |
Projektet er udarbejdet af Carl Bro as og har været fulgt af en styregruppe med
repræsentanter fra Fyns Amt, Skov- og Naturstyrelsen, Sammenslutningen af danske Havne og
Miljøstyrelsen.
Styregruppens medlemmer takkes for et konstruktivt samarbejde under udførelsen af
projektet. Desuden takkes medarbejdere hos en række amter, havne, Vejdirektoratet, Skov-
og Naturstyrelsen og Kystinspektoratet for oplysninger.
Nyttiggørelse af sediment fra havne og sejlrender er reguleret af en række love.
Generelt er den overordnede intention at fremme nyttiggørelsen.
Ifølge havmiljøloven og råstofloven skal myndighederne arbejde for en nyttiggørelse
af materialer fra gravearbejder på havbunden. Dette har bl.a. medført, at sådanne
råstoffer er fritaget for den faste råstofafgift (5,00 kr. pr m3) i henhold
til lov om afgift af affald og råstoffer.
Hvis de havbundsmaterialer, der opgraves, skal nyttiggøres som råstoffer, er der
formelt tale om en råstofindvinding på havbunden. Godkendelse og tilladelse kan udstedes
af Miljø- og Energiministeriet ved Skov- og Naturstyrelsen.
Hvis uforurenet sediment skal anvendes til kystbeskyttelse, kræver det en tilladelse
fra Kystinspektoratet.
I forbindelse med vurdering af forurening af havneslam har der været mest fokus på
tungmetaller. En række undersøgelser peger dog på, at belastningen med tungmetaller er
aftagende, idet nye tillejringer i en række havne har vist sig at være kun diffust
belastede, mens der er et stort problem med belastningen af havneslam med miljøfremmede
stoffer, ikke mindst biocider fra skibsmaling.
Der er lavet flere forsøg på opsporing af kilder til forurening af havneslam, men det
har været meget vanskeligt at opnå et entydigt billede. Hovedkilden for tungmetaller kan
dog ofte henføres til en bestemt aktivitet, f.eks. en bestemt industri, bejdsning af korn
eller værftsaktivitet.
Ifølge Klapbekendtgørelsen kan amterne anvise særlige prøveudtagnings- og
analysemetoder til at vurdere materialets forureningsgrad. Prøvetagning kan udelades,
hvis amtet anser det for åbenbart, at materialet ikke er forurenet.
I næsten alle amter er der foretaget undersøgelse af tungmetaller i havnesedimenter i
forbindelse med klaptilladelser. Seks amter har foretaget undersøgelser for
antibegroningsmidler. Større undersøgelser af organiske miljøfremmede stoffer er kun
blevet foretaget af Lillebæltsamterne og Århus Amt.
Analyseomkostninger til analyse af havne for miljøfremmede stoffer, inkl. biocider og
deponering af biocidforurenet havneslam, vil udgøre en væsentlig økonomisk belastning
af mange mindre havnes økonomi, idet det må forventes, at kravene til analyse af
havnesediment for miljøfremmede stoffer skærpes. Desuden må det forventes, at de nye
analyser afdækker nye tilfælde af forhøjede koncentrationer af biocider. Denne
problemstilling bør vurderes nærmere, herunder hvilke og hvor mange havne det drejer sig
om, hvilke stoffer det drejer sig om, hvad er kilderne, samt hvad kan der gøres for at
afhjælpe problemerne.
Den mulige nyttiggørelse er i det væsentlige begrænset til sandede materialer med et
organisk indhold på under 3-4%, eksempelvis fra havne og sejlløb på Vestkysten.
Generelt har sand, hentet fra oprensning af sejlrender og havne, vanskeligt ved
prismæssigt at kunne konkurrere med sand fra råstofgrave. Anvendelsen begrænses af de
forholdsvis få erfaringer med nyttiggørelse og problemet med at koordinere oprensningen
med anvendelsen, herunder de komplicerede og fordyrende forhold ved etablering af
mellemdepoter.
Transportomkostningerne vurderes at være den vigtigste begrænsende faktor for
nyttiggørelsen. Den øvre grænse for rentabiliteten for transport af sand fra oprensning
til anvendelse ved bundsikring i.f.m. motorvejsbyggeri, som er en af de væsentligste
potentielle anvendelsesmuligheder, vurderes til at være ca. 30 km. Transportomkostninger
til søs er tilsvarende en kraftig begrænsende faktor, idet der regnes med en typisk
udgift på ca. 1 kr./m3/sømil. Det er således ofte for dyrt at sejle oprenset
sand til et eksisterende sandindtagningsanlæg i en anden havn.
Anvendelse af sediment fra oprensning af sejlrender og havne til opfyldninger i havne
og kystfodring er mindre kompliceret at gennemføre og er mere udbredt end anvendelse til
andre anlægsformål. Det skyldes blandt andet, at nyttiggørelsen mere er drevet af
behovet for at "gøre noget ved" materialet end en efterspørgsel efter det, og
at "problem-ejeren" med krav om uddybning er den samme, som ejer og planlægger
udbygningen af havneområderne.
Når havnesediment vurderes som uegnet til at klappe, skal det deponeres miljømæssigt
forsvarligt i specialdepot. Ved deponering på land er den optimale deponeringsplacering
bag tætte vægge eller dæmninger under vand og uden gennemsivning af sur iltrig nedbør,
således at størstedelen af forureningen er bundet i sedimentet. Det er samtidigt
vigtigt, at depotområdet afsluttes som et nyttigt landområde. Det bløde slam, som
typisk kan have et vandindhold på 200-300 %, konsolideres normalt ved at der successivt
overlejres tynde sandlag. Ved afsluttende sandbelastning suppleret med etablering af
lodrette dræn i et tæt mønster, kan selv områder med blødt slam ende som nyttige
arealer, der kan efterbehandles ved såning af græs eller ved etablering af en
belægning.
En fraktionering af sedimentet, i en uforurenet (sand-) fraktion og en finkornet
forurenet fraktion til rensning eller deponering, vil indebære et mindre behov for
depotkapacitet til det forurenede materiale og en sandfraktion, der nemmere og billigere
kan nyttiggøres.
Erfaringer med separering og rensning af havneslam stammer hovedsagelig fra store havne
som Hamborg og Rotterdam, hvor der er anvendt mekaniske metoder, mens separering og
rensning af havneslam endnu ikke er gennemført i Danmark. Det vurderes, at anlæg til
separering og nyttiggørelse under danske forhold også bør baseres på mekanisk
behandling.
Det vurderes, at der er behov for et omfattende udviklingsarbejde, før metoderne kan
finde udbredt anvendelse i Danmark. Det drejer sig primært om at finde ud af, om det
fraseparerede sand er så rent, at det kan bruges vilkårlige steder, eller om det kræver
en efterfølgende kemisk behandling for at fjerne den resterende forurening.
Endvidere er omkostningerne i forbindelse med separering og rensning store i forhold
til de nuværende deponeringsmetoder. Det er derfor vigtigt, at havnene i så stor
udstrækning som muligt reserverer områder til fremtidig nyttiggørelse/deponering af de
oprensede materialer fra havnebassiner og sejlrender.
Et mobilt anlæg, som flere havne kan være med til af finansiere, kan være et af
midlerne til at gøre separering konkurrencedygtig overfor "simpel" deponering.
Separering må dog antages kun at blive konkurrencedygtig, hvis det kombineres med
depotfaciliteter, således at der kan oprenses med effektivt udstyr, når dette kræves,
mens separeringen kan foregå i døgndrift.
Beneficial use of sediments from dredging in harbours, channels and fairways in Denmark
is regulated by a number of laws. The general intention is facilitation of beneficial use.
According to the Danish act on the Marine Environment and Raw Materials, the
authorities have to encourage beneficial use of sediments from marine dredging. To fulfil
this purpose the act on taxes on Waste and Raw Material states that materials from
dredging are suspended from the general Danish tax on raw materials (5,00 DKK/m3).
If sediment from dredging is used for beneficial purposes, it is raw material
reclamation according to the act on Raw Materials and requires permission from the
Ministry of Environment and Energy by the National Forest and Nature Agency.
There is also a possibility for beneficial use of unpolluted sediment for coastal
protection. This requires a permission form the Directorate of Coastal Protection.
When evaluating the level of pollution in harbour sediment, focus in Denmark has been
on heavy metals. However, a number of recent investigations show that the heavy metal load
on the harbours is decreasing, as newly sedimented material in harbours only shows signs
of diffuse pollution, while the pollution with organic contaminants, not at least biocides
from ship paintings, is a major problem.
Many attempts have been made on making a precise description of the sources of
pollution, but it is often difficult to get a clear picture. Often the main source of a
heavy metal pollution of harbour sediment is an activity in the harbour area, e.g. a
specific industry, treatment of seeds with fungicides or shipyards.
According to the Danish Regulation on Marine Disposal of Dredged Material, the regional
authorities (Counties) can give instruction on sampling and analysis of sampled material
to the parties responsible for dredging and marine disposal, in order to get a picture of
the level of pollution of the dredged material. The County can decide that sampling is not
necessary, if the possibility of the dredged material being polluted is very low.
Danish Counties normally require analysis for heavy metal in dredged material for
marine disposal. Seven counties have completed investigation on biocides from ship
paintings. More extensive investigations have been completed by the counties around the
Little Belt and Aarhus County.
The cost of making analysis for organic contaminants and biocides from ship paintings
is high as is handling and disposal of dredged material polluted by these contaminants.
This cost is expected to be a major economical strain on many small harbours, as the
requirements for analysis for organic contaminants and biocides in dredged material
increase.
It also has to be expected that new investigations of harbour sediments will show that
organic contaminants and biocides contaminate more harbours. This problem has to be
evaluated further, including topics such as which and how many harbours have the problem,
what are the sources of pollution, and which mitigation measures can be used.
The possibilities of beneficial use of sediments from dredging are concentrated on
sandy sediments with a low content of organic matter (< 3-4%), e.g. from harbours and
fairways on the west coast of Jutland.
In general, sand from dredging of harbours, channels and fairways is more expensive
than sand from gravel pits because the cost of handling, transportation and temporary
storage. The beneficial use of dredged material is also limited by the limited experiences
and the need for complicated logistics.
Cost of transportation is evaluated as the most limiting factor for beneficial use. An
important potential use of sand from dredging is the building of highways, and as a
general rule sand from dredging will not be competitive with sand from gravel pits if
transport exceeds 30 km. Also at sea, transport cost is a major limiting factor for
beneficial use of dredged material - the typical cost is ca. 1 DKK/m3/nautical
mile.
Use of sediments from dredging in harbours, channels and fairways for the elaboration
of new harbour areas and for coastal protection is less complicated and more widespread in
Denmark than other types of beneficial use. An explanation is that the beneficial use is
more driven of the need "to do something" with the dredged material, than a
demand for it. At the same time the person who owns the harbour area and plans the
extension of it, is the same who owns the need to do something with the sediment.
When harbour sediment is considered unfit for marine disposal, it has to be disposed at
land in a placement site. To ensure that most of the pollutants stay in the sediment, the
optimum place is behind sealed walls, under the water level and without infiltration of
acid precipitation saturated with oxygen. It is also important to have a beneficial use of
the area after its use as a disposal site. Dredged material from harbours normally has a
high content of water (2-3 times its content of dry matter). A covering with thin layers
of sand can consolidate it. When the final covering of the area with sand is supplemented
with vertical drainage tubes, even areas used for disposal of soft dredged material can
end as valuable land, after it has been covered with grass or asphalt.
Separation of contaminated dredged material in a sand fraction that meets criteria for
beneficial use and a fraction for disposal at a placement site fulfils both an objective
of increasing the possibilities of beneficial use of dredged material and an objective of
reducing the need for new placement sites.
Some of the largest European harbours, Hamburg and Rotterdam, have practical experience
with separation and cleaning of contaminated dredged material, while no installations for
separation and cleaning of contaminated dredged material have been made in Denmark until
now. It is assessed that an installation for separation and cleaning of contaminated
dredged material in Denmark has to be based on mechanical methods as in Hamburg and
Rotterdam.
It is evaluated that there is a need for a comprehensive adjustment and elaboration of
methods to make them fit for Danish conditions, before an successful plant for separation
and cleaning of contaminated dredged material can be reality in Denmark. An important
question to answer is whether the sand fraction can meet the criteria for beneficial use,
or if a subsequent chemical treatment is necessary before the sand meets the criteria for
beneficial use.
Further the costs in connection with separation and cleaning of contaminated dredged
material is substantial compared with disposal in a placement site. Also for that reason
it is important that harbours reserve areas for the future disposal of contaminated
dredged material.
A mobile installation, financed by several harbours could be one of the means to make
separation competitive compared to a "simple" disposal in a placement site.
There is also a need for areas for temporary storage of cleaned sand from the separation
plant, to make it possible to work continuously, as this is a precondition for economical
efficiency of such a plant.
De danske regler, der kan få betydning ved håndtering af havnesediment, er
mangeartede og afspejler, dels opdelingen mellem søterritoriet på lave og større
dybder, dels opdelingen mellem hav og land med de heraf følgende skiftende kompetencer
for de forskellige myndigheder.
Af internationale aktiviteter af betydning for håndteringen af havnesediment, skal
peges på de internationale havkonventioner, herunder Nordsøkonferencerne samt OSPAR-
(Oslo og Paris Konventionerne er slået sammen til en konvention) og Helsingfors
Konventionerne. Med disse aftaler har Danmark internationalt forpligtet sig til
reduktioner af skadelige stoffer til havmiljøet. Dette gælder også direkte udledninger
via klapning af havnesedimenter. (Miljøstyrelsen 1998a)
Overordnet regulerer havmiljøloven (Lov 476/1993 om beskyttelse af havmiljøet)
aktiviteter, der kan indebære fare for sundheden, havets natur- og kulturværdier, være
til gene for anden retmæssig udnyttelse af havet eller forringe rekreative værdier eller
aktiviteter. Havmiljøloven indeholder et generelt forbud mod dumpning af stoffer eller
materialer (§25), men der gælder dog særlige regler for dumpning (klapning) af optaget
havbundsmateriale.
Klapning af optaget havbundsmateriale reguleres efter klapbekendtgørelsen
(Bekendtgørelse nr. 975 af 19/12 1986, Bekendtgørelse om dumpning af
havbundsmateriale/klapning). Klaptilladelse skal foreligge inden gravearbejdet
påbegyndes, og behandles af det amt i hvilket klappladsen er beliggende, hvilket bør
være det samme amt som gravearbejdet udføres i. Amtsrådet kan meddele tilladelse til
klapning, såfremt havbundsmaterialet alene indeholder uvæsentlige mængder og
koncentrationer af visse nærmere angivne forurenende stoffer (bilag 1 og 2). I
internationale naturbeskyttelsesområder (EF-fuglebeskyttelsesområder og
habitatområder), samt i områder med en vanddybde under 6 meter kræves
miljøministerens (Skov- og Naturstyrelsens) samtykke til tilladelsen.
En klaptilladelse kan højest gælde i 5 år.
Forud for en tilladelse til klapning skal Fiskeridirektoratet, Farvandsvæsenet, samt
Skov- og Naturstyrelsen høres.
Ifølge havmiljøloven (bilag 1, pkt. C4) og råstofloven (formål) skal
miljømyndighederne arbejde for en udnyttelse af råstoffer fra gravearbejder på
havbunden. Dette har bl.a. medført, at sådanne råstoffer er fritaget for den faste
råstofafgift (5,00 kr. pr m3) i henhold til lov om afgift af affald og
råstoffer.
Ønsket om øget genanvendelse skyldes et ønske om, at der spares på
råstofforekomsterne, ligesom havmiljøet spares for de effekter, der kan være en følge
af både råstofindvinding og klapning.
Af Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse 1999 fremgår således under overskriften
"Nyttiggørelse af affaldsmaterialer fra havbunden": Skov- og Naturstyrelsen
drøfter i sin sagsbehandling med andre myndigheder og havneejere, hvilke muligheder der
er for, at materialer, der optages ved uddybning eller oprensning fra havbunden,
sejlrender m.m., kan nyttiggøres som råstof i anlægsarbejder eller industrien (Miljø-
og Energiministeriet 1999).
Hvis de havbundsmaterialer, der opgraves, skal nyttiggøres som råstoffer, er der
formelt tale om en råstofindvinding på havbunden. Dette indebærer, at en godkendelse af
indvindingsmateriel og tilladelse til indvindingsområde (områdetilladelse) efter
råstofloven er påkrævet. Godkendelse og tilladelse kan udstedes af Miljø- og
Energiministeriet ved Skov- og Naturstyrelsen.
Tilladelse til nyttiggørelse af oprensnings- og uddybningsmateriale meddeles efter de
samme bestemmelser som almindelig råstofindvinding, men adskiller sig ved, at
indvindingsområdet som regel allerede er påvirket af menneskelig aktivitet, f.eks. i
havne og sejlrender. Der er derfor normalt ikke behov for de samme miljømæssige
undersøgelser og vurderinger, som ved øvrige indvindingstilladelser. Tilladelse eller
afslag meddeles sædvanligvis efter en kulturhistorisk vurdering af indvindingsområdet,
og efter det berørte amt og kystinspektoratet har vurderet de forurenings- og
kystbeskyttelsesmæssige aspekter.
En områdetilladelse kan gives for en periode på indtil 10 år.
Hvis forurenet havsediment anvendes som råstof ved anlægsarbejder, kræves der som
udgangspunkt de samme myndighedsbehandlinger, godkendelser og tilladelser som ved
deponering.
I forbindelse med en nyttiggørelse som råstof skal sedimentet mellemdeponeres og
afvandes, og der stilles store arealkrav til dette formål. Det er vanskeligt at finde
arealer til formålet, da aktuelle områder ofte er omfattet af strandbeskyttelseslinier,
Naturbeskyttelseslovens §3 mv., så der kræves tilladelse fra amtet.
Uforurenet sediment bestående af sand eller grus kan tænkes anvendt til
kystbeskyttelse ved kyst- eller strandfodring, ved udlægning på vanddybder mindre end 6
meter. Dette kræver en tilladelse fra Kystinspektoratet i henhold til trafikministeriets
bekendtgørelse nr. 352 af 6. maj 1994 om Kystinspektoratets beføjelser eller i henhold
til statens højhedsret over søterritoriet. Kystinspektoratet hører altid amtsrådet i
kystfodringssager. Endvidere kræver det en råstofindvindingstilladelse fra Skov- og
Naturstyrelsen.
Råstoffer, der indvindes til strandfodring, er fritaget for råstofafgift i henhold
til lov om afgift af affald og råstoffer (Lov nr. 838 af 19. december 198, ff. lovbek.
nr. 570 af 3. august 1998.).
For de anlæg mv., som falder uden for planlovens anvendelsesområde, findes der i
varierende omfang andre regler om miljøkonsekvensvurderinger. Dette har siden 1988 været
tilfældet, for så vidt angår anlæg på søterritoriet hørende under trafikministerens
kompetenceområde - men tilsyneladende med begrænset anvendelse. Nyere krav om
miljøkonsekvensvurdering for vandbaserede aktiviteter omfatter råstofindvinding på
havet, udnyttelse af råstoffer i undergrunden, klapning, rørledninger og
hurtigfærgeruter.
(Center for Samfundsvidenskabelig Miljøforskning v. Aarhus Universitet og
Forskningscentret for Skov & Landskab September 1998.)
Der skal udarbejdes en vurdering af de miljømæssige konsekvenser ved
råstofindvindinger i henhold til bekendtgørelse om miljømæssig vurdering af
råstofindvinding på havbunden (VVM), men indvinding af materialer, der fremkommer i
forbindelse med oprensning og uddybning, og som nyttiggøres som råstoffer, er specifikt
undtaget. Denne redegørelse skal udarbejdes ved råstofindvinding i
EF-fuglebeskyttelsesområder, -habitatområder og Ramsarområder, ved indvindinger på
mere end 1 mio. m3 pr år eller 5 mio. m3 i alt samt ved
indvindinger, der vurderes at påvirke miljøet i væsentlig grad. Det fremgår heraf, at
der ikke normalt er krav om en VVM-redegørelse, idet de mulige nyttiggjorte mængder pr.
lokalitet er væsentlig mindre end nævnt ovenfor, og idet havne og sejlrender sjældent
er omfattet af nogen beskyttelsesområder.
Hvis havneslam skal separeres eller på anden måde behandles på land, vil et sådant
anlæg sandsynligvis falde ind under samlebekendtgørelsens krav om udarbejdelse af en
VVM-redegørelse som "Anlæg til bortskaffelse af giftigt og farligt affald ved
forbrænding, kemisk behandling eller deponering" i VVM-direktivets bilag I
(Bekendtgørelse nr. 428 af 2. juni 1999 om supplerende regler i medfør af lov om
planlægning).
Begrebet "giftigt og farligt affald" er ikke nærmere angivet i direktivet,
men i en afgørelse fra Naturklagenævnet om deponering af havneslam øst for Lynetten i
Københavns Kommune blev det besluttet, at havneslammet bl.a. på grund af indholdet af
tungmetaller måtte betegnes som giftigt og farligt i relation til VVM-bestemmelserne.
(NKO nr. 71.1995.)
Oplag, dvs. opbevaring indtil deponering eller anden anvendelse er ikke omfattet af
samlebekendtgørelsens bilag 1 (bekendtgørelse nr. 428 af 2. juni 1999 om supplerende
regler i medfør af lov om planlægning), men af bekendtgørelsens bilag 2, hvilket
indebærer, at oplag kun under visse omstændigheder omfattes af VVM-bestemmelserne.
(Vejledning om planloven, Miljø- og Energimin. vejl. nr. 187 af 14. november 1996)
Anlæg til behandling af havsediment på landjorden vil desuden skulle godkendes efter
miljøbeskyttelseslovens kapitel 5 vedrørende forurenende virksomhed.
De internationale havkonventioner omfatter Nordsøkonferencerne, OSPAR Konventionen
og Helsingfors Konventionen (HELCOM). Med disse aftaler har Danmark internationalt
forpligtet sig til reduktioner af tilførslen af skadelige stoffer til havmiljøet. Dette
gælder også en frigivelse af skadelige stoffer via klapning af havnesedimenter
(Miljøstyrelsen 1998a).
I London Konventionen nævnes nyttiggørelse af oprenset sediment specifikt. London
Konventionen (Convention on the Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and
Other Matter) fra 1972 er global, med tilslutning fra 75 lande. Der er udarbejdet
retningslinier for implementering af konventionen (Dredged Material Assessment Framework),
der foreskriver at nyttiggørelse, eller behandling af materialet så nyttiggørelse er
mulig, skal indgå i overvejelserne.
I OSPAR Konventionens retningslinier for håndtering af klapmateriale (OSPAR Guidelines
for the Management of Dredged Material, 1998) understreges det, at nyttiggørelse af
materialet bør overvejes, selvom det er vurderet egnet til klapning.
I retningslinierne for håndtering af klapmateriale i Helsingfors Konventionen (Revised
Guidelines for the Disposal of Dredged Spoils) nævnes muligheden for nyttiggørelse af
ressourcen, men ikke som et krav ("- opportunities should be taken to encourage the
productive use of dredged spoil."). Helsingfors Konventionens bilag til
retningslinier for håndtering af klapmateriale er, med mindre modifikationer, svarende
til bilag til retningslinierne i OSPAR Konventionen.
I Belgien er oprenset materiale fra sejlrender, kanaler og havne betragtet som en
speciel form for affald og skal håndteres i henhold til regelsættet for
affaldshåndtering.
Den tyske politik går ud på at anvende landdeponering, hvis en vurdering af
alternativer viser, at denne form for "slutanbringelse" er den mest acceptable.
På den anden side vil en vis belastning af det oprensede materiale ikke udelukke
dumpning.
I Hollands reguleres håndteringen af oprenset materiale af den hollandske lov om
havforurening. Det generelle princip i denne lov er forbuddet mod tilførsel til havet af
affaldsstoffer. Dette betyder, at klapning af let belastet oprenset materiale forudsætter
en tilladelse i henhold til loven om havforurening.
(International Association of Dredging Companies 1997)
I dette afsnit gennemgås de stoffer, som findes i havneslam, og kilderne til
forureningen.
De stoffer, der findes som forurening i havneslam, kan opdeles i
plantenæringsstoffer, tungmetaller, olie og (andre) miljøfremmede stoffer. Indholdet af
plantenæringsstoffer vurderes at udgøre et mindre problem i nyttigørelsessammenhæng og
omtales ikke nærmere.
Der udføres i forbindelse med ansøgning om tilladelse til klapning ofte analyser
for indholdet af tungmetaller. Tungmetalniveauet varierer meget alt efter havbundens
"historie", indhold af organisk materiale, kornstørrelse og optagningsstedets
beliggenhed. De højeste værdier findes typisk i de inderste, beskyttede dele af havne,
mens sandholdigt materiale har et lavt indhold af tungmetaller.
I tabel 2.1 er angivet de intervaller, som tungmetaller i de fleste klapmaterialer
befinder sig inden for. Det er vigtigt at være opmærksom på, at der er store
variationer i tungmetalindholdet inden for et optagningsområde - både fra havneafsnit
til havneafsnit og med varierende dybde. Hertil kommer prøvetagnings- og
analyseusikkerheder.
Tabel 2.1
Tungmetaller i klapmateriale angivet som intervaller (Miljøstyrelsen 1994).
Mg/kg TS |
Hg |
Cd |
As |
Cr |
Cu |
Sn |
Ni |
Zn |
Pb |
Min. |
0.005 |
0,02 |
0,39 |
0,1 |
0,71 |
0,1 |
0,58 |
1,6 |
1,1 |
Max. |
0,32 |
1,5 |
55 |
180 |
99 |
26 |
100 |
720 |
100 |
Middel |
0,13 |
0,45 |
9,0 |
17 |
21 |
4,1 |
14 |
96 |
21 |
I tabel 2.2 er den samlede mængde tungmetaller, som deponeres ved klapning i løbet af et
normalår, anslået ud fra amternes indberetninger.
Tabel 2.2
Samlet mængde tungmetaller klappet årligt (i ton) (Miljøstyrelsen 1994).
Hg |
Cd |
As |
Cr |
Cu |
Sn |
Ni |
Zn |
Pb |
0,7 |
1,9 |
25 |
53 |
72 |
10 |
37 |
408 |
88 |
Mængderne udregnes på basis af overfladeprøver og vil derfor normalt være et meget
konservativt skøn, idet koncentrationerne er faldende med dybden. Hertil kommer, at der
ved de metoder, der anvendes ved analysering, også medtages en del af det naturlige
indhold af tungmetaller. Endelig gælder det, at klapmaterialer, som skønnes at være
uforurenede og derfor ikke analyseres, ikke tælles med ved en sådan opgørelse.
(Miljøstyrelsen 1994)
Mængden af havbundmateriale, der årligt klappes i danske havområder, varierer mellem
3 og 8 millioner tons. Uanset at klapmaterialet anses for egnet til klapning, vil det
indeholde en vis mængde tungmetaller, næringssalte og organisk stof.
Tallene, der er angivet i tabel 2.2, er dog maksimumtal. (Miljøstyrelsen 1994)
I de senere år har der været stigende fokusering på forurening af havmiljøet med
miljøfremmede forbindelser, bl.a. blødgøringsmidler, tensider, polyaromatiske
kulbrinter (PAH) og biocider i antibegroningsmidler. Forskellige undersøgelser af marine
sedimenter i Danmark er bl.a. udført af Lillebæltsamterne, Århus Amt og Sønderjyllands
Amt. Disse undersøgelser har påvist stærkt forhøjede koncentrationer af en række
miljøfremmede forbindelser. I de undersøgte sedimenter er der fundet forhøjede
koncentrationer af bl.a. phthalater, nonylphenol, nonylphenolethoxylater,
phosphat-triestere, polyaromatiske hydrocarboner (PAH), biocider bl.a. tributyltin (TBT)
og irgarol. Pga. typisk dårlige iltforhold i havnesedimenter vil nedbrydningen af
stofferne være langsom, og der vil foregå en ophobning. De højeste koncentrationer af
miljøfremmede forbindelser er fundet i havnesedimenter, og samlet kan der være tale om
betydelige mængder.
Flere af de fundne stoffer, som forekommer i havnesedimenter, er biotilgængelige og
giftige selv ved lave koncentrationer. Der er således bl.a. målt effekter af TBT på
snegle og alger ved de lave koncentrationer, som hyppigt måles i miljøet. Flere af de
fundne stoffer har egenskaber, som gør, at de er persistente i organismer, og flere
stoffer kan have hormonlignende effekter.
I flere amter har man valgt at foretage en deponering på land af de mest forurenede
havnesedimenter, bl.a. pga. stærkt forhøjede indhold af antibegroningsmidler. For
nærværende findes der ikke en samlet strategi eller kriterier for, hvornår
havnesediment kan klappes eller skal deponeres på land (Jensen, A, & Gustavson,
2000).
I en undersøgelse fra 1999/2000, hvor der blev undersøgt for over 100 forskellige
stoffer, blev 34 stoffer påvist i havnesedimenterne (over detektionsgrænsen). Det er
stort set de samme stoffer, som generelt forekommer i alle havnesedimenterne (Jensen, A,
& Gustavson, 2000). De påviste stoffer er opsummeret i tabel 2.3.
Tabel 2.3
Oversigt over påviste stoffer i de 12 sedimentprøver (Jensen, A, & Gustavson,
2000).
Stofgruppe |
Antal parametre målt |
Antal parametre påvist |
Fundet i antal
sedimentprøver |
Blødgørere |
11 |
5 |
2-12 |
Nonylphenoler |
1 |
1 |
12 |
Chlorbenzen |
8 |
1 |
2 |
Phenol |
14 |
1 |
10 |
PAH |
18 |
18 |
91 |
PCB |
7 |
2 |
1 |
LAS |
1 |
1 |
10 |
Antibegroningsmidler |
8 |
6 |
122 |
Hydrocarboner |
1 |
1 |
12 |
1 I tre prøver er en eller flere af PAHer under detektionsgrænsen.
2 En prøve under detektionsgrænsen for irgarol. Fem prøver under
detektionsgrænsen for dibutyltin og 8 prøver under detektionsgrænsen for monobutyltin.
Stofferne P-triestere (3), chlorpesticider (16) og pesticider og diverse (27) i
havnesedimenterne var alle under detektionsgrænserne. Antibegroningsmidlerne atrazin og
simazin var ligeledes under detektionsgrænsen i alle prøver. (Jensen, A, &
Gustavson, 2000).
Forureningen som tilføres havnene, kommer dels fra kilder på land, dels fra
skibe.
Vigtige kilder til belastningen af havnesedimenter er den kontinuerte frigivelse af
biocider fra skibe malet med antibegroningsmidler, udledning fra industri og værfter,
kloaktilløb samt tilførsel fra istandsættelse og drift af skibe m.m.
De landbaserede kilder udgøres for hovedparten af:
- udløb fra renseanlæg,
- overløb fra fælleskloakerede områder
- regnvand fra separatkloakerede og ikke kloakerede områder (herunder tab af stoffer
i.f.m. spild, oplag og aktiviteter i havnen)
- spild i.f.m. lastning og losning
- industrielle udledninger
- værftsaktiviteter
- udsivning fra grunde
- tilførsel fra vandløb
- vaskning og klargøring af lystbåde
Den direkte udledning af spildevand fra kloakerede områder via renseanlæg er ophørt
i de fleste havne. Tilbage er overløb, udløb fra separatkloakerede områder, forurening
via vandløb og belastning fra aktiviteter på havneområderne.
En væsentlig kilde til den fortsatte forurening af lystbådehavne er vaskepladser. På
vaskepladser (vinterpladser) vaskes og afslibes bådene for maling. Dette foregår med
højtryksspuling og sandblæsning. Med afstrømmende regnvand fra vaskepladsernes
befæstede arealer kan miljøfremmede stoffer således tilledes den marine recipient de
steder, hvor spildevandet ikke ledes til lokale renseanlæg. (Sønderjyllands Amt, 1998).
De ikke-landbaserede kilder udgøres af:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | skibstrafik |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | afgivning af biocider fra malinger |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | oliespild |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | toiletspildevand |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | tilførsel fra atmosfære |
Den væsentligste forurening fra skibstrafikken består af biocider og tungmetaller,
som afgives fra bundmalingen, herunder TBT (tri-butyl-tin) fra erhvervstrafikken.
Kobber afgives fra lystbådenes bundmaling.
Skibstrafikken giver endvidere anledning til olieforurening.
I det efterfølgende er kilder til forurening af sediment fra havne og sejlrender med
en række af de stoffer, der er fundet i havneslam fra danske havne, gennemgået på et
overordnet niveau. Der er således ikke foretaget en specifik analyse af
forureningskilder, herunder en vurdering af konkrete virksomheders rolle, i den enkelte
havn.
Den tungmetalforurening, der findes i de danske havne, kan for hovedkomponentens
vedkommende ofte henføres til én bestemt industriel udledning, værftsaktiviteter eller
bejdsning af korn, dette gælder f.eks. København Havn (kviksølv fra Dansk
Soykagefabrik).
Overløb fra fælleskloakerede områder indeholder tungmetaller fra husholdninger og
virksomheder. I en undersøgelse blev indholdet af miljøgifte, herunder tungmetaller fra
4 boligområder (tre i København og et i Herning) sammenholdt med indholdet af
miljøgifte i indløbet til de renseanlæg, som boligområderne var tilsluttet
(Miljøstyrelsen 1997a).
Resultatet af undersøgelsen var, at cadmiumbelastningen fra husholdninger udgør ca.
1/3 af den samlede belastning på de aktuelle renseanlæg. Krom stammer primært fra andre
kilder end husholdninger, idet mindre end 5 % af belastningen kommer fra husholdninger.
For de øvrige metaller stammer typisk mellem 20 og 50 % af belastningen til de tre
renseanlæg fra husholdninger. For bly stammer dog mellem 45 og 83% af belastningen fra
husholdninger. (Miljøstyrelsen 1997a)
En undersøgelse af regnvand fra separatkloakerede (Miljøstyrelsen 1997b) områder
viser, at niveauerne af visse tungmetaller - bly, zink og kobber - er på niveau med de,
som findes i kommunalt spildevand, mens de øvrige er lavere.
Alt i alt må det konkluderes, at virksomheder er den væsentlige kilde til
tungmetaller i havneslam.
2.2.4 Blødgørere (Phthalater)
Der blev fundet 5 blødgørere i havnesedimenterne (Jensen, A, & Gustavson, 2000).
Meget høje koncentrationer af DEHP (bis(2-ethylhexyl)-phthalat) blev fundet i sedimenter
fra Frederiksholmløbet, Kolding Havn og Odense Havn (alle industrihavne) samt Århus
Fiskerihavn og Svanemølle Lystbådehavn.
For DEHP kan 20-70 % af belastningen til renseanlæg henføres til husholdninger
(Miljøstyrelsen 1997a).
Udslip af phthalater til (spilde)vand beror primært på brug af blødgjorte produkter,
f.eks. blød PVC, lak, maling og trykfarve samt lim. Kun produktion af lim skønnes at
bidrage i nævneværdigt omfang med emission af phthalater til spildevand, idet produkter
indeholdende phthalater kun sjældent forarbejdes i processer, hvor der direkte indgår
vand (undtagelser er anvendelse af kølevand samt fremstilling af vandbaseret lim).
Muligheden for emission af phthalater til det akvatiske miljø fra produktionsleddet
vurderes derfor at være minimalt. Den estimerede emission til spildevandssystemet
skønnes at være i alt 5-80 ton phthalater/år. De vigtigste kilder skønnes at være:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | rengøring i forbindelse med hobbylimning og rengøring af maskiner: 1-40 ton/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | vask af trykte tekstiler (PVC tryk): 1,3-13 ton phthalater/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | væg- og gulvfolie: 0,1-11 ton phthalater/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | brug af "andre produkter": 0-4 ton phthalater/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | brug af slanger og profiler: 0,03-0,45 ton phthalater/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | lakerede gulve mv.: 0,02-0,8 ton phthalater/år |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | limproduktion: 0,2-2,2 |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | produktion af produkter af blød PVC: <1 ton phthalater/år |
Hertil kommer et ikke kendt bidrag i form af atmosfærisk deposition.
Estimaterne af vandemissionerne er baseret på skønnede emissionsfaktorer, og
usikkerheden på estimaterne kommer til udtryk på bredden af intervallerne. Estimatet af
emissionen af phthalater fra anvendelse af lim vurderes at være behæftet med den
største usikkerhed. Emissionerne til vand fra produktionsprocesser vurderes at være
negligeable i forhold til de estimerede emissioner fra brugen af de forskellige produkter
indeholdende phthalater. (Miljøstyrelsen 1996).
DIDP (Di(isodecyl)phthalate) anvendes som biocid og
anti-corrosions komponent i skibsmalinger. Som følge af denne anvendelse vurderes det, at
der frigives 520 tons DIDP til det marine miljø i EU (Pedersen, Finn 2000). DIDP indgår
ikke i ovennævnte undersøgelse (Jensen, A, & Gustavson, 2000) af havnesedimenternes
indhold af miljøfremmede organiske forbindelser.
Nonylphenol blev i undersøgelsen (Jensen, A, & Gustavson, 2000) fundet i alle
de analyserede sedimenter i koncentrationer fra 100-3400 µg/ kg TS. De markant højeste
koncentrationer blev fundet i Frederiksholmløbet og Odense Havn, som begge er
karakteriseret som industrihavne.
LAS blev fundet i flertallet af de undersøgte havnesedimenter. LAS koncentrationen var
markant højest i Frederiksholmløbet (industrihavn). Høje koncentrationer er også
fundet i Åbenrå havn, Odense, Kolding (alle industrihavne) og Århus Havn (oliehavn).
Relativt lave koncentrationer er fundet i Århus Fiskerihavn, Vejle Havn, Svanemølle
Lystbådehavn, Fåborg Lystbådehavn og Marselisborg Lystbådehavn. (Jensen, A, &
Gustavson, 2000)
I ovennævnte undersøgelse af husholdningsspildevands andel af belastningen til
renseanlæg med miljøfremmede stoffer konkluderes det, at 7-20 % af nonylphenol og 20-70
% af LAS stammer fra husholdninger (Miljøstyrelsen 1997a).
Alt i alt vurderes, at virksomheder spiller en væsentlig rolle i forbindelse med
forurening af havneslam med Nonylphenoler og LAS.
PCB blev kun påvist i lave koncentrationer i sedimentet fra én havn, Århus Havn,
idet to prøver fra havnen på henholdsvis 46 µg/ kg TS og 22 µg/ kg TS lå over
detektionsgrænsen på 10 µg/ kg TS (Jensen, A, & Gustavson, 2000).
Samtlige analyserede 18 PAHer blev fundet i alle havnesedimenter med
undtagelse af Sønderborg Lystbådehavn, hvor kun 10 PAHer blev påvist, og Vejle
havn (3 PAHer ikke påvist) og Fåborg Lystbådehavn (en PAH ikke påvist). Samlet
total koncentration af alle PAH forbindelser (sum PAH) var markant højest i Århus
Fiskerihavn, Svanemølle Lystbådehavn, Odense havn og Århus Havn. De laveste sum
PAHer er fundet i sedimenter fra Sønderborg Lystbådehavn, Vejle Havn og Åbenrå
Havn. (Jensen, A, & Gustavson, 2000)
Ved analyse af husholdningsspildevand er de fleste PAHer fundet i koncentrationer
tæt på eller under detektionsgrænsen (Miljøstyrelsen 1997a). I regnvand fra befæstede
arealer er summen af PAHer fundet til at ligge over 10 µg/l (Miljøstyrelsen
1997b).
Der er en lang række af anvendelse af PAHer, som bidrager til belastningen til
miljøet, herunder træ-imprægnering. Betydningen af de enkelte kilder for belastningen
af havneslam er vanskelig at vurdere (Benestad, Christel 2000).
TBT blev fundet i alle havnesedimenter (Jensen, A, & Gustavson, 2000). TBT
koncentrationen i havnesediment fra Århus Havn er meget høj, herefter følger Odense
Havn, Fåborg Lystbådehavn og Kolding Havn.
Både mono- og dibutyltin fandtes i sedimenterne fra Århus Oliehavn,
Frederiksholmløbet, Åbenrå Havn og Marselisborg Lystbådehavn. Dibutyltin blev
ligeledes påvist i Svanemølle, Fåborg og Sønderborg lystbådehavne. Di- og
monobutyltin er nedbrydningsprodukter fra TBT. TBT nedbrydes ikke eller kun meget langsomt
i anaerobe sedimenter Jensen, A, & Gustavson, 2000).
Den primære anvendelse af mono- og diorganotinforbindelser er som stabilisatorer i
PVC, især til tagplader, men også til presenninger, flasker og emballager af PVC. Mono-
og diorganotinforbindelser anvendes også i en række lime og malingsprodukter, som
indgår i færdigvarer som elektronik, fodtøj, biler og møbler. Triorganotinforbindelser
anvendes på grund af deres biocidvirkning i skibsmaling og til overflade- eller
vacuumimprægnering af træ (Miljøstyrelsen 1997c). Vacuumimprægnering er nu forbudt,
men afgivelse af riorganotinforbindelser fra træ, der er imprægneret før forbuddet, kan
stadigvæk spille en rolle som kilde til triorganotinforbindelser.
Tilførsel af organiske tinforbindelser til havneslam hidrører fra spildevand,
afgivelse fra skibsmaling samt tab i forbindelse med påføring og afrensning af
skibsmaling. Det vurderes, at tilførsel af triorganotin med spildevand højst udgør 5 %
af den samlede tilførsel til vandmiljøet, og at skibsmaling var kilden til de resterende
mindst 95 %. Tilførslen til spildevandet fra skibsværfter er blevet reduceret kraftigt,
men spredning med aerosoler fra sprøjtemaling og støv fra sandblæsning vurderes stadig
at udgøre en væsentlig del af det samlede tab til danske farvande fra landbaserede
kilder. (Miljøstyrelsen 1997c)
Ofte sker der en stor frigivelse af TBT ved oprensning af havneområderne
(Miljøstyrelsen 1998b). Der er derfor vigtigt, at man ved oprensning af TBT forurenede
havne anvender oprensningsmetoder, der minimerer ophvirvlingen, jf. 2.3.5.
Der er få danske havne, hvor en sammenkobling mellem sedimentets indhold af
tungmetaller og miljøfremmede stoffer er forsøgt sammenholdt med belastningskilderne til
havnene. Nedenfor er der beskrevet fire cases fra henholdsvis Københavns og Kolding
havne, havne og fjorde i Sønderjyllands Amt, samt en undersøgelse af TBT i Århus Amt.
2.2.9.1 Københavns Havn
Sedimentet i Københavns Havn består af marine aflejringer og materiale tilført
fra byen. Sedimentlaget er 0-2 m (typisk 0,5 m) tykt og afgrænses i dybden af et kalk-
eller lerlag.
Selv om der er stor variation med hensyn til forurening med de enkelte tungmetaller, er
sedimentet overalt i havnen forurenet med tungmetaller i sådant et omfang, at klapning af
sedimentet umuliggøres (Krüger og Carl Bro, 1999).
Kviksølvmængden på 16 tons udgør kun en lille del af den samlede tungmetalmængde
på ca. 1.000 tons, men kviksølvs giftighed betyder, at opmærksomheden samles omkring
kviksølv. Kviksølvet overskrider desuden hyppigst de sædvanlige
referencekoncentrationer.
Koncentrationen af kviksølv er størst i Sydhavnen og aftager mod nord. I Sydhavnen
ligger koncentrationen typisk på 20-25 mg Hg/kg TS, mens den ligger på 5-10 mg Hg/kg TS
i Nordhavnen.
Kviksølvet er i stor udstrækning bundet til den fine ler-silt-fraktion, som let
resuspenderes.
Kviksølvet stammer hovedsagelig fra Dansk Soyakagefabrik, der gennem årene har udledt
50-55 tons kviksølv. i havnen. Også overkoncentrationerne af bly, kobber og cadmium
vurderes at skyldes nu ophørte aktiviteter på og i oplandet til havnen (Krüger og Carl
Bro, 1999).
Den samlede nuværende belastning af Københavns Havn er anslået i tabel 2.4-2.7
(Krüger og Carl Bro, 1999). Det kan konstateres, at denne opgørelse viser, at
overløbene er den dominerende kilde inden for flertallet af forurenende stoffer.
Tabel 2.4
Den samlede belastning af Københavns Havn med tungmetaller og TBT opgjort på
kilder. Alle tal i kg/år.
Kilde |
Kviksølv |
Cadmium |
Krom |
Bly |
Kobber |
Nikkel |
Zink |
TBT |
Overløb |
2,20 |
1,7 |
25,0 |
57,0 |
152,0 |
37,0 |
762 |
|
Separat kloakering |
0,07 |
0,4 |
4,0 |
11,0 |
31,0 |
7,0 |
160 |
|
Industrielle udledninger |
0,02 |
0,02 |
1,4 |
0,5 |
0,5 |
0,3 |
0,01 |
|
Erhvervs skibstrafik |
|
|
|
|
|
|
|
150 |
Lystbåde |
|
|
|
|
137,0 |
|
|
|
Udsivning fra grunde |
|
|
|
|
|
|
|
|
Vandløb |
|
|
|
|
|
|
|
|
Atmosfære |
0,20 |
0,6 |
2,4 |
21,0 |
11,0 |
1,2 |
108 |
|
I alt |
2,49 |
2,72 |
32,8 |
89,5 |
331,5 |
45,5 |
1.030 |
150,0 |
Der foregår stadig en væsentlig frigivelse af kviksølv fra sedimentet. Det antages, at
bioturbation er væsentlig i denne sammenhæng, idet den kemiske diffusion antages
minimal.
Indholdet af tinforbindelser er størst i Nordhavnen, som også er den mest trafikerede
(tabel 2.5). Udledningen af TBT (tri-butyl-tin) fra skibe (erhvervstrafik) i Københavns
Havn er beregnet til ca. 150 kg/år (Krüger og Carl Bro, 1999). Der er endnu ikke
etableret en oversigt over detailfordelingen af TBT og massetransport af TBT.
Tabel 2.5
TBT-indhold i havvandsprøver fra Københavns Havn og Øresund.
Lokalitet |
Nordhavn |
Sydhavn |
Øresund |
TBT ng/l |
46 |
19 |
3,8 |
I en undersøgelse fra 1993 af TBT i danske erhvervs- og lystbådehavne blev det organiske
tin indhold i sedimentet målt fire steder i Orientbassin i Københavns Havn (Københavns
Kommune 1993). Værdierne varierede mellem 0,193 og 0,397 mg org-Sn/kg TS og adskilte sig
ikke fra resultaterne fra de andre erhvervshavne.
Tungmetalindholdet i de bundmalinger, der anvendes i dag til lystbåde, udgøres
næsten udelukkende af kobber. Der er ofte knyttet et biocid til kobberet i bundmalingen.
Forureningen med kobber og det mest almindelige biocid er opgjort for de enkelte
havneafsnit i tabel 2.6.
Tabel 2.6
Tabellen viser de tilførte mængder af kobber og biocid, som tilføres havnebassinet
ved afgivelse fra lystbådes skibsmaling. Alle tal i kg/år.
Lystbådehavn |
Kobber |
Irgarol 1051 |
Nordhavnen |
24 |
5 |
Inderhavnen |
72 |
9 |
Sydhavnen |
41 |
6 |
Total |
137 |
20 |
Københavns Havn har en lovpligtig opsamlingsordning for olieholdigt affald. Ordningen
fungerer meget tilfredsstillende, og der finder kun mindre udslip af olie sted. I
tilfælde af oliespild tilkaldes beredskabsvagten i Miljøkontrollen, Københavns Kommune
og Københavns Brandvæsen. Der sker ca. 10-15 uheld pr. år, hvor der gennemsnitlig tabes
ca. 200 l olie pr. gang. Halvdelen af dette er let dieselolie, mens den anden del er svær
fuelolie. Dieselolien kan sjældent opsamles, da den er meget flygtig, hvorimod fuelolien
kan opsamles. Derved bliver den samledes forurening fra erhvervstrafikken ca. 2-3 tons pr.
år.
Tabel 2.7
Den samlede belastning af Københavns Havn med miljøfremmede organiske forbindelser
opgjort på kilder. Alle tal i kg/år.
Kilde |
Olie |
Anioniske tensider |
Toluen |
Phenoler |
DEPH |
DOP |
Overløb |
133.080 |
9.505 |
8 |
191 |
191 |
191 |
Separat kloakering |
5.411 |
|
|
|
25 |
1 |
Industrielle udledninger |
|
|
|
|
|
|
Erhvervs skibstrafik |
2.500 |
|
|
|
|
|
Lystbåde |
100 |
|
|
|
|
|
Udsivning fra grunde |
52 |
|
|
0,25 |
|
|
Vandløb |
|
|
|
|
|
|
Atmosfære |
|
|
|
|
|
|
I alt |
141.091 |
9.505 |
8 |
191 |
216 |
192 |
Det kan konkluderes, at spildevandet fra regnvandsbetingede overløb fra kloaksystemet er
den dominerende kilde for størsteparten af stofferne, dog undtaget TBT, hvor afgivelse
fra skibsmaling domineret og kobber, hvor afgivelse fra skibsmaling spiller en væsentlig
rolle.
2.2.9.2 Kolding Havn
I forbindelse med Miljøprojekt nr. 158: Bortskaffelse af havneslam (Miljøstyrelsen
1990) er Kolding Havn gennemgået som en case, hvor tungmetalindholdet i sedimentanalyser
er sammenholdt med en vurdering af forureningskilderne og udviklingen i forureningen.
På baggrund af sedimentprøver udtaget i januar 1985 er overskridelsesfaktorer i
forhold til niveauet i Lillebælt beregnet som vist i tabel 2.8 (Miljøstyrelsen 1990).
Tabel 2.8
Overskridelsesfaktorer for sediment i Kolding Havn 1985.
Område |
Bly |
Cadmium |
Krom |
Kobber |
Kviksølv |
Nikkel |
Zink |
Middelfaktor |
Inderhavn |
3,02 |
2,28 |
0,99 |
1,87 |
6,60 |
0,77 |
2,10 |
2,52 |
Yderhavn |
0,70 |
1,82 |
1,50 |
1,57 |
1,76 |
0,91 |
1,14 |
1,34 |
Sejlrenden
vest |
0,54 |
1,70 |
1,59 |
1,57 |
1,72 |
0,94 |
0,88 |
1,28 |
Sejlrenden
øst |
0,52 |
1,63 |
1,22 |
1,10 |
1,00 |
0,80 |
0,83 |
1,01 |
Lystbåde-havnen, nord |
0,64 |
1,07 |
0,84 |
1,46 |
1,85 |
0,65 |
1,07 |
1,08 |
Lystbåde-havnen, syd |
1,12 |
2,18 |
0,63 |
1,64 |
1,37 |
0,64 |
1,85 |
1,35 |
Gennemsnit |
1,09 |
1,78 |
1,13 |
1,53 |
2,38 |
0,78 |
1,31 |
1,43 |
Varians |
0,94 |
0,19 |
0,14 |
0,06 |
4,37 |
0,02 |
0,28 |
0,30 |
Af tabel 2.8 fremgår, at Inderhavnen er det mest belastede område med en gennemsnitlig
overkoncentration på en faktor 2,5. De tungmetaller, der forekommer i de største
overkoncentrationer i Inderhavnen, er bly, cadmium og kviksølv. For cadmium og kviksølv
er dette også gældende i de øvrige områder, hvorimod bly kun forekommer i forhøjede
koncentrationer i Inderhavnen og i Lystbådehavn Syd.
Indtil 1920 løb Kolding Å ud i Inderhavnen. Åen modtog i denne periode alt
spildevandet fra byens industri og boligområder.
Efter 1920 blev åen ført uden om Inderhavnen til det område af fjorden, der senere
blev til Lystbådehavn Syd. Herefter var Inder- og Yderhavnen recipient for regnvand fra
områder omkring havnen, spildevand fra virksomheder i havneområdet og aktiviteter i
havnen.
I 1979 blev der etableret en afskærende ledning fra renseanlægget til Lillebælt.
Foruden spildevandet fra renseanlægget modtager havnen regnvand afledt til åen og
direkte til havnen. Endvidere afledes regnvand fra kajanlæg og virksomheder i
havneområdet til havnebassinet.
Analyser af tungmetaller i slammet fra renseanlægget viser (Miljøstyrelsen 1990):
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Faldende koncentrationer af krom, nikkel og kobber, som må tilskrives begrænsninger i
udledningen fra galvano-industrier |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | En dalende tendens for cadmiums vedkommende, som bl.a. tilskrives reduceret cadmiering i
galvanoindustrien samt substitution af cadmiumholdige pigmenter mv. i maling og
plastprodukter |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Tendenser til både stigning og fald i perioden for kviksølv og zinks vedkommende. |
I Miljøprojekt 158 konkluderes det, at forureningen af havneslammet i Lystbådehavn
Syd skyldes udledninger fra renseanlægget og overløbsbygværker, mens der ikke
konkluderes for Inderhavn og Yderhavn, idet der dog peges på, at kviksølvforureningen
kan stamme fra håndtering af kviksølvbejdsede frø og korn (Miljøstyrelsen 1990).
De forhøjede koncentrationer for de øvrige tungmetaller i Inderhavnen må skyldes
forureninger fra før 1920 samt virksomheder på havnen og aktiviteter i forbindelse med
lastning og losning af skibe (Miljøstyrelsen 1990).
2.2.9.3 Havne og fjorde i Sønderjyllands Amt
Sønderjyllands Amt har i 1996 gennemført en række målinger for at skabe et overblik
over koncentrationsniveauet af miljøfremmede stoffer og tungmetaller i sedimentet i de
sønderjyske havne og fjorde. De foreliggende undersøgelser har omfattet prøver fra det
øverste sedimentlag, og der er analyseret for tungmetaller og to grupper af
miljøfremmede stoffer: Triaziner og organiske tinforbindelser.
Følgende nærfeltområder er undersøgt:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Lystbådehavne og erhvervshavne |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Nærfeltområder omkring udløbsledninger/overløbsbygværk for byspildevand |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Referenceområder i fjordene |
Referenceområder i fjordene er medtaget for at kunne sammenligne niveauerne i
nærfeltområderne med det generelle forureningsniveau i havmiljøet. For hver
prøvestation er der analyseret en enkelt prøve, der er sammensat af flere delprøver fra
lokaliteten. Undersøgelsen giver således et fingerpeg om belastningsniveauet målt som
koncentrationen af stofferne i sedimentet.
I sediment fra havneområder er der målt forhøjede koncentrationer af miljøfremmede
stoffer og tungmetaller med de højeste niveauer i lystbådehavnene.
En årsag, til at der er fundet de højeste niveauer i lystbådehavnene, kan være
kraftigere strømforhold i de større erhvervshavne, der kan medvirke til at nedbringe
sedimentationen af finkornet materiale og således bevirke en øget spredning af stofferne
allerede i selve vandfasen. I lystbådehavnene er der muligvis en mindre og mere
begrænset vandudskiftning, som vil kunne forøge belastningen i sedimentet her
sammenlignet med sedimentet i erhvervshavne.
Organiske tinforbindelser, triaziner og tungmetaller er målt i koncentrationer, som
vurderes at påvirke alger og dyreliv. Det fremgår af tabel 2.9 at de højeste
koncentrationer af triazinet irgarol er målt i lystbådehavnene. TBT er fundet i
forhøjede koncentrationer i lystbådehavne på trods af forbudet fra 1991 mod brug af
stoffet i bundmalinger til både under 25 m.
Tabel 2.9
Målte koncentrationer i nærfeltområder i de sønderjyske fjorde af TBT, irgarol og
Cu, hvis tilledning til havmiljøet primært skyldes skibes bundmalinger
|
Lystbåde-
havne |
Erhvervs-
havne |
Udløbsled-
ninger |
Overløbsbyg-
værk |
Referencer
i fjordene |
TBT
(m g/kg/TS) |
<0,3-409 |
17-47 |
<0,3-189 |
418 |
<0,3-412 |
Irgarol
(m g/kg/TS) |
2,5-380 |
3,5-18 |
2,2-12 |
5,5 |
<0,3-6,5 |
Cu
(m g/kg/TS) |
4,1-82 |
25-84 |
12-42 |
76 |
0,66-27 |
I sediment fra nærfeltområder omkring udløbsledninger fra renseanlæg og ved
overløbsbygværker er der overraskende også målt forhøjede koncentrationer af irgarol
og TBT, der primært forventes at stamme fra bundmalinger. Tungmetalniveauet er her
ligledes højt, og som for de miljøfremmede stoffer, er koncentrationerne højere eller
på niveau med havneområderne. De målte koncentrationer af miljøfremmede stoffer i
sediment ved udløbsledninger fra renseanlæg og regnvandsudløb kan dels bero på
afgivelse af stofferne fra skibes bundmalinger i undersøgelsesområderne og dels på, at
stofferne er til stede i spildevandet, der udledes i fjordene.
Sønderjyllands Amt vurderer, at tungmetalbelastningen fra kilder i tilknytning til
havneområder især er betydelig for Cu, men også for Zn og Pb.
Ved en række stationer i fjordområderne er der sammenfald mellem de forhøjede
koncentrationer af de analyserede stofgrupper, hvilket specielt ses for Cu, TBT og
irgarol, som alle stammer fra skibes bundmalinger.
Der er sammenfaldene forhøjede koncentrationer ved en række målestationer i
Haderslev Fjord. Dette er tilfældet ved overløbsbygværket (TBT og Cu), ved
renseanlæggets udløbsledning (TBT/irgarol) samt i lystbådehavnen (TBT/Cu/irgarol).
I Augustenborg Fjord er der sammenfald mellem de områder, hvor der er fundet højt
indhold af Cu og de områder, hvor der er forholdsvis høje koncentrationer af triaziner
(lystbådehavn, havn, sejlrende). I havnene er der generelt sammenfaldende høje
koncentrationer af TBT, Cu og triaziner.
I Sønderborg Bugt er der sammenfald mellem de forhøjede koncentrationer af
henholdsvis Cu, TBT og irgarol i sedimentet fra lystbådehavnen. (Sønderjyllands Amt
1998)
2.2.9.4 TBT i Århus Amts marine miljø
I 1998-1999 gennemførte Århus Amt en undersøgelse af forekomsten af TBT i det
marine miljø (Århus Amt, Teknik og Miljø, 2000).
Undersøgelsen omfattede målinger af organiske tinforbindelser: TBT og
nedbrydningsprodukterne DBT og MBT samt triphenyltin (TPhT).
Der er foretaget målinger på marint sediment, blåmuslinger, strandsnegle, fisk og
vand. Målingerne er udført på prøver indsamlet i og omkring havne og i områder med
mere diffust belastning. Undersøgelsen omfatter også en kortlægning i forekomsten af
deformationer af kønsorganerne hos 3 marine sneglearter (ikke omtalt i dette resume).
Resultaterne af undersøgelsen viser, at TBT forekommer i både vand, sediment, snegle,
muslinger og fisk. Tabel 2.10 viser de fundne niveauer for TBT.
Tabel 2.10
Indhold af TBT i vand, sediment, snegle, muslinger og fisk fra havneområder og
områder uden for havne i Århus Amt 1998/99. * 1 prøve
Uden for
havne |
I havne |
Enheder |
Antal målinger |
Vand |
0,57-1,11 |
87* |
m g TBT-Sn
pr. liter |
4 |
Sediment |
2,3-65,8 |
97-2221 |
m g TBT-Sn
pr. kg tørstof |
16 |
Snegle |
6,6-8 |
67-235 |
m g TBT-Sn
pr. kg vådvægt |
8 |
Muslinger |
1,6-20,7 |
94-342 |
m g TBT-Sn
pr. kg vådvægt |
25 |
Fisk |
0,3-6,6 |
|
m g TBT-Sn
pr. kg vådvægt |
7 |
De fundne koncentrationer overskrider vandkvalitetskriteriet på 0,4 ng TBT-Sn pr. liter,
som er fastsat i bekendtgørelse nr. 921 om kvalitetskrav for vandområder og krav til
udledning af visse farlige stoffer. Indholdet af TBT i sediment overskrider den vejledende
grænse på 0,002-0,02 m g TBT-Sn pr. kg tørstof, som er
anbefalet i Oslo-Paris Konventionen (OSPARCOM).
TBT-indholdet i sedimentet fra 7 lystbådehavne i Århus Bugt viser, at der efter
forbudet mod at anvende TBT-holdigt bundmaling til mindre skibe fortsat er et højt
indhold af TBT (97-2221 m g TBT-Sn pr. kg tørstof).
I de undersøgte snegle og muslinger fra havne er der 10-100 gange højere
koncentration af TBT end i dyrene uden for havnene.
Indholdet af TBT, DBT og MBT målt i sediment fra 6 havne i Århus Bugt er højt i
sammenligning med sediment fra referencestationen ved Kalø Slotsruin (tabel 2.11).
Tabel 2.11
Indholdet af TBT, DBT og MBT som m g XBT-Sn pr. kg
tørstof fra 6 havne i Århus Bugt samt fra referencestation ved Kalø Slotsruin 1999.
|
TBT |
DBT |
MBT |
Tørstof (%) |
Glødetab (% af TS) |
Strudstrup Lystbådehavn |
97 |
54 |
84 |
65,2 |
3,6 |
Marselisborg Lystbådehavn |
104 |
41 |
9,4 |
37,5 |
12,5 |
Egå Marina |
2221 |
410 |
191 |
20,8 |
19 |
Nappedam Lystbådehavn |
116 |
40 |
36 |
53 |
5,2 |
Århus Fiskerihavn og Lystbådehavn |
121 |
34 |
9,2 |
42,5 |
10,9 |
Århus Havns Klapbassin |
1225 |
64 |
11 |
54,5 |
7 |
Kalø Slotsruin (Kalø Vig) |
2,3 |
<1 |
<1 |
84,5 |
0,8 |
Forholdet mellem TBT-indholdet og nedbrydningsprodukterne DBT og MBT giver et indtryk af
tilførslens tidsmæssige karakter. Et højt indhold af TBT i forhold til DBT og MBT tyder
på, at tilførslen af TBT er af nyere dato.
Sedimentet fra Århus Havn har et TBT : DBT + MBT forhold på 16:1, hvilket
sandsynligvis hænger sammen med, at de skibe, der besejler Århus Havn, til stadighed
frigiver TBT fra bundmalingen.
For lystbådehavnene ligger forholdet fra 3,5 i Egå til under 1 i Marselisborg og
Strudstrup.
Dette forhold indikerer, at TBT-tilførslen primært er af ældre dato, hvilket
sandsynligvis hænger sammen med forbudet mod brugen af TBT-holdigt bundmaling.
2.2.9.5 Konklusion på cases
Alt i alt må det konkluderes, at kildeopsporing for tungmetaller sjældent vil give et
helt entydigt billede, men at en stor del af belastningen med tungmetaller må tilskrives
landbaserede forureninger, som er ophørt eller reduceret, således at der igen vil være
mulighed for klapning eller nyttiggørelse af sedimentet (uden separering og rensning),
når det tungmetalbelastede sediment er fjernet. I en række havne findes at nytillejret
sediment ikke er belastet mere af tungmetaller.
Meget tyder derimod på, at forureningen med miljøfremmede stoffer, herunder biocider
fra skibsmalinger, er langt fra at være under kontrol. Dog har forbudet mod anvendelse af
TBT i bundmalingen til skibe, mindre end 25 meter, der blev indført i Danmark i 1991
tilsyneladende båret frugt i form af en reduceret belastning af lystbådehavnene med TBT.
Det er dog usikkert, i hvor høj grad der er et efterslæb i form af lagerindkøb før
1991 og illegal import fra andre lande siden. Der er fra år 2000 desuden forbud imod
anvendelse af Diuron og Irgarol og et generelt forbud imod miljøskadelige stoffer i
bundmaling fra år 2003.
I kildeopsporingen vil det være hensigtsmæssigt at fokusere på havnevirksomheder og
aktiviteter på havnen. Baseret på viden om kloaksystemet (f.eks. omfanget af udløb fra
fælleskloakerede industriområder) og analyser af tungmetaller og organiske miljøgifte i
spildevandsslammet vurderes, om der er væsentlige forureningskilder i oplandet, der skal
sættes ind overfor. Der kan dog stadig findes forurenet slam opmagasineret i
kloaksystemet, som først ledes ud ved kraftigt regnskyl og overløb.
For den erhvervsmæssige skibstrafik regnes der med, at der i dag for 70 % vedkommende
anvendes TBT-holdig bundmaling.
Problemerne omkring afgivelsen af biocider fra skibsbundmaling skal løses på
internationalt plan.
FNs søfartsorganisation (IMO) har vedtaget en hensigtserklæring om et forbud
mod påførsel af bundmalinger indeholdende TBT på alle skibe fra år 2003.
Der er desuden i havnene etableret opsamlingsordninger for olierester og
olieholdigt affald.
I forbindelse med optagning af havneslammet vil der ske tab af materialer og
stoffer afhængig af, hvor forsigtigt der arbejdes, og hvilket udstyr der anvendes.
Oprensningen må derfor betragtes som en potentiel intern forureningskilde. Ved optagning
af forurenet materiale stilles der ofte krav om minimering af denne spredning, f.eks. at
tabet af materialer holdes under på 1-2 %.
Der er i de senere år udviklet udstyr som kan suge sedimentet op med stor nøjagtighed
og med ringe spild. I lukkede havneområder er der endvidere mulighed for at
anvende siltgardiner. Anvendelse af effektivt udstyr er dog ikke tilstrækkeligt alene.
Det er lige så vigtigt, at udstyret anvendes af erfarne operatører.
Ifølge Klapbekendtgørelsen (Miljøstyrelsen 1986) må klapning ikke finde sted uden
forud indhentet tilladelse fra amtet. Amtet kan forlange, at ansøgeren på et godkendt
laboratorium lader foretage analyser for indhold af forurenende stoffer mv. Amtet kan
anvise særlige prøveudtagnings- og analysemetoder. Prøvetagning kan dog udelades, hvis
amtet anser det for åbenbart, at materialet ikke er forurenet.
I mange tilfælde udtager amterne prøverne, især for de
mindre havne, selv om det er muligt at pålægge ansøgeren at gøre det. På den måde
sikrer amterne sig et førstehåndskendskab til sedimentets udseende og lugt,
prøvetagningspositioner, prøvetagningsmetode og udtaget sedimentlag. Der anvendes Haps
eller Kajak bundhentere, der muliggør udtagelse af intakte sedimentsøjler, eller van
Veen prøvetager.
Der er, så vidt det kan vurderes, kun mindre forskelle på de enkelte amters strategi
for udlægning af prøvetagningsstationer og prøvetagning (Kortlægning af
havnesedimenters indhold af organiske miljøgifte, 1999/2000). I det følgende er Fyns Amt
brugt som eksempel.
Fyns Amt udtager selv prøverne med Haps eller Kajak bundhentere. Årsagen angives til,
at Amtet har udstyr til disse prøvetagninger og derved kan yde denne service for havnene.
Amtets fordel er til gengæld, at de ved hvor og hvordan prøverne er taget og kan
foretage en visuel vurdering af prøven.
Fyns Amt udtager typisk 10 jævnt fordelte delprøver fra det område, der skal
oprenses. De øverste 5 cm sediment tages fra og puljes til en blandingsprøve, der
analyseres.
Prøvetagningen tilrettelægges under hensyn til eventuelle forureningskilder.
Afhængig af en vurdering af kilder og evt. tidligere analyseresultater udtages der
normalt prøver til analysering for indhold af tørstof, organisk stof, tungmetaller, TBT,
Olie, PCB og kornstørrelsesfordeling. Desuden kan de øvrige stoffer, som er nævnt i
bilag 1 og 2 i klapbekendtgørelsen, (Miljøstyrelsen 1986), f.eks. andre
antibegroningsmidler, komme på tale.
Hvor der er optaget belastet sediment, stiller Fyns Amt ofte krav om, at der
efterfølgende udtages en prøve, der kan belyse forureningen af det tilbageværende
sediment. I de havne, hvor der findes moræneler under det forurenede sedimentlag, stilles
der evt. vilkår om dokumentation for (f.eks. ved dykkerinspektion), at det forurenede
sedimentlag er oprenset tilfredsstillende, før det rene lerlag opgraves, klappes eller
genanvendes.
Sammen med de øvrige Lillebælts-amter har Fyns Amt anskaffet udstyr til udtagning af
komplette søjler på op til 1½ meter med henblik på at vurdere lagdelingen i sedimentet
og tykkelsen af et eventuelt belastede sedimentlag.
Vejle Amt oplyser, at Amtet indledningsvis søger at afgrænse en evt. forurening.
Skønnes sedimentet at være uforurenet, udtages ikke sedimentprøver. Ved uforstyrret
bund, f.eks. ved uddybning af sejlrende udtages 1- 2 Haps prøver efter samråd med den
pågældende havn. Analysematerialet forsøges udtaget i de øverste centimeter af
overfladelaget.
Rekvirenten betaler analyseudgifter og leje af Amtets skib samt mandskab ud over 1
person.
I lystbådehavne udtager Amtet ligeledes sedimentprøverne. Lystbådehavnen betaler kun
for analyseudgifterne.
I forbindelse med en undersøgelse af havnesedimenters indhold af miljøfremmede
organiske forbindelser udsendte Miljøstyrelsen et spørgeskema om amternes strategi vedr.
klapning/deponering af havnesedimenter (Jensen, A, & Gustavson 2000). Alle amter har
efterfølgende besvaret spørgeskemaet (Kortlægning af havnesedimenters indhold af
organiske miljøgifte, 1999/2000).
I næsten alle amter er der foretaget undersøgelse af tungmetaller i havnesedimenter i
forbindelse med klaptilladelser. Seks amter har undersøgt indholdet af
antibegroningsmidlet TBT (DBT og MBT) i havnesedimenter; men kun Sønderjyllands Amt har
rapporteret analyser af antibegroningsmidlet Irgarol. Undersøgelser af organiske
miljøfremmede stoffer er kun blevet foretaget af Lillebæltsamterne og Århus Amt. Fem
amter har undersøgt indholdet af total hydrocarboner i havnesedimenter (Jensen, A, &
Gustavson, 2000).
De tungmetaller, som bliver analyseret, er typisk cadmium, krom, kobber, kviksølv,
bly, zink, nikkel og tin.
For småhavne i strømfyldte farvande udtager Fyns Amt kun prøve til analyse for
tørstof/glødetab og kornstørrelsesfordeling.
I Storstrøms Amt kræves der analyser af oprensningsmateriale for tungmetaller, men
ikke antibegroningsmidler og andre miljøfremmede stoffer. Baggrunden er, at krav om
analyser for miljøfremmede stoffer vil vælte mange (små-)havnes økonomi. Amtet
nævner, at én TBT analyse alene koster i størrelsesordenen 6.000 kr. (Kortlægning af
havnesedimenters indhold af organiske miljøgifte, 1999/2000). De relativt høje
omkostninger til analyse af f.eks. TBT er en af de væsentligste årsager til, at der
hidtil er udført relativt få analyser og at kendskabet til detailfordeling i havnene
dermed er begrænset.
Nordjyllands Amt stiller ligeledes krav om analysering for tungmetaller og TBT, hvis
sedimentet kommer fra områder med en generel høj forureningsbelastning, f.eks. i
indsejling til eller i havnebassiner. Rekvirenten betaler analyseomkostningerne. Hvis
sedimentet stammer fra formodede ubelastede områder, udtages der ikke prøver.
Den nuværende praksis, hvor stationsantal og placering fastlægges af amterne ud
fra kendskabet til materialets forureningsgrad, forureningskilder samt havnens og
oprensningsområdet karakter, vurderes som god og ansvarlig.
Tabel 3.1 angiver retningslinier for antallet af stationer nødvendige for at opnå
repræsentative resultater, forudsat at sedimentet i oprensningsområdet er rimeligt
ensartet (OSPAR 1998).
Tabel 3.1
Retningslinier for antal prøvestationer baseret på mængden af oprenset sediment.
|
Oprenset mængde (m3) |
Antal Stationer |
|
Up to 25 000 |
3 |
|
25 000 - 100 000 |
4 - 6 |
|
100 000 - 500 000 |
7 - 15 |
|
500 000 - 2 000 000 |
16 - 30 |
|
>2 000 000 |
ekstra 10 pr million m3 |
Flere stationer er nødvendige, hvis det oprensede område har et uensartet sediment.
Normalt skal der analyseres en prøve fra hver station. Men hvis den visuelle vurdering
af prøverne viser, at sedimentets tekstur og lagdeling er homogent, kan et antal prøver
puljes, så de afspejler den gennemsnitlige forureningsgrad i området. De oprindelige
prøver skal dog gemmes, så de kan analyseres, hvis der opstår tvivl om, at
forudsætningen, om at området er homogent, holder.
Ved prøvetagning bør der fortrinsvist anvendes materiel, som muliggør en visuel
vurdering af prøverne, herunder lagdelingen af sedimentet. Under prøvetagning og
håndtering af prøverne, bør det sikres, at sedimentprøverne ikke kommer i kontakt med
plast- eller gummimateriale for at undgå forurening af prøven (specielt DEHP kan let
afgives fra disse materialer), såfremt prøvematerialet skal anvendes til analyse for
miljøfremmede stoffer.
Analyseomkostninger til analyse af havne for miljøfremmede stoffer, inkl. biocider og
deponering af biocidforurenet havneslam, vil udgøre en væsentlig økonomisk belastning
af mange havnes økonomi, idet det må forventes, at kravene til analyse af havnesediment
for biocider skærpes, og at de nye analyser afdækker nye tilfælde af forhøjede
koncentrationer af biocider (Kortlægning af havnesedimenters indhold af organiske
miljøgifte, 1999/2000, Sammenslutningen af danske Havne, 2000a). Denne problemstilling
bør vurderes nærmere, herunder hvilke og hvor mange havne det drejer sig om, hvilke
stoffer det drejer sig om, hvad er kilderne, samt hvad kan der gøres for at afhjælpe
problemerne.
De store havne har økonomiske midler til at foretage undersøgelser af sedimenter,
inden de fremsender en klaptilladelse. Herved belyses omfanget af forureningen af det
sediment, som skal opgraves. Derimod har små havne, som ofte har mindre områder at
oprense, vanskeligt ved at finansiere prøvetagning og de dyre kemiske analyser.
På baggrund af at omfanget af forureningen med miljøfremmede stoffer, herunder
biocider fra skibsmalinger, endnu ikke er helt afklaret, må det anbefales, at der
fremover lægges mere vægt på analyse af disse stoffer.
Det anbefales, at havneslam analyseres for tungmetaller (cadmium, krom, kobber,
kviksølv, bly, zink, nikkel og tin) samt følgende organiske miljøgifte: TBT, Diuron,
Irgarol, blødgørere (bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP), butylbenzylphthalat,
diethylphthalat, dimethylphthalat og di-n-butylphthalat), nonylphenol, PAH (sum PAH) og
LAS. Anbefalingerne for organiske miljøgifte er baseret på fundne koncentrationsniveauer
(Jensen, A, & Gustavson 2000).
I dette afsnit gennemgås mulighederne for at nyttiggøre havneslam og sediment fra
sejlrender.
Der er foretaget et udtræk for 1998 og 1999 fra Skov- og Naturstyrelsens register
af havbaserede råstofindvindinger, som er fritaget for den faste råstofafgift, da de
nyttiggøres. Dette udtræk, er vist i tabel 4.1
Tabel 4.1
Nyttiggjorte materialer fra gravearbejder på havbunden i 1998 og 1999
|
1998 |
1999 |
Sand |
153.806 m3 |
105.918 m3 |
Fyldsand |
694.039 m3 |
1.070.082 m3 |
Ler |
332.183m3 |
833.129 m3 |
Sand, eksempelvis sand fra Hals Barre, er brugt til cementproduktion. Fyldsand stammer
oftest fra uddybning af havne og bruges f.eks. til kystfodring, ikke at forveksle med
Kystinspektoratets kystfodringer, som er almindelig indvinding.
Dette kan sammenlignes med resultaterne fra en spørgeskemaundersøgelse foretaget af Sammenslutningen af danske Havne (Sammenslutningen af danske Havne,
2000b). Sammenslutningen udsendte den 13. oktober 2000 et spørgeskema til medlemshavnene,
Foreningen af Danske Privathavne og Statshavnsadministrationerne.
48 havne har returneret skemaet. Nogle af havnenes svar omhandler også uddybning og
ikke blot oprensning. Data er forsøgt korrigeret for dette, således at undersøgelsen
kun omfatter oprensning, tabel 4.2.
De 48 havne forventer, at der i de næste 10 år skal oprenses mellem 600.000 og
860.000 m3/årligt fra havnebassinerne. Esbjerg Havn skiller sig klart
ud ved at forvente oprensninger på 455.000 m3/årligt.
Tabel 4.2
Oprenset mængde fra havnebassiner
År |
2001 |
2002 |
2003 |
2004 |
2005 |
2006 |
2007 |
2008 |
2009 |
2010 |
1000 m3 |
813 |
760 |
678 |
857 |
644 |
636 |
657 |
804 |
604 |
731 |
14 havne forventer ikke noget behov for at foretage oprensning i havnebassinerne over 10
års perioden.
Oprenset mængde fra sejlløb er vist i tabel 4.3
Tabel 4.3
Oprenset mængde fra sejlløb
År |
2001 |
2002 |
2003 |
2004 |
2005 |
2006 |
2007 |
2008 |
2009 |
2010 |
1000 m3 |
1867 |
1837 |
1868 |
2253 |
2014 |
1830 |
1810 |
2185 |
1801 |
1987 |
Også for oprensning i sejlløb skiller en række havne sig markant ud, idet Esbjerg,
Hanstholm og Aalborg tilsammen forventer at skulle oprense ca. 1,7 mio. m3/årligt.
22 havne har indikeret, at de ikke forventer oprensning i sejlløb. (Sammenslutningen af
danske Havne, 2000b)
Sammenslutningen af danske Havne har i spørgeskemaundersøgelsen også spurgt om
materialet klappes, deponeres eller nyttiggøres. Det fremgår, at størstedelen af
materialet deponeres ved klapning på søterritoriet, tabel 4.4. (Sammenslutningen af
danske Havne, 2000b)
Tabel 4.4
Klapning på søterritoriet:
År |
2001 |
2002 |
2003 |
2004 |
2005 |
2006 |
2007 |
2008 |
2009 |
2010 |
1000 m3 |
2218 |
2161 |
2135 |
2319 |
2440 |
2159 |
2180 |
2247 |
2131 |
2513 |
Igen vejer Esbjerg tungt, da Esbjerg alene står for klapning af ca. 1.800.000 m3/årligt.
Store mængder deponeres dog også på land, tabel 4.5.
Tabel 4.5
Deponering på land:
År |
2001 |
2002 |
2003 |
2004 |
2005 |
2006 |
2007 |
2008 |
2009 |
2010 |
1000 m3 |
254 |
333 |
278 |
701 |
131 |
153 |
131 |
784 |
156 |
163 |
De store udsving i 2004 og 2008 skyldes landdeponering af materiale fra Randers (405.000 m3).
Odense har store mængder materiale i 2003 og 2008 (140.000 m3), der må
landdeponeres. København og Esbjerg har løbende betragtelige mængder, der deponeres på
land. (Sammenslutningen af danske Havne, 2000b)
Kun 9 havne har kunnet svare positivt på, at materialet kan nyttiggøres, tabel 4.6
(Sammenslutningen af danske Havne, 2000b).
Tabel 4.6
Nyttiggørelse af materialet:
År |
2001 |
2002 |
2003 |
2004 |
2005 |
2006 |
2007 |
2008 |
2009 |
2010 |
1000 m3 |
190 |
226 |
193 |
171 |
162 |
160 |
172 |
170 |
162 |
190 |
Heraf nyttiggøres 100.000 m3 fra Aalborg, og 50.000 m3 fra Esbjerg
årligt. Derudover er der tale om mindre og svingende mængder fra andre havne. Blandt de
havne, der nyttiggør materialet, har 3 angivet, at der er tale om en engangshændelse i
forbindelse med havneudbygning. (Sammenslutningen af danske Havne, 2000b)
Den væsentligste parameter ved vurdering af mulig nyttiggørelse er
materialesammensætningen.
Groft taget er det kun muligt at opnå en samfundsmæssig nyttevirkning, når det
drejer sig om sand med begrænset organisk indhold, idet materialet så kan erstatte brug
af andet sand. Den mulige nyttiggørelse er yderligere afhængig af kornfordelingen, idet
det alt andet lige er nemmere at nyttiggøre groft sand end fint siltholdigt sand.
Normalt benyttes en deponering af ler og gytje i stedet for klapning, fordi det
økonomisk eller tidsmæssigt set er fordelagtigt, eller fordi materialet på grund af
forureningsindhold eller manglende klapplads til sådanne materialetyper kun kan
bortskaffes, ved at det deponeres.
Der kan skelnes mellem anvendelse, hvor klapmaterialet anvendes på land, f.eks. til:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Opfyld i havne |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Kyst- og strandfodring |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Bundlag i veje |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Cementfremstilling |
Og anvendelse til havs, typisk til kystfodring.
Fra de centrale myndigheder er der lagt op til, at amterne ved administration af
klapsager skal lade nyttiggørelse indgå i overvejelserne. Som anført i afsnit 1,
fremgår det af Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse 1999, at Skov- og Naturstyrelsen i
sin sagsbehandling drøfter med andre myndigheder og havneejere, hvilke muligheder der er
for, at materialer, der optages ved uddybning eller oprensning fra havbunden, sejlrender
m.m., kan nyttiggøres som råstof i anlægsarbejder eller industrien (Miljø- og
Energiministeriet 1999).
I Fyns Amt indgår eksempelvis et vilkår om, at muligheder for genanvendelse skal
undersøges, før klapning finder sted i alle klaptilladelser, hvor sedimentet kan
genanvendes (uforurenet sand med et indhold af organisk stof <3-4 % af tørstof).
Kommunen kan give tilladelse til et anlæg til afvanding af sand, der ikke kræver
tilladelser efter ovennævnte lovgivninger, f.eks. fordi det er placeret på havnens
område.
Anvendelse af sediment fra oprensning af sejlrender og havne
til opfyldninger i havne og kyst- og strandfodring er mindre kompliceret at gennemføre og
er mere udbredt end anvendelse til andre anlægsformål. Det skyldes blandt andet, at
nyttiggørelsen mere er drevet af behovet for at "gøre noget ved" materialet
end en efterspørgsel efter det, og at "problem-ejeren" med krav om uddybning er
den samme, som ejer og planlægger udbygningen af havneområderne.
Når havnesediment vurderes som for belastet til at klappe, skal det deponeres. Ved
deponering på land er den optimale deponeringsplacering bag tætte vægge eller
dæmninger under vand og uden gennemsivning af sur iltrig nedbør, således at
størstedelen af forureningen er bundet i sedimentet. Det er samtidigt vigtigt, at
depotområdet afsluttes som et nyttigt landområde.
Det bløde slam, som typisk kan have et vandindhold på 200-300 %, konsolideres normalt
ved, at der successivt overlejres tynde sandlag. Ved afsluttende sandbelastning suppleret
med etablering af lodrette dræn i et tæt mønster kan selv områder med blødt slam ende
som nyttige arealer, der kan efterbehandles ved såning af græs eller ved etablering af
en belægning.
Materialet fra havnene anvendes typisk til fyld bag spunsvægge eller til opfyldning
på pladser og i moler. Følgende faktorer fremmer nyttiggørelsen:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | At materialet i sig selv (fordi det er sandet) er velegnet |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | At nyttiggørelse kan gennemføres hurtigere end klapning |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | At manglende alternative bortskaffelses muligheder gør, at havnene er tvunget til at
bruge det. |
Som det fremgår af ovenstående, er der en glidende overgang mellem decideret
nyttiggørelse af sediment i havne, og deponering af forurenet sediment uden at der
indgår et nyttiggørelsesaspekt. Hvis der ønskes etableret et specialdepot for
deponering af forurenet sediment, skal amtet ansøges om en tilladelse i henhold til
Miljøbeskyttelseslovens kapitel 5 før etablering af depotet. Hvis der udledes
overskudsvand og/eller drænvand fra depotet, skal der søges om en udledningstilladelse
hertil hos amtet.
4.3.2 Veje
Statens Vejlaboratorium har i 1990 gennemført en foreløbig vurdering af
klapmaterialers anvendelighed ved vejbygning. Rapporten konkluderer, at materialerne kan
anvendes som fyld til indbygning i dæmninger, mens materiale, svarende til størsteparten
af de undersøgte prøver, ikke er anvendeligt til vejmaterialetyper som cementbundet
sand, cementbundet grus, stabilt grus, filtergrus, varmblandet asfalt og sand til
glatførebekæmpelse. Rapporten konkluderer videre, at nyttiggørelse af uforurenet sand
fra sejlrender i områder med større materialetransport er mest relevant, mens
oprensningsmaterialer fra strømbeskyttede områder, især fjorde, generelt er mindre
egnet til vejbygning, fordi materialerne her er mere finkornede. (Vejdirektoratet 1991).
Sediment fra indsejlingen til Hirtshals er blevet anvendt ved motorvejsbyggeri.
Hirtshals Havn oplyser, at de oprenser indsejlingen på samme vis som altid med samme
entreprenør. Forskellen var, at entreprenøren førhen sejlede ind i havnen og pumpede
oprensningsmaterialet gennem en rørledning til et område på stranden, hvor det lå og
afvandede, før Vejdirektoratet sørgede for, at det blev kørt bort. For Hirtshals Havn
var den eneste forskel i forhold til den tidligere bortskaffelse ved klapning, at der var
et ekstra tidsforbrug, som dog ikke havde givet problemer, da oprensningen ikke blev
foretaget akut.
Projektet er igangsat i december 1999. Indtil i dag er der gravet ca. 370.000 m3
op til nyttiggørelsen i.f.m. motorvejsbyggeri.
Nyttiggørelsen vil stoppe, når der ikke længere er behov for sand til
motorvejsbyggeriet i Vendsyssel, dvs. i sommeren 2001.
Hirtshals Havn vurderer, at de sandmængder, der bliver fjernet fra indsejlingen, er
så store, at der ikke findes andre relevante aftagere i Nordjylland.
Vejdirektoratet oplyser, at sandet fra indsejlingen til Hirtshals kvalitetsmæssigt er
meget godt, med et meget ringe indhold af filler (silt), en god dræningsevne (som er
vigtig i.f.m. anvendelse som bundlag/bundmateriale), og at det er regulært sandmateriale
i den finere del (finkornet til fin/mellemkornet).
Sandet er kørt fra oplaget på stranden (afdræningen sker pga. den gode dræningsevne
meget hurtigt) til mellemdepoter.
Sandet er hovedsagelig blevet brugt på den nordlige del af den vestlige gren af den
nordjyske motorvej (nærmest Hirtshals).
Transportafstanden er sammen med kvaliteten de afgørende faktorer for, om det kan
betale sig at nyttiggøre sediment fra havne og sejlrender. Prisniveauet på sand i
Nordjylland er forholdsvist højt, da der er få råstofgrave.
Vejdirektoratet oplyser, at der i tilladelsen er lagt vægt på, at det kun er rent
sand, dvs. sand fra indsejlingen/sejlrende og ikke sand fra havnebassinerne, der må
anvendes.
Det er Vejdirektoratets erfaring, at der i udbudsmaterialet skal stilles præcise krav
til afvandings- og håndtering/opbevaringsteknik på indpumpningsstedet.
Når sandet deponeres ved anvendelsesstedet, skal det overdækkes for at undgå
sandflugt, da det ensartede finkornede materiale let blæser væk.
I Vendsyssel er der forholdsvis få råstofgrave, og sandet fra indsejlingen til
Hirtshals bliver derfor prismæssigt mere konkurrencedygtigt. Grænsen for, hvor langt man
ud fra en økonomisk betragtning i dette område kan transportere sandet, ligger på ca.
20 - 30 km.
Det forventes, at der ud over de ca. 370.000 m3 materialer, som allerede er
nyttiggjort, vil blive nyttiggjort 50-100.000 m3 i sommeren 2001.
I Midtjylland, hvor udbuddet af sand fra råstofgrave er større, vil sand fra
sejlrender næppe kunne konkurrere prismæssigt med sand fra råstofgrave på grund af
omkostninger med at transportere sand.
Aalborg-Portland indvinder og anvender sand til cementproduktionen fra oprensningen af
sejlrenderne ved indsejlingen til Limfjorden og fra sejlrenderne ved Løgstør og
Marbjerg, i alt 50-150.000 m3/år gennem en indtil nu 8-årig periode. Der er
indgået en for begge parter økonomisk fordelagtig aftale med Kystinspektoratet, som er
ansvarlig for oprensningen af sejlrenderne.
Med hensyn til kyst- og strandfodring oplyser Kystinspektoratet, at anvendelsen af
oprensningsmateriale til strandfodring er begrænset. Kystinspektoratet indvinder selv
2½-3 mio. m3 sand årligt til dette formål. Årsagerne til at de ikke
anvender oprenset materiale i større omfang er, dels at det ofte er for finkornet, dels
at transportafstandene er for store til, at det økonomisk kan betale sig.
Kystinspektoratet oplyser, at anvendelse af materiale oprenset fra indsejlinger og
sejlrender hyppigt bliver anvendt til kystbeskyttelse (forbipassage/by-pass), ikke mindst
af de mindre havne.
Anvendelse af materiale, der tidligere ville have været klappet, til kystbeskyttelse
er tiltaget op igennem 90erne.
Også de ændrede regelsæt på området i den nye kystbeskyttelseslov har medvirket
til at fremme nyttiggørelsen af oprensningsmateriale til kystbeskyttelse.
Kystinspektoratet stiller krav om at materialet deponeres så tæt ved land som muligt
(få meters vanddybde), og fordeles langs kysten for at opnå den størst mulige
erosionsdæmpende effekt.
Oplysningerne i dette afsnit bygger på projektet "Københavns Havn, Forbedring af
vandmiljøet, Fase 1", Krüger og Carl Bro, 1999.
Slambehandling har som oftest til formål at reducere slammængden til deponering, at
udvinde genanvendelige fraktioner og/eller at reducere slammets forureningsindhold. Der
kan anvendes en af følgende behandlingsformer, evt. flere i kombination:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Mekanisk (f.eks. frasortering af "ren" sandfraktion ved brug af hydrocykloner
mv.) |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Kemisk (f.eks. ekstraktion af tungmetaller) |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Biologisk (f.eks. nedbrydning af organiske forureninger) |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Termisk (forbrænding af organiske forbindelser, afgasning af kviksølv, termisk binding
af forureningskomponenter til lermineraler, f.eks. ved produktion af mursten, leca etc.). |
Behandlingen foretages både på stationære og mobile behandlingsanlæg. Der findes
dog også referencer på kemisk in-situ behandling. Som hovedregel indgår mekanisk
behandling altid, enten som eneste behandlingsform (i helt overvejende omfang) eller som
første trin i en række af behandlingsprocesser.
Behandling af slammet indebærer som oftest væsentligt højere omkostninger end
deponering. Værdien af udvundne genanvendelige fraktioner modsvarer ofte ikke
behandlingsomkostningerne. Motivet for slambehandlingen er således normalt ikke at
reducere de samlede omkostninger ved håndtering af slammet, men derimod oftest at
reducere deponeringsbehovet og/eller at reducere slammets miljøbelastning. Mekanisk
behandling er relativt simpel og dermed også relativt billig, men omkostningerne
overskrider stadig meget deponering med konsolidering og afsluttende sandoverdækning.
Videregående kemisk, biologisk eller termisk behandling er ofte dyr.
Valg af behandlingsform ved de mange forskellige havneslamsprojekter, der er udført i
såvel Danmark som i udlandet, er således baseret på de meget forskellige lokale forhold
med hensyn til deponeringsmuligheder, miljøforhold, myndighedskrav etc.
I det følgende er redegjort for en række erfaringer fra forskellige projekter med
behandling af havneslam.
En grundlæggende betingelse for genanvendelse af havneslam som alternativ til den
traditionelle deponeringsmetode er en indledende separering af slammet i fraktioner.
Det første trin er en udskillelse af fremmedelementer, typisk genstande, der er
henkastet eller ligefrem kørt ud i havnen. Disse kan spænde fra biler til storskrald,
men kan også bestå af tidligere bygningskonstruktioner som bolværker, pæle e.l., der
ikke er fjernet i forbindelse med ændringer af havnebassinerne. I forbindelse med
optagningen af slammet og transporten til et mellem- eller slutdeponi vil sådanne
genstande skulle fjernes manuelt.
Næste trin i separeringen vil være udskillelse af fraktioner, der i kraft af
partikelstørrelsen ikke vil kunne håndteres i de efterfølgende separeringstrin. Her kan
være tale om større sten eller mindre fremmedelementer. Ved deponering i et mellemdepot
vil denne separering finde sted, i kraft af at der til viderebehandlingen anvendes
optagningsmetoder, eksempelvis pumpning, der ikke tillader passage af de større
fraktioner.
Disse trin kan betegnes som grovrensningen og er en betingelse for at gennemføre
separering af slammet i genanvendelige fraktioner. Ved grovrensningen reduceres
forureningen af havneslammet ikke mærkbart, og de herefter udskilte genstande skal
deponeres/bortskaffes som en affaldsfraktion.
Første trin i separeringen er en ristning, der reducerer kornstørrelsen i slammet til
den for den videre separering nødvendige. Sammen med eller i stedet for ristningen kan
der foretages en udskillelse af større og tunge fraktioner i et
sandfang/udskillelsesbassin. De udskilte fraktioner vil i princippet være rene, da der
ikke knyttes forurening til så store partikler.
Forureningen med tungmetaller er erfaringsmæssigt overvejende til stede i finere
partikler. Ved separering i fraktioner med veldefinerede kornstørrelser kan det
forventes, at der kan udskilles en grovere, lavt- eller uforurenet del fra den finkornede
stærkere forurenede. Denne adskillelse kan finde sted i hydrocykloner, og dette princip
er da også særdeles hyppigt anvendt, og erfaringerne er veldokumenterede i
faglitteraturen. Funktionen er dog afhængig af lokale forhold og karakteren af såvel
sedimenterne som forureningens karakter.
En avanceret metode til adskillelse af finere slamfraktioner fra det opslemmede slam er
Actiflo. Denne er interessant, hvis der forud er foretaget en meget vidtgående
separation, og restproduktet til behandling skulle renses før deponering, medens den vil
ofte være for dyr, medmindre det drejer sig om en næsten ren fraktion. Dette stemmer
overens med erfaringer fra andre havne, hvor lignende rensemetoder er afprøvet.
En mere simpel metode end Actiflo til rensning af de udseparerede fraktioner kan
udføres i bassiner, som kan være et simpelt jordbassin eller et egentligt bygværk.
Under opholdet i bassinet foretages en spuling ved anvendelse af en ejektor med vand eller
vand/luftblanding eller en beluftning med trykluft. Dette kombineres med en flotering og
udskillelse af de finere partikler, der er fastsiddende på de separerede fraktioner.
Man kan etablere et indspulingsbassin, hvori opgravet havneslam indspules som en
forfase til en finere separering. Der er gode chancer for, at en efterfølgende separering
med hydrocykloner kan blive væsentlig nemmere, ved at en stor del af det fine materiale
fjernes allerede før en efterfølgende finere separering i hydrocykloner.
5.2.1.1 Ristning
På grund af de stærkt slidende og tunge materialer i havneslam skal der anvendes
særdeles robuste risteaggregater. Der findes en del forskellige konstruktioner af
rotertromler og båndriste, som anvendes f.eks. i stenindustrien, og sådanne vil
umiddelbart kunne anvendes i dette tilfælde.
For at fjerne forureningen fra de udskilte materialer forsynes risteanlægget med
vaskeanordninger, som kan benytte havvand til skylningen. Skyllevandet vil være forurenet
med de afskyllede finere partikler og udledes derfor i det depot, hvorfra slammet optages
til ristning.
5.2.1.2 Sandfang/udskillelsesbassiner
Princippet i disse anlæg er, at slammet ledes igennem et volumen med en
fremadgående strømningshastighed, og at partiklerne i opslæmningen har forskellig
synkehastighed, bestemt af såvel partiklens rumvægt som dens størrelse. Materialerne
vil i konsekvens heraf aflejres med en mere eller mindre kontinuert variation i
kornstørrelsen, men ikke med en skarp adskillelse mellem fraktioner.
Bassinernes funktion kan forbedres ved valsebeluftning og eller valseinjektion af vand
eller en luft/vand blanding, hvorved de bundfældede materialer renses for de mest
forurenede små partikler, men denne metode kan næppe anvendes til andet end en
grovsortering.
5.2.1.3 Hydrocykloner
Anvendelse af hydrocykloner til separering af partiklerne i det opgravede
havnesediment kan være en effektiv metode til at udskille partikelfraktioner, der er mere
eller mindre rene og således vil kunne anvendes til andre formål. Mængden af sediment
til deponering kan herved reduceres, og behovet for deponeringsareal reduceres
tilsvarende.
Den opgravede suspension kan groft opdeles i vand, organisk stof og partikler, f.eks.
ler, silt, sand samt grovere partikler. I separeringen af disse komponenter kan
hydrocykloner blive anvendt til at udskille dele af specielt sandpartiklerne fra den
øvrige del af suspensionen.
Hvilke fraktioner, der skal separeres i mht. antal og partikelstørrelser, afhænger af
det aktuelle sediment og specielt, hvilke partikelfraktioner forureningen i sedimentet
følger. Designet af hydrocykloner kan således tilpasses de aktuelle målinger af
partikelfordelingen og forureningsgraden i de enkelte partikelfraktioner.
Hvis hydrocykloner anvendes til behandling af havnesediment er der typisk et behov for
en fortynding af suspensionen inden tilledning til disse. Fortyndingen sikrer et korrekt
tørstofniveau, nødvendigt for at opnå en god separering. Ligeledes skal større
partikler i suspensionen fjernes inden tilledning til hydrocykloner for at forhindre en
tilstopning af disse.
Hydrocykloner anvendes typisk til at fraskille og sortere partikler mellem 40 til 400 m m. Med en udskillelse af sandpartikler kan vandet med det organiske
stof og mindre partikler renses i andre processer. De sorterede sandpartikler evt. opdelt
i forskellige størrelsesfraktioner kan evt. renses til en kvalitet, der kan genanvendes
til f.eks. uforurenet fyldmateriale.
Funktionen af en hydrocyklon er vist på Figur 5.1.
Af Figur 5.1 ses at tilløbet til hydrocyklonen kommer ind i toppen i et indløbskammer
under tryk. Typisk anvendes et tryk mellem 1-2 bar. Indløbskammeret leder tilløbet enten
tangentielt eller via en logaritmisk spiral ind i hydrocyklonen, så der dannes en
hvirvelbevægelse i hydrocyklonen - den primære hvirvel. I indløbskammeret sidder også
en "vortex finder", som forhindrer, at der sker en kortslutning direkte fra
tilløbet til overløbet.
Figur 5.1
Funktion af hydrocyklon.
Hvirvelbevægelsen fra indløbskammeret fortsætter ned gennem en cylindrisk
sektion og en konisk sektion, hvor de tunge partikler slynges ud mod væggen af
hydrocyklonen via en kraftig centrifugalkraft. I den koniske sektion begynder der en
dannelse af en sekundær hvirvel i midten af hydrocyklonen med en modsat retning op gennem
hydrocyklonen.
De tunge partikler fortsætter langs væggen af hydrocyklonen og løber ud i bunden med
underløbet ved "apex" delen af hydrocyklonen. Slam, partikler med en densitet
tæt på vands og små partikler følger den sekundære hvirvel op gennem hydrocyklonen og
ud gennem "vortex finder" til overløbet. Både overløb og underløb skal ske
til atmosfærisk tryk. Fordelingen mellem overløbet og underløbet kan variere, men
typisk løber ca. 80 % af tilløbet ud ved overløbet og således 20 % af tilløbet ud ved
underløbet. Fordelingen bestemmes af forholdet mellem de valgte diametre for henholdsvis
"vortex finder" og "apex" i hydrocyklonen. I mange tilfælde er
centrifugalkraften så kraftig i hydrocyklonen, at der helt fra underløbet ved
"apex" trækkes en lufthvirvel op gennem hydrocyklonen og med overløbet ud
gennem "vortex finder".
5.2.1 4 Separering i bassin
Et indspulingsbassin, hvori opgravet havneslam indspules, kan anvendes som en
forfase til en finere separering. Der er gode chancer for at en efterfølgende separering
med hydrocykloner kan blive væsentlig nemmere, ved at en stor del af det fine materiale
fjernes allerede før en efterfølgende finere separering i hydrocykloner. For mindre
havne med begrænset belastning kan en bassinseparering vise sig at være tilstrækkeligt.
Det vil oftest være nemmere og billigere at udføre en bassinseparering for mindre
mængder end at anvende et hydrocyklonanlæg.
I forbindelse med optagning, behandling og deponering/genanvendelse af havneslam
kan det i visse tilfælde være ønskeligt at foretage en koncentrering og afvanding af
slammet. Slammet kan afvandes på slambede eller i mekanisk slamafvandingsudstyr.
Afhængig af den valgte metode kan det være nødvendigt at forbehandle slammet, således
at større partikler fjernes inden afvandingen.
Slambede kan placeres både under vand, i kystnære områder og på land. Slammet kan
fjernes fra slambedet efter endt afvanding, således at slambedet kan bruges igen.
Alternativt kan slambedsafvandingen foregå på selve deponeringsstedet.
Mekanisk slamafvanding kan foretages i centrifuger, sibåndspresser eller
kammerfilterpresser. Hvis slammet efter separering og/eller rensning har et meget lavt
tørstofindhold, kan det være en fordel at foretage en koncentrering før den egentlige
afvanding.
I forbindelse med mekanisk koncentrering og mekanisk afvanding vil det sandsynligvis
være nødvendigt at konditionere slammet ved tilsætning af både anionisk og kationisk
polymer og samtidig overveje de miljømæssige konsekvenser.
Vandfasen fra afvandingen må kontrolleres og evt. renses inden udledning til
recipient.
Det havneslam, der ikke kan klappes eller genbruges, skal deponeres.
For at spare deponeringsvolumen, subsidiært at gøre en del af havneslammet
genanvendeligt til andre formål, f.eks. opfyldninger, kan bundsedimenterne i større
eller mindre grad efterbearbejdes og renses.
I nedenstående figur 5.2 er vist, hvordan et sådant behandlingsanlæg kan tænkes
udformet.
En samlet proces til behandling af havneslam skal opbygges under hensyntagen til
nedenstående:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | De samlede behandlingsomkostninger inkl. slutdisponering af restprodukterne må ikke
forøge de samlede omkostninger væsentligt i forhold til omkostningerne til deponering,
når den miljøforbedring, der kan opnås ved behandlingen, samtidig er taget i
betragtning. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Mængden af restprodukter til slutdeponering i depot minimeres, og mest muligt materiale
genbruges. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Restproduktet i form af belastet materiale til deponering skal minimeres. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Der anvendes det simplest mulige og det mest robuste udstyr, der evt. kan flyttes og
anvendes på andre lokaliteter. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | For at sikre størst mulig driftsstabilitet bør anlægget primært bestå af
delelementer, der er kendt teknologi. |
Figur 5.2 Se her!
Principskitse af enhedsoperationer i et anlæg til behandling af bundsedimenter.
I behandlingsanlæggets første delproces opslæmmes og gennemiltes bundsedimenterne.
Herved forbedres mulighederne for at videretransportere og håndtere sedimenterne i de
efterfølgende delprocesser.
I dette procestrin skal også de største fraktioner i sedimentet frasorteres: sten,
cykler, barnevogne o.l. Kort sagt alle de genstande, der ikke kan passere gennem en
hydrocyklon.
Iltningen af sedimentet på dette stadie skal, i det omfang det er muligt, nedbryde de
organiske forbindelser, der primært binder kviksølv (methylkviksølv) og tin (TBT).
Samtidig vil det være hensigtsmæssigt på dette procestrin at regulere pH i
sedimentet for at få frigivet flest mulige metaller til den opløste fase. Hvorvidt der
skal tilsættes syre eller base er afhængig af, hvad der er mest hensigtsmæssigt set i
forhold til bl.a. iltningen og den efterfølgende behandlingsproces.
Næste fase i processen er en separering af materialet efter kornstørrelsen, så de
groveste materialer kan frasorteres og genanvendes. Både det frasorterede grove materiale
og det finkornede materiale skal i videst muligt omfang tillige skilles fra det vand, der
anvendtes til opslæmningen, idet dette pga. pH-justeringen vil indeholde tungmetaller.
Da nogle metaller frigives ved lav pH (syre) og andre ved høj pH (base), og da begge
typer ikke kan være opløst samtidigt, hvis der er adsorptive partikler til stede i
vandet, er det nødvendigt at skille vand og suspenderet materiale, førend pH igen
reguleres i sedimentet. pH reguleres nu til den modsatte yderlighed (syre/base) af det,
der anvendtes i første trin. Herefter vaskes de to typer materialer, det grove og det
fine med denne nye pH-værdi.
Det grove materiale genanvendes, og det fine deponeres eller gennemgår i ny serie
processer med henblik på en efterfølgende brænding i et kraftværk e.l. Ved deponering
eller forbrænding vil en eventuel opkoncentrering af faststofvoluminet kunne blive
nødvendigt.
Vandet, dels fra separationen, og dels fra eftervasken af materialerne med den modsatte
pH-værdi skal efterfølgende renses for dets indhold af metaller. Traditionelt vil der
kunne anvendes en kemisk fældning, men denne proces producerer uforholdsmæssigt meget
kemikalieslam. Derfor vil det være mest hensigtsmæssigt at anvende den nye
MetClean vandrenseproces, idet denne hovedsagelig kun producerer granulat, der let
kan afvandes, som er mere stabilt end det kemiske slam og kun udgør 10-20 % af det
volumen, som det kemiske slam udgør og det endda efter en efterbehandling af slammet.
Der foregår i Danmark løbende et arbejde med at forbedre eksisterende og udvikle nye
metoder til rensning af forurenet jord (Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 4, 2000).
Der er både forskelle og ligheder mellem problemstillingen i.f.m. forurenet jord og
forurenet havneslam.
Af lighederne kan nævnes:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Forureningerne er bundet til et materiale bestående af en blanding af mineralsk og
organisk materiale, som forekommer i en forskellige blandingsforhold og kornstørrelser
afhængigt af oprensningsstedet. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Tungmetaller er ofte et problem i begge situationer. |
Af forskellene kan nævnes:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Forurenet jord har ofte en mere heterogen partikkelsammensætning end havneslam. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Der er meget fokus på olieforureninger og forureninger med chlorerede opløsningsmidlet
i forurenet jord, men der er fokus på biocider i havneslam. |
I Danmark er der gennemført et forsøg med et mobilt vaskeanlæg, indlejet fra det
tyske firma Werner Frantzen Bau GmbH og opstillet hos K.K. Miljøteknik A/S
(Miljøstyrelsen 2000c).
Figur 5.3 Se her!
En oversigt over den kombination af procesenheder, der udgør jordvaskeanlægget,
der i 1999 var opstillet på K.K. Miljøteknik's anlæg i Rødby (Miljøstyrelsen 2000c)
Principperne i dette anlæg (Miljøstyrelsen 2000c) er i hovedtrækkene de
samme, som gennemgået i afsnit 5.2. Rapporten vurderer, at der er et potentiale for
jordvask i Danmark, men at der er brug for yderligere forsøg til at vise, om resultaterne
kan forbedres i et anlæg evt. opbygget med supplerende enhedsoperationer, i forhold til
anlægget fra Werner Frantzen. Der var ingen markant forskel på resultaterne af rensning
for tungmetaller og for tunge olieprodukter.
Det vurderes at mange af de problemer, der blev identificeret var forårsaget det meget
heterogene materiale, og det må forventes at et anlæg opbygget efter lignende principper
anvendt på havneslam, vil give en bedre separation i en forurenet og en ikke-forurenet
fraktion.
I et projekt fra 1998 er den seneste viden indsamlet om fire hovedtyper af metoder til
oprensning af jord forurenet med tungmetaller: Elektrokinetisk rensning, oprensning ved
hjælp af planter, jordvask og stabilisering af tungmetallerne i jorden. Det vurderes, at
der næppe er én metode, der kan rense alle jordtyper for alle metaller.
Rensningsmetoderne skal indrettes således, at de er effektive over for bestemte metaller
eller bestemte jordtyper. Projektet konkluderer, at jordvask især vil kunne anvendes ved
sandede jorde, hvor en efterfølgende oprensning af de fine partikler måske kunne ske ved
elektrokinetisk rensning (Miljøstyrelsen 1998c).
Ulemperne ved en separering og rensning af havneslam er, at metoden teknisk set er
kompliceret og dyr, samt at den kræver et udviklingsarbejde med henblik på at etablere
et eller flere anlæg, som kan anvendes under danske forhold.
Af forhold som taler for en separering kan nævnes:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Reduktion af de materialemængder, der skal placeres i depot |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Mulighed for nyttiggørelse af sandfraktionen |
Der eksisterer ikke danske erfaringer med separering og rensning af havneslam, og der
er behov for et omfattende udviklingsarbejde, før metoderne kan finde udbredt anvendelse.
Endvidere er omkostningerne i forbindelse med separering og rensning store i forhold
til de nuværende deponeringsmetoder. Det er derfor vigtigt, at havnene i så stor
udstrækning som muligt reserverer områder til fremtidig nyttiggørelse/deponering af de
oprensede mængder fra havnebassiner og sejlrender. Disse områder kunne samtidig være
mellemdepoter for nyttiggørelse af de sandede oprensningsmateriale.
Det drejer sig primært om at undersøge, om det fraseparerede sand er så rent, at det
kan bruges vilkårlige steder, eller om det kræver en efterfølgende kemisk behandling
for at fjerne den resterende forurening. Der udføres. p.t. forundersøgelser vedrørende
dette i Københavns Havn i forlængelse af de allerede udførte vurderinger af
mulighederne for at forbedre vandkvaliteten (Krüger og Carl Bro, 1999).
Et mobilt anlæg, finansieret af flere havne, kan være et af midlerne til at gøre
separering konkurrencedygtig over for "simpel" deponering, og det bør
fra centralt hold overvejes at undersøge mulighederne for at igangsætte et
fuldskalaforsøg. Separering må antages kun at blive konkurrencedygtig, hvis det
kombineres med et midlertidigt depot. Separeringen kan derefter foregå i døgndrift i en
længere periode. Det vurderes, at etableringen af et anlæg kræver et udviklingsprojekt,
hvor oprensningsbehov (havne, sedimentmængder, sedimentsammensætning, indhold af
forurenende stoffer), teknik, økonomi og afsætningsmuligheder udredes.
Oplysningerne i dette afsnit bygger på projektet "Københavns Havn, Forbedring af
vandmiljøet, Fase 1", Krüger og Carl Bro, 1999. Under overskrifterne:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Mekanisk behandling |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Kemisk behandling |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Biologisk behandling |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Termisk behandling |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | In-situ behandling |
er refereret en række cases med angivelse af en reference, hvor nærmere oplysninger
kan skaffes.
METHA-anlægget, Hamborg Havn, 1
I Hamborg Havn har man, på baggrund af næsten et årtis forskning med forsøg
både på laboratorie- og pilotskala-niveau, udviklet et storskala anlæg, der kan
separere sediment mekanisk. Dette anlæg (METHA), som kan processere omkring
500.000-600.000 m3 tørstof om året (Pröpping 1997), er det eneste af sin
slags på verdensplan.
Havnesedimentet i Hamborg Havn indeholder tungmetaller, mineralske olier, PCB og PAH.
Mellem 40 og 98 % af sedimentet har en kornstørrelse < 63 mm
og indeholder mellem 12 til 30 % organisk stof. Indholdet af tungmetaller og organisk stof
viste sig at være tæt sammenhængende med kornstørrelsesfordelingen. Jo finere
partikler og jo højere indhold af organisk stof, jo højere var forureningsindholdet.
Derfor er første led i behandlingen af det afgravede materiale en separation i en
silt-fraktion (<63 mm) og en sand-fraktion (>63 mm).
METHA fungerer, som vist på figur 6.1. Det afgravede sediment ankommer i pramme, disse
tømmes med sugepumper og sedimentet lagres i et bassin med 300.000 m3
kapacitet, der virker som tids- og planlægningsbuffer. Grove fraktioner >80 mm
sorteres fra vha. en "bar sizer" for at undgå tilstopninger længere fremme i
systemet. Vha. to "cutter suction" gravemaskiner overføres materialet til
forberedelsesprocessen ved hydraulisk transport. Som en yderligere beskyttelse af den
efterfølgende proces sorteres alle partikler >10 mm fra vha. en cylinder sold. Den
screenede suspension udfældes i en beholder og homogeniseres som forberedelse til
sand/silt-separationen.
Separation af sand og silt foregår i to parallelle forløb med en total kapacitet på
200 tons/t (tør) og i to niveauer. I den første separationsfase, hydrocyclonen, bliver
partikler <63 mm separeret fra vha. harmløse,
adhæsive substanser. I den nedre ende af hydrocyclonen bringes sandet til den anden
separationsfase, sortering vha. opadstigende flow. Sandet, der er blevet tilført dette
opadstigende vand, separeres nu fra de fine partikler, der ikke blev separeret fra i
første fase. Det rene sand afdrænes på en vibrationsrist til et vandindhold på ca.
10-15 % af vægten. I tilfældet i Hamborg Havn kunne dette sand genbruges til
byggematerialer.
Mens afdræning af sand ikke udgør noget egentligt problem, er afdræningsprocessen af
silt med høje mængder af organisk substans ekstrem problematisk. Den videre behandling
og dræning forløber i mange etaper, der ikke skal beskrives i detaljer her.
Investeringsprisen for METHA midt i 90'erne var 135 mio. DM, de årlige driftsomkostninger
40 mio. DM og bemandingen var 96 personer.
Detzner H.D. (1993): Mechanical treatment of the dredged material from the Hamburg
harbour, CATS II Congress, Antwerp, 15-17 Nov., 1993.
Figur 6.1 Se her!
Skitse af METHA-anlæg fra 1993.
METHA-anlæg i Hamborg Havn, 2
I 1996 blev det allerede eksisterende METHA-anlæg i Hamborg Havn udbygget med
endnu en klassificeringsenhed baseret på den samlede erfaring. Denne enhed vil gøre det
muligt at opnå endnu en sediment-fraktion, nemlig en grov silt-fraktion (20-100 mm), som har vist sig at have en markedsværdi som et
industriaggregat. Se Detzner (1998) for en mere uddybende beskrivelse.
Pröpping K. (1997): Dredged material management at the Port of Hamburg, Copenhagen
Waste and Water 1997)
METHA-anlæg i Hamborg Havn, 3
Yderligere laboratorie- og pilotskala-forsøg har vist, at det er muligt at
separere yderligere ved 20 mm i forbindelse med
METHA-anlægget i Hamborg Havn. Det bedste resultat blev opnået med en totrins separation
vha. af hydrocycloner og spiraler. Den producerede fraktion (20-150 mm) består hovedsageligt af kvartsmateriale med et lavt niveau af
forurening. I 1996 blev METHA-anlægget udbygget med et forsøgsanlæg med en kapacitet
på 50 t/t baseret på tørstof. De essentielle procedurer og tekniske komponenter består
af følgende: hydrocycloner til separation ved 20 mm,
spiraler til separering af fine organiske materialer og vakuum båndfilter til afvanding
af den fine sand-fraktion. Se figur 6.2 for det endelige udseende af METHA-anlægget.
Målet er at kunne genbruge den ekstra fraktion til byggemateriale eller som
tilsætning til disse. Tilladelse til at bruge fraktionen som tilsætning ved vejbyggeri
overvejes allerede. Yderligere muligheder for nyttiggørelse, både for den almindelige
silt og den fine silt, er produktion af mursten. Et firma i Hamborg har efter mange års
planlægning og udvikling bygget et storskala teknisk anlæg, hvor det er muligt at
producere højkvalitet mursten ud af sedimenter fra Elben. Kapaciteten af anlægget er ca.
5 mio. mursten om året.
Figur 6.2 Se her!
Skitse af METHA-anlæg fra 1998.
Investeringsudgifterne i forbindelse med METHA-anlægget var ca. US$ 80 mio.,
driftsomkostningerne beløber sig til ca. US$ 9 mio. pr. år inklusive ca. 100 ansatte på
METHA-anlægget. Investeringsomkostningerne for vandbehandlingsanlæggene beløb sig til
ca. US$ 6 mio. uden skyllevands-cirkulations-system, og de totale omkostninger for
behandling og deponering var ca. US$ 50 mio. i 1994, PIANC (1997).
Detzner H.D., Schramm W., Döring U. and Bode W. (1998): New technology of
mechanical treatment of dredged material from Hamburg harbour, Wat. Sci. Tech. Vol. 37,
No. 6-7, pp. 337-343, 1998.
PIANC (1997): Handling and Treatment of Contaminated Dredged Material from Ports and
Inland Waterways "CDM", Vol. II, Suppl. to Bulletin No. 89, 1997.
Rotterdam Havn
Forurenet afgravet materiale fra Rotterdam Havn placeres i et stort depotområde
kaldet "de Slufter". Noget af dette materiale indeholder en del sand, og en
undersøgelse blev udført for at undersøge metoder til at separere sand fra det fine
materiale for at reducere den mængde, der kræver specielle deponeringsforhold.
Undersøgelsen resulterede i etablering af et storskala forsøgsområde. Afgravet
materiale, der også indeholder sand, føres ind i testbassinet, der rummer 15.000 m3,
hvorved det grove materiale separeres fra det fine. Hvis nødvendigt, blev
vandindsprøjtning (water injection) brugt til at forbedre separationsprocessen.
Det forurenede fine materiale deponeres i et depot, og det rene sand bruges til
opbygning af Slufters ringdæmning.
Forsøget gik ud på at optimere prisen på separeringen i forhold til det udbytte, man
kunne få for det rensede sand og muligheden for at deponere den fine fraktion af det
forurenede materiale (afhænger af materialets natur). Materialet, der sendes til
separation, skal gennemsnitlig indeholde ca. 52 % >63 mm
for at opnå en rentabel ligevægt.
Deibel I.K. et al (1993): Separation from sand out of sludge; a large scale test,
CATS II Congress, Antwerp, 15-17 Nov., 1993.
Reduktion af forureningen af sand-fraktionen
Forurenet sediment fra fem forskellige lokaliteter er blevet separeret på grundlag
af partikelstørrelse. Materialet separeres i en serie af hydrocycloner, hvor det
"rene" sand fjernes fra det forurenede fine sediment.
I disse forsøg viste den "rene" sand-fraktion sig at være relativt lille
for alle fem lokaliteter.
Derfor blev yderligere behandling ved gravitation og flydeteknikker udført. Dette gav
meget gode resultater for de grove sedimenter, men effekten formindskes for faldende
partikelstørrelse.
Afvanding med flokkuleringsmidler blev afprøvet på den fine fraktion af sedimentet.
Pga. fjernelsen af de grove fraktioner fra det forurenede sediment er konsolideringsevnen
af den fine fraktion forringet. Tilsætning af flokkuleringsmiddel (single) til det
suspenderede materiale forårsagede en acceleration af sedimentationen.
Konsolideringsevnen blev dog yderligere forringet. Ved tilsætning af et
duo-flokkuleringsmiddel blev konsolideringsevnen derimod af samme størrelsesorden, som
den var i det oprindelige ikke-separerede sediment. Dvs. at midlet havde en positiv effekt
på konsolideringsevnen, der forinden var blevet forringet pga. separationen.
Det konkluderes, at det er vigtigt at bruge det samme udstyr til separering ved
forundersøgelserne, som skal bruges i storskala. Ved brug af hydrocycloner er det muligt
at opnå en betydelig reduktion i forureningen af sand-fraktionen. Det er dog nødvendigt,
at sand-fraktionen er tilstrækkelig stor (hvor stor er ikke nævnt i artiklen). Da
forureningen i finfraktionen øges, kan det stille ekstra krav til deponering af denne
mindre mængde.
Rijt C. van (1993): Cleaning contaminated sediments by separation on the basis of
particle size, Wat. Sci. Tech., vol. 28, pp. 283-295.
Ekstraktion med kompleksdannere
Baseret på laboratorieundersøgelser er en teknik til ekstraktion af tungmetaller
med kompleksdannere blevet udvalgt til videreudvikling. Følgende ekstraktionsstoffer er
blevet testet: saltsyre (HCl), biokemisk produceret fosforsyre (H2SO4),
citronsyre og "ethylene diamine tetra acetic acid" (EDTA). Ekstraktion med
citronsyre resulterede i meget lave fjernelsesprocenter. Ekstraktion med HCl ved pH = 0,5
og 1,0 resulterede også i lave fjernelsesprocenter, men i dette tilfælde steg procenten
ved beluftning. På trods af de rimelige resultater med HCl blev dette ikke udviklet
yderligere, først og fremmest pga. den store mængde syre, der skulle bruges, da
sedimentet var meget kalkholdigt. Ydermere pga. de forventede problemer med håndtering og
deponering af det behandlede sediment og forurenede syre. Biokemisk ekstraktion med
fosforsyre viste lovende resultater for fjernelse af metaller specielt for bly. Beluftning
var nødvendig for at sikre de aerobe vækstbetingelser for de bakterier af slægten
Thiobacillus, som blev anvendt. Kompleksdannerne viste meget lovende resultater i
forbindelse med beluftning af slammet.
Schotel F.M. and Rienks J. (1993): Chemical treatment and immobilization of
contaminated sediment in the Dutch development programme sediment treatment processes DPTP
phase II (1992-1996), CATS II Congress, Antwerp, 15-17 Nov., 1993.
Syreekstraktion
En oxidativ syreekstraktion til fjernelse af tungmetaller blev optimeret. Forurenet
slam blev ekstraheret ved pH-værdier mellem 0 og 7. Den største mængde tungmetal blev
ekstraheret ved de laveste pH-værdier, men en lav pH er ikke velegnet hverken teknisk
eller kommercielt. Det blev valgt at gennemføre den oxidative syreekstraktion en
pH-værdi på 2, da forskellen mellem den ekstraherede mængde ved pH-værdier mellem 1 og
4 var ret lille. På baggrund af forsøgene blev en ekstraktionstid på 2 timer valgt som
det optimale. For at forøge effektiviteten af ekstraktionen blev hydrogenperoxid tilsat
slammet inden syreekstraktionen. Desorptionen af Cd, Cu og Zn steg hurtigt for den
dichromate-oxiderbar fraktion mellem 1 og 10 % oxidation, og Fe blev uopløseligt. Ved pH
= 2 blev følgende mængder ekstraheret uden oxidation: 0,6 % Cu, 22 % Cd, 31 % Zn og 15 %
Fe og med oxidation: 62 % Cu, 95 % Cd, 76 % Zn og 0,16 % Fe.
Demeyer A. et al (1993): Extraction of metals from contaminated dredged sediments
using a combination of acid and oxidative treatment, CATS II Congress, Antwerp, 15-17
Nov., 1993.
Stabilisering af sedimentet
Stabilisering af oprenset sedimentet, således at metallerne ikke frigives, er
undersøgt. Finfraktionen fra Hamborg Havn blev tilsat kalk, cement, flyveaske fra kul og
gips, og udvaskning af metaller undersøgtes. De bedste resultater opnås ved tilsætning
af kalksten (kalciumkarbonat). Bedste stabilisering opnås ved tilsætning af en blanding
af flyveaske og speciel cement.
NKT Research (1991): Havneslam, fase 1: Karakterisering og behandlingsmuligheder for
sediment fra Københavns havn, Rapport til Kbh. Miljøkontrol.
Calmano W. et al (1985): Behaviour of dredged mud after stabilisation with different
additives, 1st Int. TNO Conf. on Contaminated Soil, Utrecht, 11-15 Nov.,
pp.737-746.
Khorasani R. et al (1988): Stabilization of dredged sludge by chemically and
mineralogically different additives, 2nd Int. TNO/BMFT Conf. on Contaminated
Soil, Hamborg, 11-15 April, pp.1431-1434.
Biologisk oprensning af havnesediment
Et modelskalaforsøg er blevet udført for at studere effekten af forskellige
teknologier af biologisk oprensning, dvs. nedbrydning af organiske miljøgifte ved hjælp
af mikroorganismer, af havnesediment forurenet med PAH, mineralske olier og TBT. Evnen til
at nedbryde forureningskomponenter er testet ved tilsætning af kunstig inokula. Endvidere
er evnen til at stimulere den naturlige mikrobiologiske population i sedimentet til
biodegradering blevet undersøgt. Biodegradering forekommer i alle prøver, som er blevet
forsynet med oxygen. Resultater antyder, at nogle mikrobiologiske sammensætninger er mere
effektive end andre. Mineralske olier fjernes sammen med PAH med op til 10-30 % af den
oprindelige koncentration.
Dumon G. and Brabandere J. de (1993): Definition of the limiting boundary conditions
for the bioremediation of PAH, mineral oil and tri-butyl-tin contaminated harbour
sediments, CATS II Congress, Antwerp, 15-17 Nov., 1993.
Immobilisering af tungmetaller og en destruktion af organiske forbindelser
Havneslam fra fire forskellige hollandske havne er blevet undersøgt for muligheden
af at opnå en immobilisering af tungmetaller og en destruktion af organiske forbindelser
vha. termisk behandling. Det krystalliske resulterende produkt kan sammenlignes med
naturlig basal sten og kan bruges til konstruktionsformål. Havneslammet separeres først
i en relativ ren sand/silt-fraktion og en forurenet ler-fraktion. Den forurenede fraktion
opvarmes ved temperaturer omkring 1.350 oC afhængig af den kemiske
sammensætning, der påvirker smeltepunktet (alle prøver var smeltet efter 30 min. ved
1.300 oC). Temperaturer på 1.350 oC sikrer afgasningen af
havneslammet. Efter smeltningen blev stoffet krystalliseret ved afkøling. Over hundrede
prøver med forskellige sammensætninger blev smeltet og derefter krystalliseret ved
forskellige nedkølingskurver. Forskellige nedkølingskurver giver forskellige strukturer
af det krystalliske materiale. Det krystalliske materiale opnåede samme mineralogi som
naturlig basal sten. Strukturen og mineralogien indikerer meget gode fysiske egenskaber.
Versteeg H.P. et al (1993): Thermal treatment of contaminated harbour sludge, CATS
II Congress, Antwerp, 15-17 Nov., 1993.
Great Lakes
To pilotforsøg med termisk behandling blev udført. Formålet med forsøgene var
at afprøve metoden til rensning af Great Lakes-områder. Resultaterne viste, at raten af
kviksølv, der fjernes fra sedimentet ved termisk behandling, ligger mellem 60 og 99, 9 %,
og resultatet var afhængigt af opholdstid og afslutningstemperatur. For Cd, Zn og Pb
ligger fjernelsesraterne mellem -30 til 55,8 %. De flygtige klorforbindelsers
fjernelsesprocent lå mellem 81 og >99 %, og resultatet var afhængigt af opholdstid og
afslutningstemperatur. Næsten alt det fjernede stof blev opfanget af en carbon absorber.
Det meste af kviksølvet blev også opfanget af carbon absorberen, og kun værdier under
det tilladelige blev målt i luftemission. Det gennemsnitlige indhold af kviksølv i
emissionen lå på 0,001 % af det oprindelige indhold i sedimentet.
Pilotskala-forsøg viste for én slags sediment, at gennemsnitlig 78 % af PAH, >57 %
af PCB og >71 % af kviksølvet blev fjernet fra sedimentet ved termisk behandling. For
en anden slags sediment, der indeholdt langt flere PCB-forbindelser, var fjernelsesraten
fra >79 % til >97 %. Ved væskeekstraktion fjernes fra 96-99,3 % af PAH og fra
99-99,7 % af PCB.
Kenna B.T., Conboy D., Leithner J., Averett D. and Yaksich S. (1994): Pilot-scale
demonstrations of thermal desorption for the treatment of contaminated river sediment,
Dredging 1994, ASCE, Proc. of the 2nd Int. Conf. on dredging and dredged material
placement, pp. 474.
Garbaciak S. Jr. (1994): Laboratory and field demonstrations of sediment treatment
technologies by the USEPA´s assessment and remediation of contaminated sediments (ARCS)
program, Dredging 1994, ASCE, Proc. of the 2nd Int. Conf. on dredging and dredged material
placement, pp. 567.
METHA-projektet,4
Nyttiggørelse ved termisk rensning af finfraktion som alternativ til deponering er
undersøgt i forbindelse med METHA-projektet. Formålet var at undersøge muligheden for
at nyttiggøre finfraktionen ved, dels at destruere den organiske forurening, dels fiksere
de uorganiske forureninger ved reaktioner med lermineraler.
Ved fremstilling af mursten konkluderes at op til 50 % (w/w TS) kan tilsættes til
murstensler uden at forringe den tekniske kvalitet. Derimod vil især kviksølvafgivelsen
under brændingen af murstenene kræve omfattende luftrenseforanstaltninger.
Endvidere undersøges produktion af glasfibre - ved 1.300-1.350 °
C kan finfraktionen trækkes til fibre med diameter ca. 20 m m
(kan anvendes til isolationsformål). Kræver forudgående effektiv tørring, idet
materialet til processen højst må indeholde 5 % vand. Der blev udført et pilotprojekt
med produktion af 10-15 mm piller (LECA) til brug for frostsikringslag i vejbygning ved
termisk behandling ved 900 ° C, hvor uorganiske forureninger
blev hårdt bundet i en keramisk struktur.
Hampel et al (1988): Termal treatment of dredged material, 2nd Int.
TNO/BMFT Conf. on Contaminated Soil, Hamborg, 11-15 April, pp.1305-1314.
Pga. myndighedskrav blev blyforurenet sediment, der var planlagt til at blive
fjernet, renset in-situ inden det blev afgravet. Rensningen foregik i en sænkekasse, hvor
spunsvæggene var rammet ned til -4,5 m. For at undgå dispersion af kemiske stoffer eller
sediment under rensningsprocessen, opretholdes en indadrettet hydraulisk gradient ved at
pumpe vand væk fra sænkekassen. Det indpumpede vand blev efter sedimentering af
suspenderet materiale ført til kloakken under opsyn, der betød daglige målinger.
Behandlingen foregik lagvis, hvor det rensede lag afgraves med grab gravemaskine, og
behandlingen fortsætter med det næste lag. Det behandlede sediment blev anbragt i
vandtætte bassiner, hvor det blev drænet.
Wible L., McAnulty S., Stanforth R., Chowdhury A. and Warner M. (1994): In-situ
treatment of hazardous sediment, Dredging 1994, ASCE, Proc. of the 2nd Int. Conf. on
dredging and dredged material placement, pp. 468.
De gennemgåede erfaringer og forsøg med fraktionering, rensning og nyttiggørelse
af forurenet havnesediment viser, at et meget bredt spektrum af metoder er afprøvet..
Praktiske erfaringer med separering og rensning af havneslam stammer hovedsagelig fra
store havne som Hamborg og Rotterdam, hvor der er anvendt mekaniske metoder. Det vurderes,
at anlæg til separering og nyttiggørelse under danske forhold også bør baseres på
mekanisk behandling, idet det dog kan vise sig relevant at inddrage andre metoder
som delprocesser i et samlet anlæg.
Der har ikke kunnet identificeres konkrete eksempler, hvor separering og rensning af
havneslam er blevet gennemført i Danmark.
F.eks. oplyser Nordjyllands Amt, at fraktionering og rensning af forurenet havneslam
med henblik på nyttiggørelse af den rensede sandfraktion ikke, så vidt det vides, har
været overvejet af havnene i Amtet.
Fyns Amt ser et mobilt anlæg til at separere og rense forurenet sediment som en
mulighed, såfremt det kan gøres inden for en økonomi, der er overkommelig for havnene.
I forbindelse med projektet "Københavns Havn, Forbedring af vandmiljøet"
overvejes p.t., om der skal gennemføres en vurdering af eksisterende anlæg og teknologi
med henblik på at separere og rense forurenet sediment fra havnen.
NCCs norske afdeling har udført et forsøg med optagning og in-situ separering
af forurenet havneslam, der var forurenet med PCB og tungmetaller (bly, kobber og zink),
som nærmere er beskrevet i bilag A.
NCC konkluderer, at pilotprojektet viste, at det kan lade sig gøre at optage forurenet
sediment og separere det i fraktioner, der er uforurenede og forurenede. NCC har på denne
baggrund iværksat et projekt i samarbejde med forskningsinstitutioner i Norge for at
optimere processen og udvikle den til at kunne fungere i stor skala.
NCC konkluderer videre:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Sedimentanalyser viser, at koncentrationen af miljøgifte øges, når
partikelstørrelsen i det separerede materiale mindskes |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Optimeringen og opskaleringen skal ske både ud fra miljømæssige, tekniske og
økonomiske parametre |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Processen er i sin nuværende form for energikrævende, således at en samlet
miljøvurdering ikke falder ud til processens fordel |
Processen er så dyr, at det vurderes, at den ikke er konkurencedygtig i forhold til et
miljøsikret deponi på land.
Det vurderes, at belastningen af havnesedimenter med tungmetaller er aftagende,
idet størsteparten af denne forurening er forårsaget af virksomheder, hvor det
forbedrede miljøtilsyn fra myndighedernes side og den større miljøbevidsthed hos
virksomhederne har ført til at ta,bene af tungmetaller til havmiljøet er ophørt eller
stærkt aftagende.
Problemstillinger i forbindelse med miljøfremmede organiske stoffer vurderes derimod
som voksende. Dette skyldes i første række, at det må forventes, at der fremover vil
blive foretaget analyser af miljøfremmede organiske stoffer i havnesediment i flere havne
end tilfældet er i dag, og at der vil blive analyseret for et bredere spektrum end i de
hidtidige undersøgelser, hvoraf de fleste har fokuseret på TBT. Disse analyser må
videre forventes at afdække, at sedimentet i en række havne er forurenet med
miljøfremmede organiske stoffer.
I anden række er belastningen af havnesediment med miljøfremmede organiske stoffer i
mindre grad under kontrol end belastningen med tungmetaller. Viden om kilderne til
belastningen er meget mangelfuld, mange kilder har diffus karakter og anvendelsen af de
miljøfremmede stoffer er meget udbredt både i produktionsprocesser, i tekniske anlæg og
i forbrugsartikler (og dermed spildevand og affald).
Det foreslås, at miljø- og havnemyndigheder i havne med havneslam, som er så
forurenet, at det ikke kan klappes, i god tid før der opstår behov for klapning
udarbejder en strategi for løsning af problemet. Denne strategi foreslås at bestå af en
kortlægning af det forurenede havneslams udbredelse og forureningsgrad, en
kildekortlægning, en plan for reduktion af den eksterne belastning, en plan for
oprensning, der så vidt som muligt fjerner det forurenede havneslam, samt en plan for en
håndtering af sedimentet.
Både forureningsgrad for de stoffer, der er identificeret som relevante, og
udbredelse af forureningen bør kortlægges.
Det foreslås, at der udlægges repræsentative stationer, hvor der udtages prøver for
at kortlægge indholdet af de for det pågældende sediment relevante tungmetaller og
miljøfremmede stoffer såvel horisontalt som vertikalt. Miljømyndigheden afgør,
hvilke stoffer det er relevant at analysere for, ud fra tidligere analyser af slammet fra
den pågældende havn samt analogbetragtninger i forhold til kendskabet til indholdet af
forurenende stoffer i tilsvarende havne, med lignende aktiviteter i havnene og lignende
belastning fra oplandet.
Lagdelingen af sedimentet beskrives visuelt, og der foretages en kornstørrelsesanalyse
og tørstof/glødetabsanalyse af sedimentprofilet, som skal omfatte hele det sedimentlag,
som vurderes som belastet, plus en del af det underliggende uforurenede lag. En
aldersbestemmelse af de udtagne sedimentsøjler kan være en hjælp i at bestemme grænsen
mellem belastet og ubelastet sediment.
Tidligere punktkilder og deres belastning af havnesedimentet vurderes (stoffer og
mængder). Der lægges vægt på skibsværfter, virksomheder for behandling eller
forarbejdning af korn og frø, maskinfabrikker, maskinværksteder og
overfladebehandlingsanlæg samt vaskepladser (vinterpladser) for lystbåde og
stejlepladser, hvor der har været foretaget tjæring af garn.
Nuværende kilder, typer af forurenende stoffer, betydning af udledningen og muligheder
for at begrænse den, beskrives.
Såfremt det vurderes, at kilderne til nogle af de stoffer, der er identificeret i
sedimentet, ikke kan kontrolleres, vurderes, hvilke konsekvenser det bør få for
oprensningsstrategien. Det samme gælder for stoffer, hvor kilderne ikke kan identificeres
Oprensningen tilrettelægges således, at resuspension af sediment og frigivelse af
miljøgifte minimeres.
I størst muligt omfang identificeres og afsættes velegnede områder til deponering.
Det vurderes, om havneslammet bør separeres i en fraktion, der kan nyttiggøres og en
fraktion til deponering, eller om konventionel deponering/nyttiggørelse er at
foretrække.
Det foreslås, at der udvælges en havn, hvor ovennævnte program gennemføres, og
der udarbejdes en teknisk - økonomisk vurdering af forløbet samt en "kogebog"
for lignende projekter.
Der oprenses årligt over 2 mio. m3 uforurenet/svagt forurenet sediment
fra havne og sejlrender som klappes (Sammenslutningen af danske Havne, 2000b).
Størsteparten af dette sediment stammer fra de store havne på Jyllands vestkyst
(Esbjerg, Hanstholm, Hirtshals) samt Ålborg og er velegnet til nyttiggørelse, da det er
sandet materiale og uforurenet..
Det har ikke været muligt inden for rammerne for denne rapport at foretage en
detajleret gennemgang og analyse af eksisterende databaser og spørgeskemaundersøgelser.
Det foreslås, at eksisterende databaser over klapmateriale og råstoffer på havbunden
samt spørgeskemaundersøgelser gennemgås og sammenholdes med henblik på så præcist
som muligt at vurdere det fremtidige potentiale for nyttiggørelse af uforurenet
oprensningsmateriale og behovet for deponering/separering og rensning af forurenet
havneslam. I disse vurderinger bør de undersøgelser, der er foretaget af
kornstørrelsesfordelingen, sammenholdes med anvendelsesmuligheder for sandet materiale
(Vejdirektoratet 1991).
Endvidere bør behovet for lokaliteter til afvanding og mellemdeponering af sediment og
sand vurderes. Sluttelig bør det vurderes, hvordan der gives yderligere økonomiske
incitamenter til nyttiggørelse.
Det foreslås, at mulighederne for at etablering anlæg til separering og rensning
undersøges. Herunder:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | vurdering af,hvilke havne, hvilke mængder af sediment fra de enkelte havne, sedimentets
sandfraktion, forureningskomponenter i de enkelte havne, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | forundersøgelse af fordelingen af de forurenende stoffer på de separerede fraktioner,
med henblik på at vurdere renhedsgraden af det sand, der kan nyttiggøres, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | forslag til teknik og opbygning af anlæg, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | vurdering af mulighederne for at etablere dette anlæg som et mobilt anlæg, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | økonomisk vurdering, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | forslag til financiering, |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | udarbejdelse af udbudsmateriale. |
De største mængder af sediment der klapning, stammer fra havne og
sejlrender/indsejlinger på Jyllands vestkyst (Rømø, Esbjerg, Hanstholm, Hirtshals) og
Rødbyhavn på Lolland. Mindre, men stadig betydelige mængder, klappes fra havne på
Jyllands østkyst (Haderslev, Frederikshavn). (Jensen, A, & Gustavson, 2000). Odense
Havn oprenser ca. 120.000-150.000 m3 havnesediment pr. 4-5 år for at holde
dybden i sejlrenden: Det oprensede sediment klappes ikke, men pumpes ind på et inddæmmet
område på ca. 25 ha. For Haderslev og Odenses vedkommende er materialet for fint til en
mulig reel nyttiggørelse.
Nyttiggørelsen vil kunne fremmes af en præcis beskrivelse af det oprensede materiale
og dets egenskaber, herunder anvendelse af de hidtidige erfaringer med oprensning.
Desuden er koordineringen mellem oprensningsbehov/oprensning og anvendelsesbehov
vigtig, herunder muligheden for at etablere midlertidig oplagring.
Hensigtsmæssige arealer til oplagring og afvanding af sedimentet og en god indretning
af disse er ligeledes vigtigt.
Generelt har sand fra oprensning af sejlrender og havne vanskeligt ved prismæssigt at
konkurrere med sand fra råstofgrave. Anvendelsen begrænses af de forholdsvis få
erfaringer og problemet med at koordinere oprensningen med anvendelsen, herunder det
komplicerede forhold ved etablering af mellemdepoter. Problemerne i forbindelse med
nyttiggørelse vurderes som mindst ved store mængder uforurenet sand, eksempelvis fra
Vestkystens havne og indsejlinger.
Transportomkostningerne vurderes som den vigtigste begrænsende faktor for
nyttiggørelsen. Den øvre grænse for rentabiliteten for transport af sand fra oprensning
til bundsikring i.f.m. motorvejsbyggeri, som er en af de væsentligste
anvendelsesmuligheder, vurderes til ca. 30 km. En form for tilskud til at dække disse
transportomkostninger kunne være et vigtigt incitament til at fremme nyttiggørelsen. For
søtransport gælder også, at transportudgifterne er betragtelige (i størrelsesorden 1
kr./m3/sømil).
For at fremme afsætningen af sediment fra havne og sejlrender skal potentielle
aftagere have let adgang til oplysninger om:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | sedimentets kornstørrelsesfordeling |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | mængden af sediment |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | tidspunkt for oprensningen |
Det foreslås derfor, at der oprettes en hjemmeside, hvor disse oplysninger registreres
i forbindelse med hver klapansøgning.
Ansvarlig for at etablere hjemmesiden med tilhørende database og for at inddatere og
opdatere oplysningerne kan ligge hos en central myndighed (Skov- og Naturstyrelsen
og/eller Miljøstyrelsen). Alternativt kan der udpeges en person i hver amt, blandt dem,
der behandler amtets klapsager, med ansvar for at inddatere og opdatere oplysningerne.
Endvidere bør hjemmesiden rumme oplysninger om havnemyndighed og den entreprenør, der
er ansvarlig for oprensningen.
Henvendelse om køb af sediment kan f.eks. rettes til havnemyndigheden, som underretter
den ansvarlige for opdateringen af hjemmesidens oplysninger om salget, når en skriftlig
aftale er truffet. Kontaktpersonen registrerer derefter salget på hjemmesiden.
Det foreslås endvidere, at der udlægges arealer til opfyldning af fremtidige
havnearealer, som også kan være mellemdepoter for overskudssand.
Benestad, Christel 2000. Draft OSPAR Background Document on Polycyclic Aromatic
Hydrocarbons (PAH)
Bortskaffelse af havneslam , 1990. Miljøprojekt nr. 158. Miljøstyrelsen.
Carl Bro (1992): Fraktionering og mobilisering af tungmetaller fra havneslam.
Udarbejdet for Statshavnsadministrationen i Frederikshavn
Dansk Vandbygningsteknisk Selskab (1989): Havnesediment. Seminar i Ebeltoft
Center for Samfundsvidenskabelig Miljøforskning v. Aarhus Universitet og
Forskningscentret for Skov & Landskab September 1998. Integreret kystzoneforvaltning.
Kystzone. Delrapport 2 Udført for Miljø- og Energiministeriet, Landsplanafdelingen af
Helle Tegner Anker
Gravesen, H., Grevy, P. and Daugaard Jensen, E. (1992): Deposition of contaminated
dredged materials from selected Danish harbours. 10th Int. Harbour Conf.,
Antwerp, Belgium.
International Association of Dredging Companies 1997: Conventions, Codes and
Conditions: Marine Disposal. Environmental Aspects of Dredging No 2a.
Jensen, A, & Gustavson 2000. Havnesedimenters indhold af miljøfremmede organiske
forbindelser - Kortlægning af nuværende og fremtidigt behov for klapning og deponering,
DHI - Institut for Vand og Miljø, rapport til Miljøstyrelsen.
Kortlægning af havnesedimenters indhold af organiske miljøgifte, 1999/2000.
Besvarelser af et spørgeskema udarbejdet og fremsendt af Miljøstyrelsen til alle
amterne, Miljøkontrollen og Statshavneadministrationen, den 28. oktober 1999.
Krüger og Carl Bro 1999. Københavns Havn. Forbedring af vandmiljøet. Fase 1 -
Forundersøgelse. Hovedrapport. Udarbejdet for Københavns Havn i samarbejde med
Miljøkontrollen.
Københavns kommune 1993. Kortlægning af forureningsforholdene fra lystbådehavne og
Vinterpladser i Københavns Kommune. Undersøgelse af lystbådehavne og vinterpladser for
lystbåde i Københavns Kommune, til brug for en miljømæssig vurdering. Rådgivende
biolog, Jan Burgdorf Nielsen.
Miljøstyrelsen 1986. Bekendtgørelse om dumpning af optaget havbundsmateriale
(klapning). BEK nr 975 af 19/12/1986
Miljø- og Energiministeriet 1999. Natur- og Miljøpolitisk Redegørelse 1999
Miljøstyrelsen 1990. Bortskaffelse af havneslam. Miljøministeriet. Miljøprojekt nr.
158
Miljøstyrelsen 1994. Vandmiljø-94. Redegørelse fra Miljøstyrelsen Nr. 2 1994.
Miljøstyrelsen 1996. Massestrømsanalyse for phthalater. Miljø- og Energiministeriet.
Miljøprojekt 320.
Miljøstyrelsen 1997a. Miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand. Miljø- og
Energiministeriet. Miljøprojekt 357.
Miljøstyrelsen 1997b. Miljøfremmede stoffer i afstrømning fra befæstede arealer.
Miljø- og Energiministeriet. Miljøprojekt 355.
Miljøstyrelsen 1997c. Massestrømsanalyse for tin med særligt fokus på
organotinforbindelser. Miljø- og Energiministeriet. Arbejdsrapport nr. 7.
Miljøstyrelsen 1998a. Bly - anvendelse, problemer, den videre indsats. Brønnum,
Jacob; Hansen, Erik. Miljøprojekt 377.
Miljøstyrelsen 1998b. Kortlægning og vurdering af antibegroningsmidler til lystbåde
i Danmark. Miljø- og Energiministeriet. Miljøprojekt 384
Miljøstyrelsen 1998c. Oprensning af tungmetalforurenet jord. Miljø- og
Energiministeriet. Miljøprojekt 407
Miljøstyrelsen, 2000a. Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og
grundvandsforurening: Oprensning af blandingsforurenet jord. Miljø- og Energiministeriet.
Miljøprojekt nr. 503
Miljøstyrelsen, 2000b. Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og
grundvandsforurening: Afprøvning af jordvask. Miljø- og Energiministeriet. Miljøprojekt
nr. XX.
Miljøstyrelsen, 2000c. Teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening 2000.
Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 4.
OSPAR 1998. OSPAR Guidelines for the Management of Dredged Material
Pedersen, Finn 2000. OSPAR background document on phthalates
PIANC (1998): Management of aquatic disposal of dredged material. International
Navigation Association.
PIANC (1997): Dredged material management guide. Permanent international association of
navigation congresses.
PIANC (1996): Handling and Treatment of Contaminated Dredged Material from Ports and
Inland Waterways. Permanent international association of navigation congresses.
Rambøll, Cowiconsult, Carl Bro (1989): Bortskaffelse af havneslam. Udredningsrapport
til Statshavnsadministrationen i Frederikshavn
Sammenslutningen af danske Havne, 2000a. Pressemeddelelse: Forurenet bundmateriale
truer havnes eksistens.
Sammenslutningen af danske Havne, 2000b. Notat: Forurenet bundmateriale truer havnes
eksistens.
Sønderjyllands Amt, Teknisk Forvaltning, Miljøområdet, 1998. Tungmetaller og
miljøfremmede stoffer i havne og fjorde.
Vejdirektoratet. 1991. Klapmaterialers anvendelighed ved vejbygning. Notat 229. Per
Ahrentzen. Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen, Statens Vejlaboratorium
Århus Amt, Natur og Miljø, 2000. Tributyltin (TBT) i det marine miljø og
misdannelser af marine snegle i Århus Amt 1998-1999.
Optagning af forurenet sediment
NCC har gennemført en fraktionering af forurenet sediment i forbindelse med bygning af
en ny kaj i Bergen. Fra to flåder blev der optaget 450 m³ sediment spredt over ca. 1.300
m². Dette sediment blev in situ fraktioneret i følgende kornstørrelses fraktioner:
- 8-60 mm
- 2-8 mm
- 0,2-2 mm
- 0,03-0,2 mm
Mere finkornet materiale blev udledt direkte sammen med procesvandet. Omkostningen pr.
optaget og behandlet kubikmeter sediment var 200 kr.
Der blev anvendt følgende teknikker:
- 8-60 mm: Sedimentet blev højtryksspulet og tromlet i en partikelvasker.
- 2-8 mm: Grovsedimentering i grovsedimentkammer, hvor fraktionen på 2-8 mm blev
bundfældet. De bundfældede masser blev ført ud af kammeret og spulet med rent vand.
Denne fraktion vurderes at være ren og at kunne genbruges på land.
- 0,2-2 mm: Fraktionen på 0,2-2 mm blev udskilt i et finsedimentkammer.
- 0,03-0,2 mm: partiklerfraktionen på 0,03-0,2 mm blev tilbageholdt i et filterkammer.
Endvidere henvises til ref. 1.
Resultater
Resultaterne kan sammenfattes som følger:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Krav til vandkvalitet under optagning og separering blev overholdt. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | I alt blev 450 m³ sediment spredt over 1.300 m² hurtig afvandet til 21 m³. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Fraktionen fra partikelvaskeren (ca. 20 % af afvandet) konstateres uforurenet og ledes
tilbage til havet. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | De øvrige fraktioner blev deponeret i et sikret deponi. Fraktionen fra
grovsedimentkammeret var så ren, at den kunne genbruges, men da der var god plads i
deponiet blev også denne fraktion placeret i deponi. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Omkostningen pr. optaget og behandlet kubikmeter sediment var 200 kr./m². |
Vurdering af fremtidige muligheder for separering af forurenet sediment
Ovennævnte pilotprojekt viste, at det kan lade sig gøre at optage forurenet sediment
og separere det i fraktioner, der er uforurenede og forurenede. NCC har på denne baggrund
iværksat et projekt i samarbejde med forskningsinstitutioner i Norge for at optimere
processen og udvikle den til at kunne fungere i stor skala.
Der er i denne proces konstateret en række forhold, som det er væsentligt at
bearbejde, inden processen kan fungere i stor skala:
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Optimeringen og opskaleringen skal ske både ud fra miljømæssige, tekniske og
økonomiske parametre. Det er vurderingen, at processen i sin nuværende form er for
energikrævende, så en samlet miljøvurdering ikke falder ud til processens fordel.
Endvidere er processen så dyr, at det vurderes, at den ikke er konkurencedygtig i forhold
til et miljøsikret deponi på land. |
![](../../_themes/nyt-milj-/dot.gif) | Der er ved nogle enkeltmålinger, som ikke er rapporteret, rejst spørgsmål om,
hvorvidt separations- og vaskeprocessen medfører, at de organiske forureningskomponenter
går i opløsning i et omfang, der er uacceptabelt. En vurdering af dette spørgsmål kan
betyde, at man må tage konkret stilling til forureningsniveau og sammensætning i det
aktuelle sediment, og på denne basis vurdere, om det overhovedet er miljømæssigt
formålstjenligt at foretage separationsprocessen. Dette spørgsmål belyses i det
projekt, som NCC har iværksat. Udredningsdelen, der bl.a. omfatter dette spørgsmål,
forventes afsluttet omkring årsskiftet 2000/2001. |
Lene W. Hartmann, Kjell Petter Solhaug
Referencer
- Miljømudring Haakonsvern, Bergen. Vurdering af utført miljømudring ved bygging av ny
minerydderkai. NGI rapport, marts 1997.
- Ambio vol. XXXVI, no.5, august 1998, special issue, The Järnsjön Projekt, Sveden
|