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

Baggrundsrapport om miljøkrav til store olielagre

7 Miljømæssige risici

• 7.1 Generelt
• 7.2 Risikoklassificering
• 7.3 Sandsynlighed for olieudslip
• 7.4 Konsekvens af olieudslip
  • 7.4.1 Spildets karakter
  • 7.4.2 Spredningsveje
  • 7.4.3 Nedbrydningsforhold
  • 7.4.4 Miljøets sårbarhed

7.1 Generelt

De miljømæssige risici ved drift af olielagre kan grundlæggende beskrives ved en sammenfattende vurdering af sandsynligheden for, at der indtræffer hændelser med olieudslip og de miljømæssige konsekvenser, eksempelvis udtrykt som de potentielle effekter ved forurening af jord, grundvand, overfladevand og natur. For en konkret hændelse med udslip af produkt kan miljørisikoen beskrives ved:

Risiko = sandsynlighed x konsekvens

Da mulige hændelser er anlægsspecifikke og der er forskellige spredningsveje og forskellige lokalitetsspecifikke sårbarheder af det omgiven miljø, vil der være behov for at gennemføre en anlægsspecifik risikoklassificering af de mulige hændelser.

I henhold til risikobekendtgørelsen /ref. 59/ skal der for olieoplag udarbejdes en sikkerhedsdokumentation, der bl.a. inkluderer en risikoanalyse til identifikation af farer og farekilder hidrørende fra virksomhedens drift. AT vejledning /ref. 9/ beskriver fælles for flere myndigheder, hvordan denne risikoanalyse kan udføres. Risikobekendtgørelsen fastlægger i øvrigt, hvordan en række myndigheder skal godkende virksomheders risikodokumentation og føre tilsyn mm. Miljøforhold med relation til risiko vil blive reguleret i virksomhedens miljøgodkendelse.

Der findes en række risikoanalysemetoder, der kan benyttes som supplement til virksomhedens viden om potentielle farer og farekilder, eksempelvis:

• Checklister,
• ”hvad hvis”,
• Hazard and Operability Study (HAZOP),
• Fejlmåde og fejleffektanalyse (FMEA),
• Fejltræsanalyser.

En beskrivelse af de enkelte metoder fremgår af AT-vejledningen. De mere komplekse metoder HAZOP, FMEA og fejltræsanalyser anvendes i reglen som et supplement til checklister eller ”hvad hvis” metoden ved mere komplicerede anlæg, hvor der foreligger særlige risici.

Principperne for gennemførelse af miljørisikovurderinger overfor arealanvendelse, grundvand og overfladevand er beskrevet i Vejledning nr. 6 og 7 (1998) /ref. 49/.

Der henvises generelt til Miljøprojekt nr. 112 (1989) om kvantitative og kvalitative kriterier for risikoaccept fra Miljøstyrelsen /ref. 83/, Arbejdsrapport nr. 4 (2007) om afdækning af muligheder for etablering af standardværktøjer og/eller -kriterier til vurdering af sundheds- og miljørisici i forbindelse med større uheld (gasudslip) på risikovirksomheder /ref. 84/ og til Arbejdsrapport nr. 8 (2008) om acceptkriterier i Danmark og EU /ref. 85/.

7.2 Risikoklassificering

Risikoklassificeringsværktøjer anvendes internationalt i risikovurderinger i industrien og kan også anvendes på olielagre.

I Danmark gennemføres en sådan risikoklassificering på olieoplag i reglen semi-kvantitativt på basis af et estimat på sandsynligheden for, at en given hændelse indtræffer og den deraf afledte konsekvens. Dette kan eksempelvis sammenfattes i en risikovurderingsmatrix, som illustreret i figur 7.1.

Den forventede konsekvens kan - afhængig af formålet - omfatte såvel skadeomkostninger som effekter på mennesker og miljø. Hver af disse tre typer af konsekvenser opdeles i fire kategorier, der fremgår af figur 7.1. For de konsekvenstyper, der medtages i risikoklassificeringen, sammenholdes den mest omfattende konsekvens med den estimerede sandsynlighedskategori ( ubetydelig – lav – middel – høj), hvorved den pågældende hændelse henføres til en risikoklasse; ubetydelig (1) – lav (2) – middel (3) – høj (4) – ekstrem (5).

Figur 7.1 Risikovurderingsmatrice. Efter EEMUA publikation /ref. 29/

Ovennævnte værktøj til risikoklassificering diskuteres nærmere i afsnit 9.4 i forbindelse med vedligeholdelse af den primære stålindeslutning. Samme værktøj vil kunne anvendes i forbindelse med en lokalitetsspecifik vurdering af de miljømæssige konsekvenser for utilsigtede hændelser.

Begreberne sandsynlighed og konsekvens i relation til olieudslip beskrives nærmere i det følgende.

7.3 Sandsynlighed for olieudslip

Sandsynligheden for, at en hændelse indtræffer, er afhængig af anlæggets konstruktion samt driften og vedligeholdelsen af anlægget. Anlæggets konstruktion vil være baseret på de gældende normer på tidspunktet for opførelsen og eventuelle senere ændringer. Som led i driften anvendes procedurer, der skal forebygge operationelle spild. Vedligeholdelsen omfatter inspektions- og reparationsarbejder, der skal imødegå den nedbrydning, der er en naturlig følge af korrosion, slidtage mv.

For at kunne forebygge hændelser med spild skal man kende årsagen eller årsagssammenhængene hertil. Branchen har generelt et indgående kendskab til, hvilke konstruktionsdele der nedbrydes og hvordan det sker, og virksomhederne kan indrette deres vedligeholdelsesprogrammer herefter. Der vil imidlertid altid være risici for menneskelige fejl og svigt i kontrol- og alarmsystemer, ligesom korrosionsskader, slidtage mv. kan udvikle sig anderledes og hurtigere end forventet.

En række almindeligt anerkendte årsager til hændelser med olieudslip til følge er anført i tabel 7.1. Dertil er der angivet en indikation af et skønnet sandsynlighedsinterval for at hændelsen indtræffer. Særligt kritiske forhold er indikeret.

Større uheld er karakteriseret ved, at de:

• sker pludseligt,
• involverer et farligt stof,
• med det samme eller senere medfører alvorlig fare for personer eller miljø.

Tabel 7.1 Eksempler på hændelser, mulige årsager og indikation af deres sandsynlighed

1:  ubetydelig, 2: lav, 3: middel, 4: høj

En risikoanalyse vil medvirke til at forebygge hændelser, der opstår pludseligt og som kan få store konsekvenser. Det er primært hændelser, der er forårsaget af konstruktive eller operationelle fejl. Analyserne bør så vidt muligt gennemføres så risikoen for sivende lækager også identificeres. Man skal dog være opmærksom på, at ingen metoder er finmaskede nok til at identificere alle hændelser, der potentielt kan give spild. Sivende lækager er ofte forårsaget af korrosion, skjulte konstruktive fejl og mangler samt manglende vedligeholdelse.

7.4 Konsekvens af olieudslip

Konsekvenserne ved et olieudslip kan beskrives som de potentielle effekter for mennesker og miljø, der er afhængige af dels miljøpåvirkningen, dels sårbarheden af miljøet.

Miljøpåvirkningen er afhængig af:

• spildets karakter, herunder hvor hurtigt det opdages og afværges,
• spredningsvejene,
• nedbrydningen af olieforureningen.

Sårbarheden af miljøet kan beskrives ved sårbarheden for recipienterne:

• jorden i relation til arealanvendelsen, herunder naboforhold,
• grundvand og
• overfladevand.

7.4.1 Spildets karakter

Et spild kan karakteriseres ved spildets størrelse og forløb og produkttype, der yderligere kan karakteriseres ved en række parametre som anført i tabel 7.2.

Tabel 7.2 Parametre der karakteriserer et oliespild

Spildets størrelse har stor betydning for konsekvenserne, idet et stort spild vil kunne spredes længere væk og påvirke større områder end et lille spild. Forløbet for et spild har også stor betydning. Eksempelvis vil en lækage fra en tankbund uden lækagekontrol kunne være langvarig, hvorved selv en relativt lille lækage kan medføre et stort spild med store konsekvenser for jord og grundvandsmiljø. Mindre lækager fra tanksvøb, synlige produktrør eller andet synligt udstyr vil i reglen hurtigt blive observeret ved inspektioner, hvorved spildmængden kan begrænses.

Produkttypen har stor betydning for de mulige konsekvenser, idet mobilitet, farlighed og nedbrydelighed er meget forskellig, jf. afsnit 2.2. Ved spredning af olieprodukter i det omgivne miljø, må man skelne mellem spredning af:

• fri fase produkt, dvs. spredningen af olien som en væske,
• opløst olie, dvs. oliestoffer opløst i vand (overfladevand, grundvand eller i jordens porevand i umættet zoneover grundvandet),
• dampe af oliestoffer.

Hvad angår spredning af fri fase produkt gælder, at benzin har en lavere viskositet end vand, hvorfor fri fase benzin er mere mobil end vand. De tungere produkter gasolie og fuelolie har stigende viskositet jo tungere de er og er tilsvarende mindre mobile, jf. tabel 2.4. Svær fuelolie er således ikke flydende ved normaltemperatur og er derfor ikke mobil efter afkøling til under flydepunktstemperatur. Dertil kommer at de lette produkter adsorberer mindre til jorden end de tungere produkter, hvorfor de lette produkter vil kunne give anledning til en mere omfattende spredning med fri fase produkt i jord og grundvandsmiljøet.

Hvad angår spredning af opløst olie gælder, at de lette olieprodukter har større opløselighed end de tunge produkter, hvorfor benzin lettere opløses i og spredes i grundvandet end de tungere olieprodukter.

Hvad angår afdampning har de lette olieprodukter et relativt højt damptryk. Dette indebærer en relativt stor fordampning med potentiel større risiko for eksplosion og eksponering ved afdampning.

Visse indholdsstoffer udgør en særlig sundhedsrisiko. For lette olieprodukter vil indholdet af benzen ofte være af stor betydning, idet benzen er kræftfremkaldende og derfor udgør en særlig risiko over for mennesker. Olieprodukter er en blanding af en lang række stoffer, hvis egenskaber ikke alle er lige godt belyst. Generelt har oliestoffer dog en så lav giftighed, at det i reglen vil være æstetiske forhold (smag, lugt og udseende), der er de dominerede effekter og dermed afgørende for fastlæggelsen af acceptkriterier for arealanvendelsen samt kvalitetskriterier for grundvand og afdampning.

Lette olieprodukter som benzin nedbrydes generelt lettere end de tunge produkter. Hvis MTBE (methyl tert-butyl ether) er iblandet benzinen, udgør dette et særligt problem, idet MTBE kun vanskeligt nedbrydes i jord og grundvand. MTBE er meget vandopløseligt og vil derfor følge grundvandets strømning. Da nedbrydningsraten er væsentligt mindre for MTBE end for benzin, kan MTBE potentielt spredes over væsentligt længere afstande eller til større dybder end benzinstofferne.

For den øvrige karakterisering af olieprodukter henvises til tabel 2.2 - 2.4.

I relation til risikoen for brand og eksplosion er produkterne opdelt i fareklasser, jf. tabel 2.1.

Sammenfattende udgør oplagring af tungere olieprodukter af fuelolier på grund af de fysisk kemiske egenskaber og stoffernes farlighed, ikke de samme risici overfor arealanvendelse, grundvand og overfladevand, som oplagring af lette produkter som eksempelvis gasolie, petroleum og benzin.

7.4.1.1 Hvor hurtigt det opdages og afværges

Ved en hurtig indsats overfor et oliespild vil spredningen og dermed konsekvenserne kunne begrænses. Afhængig af skadetype og spredningsvej vil reaktionstider på minutter, timer eller sågar få dage kunne gøre væsentlige forskelle i forhold til en situation, hvor forureningen får lov til at spredes i jorden over længere tid.

Særlig opmærksomhed bør udvises for større spild, hvor produktmængden er så stor, at der umiddelbart sker videre spredning af fri fase produkt. Ydermere bør man være opmærksom på, at produkttypen har stor betydning for spredningshastighed, udbredelsen af forureningen samt opløsning og videre spredning i grundvand og overfladevand.

Sammenligner man benzin med gasolie, er viskositeten ca. 5 gange mindre for benzin, tilbageholdelseskapacieten i jorden er ca. 4 gange mindre og opløseligheden er ca. 30 gange større, og endelig fordamper benzin væsentligt lettere end gasolie.

Den hydrauliske ledningsevne er - uanset væsketype - omvendt proportional med den kinematiske viskositet /ref. 77/. Det indebærer, at et benzinspild som fri fase vil spredes næsten dobbelt så hurtigt som vand og ca. 5 gange så hurtigt som gasolie. Derudover vil benzin adsorbere til et ca. 4 gange større jordvolumen end gasolie (forudsat ensartet geologi). Ydermere vil fri fase benzin, der er bundet i jorden, være kilde til større benzinkoncentrationer i den nedstrøms forureningsfane i grundvandet og i jordens omgivende poreluft end det ville være tilfældet med en gasolieforurening. Endelig er de lette produkter som benzin mere farlige for miljøet end de tungere produkter, men nedbrydes dog lettere.

Tungere olieprodukter spredes væsentligt langsommere og i mindre udstrækning end benzin.

Hvis beredskabsplaner for spild af produkter tager hensyn til oplagrede produkttyper og mulige spredningsveje på den konkrete lokalitet, vil de kunne være en væsentlig hjælp til at begrænse konsekvenserne ved et oliespild.

7.4.2 Spredningsveje

Spredningsvejene for en forurening er som udgangspunkt knyttet til det sted, hvor lækagen eller spildet sker. En hændelse med udslip af produkt kan være forårsaget af enten lækage fra den primære indeslutning eller som følge af operationelle spild.

Figur 7.2 Eksempler på spredning af olieforurening fra primær indeslutning, sekundær opsamling og operationelle spild.

I det omfang, der eksisterer en sekundær opsamling, vil spredningsvejene kunne afskæres, hvorved konsekvenserne af et udslip vil kunne begrænses eller elimineres.

Mulige spredningsveje for oliespild fra et olielager omfatter:

• Spredning med vinden.
• Overjordisk afstrømning.
• Nedsivning i jorden.
• Afstrømning via afløbssystemer.

7.4.2.1 Spredning med vinden

Spredning med vinden kan ske som aerosoler eller dampe/gasser. Dannelse af aerosoler kan ske ved brud på ledninger, defekter på ventiler, manometre mv., hvorved stråler af produkt kan danne aerosoler. Spredning med vinden vil kunne give anledning til såvel fare for eksplosion og brand som deposition af produktet på nærliggende arealer med overfladeforurening til følge.

Dertil kommer almindelig afdampning fra frie overflader i tilfælde af spild. Under tankfyldning og som følge af tankånding kan der også ske en betydelig emission af dampe af produkt. Denne emission bør reguleres i miljøgodkendelsen.

Særligt ved en ulykke på Buncefield i 2005 skete der en omfattende spredning af benzinprodukt med vinden, jf. afsnit 6.2.3.2. Spredningen resulterede i eksplosion og brand med omfattende skader på anlæg og nabobygninger til følge og efterfølgende forurening af jord, grundvand og overfladevand.

7.4.2.2 Overjordisk afstrømning

Overjordisk afstrømning vil kunne forekomme ved udslip med hurtig udstrømning af produkt og store operationelle spild, eksempelvis fra tankkollaps, overfyldning af lagertanke, overfyldning af tankbiler mv.

Afstrømning af svær fuelolie vil kun ske så længe produktets temperatur er over sit flydepunkt. Mindre udsivning af svær fuelolie vil derfor hurtigt størkne, mens et pludseligt udslip af en større mængde vil kunne spredes længere indtil produktet er kølet ned under flydepunktstemperaturen.

Nedbør vil kunne give anledning til overløb med olie eller olieblandet vand fra spildbakker eller bassiner, der ikke er blevet tømt.

Foranstaltninger til sekundær opsamling vil kunne afværge eller begrænse følgerne af overjordisk afstrømning, eksempelvis vil en befæstet plads med afløb til olieudskiller kunne afværge følgerne af en overfyldning af en tankbil på læssepladsområdet.

I det omfang spild sker i en tankgården, vil den overjordiske afstrømning være begrænset til tankgårdsarealet, hvis tankgårdens integritet er intakt og dens kapacitet i øvrigt er tilstrækkelig.

Tankgårdens primære funktion bør altid være intakt. Eksempelvis skal der ske tætning omkring rørgennemføringer, tætning af fuger i tankgårdsvægge mv. Særligt kritisk er det, hvis procedurer der skal sikre tankgårdens integritet, ikke overholdes. Således skal tankgårdsventiler altid være lukket, når der ikke sker afvanding. Ydermere kan det være kritisk at foretage vedligeholdelsesarbejder på den sekundære opsamling, når tankene er i drift.

Opsamlingskapaciteten kan være kritisk, hvis tankgården kun har en delvis dækning af lagerkapaciteten, eksempelvis svarende til en 5 minutters overpumpning (brandkravet til fareklasse III-produkter). Ydermere kan det være kritisk ved omfattende brandhændelser, hvor der anvendes betydelige mængder påsprøjtet vand. Herved kan selv en fuld bassindækning vise sig utilstrækkelig ved et fuldstændigt tankkollaps eller en dominoeffekt med kollaps af flere tanke indenfor samme tankgård. Konsekvenserne heraf og mulighederne for at forbygge sådanne hændelser bør overvejes. En beredskabsplan vil kunne sikre, at der er taget stilling til bortledning af påsprøjtet vand under omfattende brand. Netop brandkrav indebærer, at tankgårde skal være forsynet med separat afløb for påsprøjtet vand /ref. 74/. Hændelser med overløb af vægge eller volde i en tankgård er dog yderst sjældne.

I det omfang, der kan ske udstrømning fra tankgårde, vil de topografiske forhold, belægninger og afvandingssystemer have betydning for den videre spredningsretning og -hastighed.

7.4.2.3 Nedsivning i jorden

Nedsivning i jorden som fri fase olie og som opløst olie vil forekomme ved alle typer spild med mindre barrierer hindrer dette. Eksempler herpå kan være spild på jorden, udsivning fra en utæt tankbund eller fra nedgravede tanke samt overfyldning på nedgravede tanke uden en effektiv sekundær opsamling af spild.

Den lokale geologi, specielt i de øverste jordlag, jordlagenes permeabilitet og grundvandets strømningsgradienter (både vertikalt og horisontalt) og strømningsretning er bestemmende for de mulige spredningsveje og spredningshastigheder. Derudover har produktets viskositet stor betydning for spredningshastigheden, jf. afsnit 7.4.1.1. Fuelolie vil ikke kunne nedsive i væsentligt omfang som fri fase, idet det hurtigt stivner til en konsistens, der er tykkere end sirup som følge af afkølingen.

Spild af produkt vil under nedsivning blive adsorberet i jorden, hvorved spredningen af fri fase produkt er begrænset af jordens evne til at tilbageholde fri fase produkt.

Jordens evne til at tilbageholde fri fase olie - olieretentionen - er afhængig af produkttypen, jordtypen og vandmætningsgraden. Tabel 7.3 viser forskellige jordtypers evne til at holde forskellige olieprodukter tilbage (retentionskapaciteten). Der er forudsat nedsivning i den umættede zone under naturligt vandindhold for de pågældende aflejringer.

Tabel 7.3 Typiske olieretentionskapaciteter i umættet zone. /ref. 15/

Tabellen giver et groft overslag over den forventede spredning af et spild. Spildes eksempelvis 1000 l petroleum indenfor et felt på 10 m² i en ubefæstet tankgård, der er opbygget på mellem - finkornet sand, vil petroleumsproduktet kunne sive ned til en gennemsnitsdybde på ca. 4 m inden hele mængden er bundet i jorden. Hvis spildet er benzin, vil den gennemsnitlige nedsivningsdybde være ca. 8 m med mindre grundvandsspejlet nås forinden.

Retentionskapaciteten for ler er endnu større end for sand og silt, men da permeabiliteten er lav, og der ofte er helt eller delvis vandmættede forhold, vil dybereliggende lerlag ofte være en barriere for nedsivning af fri fase produkt. Dette kan medføre, at en videre spredning sker horisontalt i de overliggende aflejringer. Vertikale sprækker i lerlagene, der ikke er ualmindeligt i terrænnære morænelerlag, kan imidlertid medføre, at spildet hurtigt kan sprede sig til dybder på 5 - 10 m.

Nedsivningen som vist i figur 7.2 vil sprede sig horisontalt, når det når ned til grundvandszonen. Hvis grundvandsspejlet varierer over tid vil en - ofte væsentlig - del af den fri fase olie blive adsorberet i toppen af grundvandszonen - den såkaldte smearzone. For ældre oliespild er det ikke usædvanligt, at mere end halvdelen af det samlede oliespild binder sig som residual fri fase olie i nedsivningsområdet og i smearzonen omkring grundvandsspejlet, jf. figur 7.3. Med residual fri fase olie menes den del af olien, der sidder tilbage i jorden, efter at den fri olie er sivet igennem jorden eller er afsat i jorden over og under grundvandsspejlet som følge af variationer i grundvandsspejlet.

Figur 7.3 Princip for spredning og fasefordeling af en ældre olieforurening i jord og grundvand

Den residuale olieforurening er immobil som fri fase, men vil være kilde til en fortsat spredning af olie. I den umættede zone vil dette dels ske ved afdampning af de flygtige komponenter, hvorved der dannes en poreluftforurening, dels ved udvaskning med den infiltrerende nedbør, hvorved forureningen fortsat spredes til grundvandszonen og videre med grundvandsstrømmen. Sker en lækage under eksempelvis en stor tank vil udvaskningen af den residuale fri fase olie i den umættede zone være begrænset, da nedsivningen af nedbør er begrænset.

Nedsivende olie kan medføre en omfattende grundvandsforurening, der - afhængig af afstand, permeabilitetsforhold og nedbrydningsrater - vil kunne sive ud i nærliggende overfladerecipienter. Derudover kan der være en risiko for at påvirke nærliggende grundvandsindvindingsboringer.

Fyldlag har ofte en relativt høj permeabilitet, enten fordi der er tale om omgravet jord eller fordi der er tale om sand eller grus, der anlægsteknisk er velegnet til opbygning af funderingsunderlag, bagfyld i tankgrave og ledningsgrave. Udsivning fra en tankbund vil derfor relativt let kunne sprede sig i funderingsunderlaget, der i reglen er opbygget som en sand- eller gruspude. Olielagre i havneområder er ofte opbygget på opfyldt område, hvorved nedsivende fri olie relativt let kan sive ud til havmiljøet.

Ledningsgrave og i særlig grad ledningsgrave for afløbsledninger udgør en mulig spredningsvej, idet ledningerne ligger med fald og der i reglen er anvendt sand som bagfyld omkring ledningerne. Ledningsgrave vil herved virke som et dræn for nedsivende produkt, hvorved produktet relativt hurtigt vil kunne spredes horisontalt i ledningsgraven langs afløbsledningen, sive ud i jorden herfra eller måske sive ind i afløbsledningen via utætheder nedstrøms olieudskilleranlægget. Herved kan eksempelvis fjernere liggende kloakpumpestationer eller overfladevand relativt hurtigt påvirkes.

7.4.2.4 Afløbssystemer

Afløbssystemer er også en mulig spredningsvej for olieudslip. Der skelnes mellem spildevandsledninger og regnvandsledninger. Spildevandsledninger vil normalt være ført til rensningsanlæg, mens en regnvandsledning kan være ført direkte til recipient (vandløb, sø eller havet).

Spildevandssystemet fra et olielager bortleder potentielt olieholdigt vand, der kan komme fra aftapning af drænvand fra lagertanke, operative spild mv. En obligatorisk olieudskiller skal opfange sådanne spild, men fejlbetjening, mangelfund vedligeholdelse, hydraulisk overbelastning eller en mindre effektiv type olieudskiller indebærer en risiko for udslip.

Regnvandsledninger bortleder nedbør fra tanktage og tankgård. Vandet fra begge systemer bør være ledt til olieudskilleranlæg, og systemerne kan være opbygget som enten et fællessystem eller et separatsystem, jf. afsnit 3.2.5.

Spredning via afløbssystemer kan ske ved lækage fra afløbssystemerne til jorden under normal drift eller som følge af utilsigtede udledninger af produkt via afløbssystemet til recipienten ad følgende spredningsveje:

• Lækage fra spildevandsledninger, evt. olieseparatoranlæg, brønde mv.
• Lækage fra regnvandsledninger og brønde, hvis olie utilsigtet udledes hertil.
• Lækage fra evt. forsinkelsesbassin, sandfang og olieudskiller.
• Udledning af flydeslam, der ikke tilbageholdes i olieudskiller.
• Utilstrækkelig rensning og tømning af olieudskilleranlæg.
• Åbentstående tankgårdsventil i tilfælde af større lækage til tankgård.

Olie kan sive ud til ledningsgrave og bagfyld ved olieudskilleranlæg i det omfang afløbssystemet ikke er tæt. Herfra vil olieholdigt vand kunne nedsive i jorden eller transporteres videre i ledningsgrave for så senere at nedsive. Lækagesteder kan være brud eller utætte samlinger på både afløbsledninger eller på bassiner og brønde, herunder sandfang og olieudskillere.

Særligt kritisk er ældre afløbssystemer, idet ældre samlingsmetoder og -materialer ofte ikke har en kvalitet, så afløbssystemerne kan påregnes at være tætte. Dertil kommer, at betonrør o.l. er mere sætningsfølsomme end moderne materialer, hvorfor der på ældre afløbssystemer relativt hyppigt forekommer skader med forskudte samlinger og brud på ledninger. På samme måde kan overgangen mellem ledninger og brønde være utætte, ligesom ældre brønde, der er bygget op af brøndringe, kan være utætte i fugerne.

Drænvand fra lagertanke kan indeholde olieslam (flydeslam). Dette kan udgøre et særligt problem, idet flydeslammet svæver i vandfasen og derfor ikke tilbageholdes i en gravitationsolieudskiller. Flydeslam vil dermed kunne tilstoppe koalescenselementer i koalescensolieudskillere. Dette kan medføre overløb i olieudskilleren med en nedsat renseeffektivitet til følge og udledning af olieslam.

Utilstrækkelig rensning og tømning af anlæg medfører at olieudskilleranlæggets funktion forringes, hvorved renseeffektiviteten nedsættes. Ydermere kan olielagringskapaciteten nedsættes, hvilket øger risikoen for at produkt udledes under kraftig regn.

En åbentstående tankgårdventil medfører, at ved olielækage til tankgården vil olien uhindret løbe videre via afløbssystemet, oversvømme olieudskilleren og videre til recipienten.

Herudover vil der kunne ske spredning ved nedsivning til eventuelle drænsystemer. Eksempelvis kan der være dræn omkring lagertanke for at sikre mod høj grundvandsstand eller dræn under nedgravede og jorddækkede tanke for at sikre mod opskydning af tomme tanke på grund af opdrift.

7.4.3 Nedbrydningsforhold

Nedbrydningsprocessen for olieprodukter er primært afhængig af produkttypen og om der er aerobe forhold til stede. Lette olieprodukter nedbrydes hurtigere end tunge produkter. Tilførslen af ilt vil være den begrænsende faktor, når forureningen er kraftig eller der er fri fase til stede.

7.4.3.1 Atmosfæren

Dampe fra overfladespild vil primært være de lette fraktioner i produktet, der nedbrydes relativt hurtigt i atmosfæren.

7.4.3.2 Umættet zone

Afhængig af permeabilitetsforholdene i de øvre jordlag vil ilt fra atmosfæren trænge et stykke ned i den umættede zone, hvorved der opstår aerobe forhold og dermed gunstige betingelser for biologisk nedbrydning.

Ved en olieforurening vil ilten i jorden forbruges i takt med nedbrydningen og dermed i takt med, at oliekoncentrationen i forureningsfanen stiger. Når oliekoncentrationen er så stor, at tilførslen af ilt ikke længere er tilstrækkelig til at nedbryde olien, opstår der en nedbrydningsfront. Bag denne front er der anaerobe forhold med høje oliekoncentrationer i jorden eller fri fase olieforurening. Det betyder, at biologisk nedbrydning primært sker i forureningsfaner i jordens poreluft, i grundvandet og i overfladevand.

Områder med mobil eller residual fri fase olieforurening vil derfor kunne være en langvarig kilde til fortsat opløsning og afdampning af oliestoffer. Omvendt vil forureningsfanerne under stationære forhold have en begrænset udstrækning, der svarer til nedbrydningskapaciteten i jorden.

7.4.3.3 Grundvand

Olie, der ligger på grundvandet, vil være kilde til opløst forurening i en nedstrøms grundvandsfane. Nedbrydningen vil tilsvarende den umættede zone være afhængig af tilførslen af ilt. Tilførslen af ilt til en forureningsfane vil være afhængig af tilførsel af iltholdigt vand med grundvandets strømning, med grundvandsdannelsen samt ved diffusion af ilt fra den umættede zone til grundvandet.

Ser man på muligheden for en nedsivning af opløst olieforurening, må det som udgangspunkt forventes, at omsætningspotentialet vil være stort, hvor nedbørsnedsivningen er stor, og hvor grundvandet derfor er ungt og aerobt. Omvendt vil omsætningen typisk være lille, hvor vandet er gammelt og potentialet for nedsivning er lille. Såvel ved situationen med stor omsætning som ved situationen med lille nedsivning er risikoen for påvirkning af grundvandsressourcen lille. Denne totalt set gunstige situation i forhold til miljøpåvirkningen vurderes at være hovedårsagen til, at forureningsfaner i grundvandet har en relativt begrænset udstrækning, og at de i reglen kun omfatter relativt terrænnære grundvandsmagasiner og det til trods den meget udbredte anvendelse af olieprodukter i Danmark.

7.4.3.4 Overfladevand

Overfladevand vil i reglen være aerobt. For vandløb og havet vil der tillige være en stor fortynding som følge af strømforhold. Opløst forurening vil derfor nedbrydes relativt lettere i havet og vandløb med god vandstrømning. Udledning til vandløb og søer vil i reglen altid være kritisk, idet disse områder ofte er sårbare. Mest kritisk vil det være for søer, hvor tilgængeligheden af ilt, og dermed nedbrydningskapaciteten, er begrænset.

7.4.4 Miljøets sårbarhed

Miljøets sårbarhed kan beskrives ved sårbarheden for arealanvendelsen, grundvandet og overfladevandet.

7.4.4.1 Arealanvendelse

Eksponeringen af mennesker, fauna og flora kan ske via en række eksponeringsveje, hvilket er illustreret i figur 7.4. For mennesker og dyr gennem direkte kontakt, indånding og indtagelse ved spisning og for planter via optagelse i planterne.

Figur 7.4 Sprednings- og eksponeringsveje /ref. 49/

Eksponeringen af mennesker er afhængig af, hvordan arealerne anvendes. Administrativt skelnes der mellem forskellige følsomheder for arealanvendelse /ref. 49/:

• Meget følsom: Parcelhus, børnehave, nyttehave, afgrøder.
• Følsom: Boligblokke, plejehjem, skoler, fritids-, rekreative områder.
• Ikke følsom: Kontor, butik, industri, trafik.

Miljøstyrelsen har fastlagt vejledende kvalitetskriterier for jord, grundvand og afdampning til luften for en meget følsom arealanvendelse /ref. 49/ med senere revisioner. For lokaliteter med følsom eller ikke-følsom anvendelse – eksempelvis olielagre – kan der tilsvarende fastlægges acceptkriterier, der tager hensyn til den relativt mindre eksponering på det pågældende område. Acceptkriterierne bør afspejle en samlet vurdering af en acceptabel eksponering af mennesker, herunder også æstetiske forhold som udseende, lugt og smag.

I det omfang, det er relevant for flora og fauna, kan der også inddrages økotoksikologiske grænseværdier /ref. 49/.

7.4.4.2 Grundvand

Grundvandet i Danmark er i forhold til drikkevandsinteresser opdelt i:

• Områder med særlige drikkevandsinteresser (OSD)
• Områder med drikkevandsinteresser (OD)
• Områder med begrænsede drikkevandsinteresser (OBD)

Områder med drikkevandsinteresser er opdelt i indsatsplanområder og prioriteret i forhold til rækkefølge for udarbejdelse af indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse. Før 2007 skete kortlægning og indsatplanlægning hos amterne. Efter 2007 forestår de statslige miljøcentre grundvandskortlægningen, og kommunerne udarbejder indsatsplanerne.

I forbindelse med kortlægning af grundvandsinteresser udpeges bl.a:

• Kildepladszone
• Indvindingsopland

Nedsivning af forurening må ikke medføre, at grundvandskvalitetskriterierne for de pågældende stoffer overskrides i det primære magasin eller magasiner, hvor en væsentlig forureningsspredning kan forekomme, eller som anvendes til vandforsyningsformål.

I forbindelse med risikovurderinger over for en grundvandspåvirkning bør der tages hensyn til klassificeringen af grundvandsinteresser og til om lokaliteten ligger i indvindingsoplandet til eventuelle eksisterende grundvandsindvindingsanlæg i området. Risikoberegninger kan gennemføres efter miljøstyrelsens anvisninger /ref. 49/.

7.4.4.3 Overfladevand

Påvirkning af overfladevand kan ske gennem udsivning via grundvand, ved udledninger via dræn eller kloak og ved overjordisk afstrømning. Herved kan vandløb, søer og kyst- og havneområder påvirkes.

Under normal drift bør påvirkningen være begrænset til udledning af regnvand og spildevand via afløbssystemerne. Kommunerne giver tilladelse til udledning af regnvand og spildevand på vilkår, der sikrer, at de udledte koncentrationer af miljøfremmede stoffer ikke er til risiko for miljø og mennesker.

Sårbarheden for vandløb, søer og havområder afspejles i målsætninger for kvaliteten af overfladevand, der er fastlagt i de tidligere amters regionplaner, og som ved kommunalreformen er ophævet til landsplandirektiver.

Målsætninger for overfladevand klassificeres i:

• Skærpet målsætning
• Generel målsætning
• Lempet målsætning

Målsætningerne fastlagt i regionplanerne er gældende frem til 2009, hvorefter målsætningerne i de nye vandplaner efter miljømålsloven vil være gældende.

De lokale forhold kan medføre vidt forskellige mulige spredningsveje for et udslip, hvorfor en konkret vurdering af risici ved eksisterende anlæg altid vil være påkrævet.

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

Version 1.0 December 2008, © Miljøstyrelsen.