BAT Måde Checkliste affald BREF 110413 - Esbjerg Kommune

Måde Havnedeponi (Anvendte forkortelser) 

MGK 10 = Ansøgningen om miljøgodkendelse afsnit 10 (kan omfatte hele afsnittet med delafsnit 

eller alene hovedafsnittet). 

VVM 3.2 = VVM redegørelsen delafsnit 3.2 

Vand T6-5 = Rapport om "Udledning og fortynding af forurenet vand" Tabel 6-5 

DIM F3.2 = Rapporten "Dimensioneringsnotat for vandbehandlingsanlægget" Figur 3.2 

Der er en række punkter, hvor der kan henvises til flere af ovennævnte dokumenter - de 

væsentligste henvisninger er nævnt i skemaet. 

BAT-referencenr. (BREFdokument, 

kap. 5.) 

5.1 Generelle BAT-krav 

BAT-definition 

BAT-referencenr. 

(BREF-dokument, 

kap. 4.) 

5.1-1 Benyt et miljøledelsessystem 4.1.2.8 

5.1-2 

5.1-2a 

5.1-2b 

Checkliste for K 102 & K 103 Anlæg for bortskaffelse af farligt affald efter en af metoderne D1-D9 eller D11-13/ Anlæg til biologisk eller fysiskkemisk 

behandling som defineret i D8-D9 af ikke-farligt affald. Tjeklisten er et resume af BREF-dokumentet. BREF-dokumentet er kontrolleret 

for uddybende forklaringer. 

Det ovenfor nævnte listepunkt K103 er jf. den gældende godkendelsesbekendtgørelse ændret til listepunkt 5.3.a.ii 

Kolonne med BAT-status: Virksomhedens nuværende status med hensyn til at opfylde BAT-kravet - er udeladt, da der er tale om et nyt 

anlæg. 

BAT-handlingsplan: Virksomhedens planlagte aktiviteter for at opfylde BAT-kravet. 

Et MLS opbygges med relevante procedurer og instrukser. BREF'en beskriver i kap. 4 hvad et MLS kan indeholde jf. side 303.En række af 

delpunkterne i kap. 5 er ikke - eller er i mindre omfang - relevante for et deponi for havneslam. 

Fuld dokumentation over alle aktiviteter på anlægget: 4.1.2.7 Et egenkontrolsystem opbygges og afrapporteres bl.a. jf. MGK 10 og 20 

- beskrivelse af affaldsbehandlingsmetoderne samt processer på 

anlægget 

- diagrammer over de væsentligste anlægsdele og processer, hvor 

de har miljømæssig relevans 

DIM -rapport, VVM 4 

5.1-2c - detaljer om de kemiske processer Vand rapport generelt bl.a. 3 til 6 

5.1-2d 

- detaljer om overvågningssystemet, og hvordan miljøhensyn 

inddrages i dette 

5.1-2e - forbyggelse af uheld ved driftsforstyrrelser MGK 7.7. VVM 11.6 

5.1-2f - driftsmanual/driftsinstruks MGK 10.4 

5.1-2g - driftsjournal MGK 10.4.1 

5.1-2h 

5.1-3 

5.1-4 

5.1-5 

Indkommende affald 

- årsrapport med opgørelser af affaldsstrømme, kvartalsvis 

registrering af restprodukter og råstoffer m.v. 

Vedligeholdelsesprocedurer og træningsprocedurer, der dækker 

forebyggelse angående sikkerhed og sundhed 

Tæt forbindelse til leverandør med henblik på at sikre, at 

materialeinput har den nødvendige kvalitet 

Ansæt og benyt tilstrækkeligt personale med nødvendig 

kompetence. Foretag oplæring og løbende efteruddanndelse 

4.1.1.4, 4.1.1.5, 

4.1.2.5, 4.1.2.10, 

4.1.4.8 og 4.1.4.3 

VVM, MGK,DIM, Vand tabeller og figurer generelt bl.a. VVM F8,T9,F9,F10,DIM F3.1,F3.3,T2,F3.4, Vand F3.1, F3.2,... F6.2 m.fl. 

MGK10 miljøhensyn inddraget ved overvågning og monitering 

MGK 10.5 

MGK 7.7, 10, 17 og inddrages i det kommende miljøledelsessystem. VVM 6.2.4 

4.1.2.9 Sikres i udbudsfase og løbende herefter 

4.1.2.10 MGK 17

5.1-6 

5.1-7 Modtagekontrol 

Opnå bedst mulig viden om materialeinput. Indrag viden om 

affaldets oprindelse, mulige behandlingsmetoder, 

afsætningsmuligheder og evt. risiko ved produktet og behandlingen 

4.1.1.1, 4.2.3, 4.3.2.2 

and 4.4.1.2 

Modtagekontrol bestående af: 4.1.1.2 MGK 10.4 

5.1-7a - test af materialeinput MGK 10.4 

5.1-7b 

5.1-7c 

- sørg for at dokumentation er tilfredsstillende samt, at personale er 

kompetent til at foretage modtagekontrol 

- prøve- og analyseprogram for repræsentative prøver af 

materialeinput 

Rapport om grundlæggende karakterisering af havnesediment fra Esbjerg Havn, november 2009, Vand-rapport generelt m.fl. 

MGK 10.4, miljøledelsessystem etableres, MGK 17 (uddannelse) 

MGK 10.4 efter nærmere aftale med tilsynsmyndigheden 

5.1-7d - system til verifikation af informationer om materialeinput MGK 10.4, miljøledelsessystem etableres 

5.1-7e sikre at EAK-koder er defineret MGK 15.3 

5.1-7f - identificer passende behandlingsform for hver affaldstype Vand 2,4, DIM 3-6, VVM 4,5 m.fl. 

5.1-8 

5.1-8a 

5.1-8b 

Implementer en godkendelsesprocedure med mindst følgende 

indhold: 4.1.1.3 

- et klart og specificeret system, der kun tillader accept af affald, hvis 

der er en veldefineret behandlingsmetode og en måde, hvorpå man 

kan disponere/genanvende slutproduktet fra behandlingen. Ved 

accept af affaldet skal det sikre, at den nødvendige deponerings- og 

behandlingskapacitet er til stede, samt at affaldet opfylder 

specifikationerne fra affaldsleverandøren (accept af produkt fra 

andet anlæg) respekteres 

- der skal være systemer til fuldt ud at dokumentere og behandle 

acceptabelt affald der modtages, såsom et forudbestillingssystem, 

for at sikre at der er tiltrækkelig kapacitet 

Omfanget i nedenstående afpasses efter, at der alene modtages én affaldstype fra 1-2 "leverandører" dvs. havnesediment fra eksisterende 

tørrefelter og fra skib/Esbjerg Havn. Procedurer m.v. i relation til nedenstående, inddrages i relevant omfang i miljøledelsessystemet. 

MGK10.4 

MGK10.4 

5.1-8c - klare og entydige kriterier for at afvise affald og for fejrrapportering MGK10.4 

5.1-8d 

5.1-8e 

5.1-9 

5.1-9a 

et system til at bestemme den maksimale kapacitetsgrænse for 

affald, der kan opbevares på virksomheden 

- visuel syning af indkommende affald for at kontrollere 

overensstemmelse med beskrivelsen fra modtagekontrollen. For 

nogle væskeformige og farlige affaldstyper er denne BAT ikke 

anvendelig 

Etabler forskellige prøvetagningsprocedurer for de forskellige typer 

af affald, der modtages. Procedurene kan indeholde: 

- prøvetagningsprocedure baseret på en vurdering af risiko ved den 

enkelte affaldstype (farligt eller ikke farligt affald samt viden om 

affaldsproducenten) 

MGK10.4 

MGK10.4 

4.1.1.4 MGK10.4 


5.1-9b - tjek relevante fysiske og kemiske parametre MGK 10.4 efter nærmere aftale med tilsynsmyndigheden 

5.1-9c - registrering af alle affaldsstrømme MGK 10.4

5.1-9d 

- prøvetagningsprocedurer der passer til flydende og fast affald, 

store og små containere. Antal prøver bør øges i takt med antal 

containere. I ekstreme tilfælde må samtlige små beholdere tjekkes i 

forhold til dokumentation. Systemet skal registrere antal prøver og 

resultatet af prøverne 

5.1-9e - registrering af lagringsperioden for den enkelte beholder Ikke relevant 


5.1-9f - prøver skal foretages før modtageaccept MGK 10.4 efter nærmere aftale med tilsynsmyndigheden 

5.1-9g 

5.1-9h 

5.1-9i 

5.1-9j 

- vedligeholdelse af et register på virksomheden over prøvetagning 

af hvert læs og begrundelse for valg af prøvetagning 

et system for at bestemme: 

- en passende placering af prøvetagningspunkter 

- størrelse af tank hvorfra prøven tages ( for prøver fra tromler, vil en 

ekstra parameter være det totale antal tromler) 

- Antallet af prøver og konsolidering 

- driftsbetingelserne på prøvetagningstidspunktet 

- et system til sikre at prøverne af affaldet analyseres. Se sektion 

4.1.1.5. 

- et midlertidigt deport kan være nødvendigt hvis det er frost, med 

henblik på prøvetagning efter optøning. Dette kan påvirke 

anvendeligheden af nogle af de øvrige BAT anbefalinger nævnt 

ovenfor i denne BAT. Se sektion 4.1.1.5. 

5.1-10 Modtagekontrol 4.1.1.5 

5.1-10a 

5.1-10b 

5.1-10c 

5.1-10d 

5.1-10e 

- alle prøver skal analyseres på laboratorium så hurtigt som 

påkrævet. Det kræver et robust kvalitetssikringssystem, 

kvaliteteskontrolmetoder samt et solidt registrerings- og 

opbevaringssystem til opbevaring af prøver. Især for farligt affald 

betyder dette, at laboratoriet bør være lokaliseret på anlægget 

- etablere et karatæneareal samt nedskrevne procedurer for 

håndtering af afvist affald. Hvis modtagekontrollen viser, at affaldet 

ikke kan leve op til acceptkriterierne (f.eks. skadede, rustede eller 

umærkede tønder), skal det opbevares sikkert i et 

karantæneområde. Det skal sikres, at opbevaringstiden i 

karantæneområdet er kortest mulig 

- tydelig procedure for håndtering af affald, der ikke lever op til 

acceptkriterierne 

- affald bør kun flyttes til depot efter accept af affaldet (relateret til 

BAT nr. 5.1 -8) 

- markér tilsyn, aflæsning og prøvetagningsarealer på en 

oversigtsplan 

MGK 10.4. efter nærmere aftale med tilsyndsmyndigheden 



Vurderes ikke at blive relevant. 

Relevante prøver udtages og analyseres af akkrediterede prøvetagere/laboratorier 

MGK 10.4 etablering af et karantæneareal vurderes ikke af være relevant 

Inddrages i Miljøledelsessystemet. 

Er i mindre grad relevant her, da der alene modtages "eget" affald 

MGK 10.4. Vil fremgå af driftsplaner når de udarbejdes. Er i mindre grad relevant her, da der alene modtages "eget" affald. 

5.1-10f - et perkolatsystem med opsamling af perkolat VVM 4.4.2, Vand 2.5, MGK 7.2.1, 23.3 og VVM/MGK kortbilag 3.

5.1-10g 

5.1-10h 

Udgående affald 

5.1-11 

- et system der skal sikre at ansatte der udfører prøvetagning, 

kontrol og analyser are passende kvalificerede og uddannede, og at 

uddannelsen opdateres med passende mellemrum (i relation til BAT 

nr. 63) 

- anvendelse af et sporingssystem med entydig identifikation 

(mærkning/kode) af hver container på dette stade. Identifikationen 

skal mindst indeholde dato for modtagelse på stedet og affaldskoden 

(relateret til BAT nr. 9 og 12) 

En modtagekontrol der indebærer: 

Analyse af materialeoutput efter de parametre, som er væsentlige for 

modtageren 

5.1 Miljøledelse 4.1.1 

5.1-12 Dokumentationssystem 

5.1-12a 

5.1-12b 

5.1-12c 

5.1-12d 

5.1-12e 

5.1-13 

Etabler et solidt dokumentationssystem for hele 

affaldsbehandlingsanlægget. Et godt dokumentationssystem kan 

indeholde: 

- dokumentation af behandling med flowdiagrammer og 

massebalance 

- udfør dokumentation i alle anlæggets faser 

(forudgående/midlertidig 

accept/modtagekontrol/lager/behandling/afsætning). Dokumentation 

bør opbevares i mindst 6 måneder efter prøvetagning 

- registrer informationer om affaldets egenskaber og kilde, så 

informationen er permanent tilgængeligt. Et referencenummersystem 

bør anvendes og være tilgængeligt for relevante medarbejdere, så 

man til enhver tid kan identificere, hvor affaldet befinder sig i 

anlægget 

- anvend et computerbaseret databasesystem med backup. Det bør 

fungere som lagerføringssystem og indeholde data om leveringstid, 

affaldskilde, tidligere håndtering af affaldet, et ID-nummer, foreløbig 

og endelig modtagekontrol og resultater af eventuelle tests, 

emballagetype og størrelse, forventet behandling og afsætning. 

Databasen skal desuden indeholde en opdateret oversigt over affald 

på anlægget, hvor affaldet er placeret på anlægget, og hvor langt det 

er kommet i behandlingsprocessen 

- containere og beholdere må kun flyttes internt på anlægget under 

instruktion fra ansvarligt personale med henblik på at sikre, at 

dokumentationssystemet opretholder information om, hvor på 

anlægget affaldet er placeret 

Regler for hvad der må og ikke må blandes for at undgå yderligere 

forurening ved senere håndtering af materialer. Indrag vurdering af 

affaldstype (ikke-farligt affald eller farligt affald), affaldsbehandling 

og efterfølgende håndtering af slutprodukt. 

4.1.1.1 

4.1.2.3 

Inddrages i Miljøledelsessystemet. Analyser udføres af akkrediteret laboratorium 

Vurderes ikkeat være relevant - BREF-punktet er specificeret til containere og forskellige affaldstyper, hvor sporbarhed og forskellige 

prøvetagningsprincipper m.v. kan være relevant. 

Det sikres, at der kan ske kildesortering af affald på anlægget med henblik på optimal affaldhåndtering. Det forventes, at der primært vil være 

tale om alm. Husholdningsaffald. 

Omfanget i nedenstående afpasses efter, at der alene modtages én affaldstype fra 1-2 "leverandører" dvs. havnesediment fra eksisterende 

tørrefelter og fra skib/Esbjerg Havn. Procedurer m.v. i relation til nedenstående, inddrages i relevant omfang i miljøledelsessystemet. 

4.1.2.4 Se vedr. 5.1-12 

4.1.4.8 Ikke relevant 

4.1.5 Ikke relevant 

MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12 

MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12 

MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12

5.1-14 

5.1-14a 

5.1-14b 

5.1-15 

Adskil affald efter udfaldet af prøveresultater. Indebærer blandt 

andet: 

- logbøger over testresultater samt enhver reaktion, der bør øge 

sikkerhedsberedskabet (temperaturstigning, gasproduktion, 

trykstigning og enhver anden relevant parameter som f.eks. 

lugtudvikling) 

- kemikalier skal opbevares i adskilte beholdere afhængigt af deres 

egenskaber (oxiderende, brændbare væsker) 

Effektivisering af affaldsbehandlingen ved hjælp af indikatorer for 

effektivitet og systematisk monitorering 

4.1.2.4 Vurderes ikke at blive relevant 

MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12 

Vil blive sikret, hvis det bliver relevat 

4.1.7 MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12 

5.1-16 Sikkerheds- og beredskabsplan 4.1.7 MGK 7.7 og 10.4. Se vedr. 5.1-12. VVM 11.6 

5.1-17 Etabler og benyt driftsjournal/logbog 4.1.8 MGK 10.4. Se vedr. 5.1-12 

5.1-18 Inddrag hensyn til støj og vibrationer i miljøledelsessystemet 4.1.9 MGK 9.3 og se vedr. 5. 1-12 

5.1-19 

5.1 Styring af forsyning og råvarer 

5.1-20 Energiforbrug 

5.1-20a 

Allerede i anlægsfasen skal hensyn til nedlukning af anlægget 

indtænkes. For eksisterende anlæg skal der laves en plan for 

nedlukning og efterbehandling af området 

Analyse af energiforbrug og - produktion ud fra energikilder (el, gas, 

olie/gas, fast brændsel, affald). Dette medfører: 

- rapporter energiforbrug defineret som energi modtaget på 

anlægget 

4.1.3.1 

MGK 26, 26. VVM 4.7 

Forbruget vil blive registeret som del af miljøledelsessystemet. Energiforbruget vil primært være i form af diesel til maskiner, energi til 

opvarmning af velfærdsbygning og til drift af pumpe til spildevand. Optimering af energiforbruget vil primært være knyttet til udbudsfasen / 

indkøb af maskiner m.v. Løbende driftsoptimering ikke nødvendigvis omfatte alle de nedenfor beskrevne tiltag. 

Vil ske som del af registreringer i miljøledelsessystemet 

5.1-20b - rapporter energieksport fra anlægget Forventes ikke at blive relevant 

5.1-20c 

5.1-21 

- etabler energiflowdiagrammer, der viser hvordan energien bliver 

brugt i anlægget 

Løbende arbejde med energieffektivitet, ved at 

Gennemføres i relevant omfang 

4.1.3.4 Gennemføres i relevant omfang 

5.1-21a - etablere en effektivitetsplan for energi Se ovenfor bemærkning til 5. 1-20 

5.1-21b - anvende energieffektive teknikker Se ovenfor bemærkning til 5. 1-20 

5.1-21c 

- definere og beregne det specifikke energiforbrug for hver enkelt 

anlægsproces og fastsætte indikatorer for effektiv drift (f.eks. 

MWh/ton affald) 

Se ovenfor bemærkning til 5. 1-20 

5.1-22 Foretag årlig intern benchmarking af ressourceforbruget 4.1.3.5 Se ovenfor bemærkning til 5. 1-20 

5.1-23 

Undersøg muligheden for at bruge affald i andre processer, f.eks. til 

at behandle andet affald. Hvis affald benyttes til at behandle andet 

affald, skal det sikres, at der er tilstrækkeligt affald tilgængeligt. Hvis 

ikke, skal alternativ behandling være indtænkt for at undgå 

unødvendig midlertidig oplagring 

4.1.2.2, 4.1.3.5 Mulighederne vil løbende blive vurderet. Se eksempelvis VVM 4.1 separering af sand og nyttiggørelsen

5.1 Opbevaring og håndtering 

5.1-24 

5.1-24a 

5.1-24b 

5.1-24c 

5.1-24d 

5.1-24e 

5.1-24f 

5.1-24g 

5.1-24h 

5.1-25 

5.1-26 

5.1-26a 

5.1-26b 

5.1-26c 

Anvend følgende teknikker ved lager: 4.1.4.1 De enkelte delafsnit 24a-24h i BREF'en omfatter en række aktiviteter, som ikke er relevante i forhold til Måde Havnedeponi 

- lokalisering af lagerfaciliter: ikke i nærheden af overfladerecipienter 

og andre følsomme områder, placeret så man undgår eller 

begrænser at håndtere affaldet mere end højst nødvendigt 

- sørg for at lagerfacilitetens belægninger kan håndtere alle slags 

overfladeafstrømning, og at spildevand fra affald, der ikke må 

blandes, opsamles og håndteres separat 

- anvend et særligt område til emballering af mindre affald med 

særlige egenskaber. Affald skal sorteres efter dets farlige 

egenskaber og skal evt. omemballeres. Efter emballering skal det 

flyttes til lagerområdet 

- lugtende affald skal håndteres i aflukkede rum og lagres i 

aflukkede rum med luftafkast og evt. luftrensning 

- alle forbindelser mellem tanke skal kunne lukkes. Overflow skal 

ledes til opsamlingssystem for overfladevand/spildevand 

- undgå opsamling af slam og skum i tanke til flydene affald ved at 

kontrollere dem regelmæssigt og suge slam op og anvende 

antiskumstoffer 

- tanke og beholdere med opløselige stoffer skal udstyres med 

systemer til at håndtere luftemissioner, som skal kunne fungere på 

trods af skum- og slamdannelse. Regelmæssig vedligeholdelse er 

vigtig 

- opbevaring af flydende organisk affald med lavt flammepunkt skal 

ske med en nitrogenfyldt atmosfære for at holde luften inert. Hver 

opbevaringsbeholder skal stå på et vandtæt underlag. 

Gasemissioner skal opsamles og behandles 

Impermeable belægninger i områder hvor der foretages oplagring 

eller emballering af affald 

Hensyn er varetaget ved lokalisering, projektering og planlagt drift af Måde Havnedeponi. Bl.a. VVM 4,5,7,8,9,10,11,12 herunder 

eksempelvis "alternativ driftsform" VVM 4.6.1.2 m.h.p. at minimere håndtering. 

DIM 4. Sidste led er ikke relevant 

Vurderes ikke at blive relevant 

Vurderes ikke at blive relevant 

BREF-punktet omhandler også overførsel fra fartøjer. Del af miljøledelsessystemet. MGK 7.7. VVM 11.6. 

Ikke relevant 

Ikke relevant 

Ikke relevant 

Anvend mærkning og skiltning af tanke og rør 4.1.4.12 Gennemføres i relevant omfang 

- tydelig skiltning på alle tanke, der fortæller om kapacitet og indhold 

samt angiver et unikt ID-nummer 

- skiltning skal skelne mellem spildevand og procesvand, brændbare 

væsker og brændbar damp samt angive procesretning (ud eller ind) 

- logføring af alle tanke vedr. kapacitet, konstruktionsmateriale, 

vedligeholdelsesplaner, kontrol og resultater, indhold i tanke samt 

flammepunkt 

4.1.4.4 Affaldscontainer til husholdningsaffald og evt. andet affald fra anlægget, placeres på befæstet areal ved velfærds- og teknikbygningen. 




5.1-27 Undgå problemer med unødvendig oplagring/ akkumulering af affald 4.1.4.10 Der træffes aftale om løbende afhentning af det affald (husholdningsaffald) som genereres på anlægget.

5.1-28 

Anvend følgende teknikker ved håndtering af affald: 4.1.4.6 

5.1-28a - sørg for at affald bliver flyttet sikkert til det rette lagersted Vil blive sikret ved den løbende driftsplanlægning 

5.1-28b 

5.1-28c 

- anvend et styringssystem til af- og pålæsning af affald, der 

inddrager risikovurdering af læsningen. Systemet kan indebære et 

billetsystem, overvågning af personalet, nøgler eller farvekoder 

- affald i småemballager fra laboratorier skal have særlig 

opmærksomhed fra kvalificeret personale. Originalemballage, affald 

fra uklar oprindelse og udefineret affald skal klassificeres og pakkes 

i særlige containere. I nogle tilfælde skal emballage sikres mod 

beskadigelse ved hjælp af isolering 

Vurderes ikke at blve relevant. Der er tale og "eget" affald, én affaldstype og "egne" transportører 

Ikke relevant 

5.1-28d - sørg for at beskadiget materiale ikke anvendes Ikke relevant 

5.1-28e - opsaml gas fra tanke og beholdere med flydende affald Ikke relevant 

5.1-28f 

5.1-28g 

5.1-29 

- i tilfælde af aflæsning af fast affald og slam skal det foregå i 

lukkede områder med mulighed for opsamling af luftemissioner (luft, 

støv, VOC) 

- forskellige læs må kun sammenblandes, hvis test viser, at dette er 

uden risiko 

Håndtering og emballering af affald må kun foretages af uddannet 

personale efter instruktion. For nogle affaldstyper skal det foregå 

under udsugning 

4.1.4.7 Ikke relevant i forhold til affaldstypen 

4.1.4.7, 4.1.5 Ikke relevant 

4.1.4.8 MGK 17. Én affaldstype 

5.1-30 Sørg for at stoffer, der ikke er kemisk kompatible, lagres adskilt 4.1.4.13, 4.1.4.14 Ikke relevant 

5.1-31 Opbevaring 

5.1-31a 

5.1-31b 

5.1 Øvrige teknikker 

5.1-32 

5.1-33 

Anvend følgende teknikker til håndtering af emballeret affald: 4.1.4.2 Ikke relevant 

- opbevaring af emballeret affald under tag. Overdækkede arealer 

skal have ventilation. Dette gælder også midlertid opbevaring. 

Undtagelser kan forekomme, hvis affaldet ikke er følsomt over for 

varme, sollys eller vand 

- containere skal opbevares under tag og beskyttes mod varme og 

sollys. Der skal sikres god tilgengængelighed for lager, hvor der 

opbevares containere, som er følsomme over for varme, lys og vand 

Udføre nedknusning, shredding og sigtning i lokaler med ventilation. 

Ved risiko for luftforurening skal der benyttes luftrensning 

Udføre nedknusning/shredding under fuld overdækning og i en inert 

atmosfære for emballage, der indeholder brandfarlige eller 

højflygtige stoffer. Inert atmosfære skal renses. 

Ikke relevant 

Ikke relevant 


4.1.6, 4.6 Ikke relevant

5.1-34 

5.1-34a 

5.1-34b 

5.1-34c 

5.1 Håndtering af luftemissioner 

Ved vask skal følgende forhold vurderes: 4.1.6.2 

- identificer de stoffer, der kan blive udvasket i de emner, der skal 

vaskes (f.eks. opløsningsmidler) 

- vaskevand skal opbevares og behandles på samme måde som det 

affald, der blev vasket 

- anvend behandlet spildevand til vask i stedet for rent vand. 

Vaskevandet kan derefter behandles i renseanlægget eller 

genbruges i anlægget 

5.1-35 Begræns brug af åbne tanke, kar og beholdere ved at: Ikke relevant 

5.1-35a 

5.1-35b 

5.1-35c 

5.1-36 

5.1-37 

5.1-38 

5.1-39 

5.1-40 

- undgå direkte ventilering/udluftning. Ved opbevaring af affald, der 

kan afgive emissioner, skal alle ventiler kobles til rensesystemet 

- opbevar affald og råstoffer på overdækkede arealer eller i 

vandtætte emballager 

- forbind luftrummet over bundfældningstankene (f.eks. hvor 

oliebehandling er en forbehandlingsproces i et kemisk 

behandlingsanlæg) til det samlede luftafkast og skrubberenheder 

Brug et lukket system med udluftning eller undertryk til et passende 

luftrenseanlæg. Denne teknik er specielt relevant ved processer, der 

omfatter overførsel af fordampelige væsker, inklusive fyldning og 

tømning af tankbiler 

Anvend et passende dimensioneret udsugningssystem, der kan 

dække tanke, forbehandlingsområde, lagertanke, blande- og 

reaktionskar og filterpresse, eller separate udsugningssystemer til de 

enkelte udslipskilder (f.eks. aktive kulfiltre ved tanke med 

opløsningsmidler) 

Anvend og vedligehold (luft- (mien - NIRAS)) renseudstyret, 

inklusive håndtering og behandling/deponering af brugt 

skrubbermateriale 

Brug et skrubbersystem ved de væsentligste luftafkast af uorganiske 

stoffer, fra de enhedsoperationer som har punktkilder, der emitterer 

procesemissioner. Installer en sekundær skrubberenhed til visse 

forbehandlingssystemer, hvis emissionen ikke passer til eller er for 

koncentreret for hovedskrubberen 

Procedure for at identificere spild samt vedligeholdelsesplan for 

samtlige anlægskomponenter. Fokus på stoffer med risiko for udslip 

og deraf følgende miljøproblemer (luftemissioner, jordforurening etc.) 


BREF-punktet omhandler vask af f.eks. beholdere til opbevaring af affald og lignende. På Måde Havnedeponi vil der blive vasket 

entreprønmaskiner på en indrettet vaskeplads med olieudskiller og koalescensudskiller. Afløbsvandet fra vaskepladsen vil desuden blive 

renset yderligere i deponiets renseforanstaltninger (klaringsbassin og sandfilter) inden udledning til recipient. 

Se bemærkning til 5. 1-34. Indhold som i det sediment 

Se bemærkning til 5. 1-34. 

Vil blive overvejet. Alternativt kan opsamlet overfladevand fra befæstet plads anvendes til vask. 

4.1.4.5 Vil ske i muligt omfang 






4.6.2 Inddrages i miljøledelsessystemet

5.1-41 

5.1 Håndtering af spildevand 

5.1-42 

Reducer udledningen til luft til de følgende værdier (se tabel 5.1), 

ved at benytte en kombination af forebyggelse og renseteknologier 

Processintegrer BAT, som minimerer både anvendelsen og 

forureningen af vand, som skal anvendes, ved at: 

4.6 Vurderes ikke at være relevant i forhold til deponering af havnesediment 

4.1.3.6, 4.7.1 

5.1-42a - etablere området vandtæt og med opsamling af vand VVM 4.4, MGK 7.2, 23, vand 2.5. 

5.1-42b 

5.1-42c 

- udfør periodiske kontrol af tanke og rør, især underjordiske 

installationer 

- differentieret spildevandssystem (tagvand, vaskevand, 

processvand) 

MGK 7.7, VVM 11.6.2. Inddrages i miljøledelsessystemet 

Vaskevand fra vaskeplads opsamles og renses inden afledning til fælles renseforanstaltninger. Sanitært spildevand opsamles i samletank, 

der tømmes til kommunalt renseanlæg 

5.1-42d - anvende uheldsbassin Anlæggets renseforanstaltninger kan fungere som uheldsbassin, hvor evt. spild kan oprenses. 

5.1-42e 

- foretage periodisk kontrol af vandforbrug med henblik på at 

reducere vandforbrug og forureningsgrad 

5.1-42f - adskille procesvand fra regnvand 4.7.2 Ikke muligt. 

5.1-43 

Udarbejd procedurer, der sikrer, at udledningen kan håndteres af 

spildevandsbehandlingsanlæg og ikke overskrider udlederkrav 

Spildevands- og regnvandsmængder registreres 

4.71 Indarbejdes i miljøledelsessystemet. Bl.a. egenkontrol MGK 10. 

5.1-44 Undgå at spildevand ledes uden om renseanlæg 4.7.1 MGK 7.7. Anlæg projekteret under hensyntagen til at spildevand ikke kan ledes uden om renseforanstaltninger. 

5.1-45 

5.1-46 

5.1-47 

5.1-48 

5.1-49 

5.1-50 

Etabler et opsamlingssystem for regnvand/overfladevand. 

Overfladevand opsamles sammen med vand fra vaskeplads, evt. 

spild befæstede arealer, emballagevask og anvendes som 

procesvand eller opsamles i olie- og benzinudskiller 

Anvend differentieret spildevandssystem til let og kraftigt forurenet 

spildevand 

Etabler betonbelægning med fald mod internt opsamlingssystem. 

Opsaml spildevand i tanke eller i olie- og benzinudskiller. Automatisk 

monitering af olie- og benzinudskillere for at forebygge overflow 

Foretag opsamling af regnvand i eget bassin for analyse, behandling 

i tilfælde af forurening og evt. brug 

Maksimer genbrug af behandlet spildevand og brug af regnvand i 

anlægget 

Gennemfør daglig inspektion af spildevandssystem, analyse af 

spildevands- og slamkvalitet, rapporter tilsyn og analyse i 

driftsjournal 

4.7.1 

4.7.2 Se ovenfor 

4.1.3.6 

5.1-51 4.7.1 

5.1-51.1 

Identificer spildevand, som kan indeholde farlige stoffer (f.eks. 

absorberbart organisk halogen (AOX), cyanider, sulfider, aromatiske 

forbindelser, benzen, ellerkulbrinter (opløste, emulgerede eller 

uopløste), og metaller som kviksølv, cadmium, bly, kobber, nikkel, 

krom, arsen og zink) 

4.7.1 Ikke muligt. 

Overfladevand fra befæstet plads afledes særskilt til deponiets renseforanstaltninger (klaringsbassin og sandfilter) Vaskevand fra vaskeplads 

renses i sandfang, olieudskiller og koalescensudskiller inden det ledes til anlæggets klaringsbassin og sandfilter. 

Vaskeplads etableres med konvolutfald eller tilsvarende og vandet ledes via CE-typegodkendt olieudskiller m.v. med indbygget alarm og 

lukke. 

4.7.1 Vil blive gennemført i muligt omfang under hensyntagen til, at der ikke sker spredning af restforurening til omgivelserne 

4.7.1 Indarbejdes i miljøledelsessystemet. Bl.a. egenkontrol MGK 10. 

Se Vand-rapport.

5.1-51.2 Adskil spildevand, der kan indeholde farlige stoffer Vurderes ikke at være relevant ud over det projekterede jf. bl.a. VVM 4. 

5.1-51.3 Foretag behandling af spildevand enten internt eller eksternt Se DIM-rapport, VVM 4.8, MGK 7.4, 9.2 m.fl. 

5.1-52 

5.1-53 

5.1-54 

5.1-55 

Benyt passende behandlingsteknikker for de enkelte 

spildevandstyper 

Indfør tiltag der kan styrke sikkerheden for, at de stillede krav til 

kontrol og rensenivauer kan overholdes 

identificer de primære bestanddele af det behandlede spildevand 

(inklusive tilsat COD) og vurder, hvor disse bestanddele ender i 

miljøet 

Udled spildevand, hvorfra det opbevares efter færddiggørelse af 

behandling og efterfølgende endelig inspektion 

4.7.1 DIM 6, vand 2.6, VVM 4.8, MGK 7.4, 9.2, 21.5. 

4.7.1 Indarbejdes i miljøledelsessystemet. Bl.a. egenkontrol MGK 10. 

4.7.1 Se Vand-rapport. 

4.7.1 MGK 10.3 

5.1-56 Følgende koncentrationer i spildevandet bør opnås (se tabel 5.2) Vand 7.5.1 og 7.5.2 

5.1 Håndering af restprodukter 

5.1-57 Systematisk plan for styring af restprodukter 

4.8.1, 4.1.2.8 og dette 

angår også BATnumre 

1.k og 22). 

Forventes ikke at blive relevant 

5.1-57.a - grundlæggende "good housekeeping" teknikker Forventes ikke at blive relevant 

5.1-57.b - interne benchmarking teknikker 4.1.2.8 Forventes ikke at blive relevant 

5.1-58 

5.1-59 

5.1-60 

Størst muligt genbrug af emballage (tromler, spændelågsfade, paller 

etc.) 

Hvis genbrug af emballage ikke er mulig, så skal emballage 

genanvendes/recirkuleres 

Registreringssystem til at holde styr på materialeinput, materiale 

oplagret og materialer udgået fra anlægget 

5.1-61 Genbrug affald fra en proces i andre processer. 

5.1 Jordforurening 

5.1-62 Belægninger 

Tætte belægninger i alle driftsområder. Vedligeholdelse af 

belægninger og forebyggelse af spild og beskadigelse. I tilfælde af 

spild skal det opsamles med det samme 

4.8.1 Forventes ikke at blive relevant 

4.8.1 Forventes ikke at blive relevant 

4.8.3 og dette angår 

også BAT-nummer 

27) 

4.1.2.6 og dette angår 

også BAT-nummer 

23) 

5.1-63 Benyt impermeabel belægning og internt spildevandssystem 4.1.4.6, 4.7.1 og 4.8.2 Se felt ovenfor 

5.1-64 

5.2. Biologisk behandling 

5.2-65 

Begræns installationers størrelse og undgå underjordiske tank- og 

rørinstallationer 

Vedrørende lagerhåndtering i biologiske systemer: 

4.8.2 

4.8.2 BAT-nummer 

10.f, 25 og 40) 

Indarbejdes i miljøledelsessystemet i relevant omfang 

Kan blive relevant ved genanvendelse af separeret sand. Indarbejdes i miljøledelsessystemet i relevant omfang. 

Bl.a. VVM 4 vedr. membran under deponi, MGK 9.2.4 vedr. befæstet areal og MGK 7.7 vedr. opsamling af spild - indarbejdes i 

miljøledelsessystem. 

I muligt omfang 

4.2.2 Ikke relevant

5.2-65a 

- begrænsede lugtgener: anvend automatiske døre med kort lukketid 

og udsugning for at skabe undertryk 

Ikke relevant 

5.2-65b - væsentlige lugtgener: benyt lukket system til af- og pålæsning Ikke relevant 

5.2-65c - udsugning til luftemissioner Ikke relevant 

5.2-66 

5.2-67 

Justering af materialeinput og separeringsprocesser i tråd med de 

udførte processer og anvendt renseteknik (afhænger af indholdet af 

ikke-nedbrydelige stoffer) 


Brug følgende teknikker ved bioforgasning: 4.2.4, 4.2.5 Ikke relevant 

5.2-67a Anvend tæt integration af proces og vandbehandling 

5.2-67b 

5.2-67c 

5.2-67d 

5.2-67e 

5.2-68. 

Maksimal recirkulering af procesvand til reaktoren. Se mulige 

driftsmæssige forhold ved denne teknologi under Afsnit 4.2.4 

Processerne bør udføres under termofile forhold. For nogle 

affaldstyper kan termofile processer ikke anvendes 

Mål TOC, COD, N, P og Cl i output fra processen. Hvis der er behov 

for bedre kvalitet af output, skal der måles på flere parametre 

Maksimer biogasproduktionen. Teknologien skal tage hensyn til 

effekterne på restprodukterne og biogaskvaliteten 



BREF-punkt omfatter reelt ikke proces på Måde Havnedeponi, men integration mellemsediment- og vandbehandling fremgår af det 

projekterede projekt for Måde Havnedeponi jf. Vand-rapport, DIM-rapport, VVM 4 m.fl. 

Ikke relevant 

Ikke relevant 

Ved udnyttelse af biogas som brændsel skal luftemissioner (støv, 

Nox, Sox, H2s og VOC) begrænses med en passende kombination 

af følgende teknikker: 4.2.6 Ikke relevant 

5.2-68a skrubber med salt Ikke relevant 

5.2-68b de-Nox Ikke relevant 

5.2-68c termisk oxidation Ikke relevant 

5.2-68d aktivt kulfilter Ikke relevant 

5.2-69. 

Mekanisk-biologisk behandling kan forbedres med følgende 

teknikker: 

4.2.2, 4.2.3, 4.2.8, 

4.2.10, 4.6.23 

5.2-69a - fuldt tillukket bioreaktor Ikke relevant 

5.2-69b 

5.2-69c - effektivt vandforbrug 

5.2-69d 

5.2-69e 

- undgå anaerobe forhold under aerob behandling ved styring af 

nedbrydning og lufttilførsel (ved brug af stabil luftcirkulering) og ved 

tilpasning af beluftningen til den aktuelle biologiske nedbrydning 

- termisk isolering af loftet i hallen til aerob biologisk nedbrydning 

(kompostering) 

- minimere mængden af gasser fra processerne til et niveau på 

mellem 2500 og 8000 Nm3 per ton. Niveauer under 2500 Nm3 skal 

ikke rapporteres 

Bl.a. VVM 4.1 projekteret m.h.p. at opnå aerobe forhold og lysindfald 

Der påregnes ikke indvundet vand til driften af anlægget. Anvendelse af spædevand til sedimenttransport fra skib til deponi er nødvendigt af 

praktiske årsager. 

Ikke relevant 

Ikke relevant 

5.2-69f - garantere et stabilt inflow af affald Ikke relevant i den sammenhæng BREF omfatter

5.2-69g 

5.2-69h 

- recirkulering af procesvand og flydende restprodukter i aerobe 

processer for helt at undgå vandige emissioner fra processerne. 

Hvis der genereres spildevand, skal dette behandles, så det opfylder 

værdierne i BAT nr. 56. 

- løbende generere erfaringer med sammenhænge mellem de målte 

variabler ved biologisk nedbrydning og de målte (gasformige) 

emissioner 

Ikke relevant 

5.2-69i - begrænse nitrogenemission ved optimering af C:N forholdet Ikke relevant 

5.2-70. 

Følgende udslipsværdier til luft bør kunne opnås (se tabel 5.3) ved 

at benytte følgende teknikker: 4.2.12 Ikke relevant 

5.2-70a good housekeeping i processen Ikke relevant 

5.2-70b regenerativ oxidiser Ikke relevant 

5.2-70c systematisk støvbekæmpelse MGK 9.1. 

5.2-71. 

Ved fysisk-kemisk behandling af spildevand 

Følgende udslipsværdier til spildevand bør kunne opnås: (Se tabel 

5.2) 

5.2-72 Anvend følgende teknikker i fysisk-kemiske reaktorer: 4.3.1.2 

5.2-72a 

5.2-72b 

5.2-72c 

5.2-72d 

5.2-72e 

5.2-72f 

5.2-73 

5.2-74 

- klar definering af formål og den forventede reaktionskemi for hver 

behandlingsproces 

- vurdering af hver ny kombination af reaktioner, og foreslåede 

blandinger af affald og reagenter i laboratorieskala testes inden 

anvendelse til affaldsbehandling 

- specifikt design af reaktorer og specielt tilpasset drift afhængig af 

proces og formål 

- indkapsling af al behandling/reaktorer. Udveksling af luft skal 

foregå via passende skrubber. eller rensningssystemer 

- monitering af reaktionerne for at sikre kontrollerede processer og 

det ønskede resultat 

- undgå sammenblanding af affald eller andre strømme 

indeholdende metaller med komplekserende stoffer 

Definer parametre for spildevandskontrol ud over dem, der er nævnt 

i BAT-nummer 56 


4.3.1.3 

Benyt følgende teknikker til neutralisering: 4.3.1.3 

5.2-74a - sørg for anvendelse af standard målemetoder 

5.2-74b - sørg for adskilt opbevaring af neutraliseret vand 

5.2-74c 

- gennemfør slutinspektion af neutraliseret vand efter en tilstrækkelig 

lagringsperiode 

Ikke relevant i den sammenhæng BREF omfatter 

Dette afsnit vurderes ikke at være relevant for spildevandstype og -mængder på Måde Havnedeponi. BREF'en omhandler konkrete 

spildevandstyper

5.2-75 

75. Anvend følgende teknologier til at fremme udfældning af metaller 

i behandlingsprocesser 

5.2-75a - juster pH til det punkt, hvor metallerne vil udfælde 

5.2-75b - undgå input af komplekserende stoffer, kromater og cyanider 

5.2-75c - undgå organiske stoffer, der kan påvirke udfældningen 

5.2-75d 

- tillad separering af det behandlede affald ved dekantering hvis 

muligt og/eller ved brug af andet afvandingsudstyr 

5.2-75e - brug svovludfældning, hvis der er findes komplekserende stoffer 

5.2-76 

5.2-76a 

5.2-76b Anvend laboratorieforsøg 

5.2-77 

76. Anvend følgende teknologier til at adskille emulsioner: 

Test for tilstedeværelse af cyanid i den emulsion, der skal 

behandles. Ved tilstedeværelse af cyanid kræves speciel 

forbehandling 

4.3.1.4 

4.3.1.5 

Benyt følgende teknikker til oxidering/reduktion 4.3.1.6 

5.2-77a - rensning af luftemissioner genereret ved oxidation/ reduktion 

5.2-77b 

5.2-78 

- tilstedeværelse af sikkerhedsprocedurer og gasdetektorer 

(detektion af HCN, H2S og NOx) 

78: Benyt følgende teknikker til spildevand indeholdende 

cyanidstoffer: 4.3.1.7 

5.2-78a - nedbryd cyanid ved oxidation 

5.2-78b - tilsæt kaustisk soda i overskud for at forhindre fald i pH 

5.2-78c - undgå blanding af cyanidaffald og sure komponenter 

5.2-78d - moniter reaktionen v.h.a. elektropotentialer 

5.2-79 

79. Anvend følgende teknikker til spildevand indeholdende krom (VI) 

komponenter: 

5.2-79a - undgå blanding af Cr (VI)-affald med andet affald 

5.2-79b - reducer Cr (IV) til Cr(III) 

5.2-79c - udfældning af det trivalente metal 

5.2-80 

80. Anvend følgende teknikker til spildevand indeholdende nitrit: 

5.2-80a - undgå blanding af nitritholdigt spildevand med andet spildevand 

4.3.1.8 

4.3.1.9

5.2-80b 

5.2-81 

5.2-81a 

5.2-81b 

5.2-81c 

5.2-81d 

5.2-82 

5.2-83 

5.2-84 

- tjek og undgå nitrøse gasser ved behandling af nitrit gennem 

oxidation eller forsuring 

81. Anvend følgende teknikker på spildevand indeholdende 

ammoniak: 

- brug et dobbelt kolonne luftrensningssystem med en sur skrubber 

for spildevand med ammoniak- koncentrationer op til 20 w/w-% 

- ammoniakken opsamles i skrubbere og returneres til processen før 

bundfældningen 

- fjern ammoniak opsamlet i gasfasen ved at skrubbe spildevandet 

med svovlsyre for at producere ammoniumsulfat 

- udvid luftprøvetagning for ammoniak i afkast eller filterpresse til 

også at omfatte VOCs fra filtrering og afvanding 

82. Kobl luftrummet over filter og afvandingsprocesser til 

hovedluftrensningssystemet 

83. Tilsæt flokkulerende stoffer til slam og spildevand for at 

accelerere sedimentationsprocessen og for at fremme yderligere 

separering af fast stof. I nogle tilfælde kan der være økonomiske 

grunde til at anvende fordampning i stedet for tilsætning af 

flokkulerende stoffer 

84. Anvend hurtig rensning og damp- eller højtryksspuling af filtre fra 

sibånd 

4.3.1.11 

4.3.1.12 

4.3.1.12 

4.3.1.16, 4.7.6.1 

4.3.1.17 

5.2. Ved fysisk-kemisk behandling af fast affald Dette afsnit er ikke relevant for affaldstypen havnesediment. BREF'en omhandler fast affald med indhold af bestemte stoffer. 

5.2-85. 

5.2-86 Udvaskningstest 

5.2-87 

5.2-88 

- begræns opløseligheden af amfotere metaller og begræns 

udvaskningen af giftige, opløselige salte ved brug af egnede 

kombinationer af vaskning af vand, fordampning og rekrystillering og 

syreekstraktion, når immobilisering bruges til behandling af fast 

farligt affald til deponering 

- gennemfør udvaskningstest med CEN standardprocedure og 

anvend det nødvendige niveau (grundlæggende karakterisering, 

overensstemmelsestest eller on-site verifikation) 

- solidifikation/immobilisation må kun udføres på affald, der ikke 

indeholder store mængder VOC, kraftigt lugtende forbindelser, faste 

cyanider, oxiderende stoffer, chelateringsmiddel, affald med højt 

indhold af TOC samt gasbeholdere 

- foretag kontrol af udluftning ved af- og pålæsning, evt. lukkede 

transportsystemer 

4.3.2.1, 4.3.2.8, 

4.3.2.9 

4.3.2.2 En grundlæggende karakterisering af havnesedimentet er foretaget 

4.3.2.3 

4.3.2.3 

5.2-89 - foretag luftrensning ved af- og pålæsning 4.3.2.3

5.2-90 

- anvend mindst solidificicering, vitrificering, smeltning eller 

fusionsprocesser før deponering af affald fra teknologierne 

beskrevet i afsnit 4.3.2.4 til 4.3.2.7. For fysisk.kemisk behandling af 

forurenet jord, er BAT at: 

4.3.2.4 to 4.3.2.7 

Fysisk - kemisk behandling af forurenet jord Ikke relevant 

5.2-91 

5.2-92 

5.2-93 

5.2-94 

kontrollere hastigheden ved udgravning, størrelsen på det blotlagte 

areal med forurenet jord og varigheden hvormed jordvolde ligger 

uafdækket under udgravning og bortskaffelse af forurening 

bruge laboratorieskalatest til at bestemme egnetheden af den 

anvendte proces og de bedste driftsbetingelser for processen 

have indsamlings- og kontroludstyr på plads så som efterbrænder, 

termisk oxidationsmiddel, fabriksfiltre, aktiveret kul eller fortættere til 

behandling af røggas fra termisk behandling 

rapporter om opnået effektivitet (reduktion i stofindhold) inklusive de 

stoffer, der ikke er påvirket af behandlingen 

4.3.2.10 

4.3.2.11 

4.3.2.11 

4.3.2.3

NIRAS A/S 

Vestre Havnepromenade 9 

Postboks 119 

9100 Aalborg 

Kystdirektoratet 

MÅDE HAVNEDEPONI 

April 2013 


Dimensioneringsnotat for 

vandbehandlingsanlægget 

CVR-nr. 37295728 

Tilsluttet FRI 

www.niras.dk 

T: +45 9630 6400 

F: +45 9630 6474 

E: niras@niras.dk 

Notat 

D: 9630 6558 

M: 2948 3368 

E: tdb@niras.dk

1 FORMÅL 

Formålet med nærværende notat er fastlæggelse af grundlag for dimensionering 

af væsentlige komponenter i forhold til vandbehandlingsanlægget til Måde Hav- 

nedeponi. 

2 FORUDSÆTNINGER 

Der er, i forbindelse med beregning af vandmængderne, anvendt følgende defi- 

nitioner i forhold til det sediment som pumpes op fra de forskellige bassiner i 

Esbjerg Havn, se figur 2.1. Oplysningerne er baseret på information fra Esbjerg 

Havn og Kystdirektoratet. 

Figur 2.1 Definition af vandmængder baseret på 1 m 3 in-situ 

sediment 

Den årlige oprensningsmængde de første ca. 7 år af depotets levetid er estime- 

ret til ca. 60.000 m 3 in-situ sediment fra 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin for- 

havn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin. 

Nødvendigheden af at deponere det oprensede sediment fra 1. bassin, 2. bas- 

sin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin og beddingsområdet skyldes et efterslæb i 

2

forhold til oprensning af sediment i Esbjerg Havn. Når efterslæbet er indhentet 

forventes disse bassiner frigivet til klapning på søterritoriet. Derefter vil der alene 

være behov for landdeponering fra oprensning af havnesediment fra 6. bassin. 

Den årlige oprensningsmængde fra 6. bassin er ca. 18.000 m 3 in-situ sediment. 

Måde Havnedeponi er opdelt i forskellige områder efter anvendelse. Se Figur 2.2 

Figur 2.2 Måde Havnedeponi 

3

Nedenstående Tabel 1 angiver de forskellige områder og giver en kort beskrivel- 

se af de aktiviteter der pågår, samt hvorledes afvanding foretages fra disse om- 

råder. 

Beskrivelse Areal 

[m 2 ] 

Interne veje 

(grus) indenfor 

projektområdet 

Afløbskoefficient 

Reduceret 

areal 

[m 2 ] 

Afledning 

5.000 0,3 1.500 Via overfladeafvandingsystem 

til vandbehandling 

Anlægsplads 1.000 1 1.000 Via overfladeafvandingsystem 


Sanddepot for ren 

jord 

Slutdepotområde 

S4 

Tørrefelter T1 og 

T2 inkl. dæmningsareal. 

Vandbehandling 

(2 stk. i alt) 

2.500 0,3 750 Via perkolat opsamlingssystem 


50.000 0,7 35.000 Via perkolat opsamlingssystem 


125.000 1 125.000 Via munke til vandbehandling 

16.670 1 16.670 Via filteranlæg og udledningspumpestation 

til returpumpeledning 

Øvrige arealer 89.830 0,05 4.492 Via perkolat opsamlingssystem 


Samlet areal 290.000 184.412 

Tabel 1: Aktiviteter i vandbehandlingen. 

T1: kapacitet 21.000 m 3 in-situ sediment 

T2: kapacitet 49.000 m 3 in-situ sediment 

4

I Tabel 2 er vist et forslag til driftscyklus på tørrefelt T1 og T2, samt klaringsbas- 

sin 1 og 2, mens der oppumpes ca. 70.000 m 3 om året. 

Ugenummer 

36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 

Tørrefelt 1 

Tørrefelt 2 

Klaringsbassin 1 

Klaringsbassin 2 

Perkolat 

Spildevand fra T2 

Spildevand fra T1 

Indpumpning til felt/bassin 

Vandbehandling i felt/bassin 

Udpumpning fra felt/bassin 

Figur 3.3: Driftscyklus for tørrefelt 1 og 2, samt klaringsbassin 1 og 2. 

Tabel 2 forklarer driftscyklussen i detaljer. 

Driftscyklus for tørrefelt T1 og T2, samt klaringsbassin 1 og 2. 

Indpumpning fra 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin og 

Beddingsområdet til tørrefelt T2, svarende til ca. 49.000 m 3 in-situ sedi- 

ment eksempelvis i uge 36 til 44 (ca. 9 ugers indpumpning). 

Efter indpumpning til tørrefelt T2 henstår sediment og vand gennemsnitlig i 

4 uger inden det afledes til klaringsbassinet. Under henstand sker der en 

konsolidering af sedimentet eksempelvis i uge 45 til 1. 

Efter henstand i gennemsnitlige 4 uger afledes havvand og evt. regnvand 

fra tørrefelt T2 til klaringsbassin 2 henholdsvis klaringsbassin 1 (efter yder- 

ligere 4 ugers henstand) over ca. 1 uge eksempelvis uge 49 henholdsvis 

5

uge 2. 

I klaringsbassin 2 henholdsvis klaringsbassin 1 sker der yderligere bund- 

fældning af partikler og forventet nedbrydning af TBT /6/ som følge af en 

opholdstid på ca. 4 uger eksempelvis fra uge 50 til 1 og uge 3 til 6. Heref- 

ter ledes vandet igennem et sandfilter inden afledning til Vadehavet. Van- 

det udledes over ca. 4 uger, eksempelvis uge 2 til uge 5 samt uge 7 til 10. 

Indpumpning fra havnebassin 6 til tørrefelt T2, svarende til 21.000 m 3 in- 

situ sediment eksempelvis i uge 45 til 48. 

Efter indpumpning til tørrefelt T2 henstår sediment og vand i 14 uger inden 

vandet afledes til klaringsbassinet. Eksempelvis i uge 49 til 10. Under hen- 

stand sker der en konsolidering af sedimentet. 

Efter henstand i 14 uger afledes havvand og evt. regnvand fra tørrefelt T1 

til klaringsbassin 1 over ca. 1 uge, eksempelvis uge 11. 

I klaringsbassin 1 sker der yderligere bundfældning af partikler og forventet 

nedbrydning af TBT /6/, som følge af en opholdstid eksempelvis fra uge 12 

til 44. Herefter ledes vandet igennem et sandfilter inden det afledes til Va- 

dehavet. Udledes over ca. 4 uger, eksempelvis fra uge 45 til 48. 

Over hele året ledes nedbør der opsamles på deponiet til vandbehandling i 

klaringsbassin 1 eller 2, alt efter hvilket af de to bassiner der ikke er i brug 

til vandbehandling fra et af tørrefelterne. 

Tabel 2: Driftscyklus af tørrefelt 1 og 2, samt klaringsbassin 1 og 2. Farver- 

ne henviser til driftscyklussen illustreret Tabel 2. 

6

I forbindelse med fastlæggelse af nedbøren over deponeringsområdet er forud- 

sat følgende betragtninger, jf. figur 2.4: 

Figur 2.4 Beskrivelse af håndtering af vand på Måde Havnedeponi. 

Som angivet i figur 2.4, så bortledes havvand og regnvand, der falder på depotet 

til vandbehandling. Nedbøren der falder på depotområdet over en 4 til 8 ugers 

periode (8 uger angivet i parentes) kan opgøres til følgende (ekskl. evt. fordamp- 

ning): 

• Maksimal nedbør (95 % fraktil) er 126,4 mm (209,6 mm) 

• Middel nedbør (60 % fraktil) er 57 mm (106,6 mm) 

• Minimumsnedbør (5 % fraktil) er 0 mm (13,4 mm) 

Ovenstående nedbørsintensitet er statisk behandlet nedbørsdata fra Esbjerg 

Renseanlæg over en 30-års periode. Hermed er der indirekte taget højde for 

klimaforandringer der er fundet sted de senere år. Derfor er ikke medtaget yder- 

ligere tiltag i forhold til klimaforandringer i de videre beregninger, hvor disse ned- 

børsmængder indgår. 

7

Ved nedbør svarende til 100 % fraktil vil nedbør over tørrefeltområder blot hen- 

stå indtil der vælges afledning herfra. 

8

3 HYDRAULISK BELASTNING 

Den hydrauliske belastning af anlægget foregår batchvis, dvs. at vandflowet til 

og fra de to tørrefelter er ikke konstant over tid. Den hydrauliske belastning er 

visualiseret i en forenklet flowdiagram i Figur 3.5 nedenfor. Som det ses, er der 

tale om flere forskellige vandflow til og fra hvert bassin. 

Figur 3.5 Forenklet konceptuelt flowdiagram af hydraulikken gennem anlæg- 

get. (Ind = indpumpning, Ned = nettonedbør, Trans = transport- 

pumpning, Per = perkolat, Ud = udpumpning via filtreringsanlæg og 

udløbspumpestation). 

Som tidligere beskrevet er der tale om 2 tørrefelter og 2 klaringsbassiner med 

hver deres tilløb og udløb. I alt er der tale om 4 bassiner og 16 separate vand- 

strømme. Her regnes blandt andet med at transport af vand fra et tørrefelt til et 

klaringsbassin foregår i to vandstrømme, en hurtig transport over en periode på 

en uge, samt en langsom transport i takt med at sedimentet konsoliderer i tørre- 

feltet. 

De mange vandstrømme (der varierer over tid) medfører, at den hydrauliske 

belastning af anlægget er kompliceret. Når vandstrømmene er fastlagt kan den 

hydrauliske belastning af hvert af de 4 bassiner beregnes. 

Ved fastlæggelse af vandstrømmene er følgende principper tilstræbt: 

1) Jævn flow til filtreringsanlæg: Dette sikre den mindst mulige anlægs 

størrelse samt en jævn udledning til Capricornkaj. 

2) Maksimum henstandstid i klaringsbassiner: Dette muliggør sekun- 

dær sedimentering og nedbrydning. 

3) Tilløb og udløb på samme tid undgås: Dette sikre den lavest mulige 

indhold af suspenderet stof i udløb. 

9

4) Robust over ekstreme regnhændelser: Der skal være tilstrækkelig 

kapacitet i alle bassiner. 

3.1 Tørrefelter T1, T2 og slutdeponi S4 

Den hydrauliske belastning (ekskl. evt. fordampning) kan opgøres til følgende fra 

tørrefelterne til klaringsbassinerne. Der er taget udgangspunkt i tørrefelt T1 med 

en kapacitet på 21.000 m3 in-situ sediment. T2 har mere end den dobbelt kapa- 

citet af tørrefelt T1, derfor vil det kræve dobbelt vandbehandling i klaringsbassi- 

nerne, dvs. at vandet behandles i to portioner. 

• Maksimal belastning fra hvert tørrefelt er: 

(Driftsperiode inkl. indpumpning) 

Havvand = 21.000 m 3 in-situ sediment * (1,4 m 3 havvand + 0,3 m 3 spædevand) 

= 35.700 m 3 

Regnvand = 41.667 m 2 * 0,210m= 8.750 m 3 

Samlet vandmængde til behandling = 44.450m 3 

Afledning over 5 dage kontinuerlig fra depotet: 360 m 3 /h (=100 l/s) 

Pumper og rørføring fra tørrefelter til klaringsanlæg dimensioneres for 

denne vandføring (vandet fra tørrefelter udledes via et munkesystem 

som for eksisterende tørrefelter). 

Klaringsbassiner fastlægges efter dette volumen samt den nedbør som 

falder over klaringsbassinet i denne periode. 44.500 m 3 + 8.335 m 2 * 

*0,210 m = 46.200 m 3 . 

Der fastlægges et volumen på 50.000 m 3 

Overflade på 8.335 m 2 

Vanddybde på 6 m 

Betontank 

• Middel belastning fra hvert tørrefelt er: 


Havvand = 21.000 m 3 in-situ sediment * (1,4 m 3 havvand + 0,3 m 3 spædevand) 

= 35.700 m 3 

Regnvand = 41.667 m 2 * 0,1066 m= 4.442 m 3 

Samlet vandmængde til behandling = 40.142 m 3 

• Minimums belastning fra hvert tørrefelt er: 


Havvand = 21.000 m 3 in-situ sediment * (1,4 m 3 havvand + 0,3 m 3 spæ- 

10

devand) = 35.700 m 3 

Regnvand = 41.667 m 2 * 0,0134 m= 558 m 3 

Samlet vandmængde til behandling = 36.258 m 3 

Forskellen på maksimum, middel og minimums belastning udgøres af variationer 

i regnvandsmængder. 

Nedbør der opsamles fra de tre tørrefelter samt fra slutdepotet og øvrige arealer 

indenfor lermembranen (perkolat) vil løbende blive opsamlet og afledt (fratrukken 

eventuel fordampning) til vandbehandling periodevis, når der er kapacitet i kla- 

ringsbassinerne til dette. I tørrefelt T1 og T2 vil der, efter den indledende afvan- 

ding, løbende ske en yderligere konsolidering af havnesedimentet med frigivelse 

af havvand, som ligeledes vil blive afledt. Det opsamlede vand ledes til det kla- 

ringsbassin, som ikke er primære drift i forhold til behandling af havvand og 

regnvand efter en driftsperiode. 

Den årlige mængde havvand der frigives ved yderligere konsolidering er 0,37 

m 3 /m 3 in-situ sediment (jf. figur 2.4) * 70.000 m 3 in-situ sediment/år = 25.900 m 3 

I perioden fra oktober til og med januar vil der være maksimal hydraulisk belast- 

ning på vandbehandlingsanlægget. Derfor kan det periodevis være nødvendigt 

med længere henstand i tørrefelterne inden afledning til klaringsbassinerne. 

I forbindelse med opgørelse af disse vandmængder er der taget udgangspunkt i 

Spildevandskomiteens Skrift nr. 28 ”Regional variation af ekstremregn i Danmark 

- ny bearbejdning (1979-2005)” fra oktober 2006 (regneark Regional CDS Ver_3. 

2.xls) for vurdering af om klaringsvolumen, der er til rådighed, er tilstrækkelig for 

udligning af den nedbør, der falder over disse områder (de tre tørrefelter og slut- 

depotet samt det ene klaringsbassin, det andet bruges til vandbehandling). 

Det samlede reducerede areal er på ca. 168.000 m 2 

Gentagelsesperiode på 10 år (bassinet skal kunne håndtere den regn intensitet 

der indtræder hvert 10 år) 

Udløb fra klaringsbassinet på 7 l/s 

Klimafaktor på 1,3 (fremtidssikring) 

Medfører et nødvendig bassinvolumen på ca. 13.000 m 3 (50.000 m 3 til rådighed). 

Hermed vil der være tilstrækkelig opsamlingskapacitet i de to klaringstanke. Hvis 

denne (ekstreme) regn hændelse kommer i perioden oktober til og med januar, 

kan der forekomme perioder, hvor det ikke er muligt at aflede opsamlet regnvand 

fra tørrefelterne (T1 og T2) henholdsvis det statiske slutdepotområde (S4) til 

klaringsbassinerne indtil vandet herfra er afledt. Det vil i praksis betyde, at der 

kan ske en forsinkelse af driften. 

11

Den årlige mængde regnvand der opsamles fra disse områder er 169.000 m 2 * 

0,784 m 3 = 132.496 m 3 

Nedbør der falder over det klaringsbassin, som er i drift for behandling af hav- 

vand og regnvand efter en driftsperiode fra havnebassin 6, kan opgøres til 3.859 

m 3 (8.335 m 2 *0,463m) i perioden fra februar til og med september (ekskl. for- 

dampning). Den samlede mængde i klaringsbassinet vil være 3.859 m 3 + 44.500 

m 3 = 48.359 m 3 . Dvs. at kapaciteten i klaringsbassinet er tilstrækkelig. 

3.2 Øvrige områder 

Regnvand fra alle øvrige områder på anlægget afledes ligeledes til klaringsbas- 

sinerne inden udledning. 

Regnvand fra ikke befæstede veje (interne grus veje) ledes til vandbehandling. 

Den årlige mængde er ca. 1.500 m 2 (reduceret areal)* 0,784 m = 1.176 m 3 . 

Det opsamlede regnvand fra sanddepotet, anlægspladsen og øvrige arealer 

afledes kontinuerlig til det klaringsbassin, hvis funktion ikke er behandling af 

belastet regnvand og havvand fra tørrefelterne. 

Den årlige mængde der opsamles fra sanddepotet er ca. 750 m 2 (reduceret are- 

al)* 0,784 m = 588 m 3 . 

Den årlige mængde der opsamles fra anlægspladsen er ca. 1.000 m 2 * 0,784 m 

= 784 m 3 . 

Den årlige mængde nedbør der opsamles fra de øvrige arealer indenfor projektområdet 

er 4.275 m 2 (reduceret areal) * 0,784 m = 3.351 m 3 

3.3 Samlet opgørelse af vandmængder 

I tabel 3 er vist en opgørelse af de vandmængder (ekskl. eventuel fordampning) 

der behandles i vandbehandlingsanlægget. 

Det forventes ikke at der vil ske nedsivning grundet membranens udformning. 

12

Parameter Mængde 

Årlig mængde til vandbehandling (gennemsnit) 

- Belastet havvand og regnvand fra bassin 6 (40.142 

m 3 ) 

- Belastet havvand og regnvand fra 1. bassin, 2. bassin, 

1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin og Bedding 

(92.183 m 3 ) 

- Perkolat fra bassin 6 (T1) (32.667 m 3 ) 

- Perkolat fra 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 

5. bassin og Bedding (T2) (65.333 m 3 ) 

- Depotområde S4 (27.440 m 3 ) 

- Frigjort havvand fra T1 (7.875 m 3 ) 

- Frigjort havvand fra T2 (18.375 m 3 ) 

- Regnvand fra anlægsplads (784 m 3 ) 

- Regnvand fra veje (1.176 m 3 ) 

- Regnvand fra sanddepot (588 m 2 ) 

- Regnvand fra vandbehandlingsanlæg (13.069 m 3 ) 

- Regnvand (perkolat) fra øvrige områder (3.521 m 3 ) 

302.566 m 3 

Maksimal hydraulisk belastning på klaringsbassiner 100 l/s 

Maksimal afledning fra klaringsbassiner (16 uger om året) 22,5 l/s 

Gennemsnitlig afledning fra klaringsbassiner over hele året 10 l/s 

Tabel 3 Vandmængder til vandbehandling. Opgørelse er foretaget på 

I bilag 1 er angivet en opgørelse over det havvand og regnvand der opsamles 

månedsvis. 

4 STOF BELASTNING 

4.1 Kritiske stoffer 

baggrund af middelnedbør uden eventuel fordampning. 

Havnesedimentet fra de oprensede bassiner indeholder forskellige forurenings- 

komponenter indenfor følgende stofgrupper: 

• Organotinforbindelser 

• Tungmetaller 

• Polyaromatiske hydrocarboner 

Hver af disse stofgrupper indeholder en lang række enkeltstoffer, med hver de- 

res egenskaber såsom sorptionsevne, nedbrydelighed og toksicitet. I /7/ er der 

foretaget en nærmere redegørelse for de enkelte stofgrupperes egenskaber, 

herunder fordeling af stoffer mellem faststof-andel og den opløste andel. 

13

Følgende enkeltkomponenter er i /7/ angivet som potentielt problematiske i for- 

hold til overoverholdelse af udledningskriterier af spildevand, hvis stofferne blev 

udledet direkte fra tørrefelterne uden yderligere rensetiltag: 

• Suspenderet stof 

• TBT 

• Kobber 

• Arsen 

De øvrige enkeltkomponenter behandles ikke yderligere i nærværende notat, da 

de kan udledes direkte uden yderligere behandling. Der henvises til /7/ for yderli- 

gere informationer og forventet sammensætning i vandet der udledes fra depo- 

tet. 

4.2 Forventede koncentrationer 

Tabel 4 angiver den forventede sammensætning af disse parametre i spilde- 

vand, der udledes fra tørrefelterne efter henstand i 4 uger før den videre behand- 

ling. Som det ses af tabellen, er den totale forurening i vandet fordelt mellem 

forurening bundet på det suspenderede stof og forurening opløst i vandet. Her 

antages et indhold af suspenderet stof på 100 mg SS/l samt en vandkoncentrati- 

on beregnet ud fra sedimentets indhold af forurening og en empirisk bestemt 

fordelingskoefficient, Kd, se /7/. 

Stof Koncentration 

Opløst fraktion 

[µg/l] 

Koncentration 

Fast stof fraktion 

[µg/l] 

TBT 0,040 0,080 0,120 

Kobber 0,7 6,3 7,0 

Arsen 14,4 2,6 17 

Koncentration 

Total 

[µg/l] 

Tabel 4: Forventet indhold af forureningskomponenter i spildevand, der ud- 

ledes fra tørrefelter (maks. koncentration). Forudsætning: suspen- 

deret stof koncentration 100 mg SS/l 

Kilde /7/ 

Det er således disse koncentrationer, der skal viderebehandles for at sikre, at 

vand, der udledes til havet ved Caprikornkaj, overholder udledningskriterier. 

14

5 RENSETRIN 

5.1 Valget af vandbehandlingsmetode 

Der foreligger ikke nogen generel standard metode til behandling af forurenings- 

parametre i spildevand efter sedimentering i tørrefelter. I enkelte anlæg – herun- 

der de eksisterende tørrefelter på Esbjerg havn - sker der en direkte udledning til 

havet. 

For at opfylde kravet om Best Available Technology (BAT) samt for at sikre 

overholdelse af udledningskrav, planlægges en videre vandbehandling. For at 

identificere den mest egnede vandbehandlingsmetode er der foretaget en fore- 

løbig vurdering af metoder såsom: 

• Supplerende sedimentering 

• Filtrering med geotubes, inkl. flokkuleringsmiddel 

• Filtrering med posefiltre 

• Sandfiltrering, inkl. flokkuleringsmiddel 

• Sorption med aktiv kul 

• UV-behandling 

• Centrifugering 

• Filtrering ved hjælp af muslinger 

• Rodzoneanlæg 

• Nedbrydning ved henstand 

Der er her valgt en kombination af supplerende sedimentering, nedbrydning ved 

henstand samt sandfiltrering med dosering af flokkuleringsmiddel. Valget skyl- 

des, at denne kombination anses for at være den bedste teknisk og økonomisk 

løsning. 

På det nuværende vidensgrundlag er det naturligvis ikke muligt at fastlægge 

samtlige detaljer omkring behandlingsanlægget for at sikre en BAT-løsning. Der- 

for er det formålstjenligt konstant at tilpasse anlægget på basis af erfaringer fra 

udarbejdelse af udbudsmateriale, pilotstudier, entreprenørtilbud, indkøringsaktivi- 

teter, driftsoptimering, m.fl. Såfremt en tilpasning medfører lavere udlednings- 

koncentrationer og/eller en bedre økonomi, vil kravet om BAT medføre at disse 

skal foretages. 

For eksempel, hvis en afprøvning viser, at noget af spildevandet, der udledes fra 

tørrefelterne kan renses ved hjælp af et keramisk filter eller alene med supple- 

rende sedimentation og nedbrydning ved henstand, vil sandfiltrering kunne und- 

lades og miljøet spares for forbrug af flokkuleringsmiddel. 

15

5.2 Tørrefelter 

Det første rensetrin består af de to tørrefelter (T1 og T2). Indpumpning af havne- 

sediment/vand-blanding foregår over en periode på 3 uger (der er afsat 4 uger 

for at tidsplanen er mere robust overfor forsinkelser). Efter det sidste sediment er 

pumpet ind, er der afsat en henstandsperiode på minimum 4 uger. I den sidste 

uge af henstandsperioden overføres spildevandet til klaringsbassinerne. Denne 

transport af vandet er dimensioneret til at ske med et flow på 100 l/s (svarende til 

360 m 3 /t). 

Tørrefelterne bidrager til rensning på 2 måder: 

1) Primær sedimentation: Under henstand vil der ske primær sedimentati- 

on, hvor alle sand- og siltpartikler forventes at sedimentere. Tilbage i 

vandfasen vil være opløst forurening samt forurening bundet til suspen- 

deret stof, som består af partikler med samme størrelsesforhold som ler. 

Havvandet fra de eksisterende tørrefelter på Esbjerg Havn indikerer at 

koncentrationen af suspenderet stof er omkring 100 mg SS/l i forbindel- 

se med udledning af spildevand (efter sedimentering) via munkesyste- 

met. Det forudsættes, at udledning af spildevand fra tørrefelterne i det 

nye deponi vil kunne foretages, således at koncentrationen af suspende- 

ret stof ikke overskrider 100 mg SS/l. Det bemærkes, at den lange op- 

holdstid i de planlagte tørrefelter (minimum 4 uger) i forhold til den nu- 

værende opholdstid (5 dage), vil sikre at primær sedimentation kan finde 

sted. 

2) Nedbrydning af TBT: Under henstand vil der også ske nedbrydning af 

TBT. På grund af den ringe vanddybde vil indfald af naturligt UV-lys væ- 

re god efter den indledende periode, hvor vandet er uklart. Aerobe for- 

hold i vandfasen sikres ved turbulens i forbindelse med indpumpning til 

tørrefelterne samt ved den store vandoverflade i forhold til vanddybden. 

Det bemærkes, at den detaljerede udformning af munkene er vigtig. Transport af 

vand skal ske på så rolig en måde som muligt. Dette sikres ved blandt andet 

brede munke, begrænset flowhastighed samt evt. overvågning af vandets turbidi- 

tet, for at sikre at det sidste grumsede vand i tørrefelterne efterlades. Munken 

udstyres med en automatisk lukkeanordning, der sikrer høj kvalitet af det udledte 

havvand fra tørrefelterne. Der er mulighed for yderligere optimering af munkean- 

ordningen f.eks. i forbindelse med detailprojektering. 

16

5.3 Klaringsbassiner 

Det andet rensetrin består af 2 klaringsbassiner. Tilførsel af vand sker ved trans- 

port spildevand fra tørrefelterne, ved nedbør samt ved indpumpning af perkolat. 

Indtil sediment fra bassinerne ud over 6. bassin er så rene, at de kan klappes, 

holdes spildevand, der stammer fra 6. bassin sediment separat i det ene kla- 

ringsbassin. Efter denne periode vil spildevand, der stammer fra 6. bassin sedi- 

ment være i begge klaringsbassiner. Opholdstiden i klaringsbassinerne varierer 

fra 4 uger til 30 uger. Afledning er dimensioneret til 20 l/s (svarende til 72 m 3 /t). 

Klaringsbassinernes dimensioner er som følgende: 

• Antal bassiner: 2 stk. 

• Samlet volumen 50.000 m 3 

• Samlet areal 8.335 m 2 

• Dybde: 6 m 

Klaringsbassinerne bidrager til rensning på følgende måder: 

5.4 Filtrering 

1) Sekundær sedimentation: Under henstand vil der ske en sekundær se- 

dimentation. Den nøjagtige tilbageværende koncentration af suspende- 

ret stof efter henstand kendes ikke, men forventes at være betydeligt la- 

vere end udgangspunktet på forventeligt maksimum 100 mg SS/l. Rolige 

vandforhold sikres i klaringsbassinerne som resultat af den store vand- 

dybde. 

2) Nedbrydning af TBT: Under henstand vil der også ske nedbrydning af 

TBT. Indfald af naturligt UV-lys er naturligvis bedst i den øverste del af 

vandsøjlen. Aerobe forhold i vandfasen sikres ved turbulens i forbindelse 

med transport af vandet fra tørrefelterne og af iltningstrappe ved indløb 

til klaringsbassinerne samt iltning i vandoverfladen. 

Det tredje rensetrin består af filtrering. Udløbet gennem filtreringsanlægget vil 

være op til 20 l/s (svarende til 72 m 3 /t) og fortages over en 4 ugers periode (kon- 

tinuerligt). Efter filtrering pumpes vandet via en udløbs pumpestation til udledning 

ved Capricornkaj. 

Som udgangspunkt regnes filtrering at ske ved hjælp af lukkede, to-medie filtre 

med tilsætning af flokkuleringsmiddel. Valg af flokkuleringsmidlet kan f.eks. ske i 

forbindelse med detailprojektering. Her afprøves en række midler i en såkaldt 

”jar-test” for at finde den bedst egnet under de aktuelle forhold. Flokkulerings- 

middel tilsættes ved hjælp af et doseringsanlæg. 

17

Som nævnt kan filtret opbygges af et to-medie filter bestående f.eks. af grovkor- 

net anthracit i toppen og finkornet kvarts nedenunder. Denne opbygning sikrer 

en bedre dybdefiltrering og dermed længere tid mellem returskylning. Vand til 

returskylning tages fra udløbspumpestationen, og skyllevandet returneres til 

tørrefelterne. 

Ved en hydraulisk overfladebelastning på 5 m 3 /m 2 /h, vil sandfiltrets areal være 

ca. 14 m 2 . Denne kan udformes som 2 stk. lukkede filtre med 3 m diameter. 

18

6 REFERENCER 

/1/ Ambient Aquatic Life Water Quality Criteria for Tributyltin (TBT). Rapport 

udgivet af US Environmental Protection Agency fra december 2002. 

/2/ Esbjerg Havn. TBT indholdet i sediment og vand. Notat udarbejdet af 

NIRAS 14. juni 2012 

/3/ Mail fra Erik Brenniche, dateret den 26. september til Signe M. Ingvard- 

sen (Kystdirektoratet) og Rikke Holm (NIRAS) 

/4/ Analyser af overfladevand/drænvand fra eksisterende tørrefelter i 2010 

og 2011. 

/5/ BEK nr. 1022 af 25/08/2010. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for 

vandområder og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, sø- 

er eller havet 

/6/ Undersøgelse af eksisterende viden om tilbageholdelse og nedbrydning 

af PAH og TBT samt tilbageholdelse af sporelementer/tungmetaller til 

brug ved risikovurdering af kystnære depoter, Miljøstyrelsen, 2005 

/7/ Miljøvurdering. Havnesedimentdeponi Måde. Rapport fra NIRAS, januar 

2013 

19

7 BILAG 1: DRIFTSCYKLUS MED ANGIVELSE AF AFLEDNINGSMÆNGDER 

September 

Oktober November December Januar Februar Marts April Maj Juni Juli August Grandtotal 

Nedbør [mm] 85 91 92 75 63 41 51 42 50 57 65 72 784 

Netto nedbør [mm] 35,4 60,7 85,6 71,2 55 34 21,5 0 0 0 0 0 363 

Indpumpning til T1 (bassin 6 og Bedding) 

Indpumpning til T2 (bassin 1, 2 og 5) 

Henstand i T1 

Henstand i T2 

Behandling i bassin 1 

Behandling i bassin 2 

Udledning fra bassin 1 

Udledning fra bassin 2 

X X 

X 

X X 

X X X 

X X X X X X X X X 

X X 

X 

Overflade vand /perkolat 

tilledes til bassin 1 X 

X 

X 

Overflade vand /perkolat 

tilledes til bassin 2 X X X X X X X X X X 

Belastet havvand og regnvand fra bassin 

6_udledning [m 3 ] 

Belastet havvand og regnvand fra bassin 

1, 2 og 5_udledning [m 3 ] 

Perkolat fra bassin 6 T1) [m 3 ] 

Perkolat fra bassin 1, 2 og 5 (T2) [m 3 ] 

Statisk bassin (antaget bassin 1, 2 og 5) 

[m 3 ] 

3.542 

7.083 

2.975 

3.792 

7.583 

3.185 

40.142 40.142 

3.833 

7.667 

3.220 

46.092 

3.125 

6.250 

2.625 

2.625 

5.250 

2.205 

46.092 92.183 

1.708 

3.417 

1.435 

2.125 

4.250 

1.785 

1.750 

3.500 

1.470 

2.083 

4.167 

1.750 

2.375 

4.750 

1.995 

2.708 

5.417 

2.275 

3.000 32.667 

6.000 65.333 

2.520 27.440 

20

Frigjort vand fra T1 [m 3 ] 

Frigjort vand fra T2 [m 3 ] 

Regnvand fra veje 

Regnvand fra anlægsplads [m 3 ] 

Regnvand fra vandbehandlingsanlæg[m 3 ] 

Regnvand (perkolat) fra øvrige områder 

[m 3 ] 

Sum [m 3 ] 

September 

128 

85 

1.417 

382 

15.611 

Oktober November December Januar Februar Marts April Maj Juni Juli August Grandtotal 

137 

91 

1.517 

409 

16.713 

138 

92 

1.534 

413 

57.039 

113 

75 

1.250 

337 

59.866 

3.063 

95 

63 

1.050 

283 

14.633 

3.063 

62 

41 

683 

184 

56.684 

1.313 

3.063 

77 

51 

850 

229 

13.742 

1.313 

3.063 

63 

42 

700 

189 

12.089 

1.313 

3.063 

75 

50 

834 

225 

13.558 

1.313 

1.313 

1.313 7.875 

3.063 18.375 

86 

57 

950 

256 

14.844 

98 

65 

1.084 

292 

13.250 

108 1.176 

72 784 

1.200 13.069 

323 3.521 

14.536 302.566 

Afledning [l/s] 6,0 6,4 22,0 23,1 5,6 21,9 5,3 4,7 5,2 5,7 5,1 5,6 9,6 

21


Maj 2013 

UDLEDNING OG FORTYNDING AF 

FORURENET VAND 

Deponi for havnesediment i Måde

PROJEKT Udledning og fortynding af forurenet vand 

Projekt nr. 207960 

Version 1 

Dokument nr. 127088496 

Udarbejdet af LMR/COJ 

Kontrolleret af KSCH 

Godkendt af RHO 

NIRAS A/S 

Birkemoseallé 27-29, 1. sal 

6000 Kolding 

Deponi for havnesediment i Måde 


CVR-nr. 37295728 


www.niras.dk 

T: +45 7660 2600 

F: +45 7630 0130 

E: niras@niras.dk

www.niras.dk 

1 Indledning ................................................................................................... 4 

1.1 Baggrund .................................................................................................... 4 

1.2 Definitioner .................................................................................................. 5 

2 Projektbeskrivelse ..................................................................................... 8 

2.1 Sedimentmængder ..................................................................................... 9 

2.2 Vandmængder ............................................................................................ 9 

2.3 Tørrefelter ................................................................................................. 10 

2.4 Klaringsbassiner ....................................................................................... 10 

2.5 Slutdeponi, membraner og perkolatopsamlingssystem ............................ 11 

2.6 Vandbehandling ........................................................................................ 12 

3 Forurenende stoffer ................................................................................. 13 

3.1 Indledning ................................................................................................. 13 

3.1.1 Vigtige stofgrupper .................................................................... 13 

3.1.2 Forureningens form .................................................................. 13 

3.2 Organotinforbindelser ............................................................................... 15 

3.2.1 Anvendelser .............................................................................. 15 

3.2.2 Toksicitet ................................................................................... 16 

3.2.3 Sorption/desorption ................................................................... 18 

3.2.4 Frigivelse ................................................................................... 19 

3.2.5 Nedbrydning.............................................................................. 20 

3.3 Tungmetaller ............................................................................................. 21 

3.3.1 Tilstandsform ............................................................................ 21 

3.3.2 Sorption ..................................................................................... 21 

3.4 Polyaromatiske hydrocarboner ................................................................. 22 

3.4.1 Sorption ..................................................................................... 23 

3.4.2 Nedbrydning.............................................................................. 23 

4 Frigivelsesforsøg ..................................................................................... 25 

4.1 Formål ....................................................................................................... 25 

4.2 Prøvetagningsaktiviteter ........................................................................... 25 

4.2.1 Vandprøver ............................................................................... 25 

4.2.2 Sedimentprøver ........................................................................ 27 

4.3 Laboratorieaktiviteter ................................................................................ 28 

4.3.1 Forberedelse ............................................................................. 28 

4.3.2 Fremgangsmåde ....................................................................... 29 

4.4 Resultater.................................................................................................. 30 

4.4.1 Vandprøver fra tørrefelt 2 ......................................................... 30 

4.4.2 Frigivelsesforsøg, sediment ...................................................... 31 

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand ............................................................. 33 

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier ........................................... 35 

5 Sedimentfasen ......................................................................................... 38 

Kystdirektoratet: 

Udledning og fortynding af forurenet vand 

1

www.niras.dk 

5.1 Kornstørrelsesfordeling ............................................................................. 38 

5.2 Organisk stof og tørstof ............................................................................ 39 

5.3 Stofkoncentrationer ................................................................................... 39 

5.4 Udvikling i TBT-indholdet .......................................................................... 41 

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet ......................................................... 42 

6 Vandfasen ................................................................................................. 44 

6.1 Spildevand fra tørrefelter vs perkolat/drænvand ...................................... 44 

6.1.1 Spildevand fra tørrefelter .......................................................... 44 

6.1.2 Perkolat/drænvand ................................................................... 45 

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed......................................... 46 

6.2.1 Suspenderet stof ....................................................................... 46 

6.2.2 Suspenderet stof analysemetoden ........................................... 46 

6.2.3 Sedimenteringshastighed ......................................................... 47 

6.3 TBT ........................................................................................................... 49 

6.3.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer ............................. 49 

6.3.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 50 

6.3.3 Forventet TBT koncentration i vand ......................................... 52 

6.3.4 Total TBT-masse i det rensede spildevand .............................. 52 

6.4 Tungmetaller ............................................................................................. 53 


6.5 PAH’er ....................................................................................................... 55 


6.5.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 55 

7 Kriterier ..................................................................................................... 56 

7.1 Miljøkvalitetskrav (MKK) ........................................................................... 56 

7.2 Baggrundsværdier .................................................................................... 57 

7.2.1 Naturlige baggrundskoncentrationer ........................................ 57 

7.2.2 Menneskeskabte baggrundskoncentrationer ............................ 58 

7.3 Forhold mellem miljøkvalitetskrav og forureningskilder ............................ 61 

7.4 Fortyndingsfaktorer ................................................................................... 63 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udledning ved Capricornkaj ...... 63 

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet ............. 67 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til ferske vandområder 



.................................................................................................. 71 

7.5 Kritiske stoffer og risikokvotienter ............................................................. 75 

7.5.1 Forureningskoncentrationer i spildevand .................................. 75 

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet .......................................... 77 

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster ..................... 78 

7.6 Udledningskrav ......................................................................................... 78 

7.6.1 Tidligere krav ............................................................................ 78 

7.6.2 Forslag til nye udledningskrav .................................................. 79 

7.7 Den nødvendige rensningsgrad ............................................................... 80 

7.8 Krav til klapning ........................................................................................ 81 

2

www.niras.dk 

8 Konklusioner ............................................................................................ 82 

9 Referencer ................................................................................................ 85 

BILAG 1. Analyserapporter fra Eurofins: Frigivelsesforsøget 

BILAG 2. Sedimentanalyser, 2009-2011 



3

www.niras.dk 

1 INDLEDNING 

1.1 Baggrund 

Kystdirektoratet oprenser årligt ca. 500.000 m 3 havnesediment i Esbjerg Havn. 

Gennem de sidste 10 år er ca. 10 % af dette materiale deponeret på land. Årsa- 

gen er, at det ikke har været muligt at opnå klaptilladelse for sedimentet pga. for 

høje værdier af primært tributyltin (TBT). På grund af udfasningen af TBT og den 

resulterende faldende TBT-koncentration i sedimentet er deponeringsbehovet 

aftagende, men et vist deponeringsbehov påregnes en lang årrække endnu. Det 

tidligere depot lukkede i 2007 og der har derfor siden været behov for at finde en 

ny løsning for deponering af belastet havnesediment. 

Miljøkonsekvenserne ved anlæggelse og drift af et nyt deponi på land ved Måde 

losseplads er vurderet i denne rapport. Formålet er at skabe grundlaget for at 

kunne planlægge anlæggets design, dimensionering og drift således at risikoen 

for uønsket påvirkning af det ydre miljø minimeres. I denne rapport fokuseres 

alene på udledning og udsivning af forurenet vand fra det kommende anlæg. 

En deponeringsløsning er tidligere vurderet i 2005 af DHI som har udarbejdet en 

tilsvarende miljøvurdering /1/. Ændringerne i forhold til det tidligere projektforslag 

er blandt andet, at det nuværende projektforslag omfatter etablering af et land- 

depot i Måde frem for et depot på selve havnearealet. Anlægget planlægges 

opbygget med dobbeltmembran og perkolatopsamlingssystem samt rensning af 

overskydende vand og tilbageledning af det rensede vand i strømløbet udfor 

Esbjerg Østhavn ved Capricornkaj. 

I det tidligere projekt vedrørende spulefeltet på Esbjerg Østhavn blev forskellige 

mulige punkter for udledning af spildevand undersøgt. Blandt andet blev en ud- 

ledning til Dokhavnen vurderet. På Måde Havnedeponi vil vandrensning ske i 

store stillestående klaringsbassiner. Derfor vurderes det, at der ikke vil være 

suspenderet materiale i det udledte vand, inden for kornstørrelser, som kan for- 

ventes at bundfælde i et havnebassin. Alternativerne er nærmere beskrevet i 

VVM-redegørelsens afsnit 5.8.Til forskel fra det tidligere projektforslag arbejdes 

der i det nuværende projekt med separat håndtering og rensning af vand fra 

kraftig TBT belastet sediment fra 6. bassin. For de øvrige bassiner er der obser- 

veret et klart aftagende indhold af TBT, og forventningen er at sedimentet fra alle 

bassiner med undtagelse af 6. bassin vil kunne klappes indenfor en kortere år- 

række. 

Denne miljøvurdering er opbygget således at der indledningsvist fastlægges det 

forventede forureningsniveau i det sediment, der oprenses fra havnebassinerne. 

Herefter fastlægges det forventede forureningsniveau i det rensede spildevand, 

der udledes til havet og i det perkolat, der eventuelt undviger anlæggets perkola- 

topsamlingssystemet. I det sidste kapitel angives et bud på fortyndingsfaktorer 



4

www.niras.dk 

og kriterier for vand, der udledes eller udsiver fra depotet. Ved sammenligning 

med de forventede forureningsniveauer i vandfasen og kriterierne, identificeres 

de mest kritiske stoffer og graden af den nødvendige stoffjernelse i vandbehand- 

lingsanlægget estimeres. 

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem 

bunden af depotet (hvis anlægget blev opbygget med en lermembran og perko- 

latopsamling med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennem- 

ført i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet 

med udsivning på 5 % af perkolatmængden fra anlægget. Undersøgelsen inklu- 

derer udstrømning af perkolat til Vadehavet samt udstrømning af perkolat til nær- 

liggende lokale ferskvandsforekomster. 

Under udarbejdelse af dette notat er der udført laboratorieforsøg, der belyser 

frigivelse af forurenende komponenter fra sediment til vandfasen. Dette forsøg 

og de opnåede resultater er beskrevet i kapitel 4. 

1.2 Definitioner 

I dette afsnit defineres begreber, der er vigtige for forståelsen af dette notat. 

Begreberne er opstillet i alfabetisk orden. 

Bedst tilgængelig teknologi (BAT): Den teknologi, som opfylder følgende kriterier: 

1) giver den størst mulige miljøbeskyttelse, 2) er tilstrækkelig udviklet til fuldskala 

brug og 3) ikke indebærer overdrevne udgifter. Bekendtgørelse 1022 af 2010 /2/ 

fastlægger at udledning af forurenede stoffer skal begrænses ved hjælp af BAT. 

Blandingszone: Zonen omkring udledningspunkt, hvor miljøkvalitetskrav godt må 

overskrides. Kanten af blandingszonen defineres her som 50 m fra udlednings- 

punktet. 

Efterslæb: Den sedimentmængde i et havnebassin, der mangler at blive fjernet 

og som ophobes år for år hvis fjernelsesraten ikke følger med tilslikning. 

Konsolideringsvand: Det del af porevandet, der over tid løber ud af sedimentet 

når sedimentet sammenpresses af egen vægt. Konsolideringsvand kan efterføl- 

gende drænes af på toppen. 

Kubikmeter angivelser: Der findes følgende rumfangsangivelser (se Error! Ref- 

erence source not found.). 

Parameter enheder in-situ m 3 faste m 3 

rumvægt kg/m 3 1.250 1.400 

tørstof kgTS/m 3 390 650 

vandindhold kg/m 3 860 750 

vand/tørstof % (kg/kgTS) 220 115 



5

www.niras.dk 

Tabel 1-1 

• ”In-situ m 3 ” eller "pejle m 3 " er det rumfang, som sediment har inden op- 


rensning når det er aflejret i et havnebassin. 

• ”Faste m 3 ”, er det rumfang, som sedimentet har efter sedimentering og 

konsolidering i tørrefelterne. En ”In-situ m 3 ” antages at skrumpe ind til 

0,6 m 3 under konsolidering. Det bemærkes, at konsolidering fortsætter 

over en længere årrække, hvormed rumvægten fortsætter med at stige 

og vandindholdet fortsætter med at falde. 

• ”Laste m 3 ” et det rumfang, som sediment/vand-blandingen har når det er 

lastet i sandpumpningsfartøjet. Hver skibslast indeholder ca. 480 m 3 , 

bestående af 200 m 3 in-situ m 3 og 280 m 3 havvand. Ved indpumpning 

tilsættes 60 m 3 spædevand (havvand). 

Parameter enheder in-situ m 3 faste m 3 

rumvægt kg/m 3 1.250 1.400 

tørstof kgTS/m 3 390 650 

vandindhold kg/m 3 860 750 

vand/tørstof % (kg/kgTS) 220 115 

Tabel 1-1 Nøgletal for kubikmeterangivelser (baseret på en vanddensitet på 1.022 kg/m 3 

og en partikeldensitet på 2,45 t/m 3 ). 

Lermembran/membran: Der etableres én sammenhængende lermembran under 

hele deponiet. Efter termerne i bekendtgørelse nr. 719 af 24/06/2011 om depo- 

neringsanlæg (Miljøministeriet, 2011)er der tale om en kunstig etableret geologi- 

ske barriere (sekundær membran), som skal bestå af et homogent, lavpermea- 

belt materiale med en tykkelse på minimum 0,5 m. Der etableres desuden en 

primær membran i form af en kunstig forseglingsmembran over lermembranen. 

Menneskeskabt baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der lig- 

ger ud over den naturlige baggrundskoncentration. Generelt må udledning fra 

flere forureningskilder ikke tilsammen overskride miljøkvalitetskrav (dvs. at kravet 

skal normalt deles mellem alle udledninger, når der udarbejdes et nyt udled- 

ningskriterium). 

Miljøkvalitetskrav (MKK): Den koncentration af et forurenende stof i vand, sedi- 

ment eller biota, som ikke må overskrides af hensyn til beskyttelsen af menne- 

skers sundhed og miljøet, se /2/. Miljøkvalitetskravet skal være opfyldt ved kan- 

ten af blandingszonen. Der fastsættes såvel korttids som generelle MKK ligesom 

der kan være separate ferskvands og marine krav. Det skal bemærkes, at miljø- 

kvalitetskravet ikke er det samme som et udledningskriterium. 

Naturlig baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der findes natur- 

ligt, samt en del som er menneskeskabte og skyldes diffuse kilder på regional 

skala (fx atmosfærisk nedfald af kviksølv). Den naturlige baggrundskoncentration 


6

www.niras.dk 

for miljøfremmede stoffer uden væsentlige diffuse kilder relativ til den menne- 

skeskabte baggrundskoncentration (fx TBT) antages at være nul. 

Partikeldensitet: Rumvægt af sedimentets partikler uden at porerummene mel- 

lem partiklerne regnes med. Partikeldensiteten er vigtigt ved blandt andet bereg- 

ning af sedimentationshastighed. Partikeldensiteten af mineralkort antages at 

være 2.650 kg/m 3 , mens partikeldensiteten af organisk stof antages at være 

1.140 kg/m 3 . I praksis består partikler af en blanding af disse og i denne rapport 

anvendes en partikeldensitet på 2.450 kg/m 3 . Den aktuelle partikeldensitet varie- 

rer lidt fra prøve til prøve, afhængig af indholdet af organisk stof. 

Perkolat: Nedbør der opsamles fra de tre tørrefelter samt fra slutdepotet og øvri- 

ge arealer indenfor lermembranen og den primære kunstige membran. 

Renset spildevand: Det spildevand som skal udledes fra Måde Havnedeponi 

efter rensning i tørrebassiner, klaringsbassin og sandfilter. Spildevand i form af 

overfladevand fra befæstede arealer renses i klaringsbassin og sandfilter, men 

ledes ikke via tørrebassinerne. Vaskevand fra vaskepladsen renses i sandfang 

og olieudskiller med koalescensudskiller inden det ledes til klaringsbassin. Det 

rensede spildevand skal overholde fastsatte udlederkrav. Den udledte vand- 

mængde og indholdet af forurenende stoffer i det rensede spildevand måles efter 

sandfilter og i forbindelse med udløbspumpestationen. Det rensede spildevand 

fra Måde Havnedeponi udledes til Vadehavet via pumpeledning og et udled- 

ningspunkt på Capricornkaj på Esbjerg Havn. 

Spildevand: Omfatter det havvand inkl. spædevand, som sammen med havne- 

sediment pumpes til behandling på Måde Havnedeponi. Spildevand omfatter 

også de interne spildevandsstrømme på anlægget, herunder konsoliderings- 

vand, perkolat, overfladevand fra befæstede arealer og vaskevand fra vaske- 

pladsen. Spildevandet indeholder forurenende stoffer, der primært stammer fra 

det oppumpede havnesediment. Spildevandet kan indholdsmæssigt ikke sam- 

menlignes med husspildevand. Havnesedimentet fra Esbjerg Havn indeholder 

blandt andet organotinforbindelser og tungmetaller. 

Spædevand: Det ekstra havvand, der tilføres sediment for at gøre det pumpbart. 

Tilslikning: Tilførsel af sediment fx på bunden af et havnebassin som følge af en 

naturlig sedimentation. 

Udledningskriterium: Den koncentration af et forurenende stof som tillades udledt 

til havet, udtrykt som årsgennemsnit, se /2/. Det bemærkes, at en tilladelse også 

kan indebære andre kriterier, fx størst tilladte koncentration eller en mængdean- 

givelse. Ikke det samme som et miljøkvalitetskrav. 



7

www.niras.dk 

2 PROJEKTBESKRIVELSE 

Dette kapitel giver en oversigt over det planlagte projekt. Behovet for sediment- 

oprensning i Esbjerg Havn i de kommende år beskrives først. Derefter beskrives 

de planlagte tørrefelter, deponiet og vandbehandlingssystemet. Mere detaljerede 

beskrivelser findes i /3/ og /4/. 

Anlægget består generelt af tørrefelter, klaringsbassiner, vandbehandlingsanlæg 

og deponi placeret ved Mådevej i Esbjerg Kommune samt to rørføringer mellem 

anlægget og Esbjerg Havn (til hhv. pumpning af sediment til depotet og udled- 

ning af vand fra depotet). 

Figur 2.1: Lokalisering af deponeringsanlæg samt den foretrukne rørføringsforløb. 

Formålet med anlæggets miljøbeskyttende foranstaltninger er at sikre det omgi- 

vende miljø mod forurening. Der er ingen grundvandsinteresser i området, og 

anlægget antages endvidere ikke at kunne give anledning til jordforurening uden- 

for slutdepotet. De miljøbeskyttende foranstaltninger retter sig således primært 

mod Vadehavet. 

De miljøbeskyttende foranstaltninger inkluderer: 

• Bund- og bentonitmembran med perkolatopsamlingssystem under hele area- 

let 

• Etablering af højvandsdige mod Vadehavet og strandengen 

• Separat håndtering af spildevand fra kraftigt TBT belastet sediment 

• Klaringsbassiner med lang henstandsperiode for kraftigt TBT-belastet vand 

• Vandbehandlingssystem med filtrering 

• Udledningspunkt i havstrøm med stor opblanding 



8

www.niras.dk 

2.1 Sedimentmængder 

I havnebassinerne er der et vist sediment efterslæb, der skal oprenses og depo- 

neres. På nuværende tidspunkt skal sediment fra følgende havnebassiner depo- 

neres på land på grund af forureningsgraden: 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bas- 

sin forhavn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin. Efterslæb vedrører pri- 

mært sedimentering siden 2003. Herudover aflejres der hvert år mere sediment i 

havnebassinerne (tilslikning). Det samlede deponeringsbehov for Måde havne- 

deponi er opdelt i to fremtidsscenarier, a og b, se nedenstående tabel. Flere 

oplysninger ses i /3/. 

Scenarie In-situ m 3 Faste m 3 


a 538.000 476.000 

b 898.000 692.000 

Tabel 2-1 Det samlede deponeringsbehov for sediment. 

2.2 Vandmængder 

Vandmængder til vandbehandling er opgjort i dimensioneringsnotatet /4/. Vand- 

mængden består af havvand og porevand (der oppumpes/grabbes sammen med 

sedimentet), spædevand (der tilføres for at gøre blandingen pumpbar), nedbør 

(der falder over tørrefelter og klaringsbassiner), samt opsamlet perkolat og 

drænvand. Tabel 2-2 angiver den samlede årlige vandmængde i perioden, hvor 

kapaciteten er fuldt udnyttet. 

Post Grundlag Mængde (m 3 /år) 

Vandmængde, der udledes 

kontrolleret til Vadehavet 


/4/ ca. 300.000 

Tabel 2-2 Den forventede vandmængde til udledning ved Capricornkaj baseret på depo- 

nering af ca. 70.000 in-situ m 3 sediment per år i startperioden, hvor kapacite- 

ten er fuld udnyttet. 


jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster eller Vadehavet er under- 

søgt. Formålet med vurderingen har været at undersøge om der er grundlag for 

at søge om reducerede krav til membransystemet. Der regnes her med en kon- 

servativ betragtning, hvor 5 % af nettonedbøren undviger perkolatopsamlingssy- 

stemet og udsiver til havet. Tabel 2-3 viser den maksimale vandmængde, der vil 

udsive fra deponiet til havet under denne antagelse. 

9

www.niras.dk 

Post Grundlag /4/ Mængde 

Vandmængde, der udsiver 

fra membranområdet til 

Vadehavet 



forurenet areal ca. 20 ha 

nettonedbør 400 mm/år 

5 % undslipper 

(m 3 /år) 

4.000 

Tabel 2-3 Den vandmængde, der potentielt undslipper perkolatopsamling og udsiver fra 

deponiet baseret på 5 % af nettonedbøren. 

Som det ses ville den potentielt udsivende vandmængde være < 2 % af den 

vandmængde, der udledes kontrolleret til Vadehavet. 

2.3 Tørrefelter 

Sediment/vand-blandingen fra sandpumpningsfartøjerne pumpes via rørledning 

fra Esbjerg havn til anlægget ved Mådevej, hvor det placeres i to tørrefelter. Se- 

diment/vand-blandingen udledes af indpumpningsrøret til øverste del af tørrefel- 

tet og sediment/vand-blandingen fordeler sig til resten af tørrefeltet via overfalds- 

kanter over lave diger. Herved iltes vandet, og vandet udsættes for lys. Hvert 

tørrefelt opbygges med tværgående diger. 

Det bemærkes, at håndteringen af sediment i tørrefelter planlægges opdelt med 

udgangspunkt i sedimentets forureningsgrad. Således håndteres oprenset sedi- 

ment fra 6. bassin, hvor der fortsat forventes høje indhold af TBT, særskilt. For- 

målet med den separate håndtering er at muliggøre separat klaring og rensning 

af det forurenede vand, der afledes fra tørrefelterne, primært gennem en væ- 

sentligt længere henstandsperiode i klaringsbassinet for det mest forurenede 

vand. 

Sediment/vand-blandingen henstår i nogle uger efter sidste tilførsel af havnese- 

diment hvorved der sker en primær separation af partikler og vand. 

Efter henstand i tørrefelterne ledes spildevandet fra tørrefelterne gennem et 

traditionelt munkesystem til klaringsbassinerne. Efter restafvanding og tørring 

flyttes det tørrede sediment maskinelt. I takt med at oprensningsbehovet falder, 

vil tørrefelterne overgå til at være slutdepot. 

2.4 Klaringsbassiner 

Efter bundfældning pumpes spildevandet fra tørrefelterne til et af de to klarings- 

bassiner. Klaringsbassinerne tager også imod det opsamlede perkolatdræn og 

omfangsdræn fra slutdepotet. Klaringsbassinerne udformes som to bassiner i 

beton med et volumen på hver 50.000 m 3 og et totalareal på 8335 m 2 . 

Klaringsbassinerne skal fungere som buffer, således at flow gennem vandrens- 

ningsanlæg kan ujævnes (og ikke fx afhænge af nedbørshændelser). Desuden 

skal klaringsbassinerne sikre mulighed for sekundær sedimentering, samt op- 

10

www.niras.dk 

holdstid til nedbrydning, se /4/. Iltforholdene i det stillestående vand kan afhænge 

blandt andet af algevækst. I perioder med algevækst kan vandets iltindhold udvi- 

se døgnsvingninger, ligesom de dybere lag kan blive iltfattigt i perioder efter 

algevækst. 

For at optimere renseprocesserne skal klaringsbassinerne også tjene til at holde 

vand fra forskellige kilder separat, således at vand med kraftig forurening kan 

behandles for sig. Følgende inddeling planlægges: 

1. Vand fra oprensning i 6. bassin og beddingsområdet (kraftigt forurenet) 


ledes til klaringsbassin 1 

2. Vand fra oprensning i 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn samt 

5. bassin (svagere forurenet) ledes til klaringsbassin 2 

3. Perkolat og vand fra omfangsdræn fra hele depotet (svagere forurenet) 

ledes til klaringsbassin 2 

2.5 Slutdeponi, membraner og perkolatopsamlingssystem 

Der forventes plads til slutdeponering af op til 700.000 m 3 fast havnesediment, 

afhængig af hvilket fremtidsscenarie, der bliver realiseret. Slutdeponiets areal 

udgøres af tørrefelterne plus et mindre tilstødende område. 

Bekendtgørelsen om deponeringsanlæg /36/ beskriver, at deponeringsanlæg 

skal inkludere en geologisk membran, en bundmembran, samt et perkola- 

topsamlingssystem. Disse krav kan dog reduceres i omfang (f. eks. at undvære 

bundmembranen) for anlæg ved havet, hvis en miljøkonsekvensvurdering viser 

at miljøkvalitetskravene ikke overskrides, se afsnit 7.4.2. 

På den aktuelle lokalitet forekommer der kun stedvist naturlige geologiske lerlag, 

der kan udgøre en geologisk barriere for udsivning af perkolat. Der skal derfor 

etableres en bundmembran fx ved tilsætning og nedfræsning af bentonitpulver i 

den eksisterende jordbund (råjord) til ca. 0,5 m dybde for at begrænse udsivnin- 

gen til Vadehavet. 

Umiddelbart over membranen etableres et perkolatopsamlingssystem. Der etab- 

leres omfangsdræn omkring slutdepotet. Opsamlet vand fra perkolatsystemet og 

omfangsdrænet pumpes til klaringsbassinerne. 

Herudover planlægges etableres en bundmembran (kunstmembran) for helt at 

undgå udsivning af perkolat gennem depotets bund. 

Slutdepotet vil blive opbygget med skiftende skråstillede lag af tørret sediment 

og rene drænlag af sand for at sikre bakken mod jordskred og sikre god afvan- 

ding til bund- og omfangsdræn. 


11

www.niras.dk 

2.6 Vandbehandling 

Vandbehandling består af tre behandlingstrin. Det første trin består i iltning og 

den primære bundfældning i tørrebassinerne, se afsnit 2.3. Det andet trin består i 

den sekundære bundfældning og nedbrydning i klaringsbassinerne, se afsnit 2.4. 

Det tredje behandlingstrin består i et filtreringsanlæg. Her planlægges anvendt et 

trykfilter, hvis primære formål er at tilbageholde så meget suspenderet stof som 

muligt, da forureningskomponenter bindes hertil. Filtreringsanlæggets sekundært 

formål er at reducere det opløste forurening, fx som følge af sorption. Der er 

forskellige muligheder for optimering af filtreringsanlæg, der fastlægges i forbin- 

delse med detailprojektering og indkøring /4/. 

Efter filtrering samles vandet i en udløbspumpestation. Dette vand pumpes til 

udløb via en rørledning fra anlægget ved Mådevej til indpumpningspladsen ved 

Esbjerg Østhavn (Capricornkaj). 



12

www.niras.dk 

3 FORURENENDE STOFFER 

3.1 Indledning 

3.1.1 Vigtige stofgrupper 

Sediment, der oppumpes i forbindelse med uddybning af Esbjerg Havn er foru- 

renet med forskellige stoffer som følge af havneaktiviteter, skibstrafikken og an- 

dre kilder. De vigtigste stofgrupper er: 

• Organotinforbindelser 

• Tungmetaller 

• Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) 

Hver af disse grupper indeholder en lang række enkeltstoffer, med hver deres 

egenskaber såsom sorptionsevne, nedbrydelighed og toksicitet. Det skal be- 

mærkes, at der er betydelig variation mellem enkeltestoffers egenskaber, selv 

om de forekommer i samme stofgruppe. Det mest kritiske stof i forbindelse med 

udledning af vand til havet har tidligere vist sig at være tributyltin (TBT). Vurde- 

ringen i dette notat omfatter de analyserede stoffer i de tre stofgrupper. 

Ud over disse stofgrupper findes der også oliestoffer og næringsstoffer i sedi- 

mentet. Det vurderes, at PAH’er er den del af oliestoffer, der bedst binder til hav- 

nesediment og dermed virker som indikator for evt. andre oliestoffer. Disse stof- 

grupper formodes at være mindre væsentlige og behandles ikke i dette kapitel. I 

de kommende afsnit gives en overordnet beskrivelse af stoffernes egenskaber 

med fokus på de tre vigtigste stofgrupper. 

3.1.2 Forureningens form 

For dette projekt gælder, at det er vigtigt at skelne mellem forurening, der er 

knyttet til spildevandets indhold af suspenderet stof og forurening, der opløst i 

spildevandet, se Figur 3.1. Resultater af kemiske analyser af vandprøver, der 

ikke filtreres eller centrifugeres skelner ikke mellem disse to kategorier. 

Ønsket om at skelne mellem disse to kategorier stammer fra det faktum, at tek- 

nikker til fjernelse af forurening ved vandbehandling er forskellige, afhængig af 

kategori. For eksempel anvendes metoder som sedimentering, flokkulering og 

filtrering til fjernelse af forurening, der er knyttet til suspenderet stof, mens der 

anvendes metoder som nedbrydning, UV-belysning eller sorption på aktiv kul til 

fjernelse af opløste stoffer /5/, /6/ & /7/. Den mest oplagte måde at skelne mellem 

opløst forurening og forurening i suspenderet stof er at udtage både ufiltrerede 

og filtrerede vandprøver fra hver prøvelokalitet. 



13

www.niras.dk 


Forurening opløst i 

vandet 

Figur 3.1 Inddeling af forurening i kategorier for det vand, der skal udledes. 

For dette projekt gælder også, at forureningskomponenter i den faste fase kan 

forekomme på forskellige former, se Figur 3.2. Der har hidtil i projektet været 

mest fokus på forurening, der er sorberet til sediment. Andre former (udfældet 

stof, flager af maling og mineraler) kan dog også spille en rolle. Når der udføres 

kemiske analyse af sedimentet, er resultatet et udtryk for summen af alle de 

forskellige former (forudsat at den anvendte oplukningsmetode er tilstrækkelig til 

at frigive forureningen, uanset hvilken form, den befinder sig i). 

Indbygget i 

mineralstruktur 

Figur 3.2 Eksempler på måder, hvorpå forureningen kan forekomme i sediment. 


Summen af 

forurening i vandet 

Sorberet til 

sedimentet 

Summen af 

forurening i 

sedimentet 

Udfældet 

stof 

Forurening bundet 

til suspenderet stof 

Malingsflager, 

tjæreklumper, 

m.m. 

14

www.niras.dk 

3.2 Organotinforbindelser 

De organotinforbindelser, der oftest analyseres for i den aktuelle sag er tributyltin 

(TBT), nedbrydningsprodukterne monobutyltin (MBT) og dibutyltin (DBT) samt 

triphenyltin (TPhT). 

Da TBT er giftigt overfor marine organismer i ekstrem lave koncentrationer er det 

en udfordring for analyselaboratorier at udføre målinger med en tilstrækkelig lav 

detektionsgrænse og kvalitet. Dette gælder især for vandprøver. Det medfører, 

at der er behov for vandprøver med en stor volumen (for at muliggøre opkoncen- 

trering) og at reagenser, glasvarer, laboratorievand, m.m. er særligt rene for at 

undgå kontaminering. 

Fælles for stofferne i denne gruppe er, at de består af grundstoffet tin og forskel- 

lige organiske grupper. Ofte forekommer tin i oxidationstrin +IV, hvorfor der kan 

være fire grupper bundet til tin. For eksempel består tributyltinoxid af tre butyl- 

grupper og en hydroxidgruppe (OH-gruppe). Hvis hydroxidgruppen forlader mo- 

lekylet, fås TBT-kationen (TBT + ) efter nedenstående reaktionsligning. TBT- 

kationen er hermed en svag syre og har en pKa på omkring 6,3 /8/. 



+ → + 

TBT i havnesediment kan forekomme både som sorberet til organisk stof og som 

malingsflager. Forekomst af malingsflager kan være særlig sandsynlig i 6. bas- 

sin, hvor afskrabning af maling fra skibe kan forekomme. I en undersøgelse i 

Antwerpen /9/, fandt man at de højeste TBT indhold forekom i den grove fraktion, 

sandsynligvis på grund af tilstedeværelse af malingsflager. 

3.2.1 Anvendelser 

Organotinforbindelserne tributyltin (TBT) og triphenyltin (TPhT) er bredspektret 

biocider der anvendes som antibegroningsmiddel i bundmaling til skibe for at 

rurer, muslinger og alger ikke skal begro bundene. Hvis skibsbunden er overbe- 

groet, skal skibet bruge væsentligt mere brændstof, hvilket øger udslippet af CO2 

/44/. TBT og TPhT anses for at være persistente, bioakummulerbare og toksiske 

stoffer /14/. Anvendelsen af TBT som bundmaling på skibe har været forbudt på 

globalplan siden 2008. 

Novana rapport fra 2007 /14/ viser en faldende tendens for TBT ved 4 marine 

målestationer. Rapporten anbefaler dog, at organotinforbindelser fortsat inddra- 

ges ved overvågningsprogrammer til vurdering af forekomst og tidslig udvikling i 

det marine miljø og med muslinger og sediment som de mest velegnede indika- 

torer. Det forventes dermed ikke, at TBT er forsvundet fra det marine miljø, på 

trods af, at det i 2008 blev forbudt. 

15

www.niras.dk 

Organotinforbindelser er også blevet anvendt til træbeskyttelse, plantebeskyttel- 

sesmiddel til landbrug, tilsætningsstof til fremstilling af PVC, m.m. 

Den primære anvendelse af mono- og diorganotinforbindelser er som 

stabilisatorer i PVC-plast såsom vinylgulve, tagplader, presenninger, flasker og 

emballager hvor stabilisatorerne forhindrer nedbrydning af plasten ved lys- og 

varmepåvirkning. Danske produktanalyser har vist at PVC-produkter kan 

indeholde op til 230 mg dibutyltin/kg, 18 mg monobutyltin/kg, 23 mg dioctyltin/kg, 

63 mg monooctyltin/kg og tributyltin (TBT) har også været påvist i PVC med en 

koncentration på op til 43 mg TBT/kg /10/. 

Undersøgelser fra udlandet /11/ har vist, at især butyltinforbindelser kan fore- 

komme i relativt høje niveauer i søer og i spildevand og slam fra punktkilder. 

Herudover er octyltinforbindelser (DOcT, MOcT) fundet i rensningsanlæg og 

perkolater fra lossepladser /12/, /13/. I NOVANA screeningsundersøgelsen fra 

2007 /14/ blev der påvist organotinforbindelser i alle de undersøgte typer af 

punktkilder. Ved kommunale rensningsanlæg er der fundet TBT, DBT, MBT i 

både indløb, udløb og slam hvor DBT og MBT er de dominerende forbindelser. 

TBT er fundet i 8 ud af 13 prøver af indløbsvand, i alle slamprøver men ikke i 

udløbsvandet, hvorimod DBT og MBT forekom i alle indløbsprøver, slam og 8 

udløbsprøver med koncentrationer i intervallet 0,5-16 ng Sn/L. ). Flere undersø- 

gelser, både danske /14/ og udenlandske /21/ har vist, at organotinforbindelser 

generelt fjernes på renseanlæg fra indløbsvandet og tilbageholdes i slammet. 

Der foreligger ingen undersøgelser om organotinforbindelser i grundvand, dog 

kan ophobningen af organotin i slam være en potentiel kilde til forurening af 

grundvand, hvis slam f.eks. lægges ud på landbrugsjord, i stedet for at blive 

destrueret /14/. 

I perkolatvandet fra losseplads (Stige losseplads) blev der fundet 4 ng Sn/l af 

MBT, som den eneste organotinforbindelse /14/. Det er uvist om kilden til or- 

ganotinforbindelser i lossepladsperkolat er afgivelse fra plast (PVC) eller andre 

kilder (fx emballage med restindhold af organotin beskyttelsesmidler). Yderligere 

blev der målt meget høje koncentrationer (op til 530 ng Sn/l) i perkolat fra indu- 

strigrund ved Randers, hvor der tidligere lå en virksomhed med vakuumimpræg- 

nering af vinduer og døre /18/. 

3.2.2 Toksicitet 

TBT virker toksisk på mange forskellige marine organismer ved koncentrationer 

ned til ca. 1 ng/L /15/. Phytoplankton lever af opløst, organisk stof, og alt efter 

TBT-koncentrationen vil størstedelen af phytoplankton dø. Når mængden af 

phytoplankton reduceres vil også de højere led i græsningsfødekæder reduce- 

res. TBT-forurening kan altså indirekte få betydning højt op i marine fødekæder, 

da fødekædens fødegrundlag bliver mindre /16/. 



16

www.niras.dk 

TBT kan bioakkumuleres af visse arter af særkønnede havsnegle, der er meget 

følsomme overfor TBT. At et stof bioakkumuleres vil sige, at det optages fra om- 

givelserne, til organismen. Da TBT er lipofilt, og dermed letopløseligt i fedt, vil 

stoffet ikke uden videre frigives fra organismen igen /17/. 

TBT kan virke hormonforstyrrende på snegle, og fremkalde imposex. Imposex er 

hunners udvikling af hanlige kønsorganer med sterilitet og i værste fald mortali- 

tet. Det skyldes, at TBT forstyrrer balancen mellem hanlige og hunlige kønshor- 

moner i sneglene /16/. I Danmark har man observeret imposex hos purpursnegl 

og forskellige arter konksnegle (ni sneglearter). For eksempel har samtlige rød- 

konk i Kattegat udviklet imposex /16/. I Kattegat såvel som i de øvrige farvande, 

tilskrives forekomsten af snegle med imposex TBT-forurening /18/. 

Imposex udvikles i forskellige grader, afhængigt af blandt andet koncentrationen 

af TBT, se Tabel 3-1. Imposex forekommer især ved havne, men man har fundet 

snegle med imposex også på meget dybt vand – her er især tale om konksneg- 

lene, der er meget følsomme over for TBT /16/. 

TBT-Sn i vand 

(ng/L) 



Effekter af TBT på konksneglens reproduktionssystem 

www.niras.dk 

svække immunforsvaret hos højere havpattedyr. TBT hæmmer ”natural killer” 

celler, der er essentielle i bekæmpelsen af infektioner. Cellerne medvirker i min- 

dre omfang i bekæmpelsen af cancer /20/. 

3.2.3 Sorption/desorption 

TBT sorberer særlig stærkt til sediment med et højt indhold af organisk stof. Som 

følge af ovenstående reaktionsligning er denne sorption pH afhængig. Ved pH- 

værdier over 6,3 forekommer TBT som TBT oxid og sorption til organisk stof er 

generelt stærkere /23/ end når TBT optræder som en ladet forbindelse. Det be- 

mærkes, at havvand har en høj pH omkring 8,0, hvorfor TBT kationen normalt 

ikke vil forekomme. Derfor vil TBT i havvand have en tendens til at binde stærkt 

til sedimentet. Saltkoncentration har en mindre væsentlig indflydelse på sorption. 

Sedimentets sorptionskapacitet kan kvantificeres ved at bestemme en lineær 

fordelingskoefficient, Kd, som er koncentration af TBT sorberet til sediment (Cs) i 

forhold til koncentrationen af TBT opløst i vandfasen (Cw). Hvis Cs har enheder 

μg/kg og Cw har enheder μg/l, vil Kd have enheden l/kg. 



Kd = Cs/Cw 

Ofte er det sedimentets indhold af organisk stof, der giver det største bidrag til 

sedimentets sorptionsevne. Derfor defineres en anden koefficient, Koc, efter 

følgende ligning, hvor oc står for organisk carbon og foc står for sedimentets frak- 

tion af organisk stof, udtryk i vægtandel (fx vil 1 % organisk stof i sedimentet give 

foc = 0,01). 

Kd=Koc*foc 

På denne måde er Koc tilnærmelsesvis en stofkonstant i stedet for et tal, der 

afhænger af hvilket sediment, der er tale om. 

Kd-værdier i størrelsesorden 1.000 l/kg blev fundet i /24/. Her fandt man en hurtig 

adsorption og desorption de første 30 minutter efterfulgt af en langsommere 

hastighed indtil ligevægt blev opnået efter 6 timer. Her var ligevægtskoncentrati- 

onen i vandfasen meget højt - flere tusinde ng/l. 

En undersøgelse af Kd-værdier for TBT findes i /25/. I denne undersøgelse blev 

der anvendt 16 naturlige sedimenter med organisk stof indhold på 1-12 %. Re- 

sultaterne viste Kd-værdier på 200 til 2.000 l/kg med korrelation mellem Kd- 

værdier og organisk stof indhold. Samme artikel viste, at Kd-værdier varierer som 

funktion af TBT kontamineringsgrad: jo højere koncentration TBT, der spikes i 

vandfasen i sorptionsforsøget, jo lavere Kd-værdi. Denne oplysning giver indsigt i 

årsagen til at mange Kd-værdier i litteraturen er lave, nemlig at mange forsøg 

udføres ved urealistisk høje TBT-koncentrationer (bl.a. for at lette analysearbej- 

det). 

18

www.niras.dk 

Kd-værdier for TBT på 1.518 og 17.284 l/kg er nævnt i rapporten om Miljøvurde- 

ringer for udvidelse af tørrefelter /1/. I en senere geokemisk undersøgelse af 

sediment fra Esbjerg Havn /32/ blev der anvendt en Kd på 20.000 l/kg, da littera- 

turværdier gav urealistisk høje TBT- koncentrationer i vandfasen. 

På grund af den store variation i Kd-værdier i litteraturen blev det besluttet at 

udføre et frigivelsesforsøg med sediment fra tørrefelt 2, se kapitel 4. 

3.2.4 Frigivelse 

Det anbefales, at der skelnes konceptuelt mellem termerne ”desorption” og ”frigi- 

velse”. Ordet desorption er ofte forbundet med ordet sorption, fordi en desorption 

kræver en forudgående sorption. I laboratorieforsøg sker sorption ofte ved til- 

sætning af frisk forurening umiddelbart før desorption undersøges. Resultater fra 

denne type desorptionsforsøg er derfor ikke nødvendigvis relevant i det akutelle 

projekt, hvor sorption kan have sket måneder eller år forud for oprensning af 

havnebassinerne. 

I modsætning hertil sætter ordet frigivelse ikke fokus på hvilken proces der har 

medført, at sedimentet indeholder forurening. Det skal huskes, at forurening kan 

forekomme på flere måder i sedimentet (fx indkapslet i malingsflager eller bundet 

ved irreversibel sorption for år tilbage) hvorfra den ikke kan frigives. Udgangs- 

punktet for bestemmelse af frigivelse kan derfor være ægte forurenet sediment, 

der er relevant for dette projekt frem for rent sediment, der umiddelbart før 

desorption er blevet tilsat frisk forurening. 

Laboratorieundersøgelser af sorption og desorption er ofte baseret på korttids- 

studier, hvor sediment og det tilsatte stof får lov til at ækvilibrere over en periode 

på 24 timer eller kortere. Det er imidlertid muligt, at sorption fortsætter meget 

langsomt over en længere periode (fx uger) efter den indledende hurtige sorption 

(fx minutter). Den langsomme sorption omtales som ”ældning”. Endvidere er det 

muligt, at sorption/desorption udviser irreversibel sorption (dette kaldes hystere- 

se, dvs. at kun en del af TBT, der er blevet sorberet kan desorberes igen). Un- 

dersøgelser med TBT har vist /26/ at både hysterese og ældning forekommer i 

sedimenter med hhv. 2,6 og 4,8 % organisk carbon, mens disse effekter ikke er 

set ved den anvendte tidsskala i sediment med kun 0,2 % organisk carbon. Da 

sedimentet i Esbjerg indeholder 2,6 % organisk carbon eller mere (se bl.a. afsnit 

Tabel 4-5) kan der forventes at forekomme hysterese og ældning. Hermed vil 

desorptionen af TBT vil være mindre end adsorptionen, hvilket medfører at ind- 

holdet af TBT opløst i vandfasen overestimeres, hvis Kd værdier bestemt ved 

adsorptionsforsøg anvendes til at forudsige stofoverførelse fra TBT i sediment til 

opløst TBT i vandfasen. 



19

www.niras.dk 

3.2.5 Nedbrydning 

TBT nedbrydes biotisk og abiotisk til DBT og videre til MBT og uorganisk tin ved 

debutylering. Nedbrydningen af TBT er temperaturafhængig. 

Sediment: Nedbrydningen af TBT i sediment er langsommelig. Undersøgelser 

viser at halveringstiden under forhold som der må forventes at forekomme i de- 

ponier ligger i intervallet 1 – 10 år med en middelværdi for halveringstiden på 3 

år /27/. Referencen omtaler datagrundlaget som værende stærkt for denne vur- 

dering. Dette interval vurderes at være repræsentativt for danske forhold, da 

undersøgelser af danske spulefelter ligger inden for intervallet. Da tørrefelter er 

typisk delvist aerobe (i stedet for anaerobe, som er typiske for et spulefelt) vil 

nedbrydningen formentlig være højere. 

Overfladevand: Nedbrydningen af opløst TBT i overfladevand foregår noget hur- 

tigere, især hvis der er lysindfald og ilt tilstede. Undersøgelser med lysindfald 

viser halveringstider i intervallet 1 – 50 dage med en middelværdi på ca. 10 da- 

ge, mens undersøgelser udført uden lysindfald viser halveringstider i intervallet 7 

– 245 dage /27/. Halveringstiderne for TBT er bestemt ved varierende forhold 

men afspejler ikke nødvendigvis danske forhold. De reelle halveringstider for 

TBT i vandfasen under danske forhold (herunder lave temperaturer) antages at 

være i den høje ende af de opgivne intervaller /27/. 

Det formodes, at biologisk nedbrydning er den dominerende nedbrydningsproces 

i vand med meget suspenderet materiale, mens fotolyse er hovednedbrydnings- 

processen i renere vand med lysindfald /27/. 

Grundvand: Der blev ikke fundet monitoreringsdata eller forsøg, der direkte 

omhandler nedbrydning af TBT i grundvand. Dette skyldes formentlig blandt 

andet at sorption af TBT til sediment/jord er tilstrækkelig til at udbredelse af 

forureningsfaner typisk er begrænset. Derfor er der anvendt resultater fra 

laboratorieforsøg med forurenet havvand. Her antages konservativt, at 

nedbrydning af TBT i grundvandet har en halveringstid på 1 år. 

Et laboratorieforsøg med forurenet havvand, udført i mørke og ved en 

temperatur på 20 °C viste halveringstiden for TBT at være op til 35 uger /47/. 

Flere undersøgelser har vist, at temperatur har en betydning for nedbrydningen 

og lavere temperatur fører til højere halveringstider /48, 49/, hvilket vil betyde 

højere halveringstid for TBT i grundvand da grundvandstemperaturen er mellem 

5-10°C . Ydermere er fotolyse hovednedbrydningsprocessen i renere vand /50/, 

og et laboratorieforsøg viste, at den manglende nedbrydning af TBT i vandet fra 

uforurenede lokaliteter skyldes manglende adaptation af den tilstedeværende 

biomasse til nedbrydning af TBT. 



20

www.niras.dk 

3.3 Tungmetaller 

Tungmetaller er ikke en veldefineret gruppe af grundstoffer, da næsten alle stof- 

fer i det periodiske system (med undtagelse af halogener, ædle gasser samt 7 

øvrige ikke-metaller) kan opfattes som tungmetaller. I miljømæssige sammen- 

hæng måles der oftest for 6-12 stoffer. Mange af stofferne er i små koncentratio- 

ner essentielle for at opretholde liv men giftige i høje koncentrationer (fx kobber, 

krom, molybdæn, nikkel, zink) mens andre aldrig formodes at være gavnlige (fx 

arsen, cadmium, kviksølv). Der kan være flere kilder til tungmetaller i havnese- 

diment. I en undersøgelse fra 2005 er det opgjort, at de væsentligste bidrag til 

tungmetaller stammer fra Nordsøen (via vandudveksling), og herefter i aftagende 

rækkefølge fra vandløb med udløb i Grådyb Tidevandsområde, fra klapning af 

oprensningsmateriale fra Esbjerg Havn og endelig fra erosion i området /61/. 

3.3.1 Tilstandsform 

Fælles for stofferne i denne gruppe er, at de kan forekomme i forskellige former, 

og at formen er medbestemmende for hvilken koncentration, der kan findes i 

vandfasen. Mange af stofferne i denne gruppe forekommer ofte som positivt- 

ladede kationer (fx barium, bly, nikkel, zink, cadmium, kobber). Andre forekom- 

mer ofte som mere vandopløselige negativt-ladede anioner (fx arsen, chrom, 

molybdæn, vanadium). Enkelte tungmetaller er kendt for at indgå i meget giftige 

organiske forbindelser (fx kviksølv, tin). Tilstandsformen er ofte afhængig af det 

omgivende miljøs pH-værdi og især af dets redoxtilstand. I det følgende antages 

at sedimentet generelt er reduceret mens vandfasen er oxideret. 

Nogle stoffer indgår i meget tungtopløselige forbindelser med andre stoffer, 

hvormed den højst mulige koncentration, der kan forekomme i vandfasen er 

stærkt begrænset. Dette gælder for barium, der indgår i den tungtopløselige 

forbindelse bariumsulfat. Da saltvands sulfatindhold er meget højt, vil koncentra- 

tionen af opløst barium aldrig være stor, hvorfor stoffet er uproblematisk i det 

aktuelle tilfælde. Mange tungmetaller danner tungtopløselige forbindelser med 

sulfid, hvormed mobiliteten af tungmetaller under stærkt reducerende forhold ofte 

er begrænset. Dette kan have indflydelse på mobiliteten af metaller i anaerobe 

dele af slutdepotet. 

3.3.2 Sorption 

For tungmetaller med større opløselighed, er evnen til at sorbere til sedimentet 

ofte den vigtigste egenskab for at bestemme hvilken koncentration, der kan fore- 

komme i vandfasen. Sediment indeholder mange komponenter, der udviser 

sorptionsegenskaber, såsom lermineraler, organisk stof og diverse oxider (så- 

som jernoxider). Tungmetallers fordeling mellem sediment- og vandfase beskri- 

ves ved såkaldt sorptionsisotermer, som er grafer der angiver koncentrationen af 

tungmetallet sorberet til sediment (Cs) som funktion af koncentrationen af tung- 

metallet opløst i vandfasen (Cw). Oftest omtales en lineær, Freundlich eller 

Langmuir isoterm. En lineær isoterm har følgende form: 



21

www.niras.dk 

Cs=Kd*Cw 

Værdier for Kd bestemmes empirisk, og der ses ofte stor variation i værdier opgi- 

vet i litteraturen. Det er vigtigt at forstå, at Kd-værdier ikke er stof konstanter, 

men afhænger af det pågældende sediment. Sorption er ofte særlig følsom over- 

for sedimentets pH-værdi og kan variere flere størrelsesordener. Tabellen ne- 

denfor angiver to bud på Kd-værdier for relevante tungmetaller i havnesediment, 

der tidligere er blevet omtalt i forbindelse med deponi til havnesediment.. 

Tungmetal Kd (l/kg) 


/32/ 


Kd (l/kg) 

/60/ 

arsen (anoxisk) 316 ingen 

arsen (oxisk) 9.772 ingen 

Barium 1.115 ingen 

Bly 40.280 3.831 

Cadmium 13.344 512 

Chrom 17.782 >599.998 

Kobber 4.534 167 

Kviksølv 3.162 312 

Molybdæn 851 ingen 

Nikkel 13.936 183 

Vanadium 3.890 ingen 

Zink 5.289 898 

Tabel 3-2 Tidligere omtalte bud på Kd-værdier for tungmetaller. 

Som beskrevet i 3.2.2 for TBT, er ældning også en proces der finder sted for 

tungmetaller. Ældning er defineret som den langsomme proces der sker efter 

den hurtige fordeling af stof mellem opløst form og sorberet form har fundet sted. 

Ældning fjerner tungmetal fra den tilgængelige pulje i sedimentet og resulterer i 

at stoffet ikke umiddelbart kan frigives igen /28/ & /29/. Forsøg har vist at æld- 

ning af bl.a. kobber og zink er pH afhængig. Højere pH betyder ofte, at mere 

tungmetal er bundet til jord/sediment og dermed ikke tilgængeligt i vandfasen. 

Hermed kan koncentrationen af metaller opløst i vandfasen overestimeres, hvis 

Kd værdier bestemt ved adsorptionsforsøg anvendes til at forudsige stofoverfø- 

relse fra metaller i sediment til metaller, der er opløst i vandfasen. 

3.4 Polyaromatiske hydrocarboner 

Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) er en fællesbetegnelse for en gruppe 

organiske stoffer, der indeholder to eller flere kondenserede aromatiske ringe. 

PAH’er er opbygget udelukkende af atomer af carbon og hydrogen, dvs. at de 

ikke indeholder fx ilt, kvælstof eller chlor. Stofferne findes i råolie, kul og tjære, 

samt som produkt af diverse forbrændingsprocesser. Stofgruppen har særlig 

miljømæssig interesse, da flere af enkeltstofferne er carcinogene (kræftfremkal- 

dende), mutagene (fremkalder arvelig celleforandring) og teratogene (medfører 

22

www.niras.dk 

unormal udvikling i afkom). Generelt er stofferne i gruppen lipofile, dvs. fedtoplø- 

selig, og dermed har de en lav opløselighed i vand. Dette er grunden til at stof- 

ferne binder sig stærkt til organisk stof i sediment. 

Blandt eksempler af stoffer i denne gruppe er naphthalen, phenanthren og 

benz(a)pyren. Naphthalen (tidligere kendt som det lugtende stof i mølkugler), 

består af to benzenringe og er forholdsvis flygtig. Phenanthren består af tre ben- 

zenringe, mens benz(a)pyren består af fem ringe. Begge findes bl.a. i cigaretrøg, 

og sidstnævnte er meget kræftfremkaldende. 

To- og tre-ringede PAH’er er af særlig interesse, da disse er opløselige i interval- 

let 1-200 µg/l og kan derfor forekomme i vandfasen, således at der er risiko for 

udledning til havet. PAH’er med flere ringe har generelt en ringere opløselighed. 

3.4.1 Sorption 

Evnen til at sorbere til sedimentet er den vigtigste egenskab for at bestemme 

hvilken koncentration, der kan forekomme i vandfasen. Som ved tungmetaller, 

kan sorption af PAH’er kvantificeres ved at bestemme en lineær fordelingskoeffi- 

cient, Kd, som er koncentrationen af tungmetallet sorberet til sediment (Cs) i for- 

hold til koncentrationen af tungmetallet opløst i vandfasen (Cw). 

En tidligere rapport har fundet at hverken målte eller Kd-beregnede koncentratio- 

ner overskrider vandkvalitetskravene, hvis der antages en fortynding på 10. Ved 

beregning blev der anvendt foc = 0,043 /32/. Dette indikerer, at PAH’er ikke er 

kritiske for håndtering af vandfasen. 

3.4.2 Nedbrydning 

PAH’er kan nedbrydes både aerobt og anaerobt. Det forventes at sediment både 

i havnebassinerne og i tørrefelterne er anaerobt under de øverste centimeter 

mens der står vand i tørrefelterne. Til gengæld kan vandfasen være aerob. På 

denne måde er anaerob nedbrydning mest relevant for perkolat, der udsiver til 

havet mens aerob nedbrydning er mest relevant for spildevand, der behandles 

og udledes til Capricornkaj. 

Alle bakterier, der nedbryder PAH’er er i stand til at optage PAH’erne, såfremt de 

er opløst i vandfasen. Hvis PAH’erne er bundet til den faste fase, er det ikke 

sikkert, at de er tilgængelige for nedbrydning. Normalt antages, at nedbrydning 

af den bundne fraktion kun kan ske, hvis der først sker en masseoverførelse (fx 

via diffusion eller desorption) fra den utilgængelige form til den opløste form. 

Under visse forhold kan masseoverførelse være hastighedsbegrænsende, mens 

under andre forhold kan det være selve nedbrydningen, der er hastighedsbe- 

grænsende. 

Aerob nedbrydning af PAH’er er typisk hurtigere end anaerob nedbrydning /30/. 

Nedbrydning sker inde i bakteriernes celler og de lipofile PAH’er kan diffundere 

gennem cellemembraner uden problemer. Aerob nedbrydning begynder med 



23

www.niras.dk 

hydroxylering af én af de aromatiske ringe ved hjælp af enzymfamilien ”hydroly- 

serende dioxygenase”. Disse enzymer er ret uspecifikke, hvorfor mange af de 

forskellige PAH’er kan nedbrydes i første trin. Resultatet af reaktionen er en diol, 

dvs. et nedbrydningsprodukt med to alkoholgrupper. Nedbrydning fortsætter med 

at ringen brydes og at der dannes carboxylsyrer. Resultatet er mellemprodukter 

med meget højere opløselighed i vand. Hvis nedbrydning ikke fortsætter hele 

vejen til kuldioxid og vand, kan der ophobes ketoner og quinoner. 

Der vides mindre om anaerob nedbrydning af PAH’er /31/. Det ser ud til at jo 

større molekylevægt, jo langsommere sker den anaerobe nedbrydning. Der er 

tegn på at PAH’er med op til fire ringe kan nedbrydes anaerobt, men at de større 

molekyler nedbrydes langsomt via co-metabolisme. PAH’er med kun to ringe kan 

under anaerobe forhold anvendes som bakteriernes eneste kilde til kulstof og 

energi. Selve nedbrydningsvejene under anaerobe forhold er kun undersøgt for 

de mindste PAH’er. 

På denne baggrund forslås, at der regnes konservativt uden nedbrydning af 

PAH’er. Hermed er man på den sikre side. 



24

www.niras.dk 

4 FRIGIVELSESFORSØG 

På baggrund af de forurenende stoffers egenskaber (kapitel 3) kan TBT og 

tungmetaller være de mest problematiske stoffer i forbindelse med udledning af 

spildevand. Det er derfor vigtigt at afklare, hvor meget af disse stoffer der oplø- 

ses og hvor meget der bindes på suspenderet stof. Frigivelsesforsøget er desig- 

net til at efterligne en proces, hvor vand og sediment opblandes kraftigt (dette vil 

ske i fuldskala i forbindelse med optagning af sediment i havnebassinerne samt 

pumpning til Måde), hvorefter sedimentet bundfældes (dette vil ske i fuldskala 

ved henstand i tørrefelter og klaringsbassiner). 

Forsøgene beskrives nedenfor og tager hensyn til følgende punkter: 

4.1 Formål 

• Forsøgets vandprøver blev filtreret inden måling med henblik på at fra- 


skille den forurening, der sidder på suspenderet stof fra den forurening, 

der er egentlig opløst i vandfasen. Det bemærkes at der kun i få tidligere 

tilfælde i den aktuelle sag er udført analyser på filtrerede eller centrifuge- 

rede vandprøver. 

• I forsøgene er der ikke sket nogen tilsætning af frisk forurening. Hermed 

sætter forsøgene fokus på den relevante proces, nemlig frigivelse af 

gamle forurening fra sediment til vandfasen. Dette er i modsætning til 

forsøg beskrevet i litteraturen, hvor der er tilsat frisk forurening til vand 

(hvor der sker en adsorption til sediment), hvorefter man straks (indenfor 

timer eller dage) undersøger desorption at forurening fra sediment til 

vand. Det forventes, at frigivelse af gamle forurening (ældning) fra sedi- 

mentet er noget mindre end desorption af frisk-adsorberet forurening. 

Formålet med forsøget er at estimere frigivelsen af TBT og tungmetaller fra foru- 

renet havnesediment til vandfasen (i opløst form) som funktion af mekanisk på- 

virkning og tid. Ud fra disse tal kan der beregnes relevante distributionskoeffici- 

enter, Kd. Desuden er formålet at vurdere forureningsindholdet i de fine suspen- 

derede partikler og sammenligne dette indhold med forureningsindholdet i sedi- 

mentet som helhed (store og små partikler). 

4.2 Prøvetagningsaktiviteter 

4.2.1 Vandprøver 

Indledningsvis blev der udtaget tre par vandprøver ved hjælp af en peristaltisk 

pumpe fra firmaet Eijkelkamp. Pumpen var forsynet med 10/8 mm ufarvet PE 

slange og en silikonslange omkring pumpens rulle. Prøverne blev udtaget ca. 10- 

20 cm under vandoverfladen i Tørrefelt 2. Det sidste par bestod af blindprøver og 

blev udtaget fra en vandhane ved Strandvejen 1 på Fanø. Alle tre par prøver 

består af en filtreret og en ufiltreret prøve. Det var oprindeligt planlagt at anvende 

et in-line filterhus med 300 cm 2 foldet 0,45 µm filter fra Frisenette. På grund af et 

højt indhold af suspenderet materiale og brunt svæv i vandet stoppede filtrene til 


25

www.niras.dk 

allerede efter ca. ½ liter. Derfor blev denne fremgangsmåde opgivet og alle 

vandprøver blev udtaget ufiltreret og gemt i køletasker til næste dag. Næste dag 

blev prøverne filtreret gennem 47 mm diameter skivefiltre. Der blev anvendt et 

dobbeltfilter bestående af 12 µm alpha-cellulose papirfilter, som var efterfulgt af 

et 0,45 µm cellulose acetat filter. Prøverne blev filtreret og overført til nye flasker 

ved hjælp af den peristaltiske pumpe. Ved alle filtreringsaktiviteter blev den før- 

ste gennemløbne milliliter ikke anvendt til prøven. Vandprøverne blev sendt til 

Eurofins dagen efter udtagning. 

Der blev udtaget et par blindprøver fra vandhanen. Den ene prøve blev udtaget 

direkte mens den anden blev overført fra en flaske til en anden ved filtrering som 

ovenfor. Emballagen bestod af 1 liters rengjorte og klare glasflasker fra Eurofins. 

Prøverne blev nummereret som følger: 

Prøveidentifikation Forbehandling Bemærkning 


V1 Ufiltreret Se Figur 4.2 

V2 Filtreret Samme sted som V1 

V3 Ufiltreret Se Figur 4.2 

V4 Filtreret Samme sted som V3 

V5 Ufiltreret Blind af postevand 

V6 Filtreret Blind af filtreret postevand 

Tabel 4-1 Vandprøver udtaget fra Tørrefelt 2. 

Figur 4.1 viser uklarheden og farven af en vandprøve fra Tørrefelt 2, før og efter 

filtrering. 

Figur 4.1 Eksempel på filtreret prøve (højre) og ufiltreret prøve (venstre) fra Tørrefelt 2. 


26

www.niras.dk 

4.2.2 Sedimentprøver 

Efter udtagning af vandprøverne, blev fire sedimentprøver udtaget fra Tørrefelt 2. 

Disse prøver blev udtaget ved hjælp af forlængerstang med påmonteret 0,6 m 

Kajakrør /52/, der blev presset ned i sedimentet. Ved optagning var der ca. 30-40 

cm sediment i røret. Det var kun nødvendigt at dekantere meget lidt vand fra 

toppen af hvert røroptag. Da det øverste lag sediment havde en meget lille tør- 

stofindhold blev dette ikke medtaget i prøven. Hver sedimentprøve blev til ved 

blanding af 5 separate stik udtaget indenfor ca. 1 meter af hinanden. Emballagen 

bestod af 5 liters Rilsanposer. Sedimentprøver blev sendt til Eurofins samme 

dag, som de blev udtaget. 

Prøverne blev nummereret som følger: 

Prøveidentifikation Forbehandling 


S1 Ingen 

S2 Ingen 

S3 Ingen 

S4 Ingen 

Tabel 4-2 Sedimentprøver udtaget fra Tørrefelt 2. 

Prøvetagningslokaliteten for de fire sedimentprøver ses på Figur 4.2. Det var 

ikke muligt af færdes på den ene side af tørrefeltet, hvorfor alle prøver blev udta- 

get fra samme side. Vand og sedimentprøver repræsenterer oprensning af se- 

diment under flydedokken i 6. bassin. Oprensningen er foretaget i tiden op til 

prøvetagningen. Prøvetagningen er udført ca. 5 dage efter sidste indpumpning, 

og vandfasen fra oprensningen henstod i tørrefeltet på prøvetagningstidspunktet. 

Situationen forventes at beskrive det mest forurenede sediment, idet der blev 

renset helt i bund ved flydedokken. 


27

www.niras.dk 

Figur 4.2 Prøvetagningslokaliteter for frigivelsesforsøget (S=sedimentprøve, 


V=vandprøve). 

Det bemærkes, at sedimentprøverne ikke blev analyseret på laboratoriet direkte 

fra Rilsanposen. I stedet blev sedimentet anvendt i frigivelsesforsøgene. Ved 

slutning af forsøgene, blev både vand og sediment i hver forsøgsflaske analyse- 

ret. 

4.3 Laboratorieaktiviteter 

4.3.1 Forberedelse 

Sedimentprøverne, der blev modtaget af laboratoriet i Rilsanposer, blev homo- 

geniseret grundig ved omrøring. 

Der blev afvejet ca. 500 g sediment i vådtilstand (eksakt vægt blev noteret) i en 

én liters udglødet klart flaske med teflon låg, der blev dækket med folie for at 

holde prøven mørk. Udtagning fandt sted fra mindst 10 forskellige steder i sedi- 

mentprøven. Der blev udtaget tre prøver fra hver af de fire Rilsanposer, dvs. 12 

prøver i alt. Desuden blev der opstillet flasker uden sediment til blind og spike 

prøver. 

En oversigt over flaskerne anvendt til desorptionsforsøgene ses i Tabel 4-3. 


28

www.niras.dk 

Prøveidenti- 

fikation 


Rystetid 

(timer) 


Stå tid 

Døgn 

Filtreret i 

laboratoriet 

Anvendt se- 

dimentprøve 

F1A 16 1 Ja S1 

F1B 16 28 Ja S1 

F1C 16 28 Nej S1 

F2A 16 1 Ja S2 

F2B 16 28 Ja S2 

F2C 16 28 Nej S2 

F3A 16 1 Ja S3 

F3B 16 28 Ja S3 

F3C 16 28 Nej S3 

F4A 16 1 Ja S4 

F4B 16 28 Ja S4 

F4C 16 28 Nej S4 

Tabel 4-3 Oversigt over flaskerne anvendt til desorptionsforsøgene. 

Hver flaske blev tilsat 600 ml kunstigt havvand. Her blev der anvendt Millipore 

vand tilsat 25 promille natriumchlorid. Der blev ikke tilsat andre salte, ligesom pH 

ikke blev justeret. 

Som kontrol af analysemetoden, blev der opstillet en ekstra flaske, hvori der blev 

tilsat en kendt mængde TBT. Denne flaske blev udelukkende anvendt til at un- 

dersøge analysemetodens genfinding af stoffet. 

Parallelt blev der udtaget en delprøve af sediment fra hver Rilsanpose (4 prøver) 

til bestemmelse af TOC. 

4.3.2 Fremgangsmåde 

Følgende fremgangsmåde blev anvendt til frigivelsesforsøgene: 

1. Alle flasker blev rystet i 16 timer. 

2. Efter endt rystning, fik prøverne lov til at sedimentere uforstyrret i mørke 

ved 5 °C. Ståtiden fremgår af Tabel 4-3. 

3. Efter flaskerne havde stået den planlagte tid (se Figur 4.3) blev det 

øverste af vandfasen filtreret gennem en 0,45 µm filter ved hjælp af en 

pipette og ved at hvirvle så lidt sediment op som muligt. 

4. Feltmåling af pH, ledningsevne, ilt og temperatur i den resterende vand 

over sedimentet blev udført. 

5. De filtrerede vandprøver blev analyseret for organotinforbindelser og 

tungmetaller. 

6. Sedimentet fra hver flaske blev analyseret for organotinforbindelser og 

tungmetaller. 

7. TOC i sediment i hver Rilsanpose (dvs. 4 prøver) blev analyseret. 

29

www.niras.dk 

Figur 4.3 Varierende farve i flasker til frigivelsesforsøg efter rystning og henstand. 

4.4 Resultater 

Analyserapporter fremgår af Bilag 1. 

4.4.1 Vandprøver fra tørrefelt 2 

Tabel 4-4 angiver udvalgte analyseresultater fra vandprøverne udtaget fra top- 

pen af vandsøjlen i Tørrefelt 2 samt fra de to blindprøver. 

Prøve ID Enheder V1 V2 felt- 

suspen- 



filtreret 

mg/l 31 ikke 

V3 

V4 felt- 

filtreret 

20 ikke 

V5 V6 felt- 

filtreret 

deret stof 

målt 

målt målt målt 

TBT ng/l* 198 76 708 215

www.niras.dk 

Som det ses af Tabel 4-4 er resultaterne generelt højere for de ufiltrerede prøver 

end de filtrerede prøver. Dette gælder især for TBT. Endvidere ses, at de to blind 

prøver (V5 og V6) ikke indeholder TBT over detektionsgrænsen (detektions- 

grænsen er 1 ng/l TBT-Sn, svarende til 2,4 ng/l TBT). Hermed er der opnået 

sikkerhed for, at der ikke forekommer falske positive resultater med det anvendte 

udstyr, reagenser, filtre, osv. selv på de lave ng/l niveau. 

Ud fra resultaterne for suspenderet stof, kan man estimere TBT-indholdet i det 

suspenderede stof. Det gøres ved at trække opløst TBT i den filtrerede prøve fra 

total TBT i den ufiltreret prøve. Dette estimat forudsætter, at prøveflasken til må- 

ling af suspenderet stof og prøveflasken til måling af TBT indeholder lige meget 

suspenderet stof. Beregningen viser 3.900 µg TBT/kg TS ((198-76)/31=3,9 ng 

TBT/mg TS) for prøverne V1/V2 og 25.000 µg TBT/kg TS ((708-215)/20=25 ng 

TBT/mg TS) for prøverne V3/V4. Det 3.900 µg TBT/kg TS i det suspenderet stof 

svarer til ca. det målte indhold af TBT i sedimentprøven (seTabel 4-6) mens de 

25.000 µg TBT/kg TS i det suspenderet stof svarer til ca. tre gange højere end 

det målte indhold af TBT i sedimentprøven. Dette stemmer overens med en ge- 

nerel forventning om, at suspenderet stof har en større sorptionskapacitet over- 

for TBT end sedimentet som helhed. 

Det bemærkes, at vandkvaliteten af blindprøverne ser lidt anderledes ud (lavere 

arsen og barium men højere kobber og chrom). Dette skyldes, at der er tale om 

behandlet grundvand, der er transporteret gennem husinstallationer frem for 

havvand. 

4.4.2 Frigivelsesforsøg, sediment 

Resultater af tørstof og TOC målinger for sedimentprøver udtaget i forbindelse 

med frigivelsesforsøget ses nedenfor. Alle resultater findes i Bilag 1. 

Prøve ID Tørstof (%) TOC (% af TS) 

F1As 30 2,5 

F2As 23 2,7 

F3As 36 2,4 

F4As 20 2,8 

Tabel 4-5 Analyseresultater for tørstof og TOC for sedimentprøver fra frigivelsesforsøget. 



31

www.niras.dk 

Tabel 4-6 nedenfor viser et udvalg af de øvrige analyseresultater. 

Parameter 

F1Bs F2Bs F3Bs F4Bs 

TBT 3400 2300 2300 2100 2525 

DBT 370 450 370 330 380 

MBT 59 91 67 55 68 

arsen 23 23 22 22 23 

barium 67 70 72 67 69 

bly 39 41 35 35 38 

cadmium 0.42 0.40 0.40 0.46 0.42 

chrom 44 46 39 39 42 

kobber 110 120 110 110 113 

kviksølv i.m. i.m. i.m. i.m. 

molybdæn 1.5 1.7 1.7 1.5 1.6 

nikkel 28 29 25 25 27 

vanadium 61 61 64 62 62 

zink 190 200 170 170 183 

F1Cs F2Cs F3Cs F4Cs 

TBT 2100 2100 2700 2700 2400 

DBT 370 330 390 390 370 

MBT 55 52 70 60 59 

arsen 23 23 23 22 23 

barium 69 86 78 74 77 

bly 38 37 38 37 38 

cadmium 0.46 0.41 0.45 0.41 0.43 

chrom 43 45 47 46 45 

kobber 120 120 130 110 120 

kviksølv i.m. i.m. i.m. i.m. 

molybdæn 1.6 1.6 2.0 1.8 1.8 

nikkel 27 27 29 27 28 

vanadium 62 72 72 72 70 

zink 180 180 190 180 183 

Tabel 4-6 Sedimentprøver fra frigivelsesforsøget. Resultater i mg/kg tørstof undtaget 

TBT/DBT/MBT, der er i fx µg TBT/kg TS, (omregnet fra µg TBT-Sn/kg TS). Serie A (4 

prøver med 24 timers henstand), serie B og C (4 prøver med 28 dages henstand). B- 

serien (vandprøver filtreret) og C-serien (vandprøver ufiltreret). Alle resultater findes i 

Bilag 1. 



Middelværdi 

F1As F2As F3As F4As 

TBT* 8500 8000 4100 3100 5925 

DBT 600 330 240 240 352 

MBT 52 60 52 61 56 

arsen 23 24 21 24 23 

barium 85 88 80 88 85 

bly 35 36 31 38 35 

cadmium 0.35 0.34 0.34 0.40 0.36 

chrom 39 40 34 41 39 

kobber 68 130 53 110 90 

kviksølv 0.14 0.13 0.12 0.14 0.13 

molybdæn 1.7 2.2 1.4 2.2 1.9 

nikkel 24 25 21 26 24 

vanadium 66 72 60 74 68 

zink 160 190 140 190 170 

32

www.niras.dk 

Som det ses af tabellen var sedimentet forholdsvis stærkt forurenet med TBT – 

koncentrationen var langt højere end gennemsnitskoncentrationen af TBT i 6. 

bassin (som er estimeret til 806 µg/kg tørstof, se Tabel 5-2). Til gengæld var 

koncentrationerne af tungmetaller i god overensstemmelse med tidligere målin- 

ger i 6. bassin (se Tabel 5-2). Den største variation mellem de forskellige sedi- 

mentprøver ses for TBT og kobber. Idet sedimentet stammer fra flydedokgraven i 

6. bassin er det forventeligt at koncentrationen af TBT vil overskride middelvær- 

dien for 6.bassin. 

Det bemærkes, at sedimentets indhold af organisk stof her er målt som TOC, 

hvor kun kulstofindholdet er målt i stedet for glødetab, der tidligere er anvendt i 

forbindelse med havnesediment i Esbjerg. For at omregne til organisk stof inklu- 

siv andre grundstoffer som ilt og hydrogen skal der ganges med en faktor på ca. 

2, når der antages at organisk stof har den generelle formel (CH2O)n. 

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand 

Nedenfor er en oversigt over udvalgte analyseresultater for vandprøver udtaget i 

forbindelse med frigivelsesforsøget. Alle resultater findes i Bilag 1. Laboratoriet 

oplyser, at genfindingen for TBT i den ekstra kontrolflaske, hvor en kendt mæng- 

de TBT blev tilsat, viste >90 % og at blindprøver viste under detektionsgrænsen. 

Disse resultater underbygger analysemetodens troværdighed. 



33

www.niras.dk 

Parameter 



Middel 

konc. vand 

F1Av F2Av F3Av F4Av 

TBT 32

www.niras.dk 

Desuden blev der målt suspenderet stof i prøverne fra Forsøg B: 

Prøve Suspenderet stof (mg/l) 

F1Bv 743 

F2Bv 603 

F3Bv 836 

F4Bv 976 

Tabel 4-8 Suspenderet stof resultater for vandprøver fra frigivelsesforsøget. 

Som det ses a Tabel 4-7 er koncentrationerne af TBT i de filtrerede prøver for- 

holdsvis lave, efter et døgn, med den højeste værdi på 44 ng/l TBT. Det bemær- 

kes, at de 2 filtrerede vandprøver udtaget direkte fra Tørrefelt 2 (se Tabel 4-4) 

var højere (76 og 215 ng/l TBT). Årsagen til de høje værdier i prøverne udtaget 

direkte fra Tørrefelt 2 kendes ikke. 

B-serien (filtreret) og C-serien (ufiltreret) blev målt efter 28 dages henstand. 

Vandprøver i disse forsøg blev udtaget ved forsigtigt at afpipettere vandet over 

det sedimenterede stof. Laboratoriet har dog oplyst, at sedimenteret stof blev 

hvirvlet op i forbindelse med afpipettering. Dette forklarer det høje indhold af 

suspenderet stof i B-serien (Tabel 4-8), samt de meget høje koncentrationer af 

forurening (især TBT og kobber) i den ufiltrerede C-serie (Tabel 4-7). Disse re- 

sultater viser, at forurening i høj grad binder sig til suspenderet stof, hvorfor det 

er afgørende ved rensning af spildevandet i fuldskala at undgå udledning af su- 

spenderet stof. Det bemærkes, at filtrering er her foretaget med et finere masket 

filter (0,45 µm) end når der filtreres vand til at analysere for suspenderet stof (1,6 

µm filter). 

Hvis man antager, at der var samme niveau af suspenderet stof i C som i serie B 

(dvs. at lige meget sediment blev hvirvlet op i laboratoriet) får man at ca. 900 ng/l 

TBT er bundet til ca. 800 mg/l suspenderet stof. Herfra kan man beregne en TBT 

koncentration på det suspenderede stof er på 1100 µg/kg. Denne koncentration 

er lidt lavere end koncentrationer målt i løbet af forsøget af sedimentet (Tabel 

4-5). Hermed ses, at der mod forventninger ikke er tegn på højere TBT koncen- 

trationer i det suspenderede stof end i sedimentet generelt. 

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier 

Ud fra analyser af sediment og filtreret vand fra frigivelsesforsøgets serie A (4 

prøver med 24 timers henstand) og serie B (4 prøver med 28 dages henstand) 

kan der beregnes empiriske Kd-værdier. Da vandprøverne var ufiltreret ved serie 

C kan der ikke regnes en Kd. 

Tabel 4-9 viser gennemsnittet af de beregnede empiriske Kd-værdier. Der er tale 

om 7 værdier for TBT (en ekstreme værdi fra Serie A, flaske 2 er udeladt, se 

Figur 4.4), 7 for DBT (en ekstreme værdi fra Serie A, flaske 3 er udeladt), 8 for 

MBT (ingen udeladt) samt metaller. Til sammenligning med de empiriske værdier 

ses Kd-værdier anvendt i andre rapporter i Tabel 3-2. 



35

www.niras.dk 

Parameter 


Kd (l/kg) 

frigivelsesforsøg 

TBT 160.000 

DBT 110.000 

MBT 30.000 

arsen 1.800 

barium 840 

bly 73.000 

cadmium 7.800 

chrom 81.000 

kobber 87.000 

kviksølv 2700 

molybdæn 27 

nikkel 3.800 

vanadium 32.000 

zink 32.000 

Tabel 4-9 Empiriske Kd-værdier for metaller i kg/l beregnet ud fra forsøg A og B. 

Som det ses ved sammenligning med Tabel 3-2 varierer de forskellige Kd- 

værdier for hvert stof meget. For mange af metallerne er de empiriske Kd- 

værdier fra frigivelsesforsøget højere. Forklaringen formodes at være, at metal- 

lerne i det aktuelle havnesediment ikke er reversibel bundet (som følge af sorpti- 

onsældning eller fordi metallerne er til stede som flager frem for som sorberet) 

og er dermed sværere at frigive sammenlignet med forsøg, hvor der adsorberes 

tilsatte metaller. Det vurderes at de empiriske værdier fra frigivelsesforsøget er 

mest retvisende for den aktuelle situation. 

Tabel 4-9 viser også, at gennemsnits Kd-værdien for TBT frigivelsesforsøget er 

højere end mange litteraturværdier. Til beregning af dette tal er resultater fra 

flaske 2, forsøg A udeladt, da Kd-værdien var ekstrem, se Figur 4.4. Det ses at 

de 7 resterende forsøg giver Kd-værdien i intervallet fra ca. 70.000 - 230.000, 

hvor de fleste værdier ligger over 100.000. Spredningen på værdierne er ikke 

stor sammenlignet med litteraturværdier. På basis af disse resultater er det ret 

overbevisende at en Kd-værdi på 20.000, som tidligere er anvendt på sedimentet 

i Esbjerg Havn, giver en urealistisk højt indhold af opløst TBT i vandfasen for de 

processer, som sedimentet udsættes for i det nye anlæg. 

Årsagen til de høje empiriske Kd-værdier er formentlig at TBT ikke frigives til 

vandfasen så villigt fra gammel forurening og malingsflager, se afsnit 3.2.4. 


36

www.niras.dk 

Kd (l/kg) for TBT 

10000000 

1000000 

100000 

10000 

Figur 4.4 Empiriske Kd-værdier for TBT i kg/l beregnet ud fra forsøg A og B. Resultatet 


1000 

100 

10 

1 

for Serie A, flaske 2 er udeladt ved beregning af gennemsnits Kd-værdien på 

160.000 l/kg. 


3400 2300 2300 2100 

Serie A 

Serie B 

37

www.niras.dk 

5 SEDIMENTFASEN 

I dette kapitel angives værdier for koncentrationen af forurenende stoffer i det 

sediment, der renses op i havnebassinerne. I afsnit 5.1 og afsnit 5.2 omtales 

hhv. sedimentets kornstørrelsesfordeling og indhold af organisk stof. I afsnit 5.3 

angives koncentrationer af de forurenende stoffer, mens afsnit 5.4 beskriver den 

udvikling der er sket af disse koncentrationer gennem årene. I afsnit 5.5. estime- 

res den totale masse af TBT, der kommer til at blive placeret i landdepotet. 

Kystdirektoratet moniterer løbende stofkoncentrationer i sedimentet i havnebas- 

sinerne i Esbjerg Havn. Moniteringen er udført gennem en årrække med årlig 

prøvetagning og er senest afrapporteret dec. 2010 /4/. Samtlige analyseresulta- 

ter inkl. monitering i 2011 er udleveret i form af et regneark af Kystdirektoratet i 

forbindelse med denne opgave /40/. Mange af oplysningerne i dette kapitel 

stammer fra denne monitering. 

5.1 Kornstørrelsesfordeling 

Sedimentets kornstørrelsesfordeling har betydning for såvel sedimentationsha- 

stigheden i tørrefelterne som sorptionskapaciteten overfor forurenende stoffer. 

Målinger udført i 2011 ved lasermetoden viste følgende resultater fra de bassiner 

som deponeres i Måde Havnedeponi /34/. 

% 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0,0001 0,001 0,01 0,1 1 

Figur 5.1 Kornkurver for sedimentprøver udtaget ved Esbjerg Havn /34/. 

Som det ses består sedimentet primært (ca. 50 – 80 %) af silt (0,002-0,06 mm). 

Der er ca. 7 – 17 % finere materiale (ler) med kornstørrelser (0,0002 – 0,002 

mm) og ca. 6 – 35 % sand, hovedsageligt finsand (

www.niras.dk 

5.2 Organisk stof og tørstof 

Sedimentets indhold af organisk stof er målt ved glødetab. Denne analyse har 

metodenummer DS/EN 12879 og udføres ved at afveje en prøve af tørrede se- 

diment, brænde det af ved 550 °C (højere temperaturer omdanner kalk til kuldio- 

xid og medfører fejlagtige resultater), og afveje det tilbageværende tørstof. For- 

skellen opgives i % af den oprindelige afvejning. Det bemærkes, at tørstofindhol- 

det i sedimentet kan afhænge af hvordan prøven udtages fra bassinets bund. 

I forbindelse med glødetab bliver tørstofindholdet også bestemt. Gennemsnits- 

indholdet for glødetab og tørstof for målinger af havnesedimentprøver fra 2009, 

2010 og 2011 er vist i Tabel 5-1. 

Bassin Tørstof 



(%) 

Glødetab 

(%) 

1. bassin 54 11,8 

2. bassin 51 11,9 

1. og 2. bassin forhavn 57 11,2 

5. bassin 59 8,6 

Beddingsområdet 76 9,9 

6. bassin 58 10,3 

Tabel 5-1 Gennemsnit for tørstof og glødetab i havnesediment for hvert havnebassin for 

moniteringsresultater fra 2009, 2010, 2011. 

Som det ses af tabellen viser moniteringsresultaterne, at der er omkring 10 % 

glødetab i sedimentet. Glødetab er et udtryk for organisk stof, og det fundne 

niveau er ikke usædvanligt for havnesediment. Til sammenligning blev der fundet 

ca. 2,6 % TOC i frigivelsesforsøget (Tabel 4-5), som svarer til ca. 5-6 % organisk 

stof (dvs. en smule lavere). Dette organiske stof er medvirkende til binding af 

forureningskomponenterne. Organisk stof har normalt en lav densitet og fore- 

kommer ofte i eller på partikler med en lille diameter. Hermed kan der forekom- 

me relativt mere organisk stof i det suspenderede stof end i sedimentet som 

helhed. 

5.3 Stofkoncentrationer 

Da koncentrationer af de forurenende stoffer falder med tiden er det valgt her at 

beregne gennemsnitskoncentrationer ud fra de seneste tre års sedimentdata 

(2009, 2010 og 2011), se Tabel 5-2. Da oppumpning, transport og sedimentering 

medfører en stor grad af homogenisering anvendes desuden en gennemsnitsbe- 

tragtning indenfor hvert havnebassin. Minimum, maksimum og gennemsnitsvær- 

dier for hvert år og hvert havnebassin findes i Bilag 2. 

39

Stof 

www.niras.dk 

gruppe 

Parameter enheder 1. bas- 


sin 


2. bas- 

sin 

For- 

havn til 

1. & 2. 

bassin 

5. bas- 

sin 

Bed- 

dings- 

områ 

Organotin monobutyltin µg/kg TS 6,5 6,3 4,4 9,6 20,5 32,4 

det 

6. ba- 

sin * 

dibutyltin µg/kg TS 7,6 14,8 4,4 21,0 65,4 106,1 

tributyltin µg/kg TS 33,7 76,3 14,2 107,5 330,8 805,8 

PAH naphtalen mg/kg TS 0,027 0,026 0,023 0,020 0,020 0,04 

acenaftylen mg/kg TS 0,007 0,008 0,008 0,007 0,005 0,01 

acenaften mg/kg TS 0,008 0,009 0,008 0,008 0,006 0,01 

fluoren mg/kg TS 0,014 0,012 0,010 0,011 0,011 0,02 

phenantren mg/kg TS 0,048 0,043 0,035 0,041 0,037 0,07 

antracen mg/kg TS 0,013 0,014 0,011 0,011 0,011 0,02 

fluoranthen mg/kg TS 0,086 0,084 0,068 0,082 0,080 0,15 

pyren mg/kg TS 0,064 0,064 0,051 0,063 0,060 0,11 

benz(a)anthracen mg/kg TS 0,036 0,037 0,030 0,036 0,033 0,06 

chrysen mg/kg TS 0,042 0,042 0,032 0,038 0,038 0,06 

benz(b)fluoranthen mg/kg TS 0,069 0,064 0,057 0,061 0,060 0,09 

benz(k)fluoranthen mg/kg TS 0,030 0,031 0,023 0,027 0,029 0,04 

benz(a)pyren mg/kg TS 0,036 0,040 0,030 0,035 0,035 0,06 

dibenz(a,h)anthracen mg/kg TS 0,014 0,016 0,013 0,013 0,015 0,02 

benzo(ghi)perylen mg/kg TS 0,048 0,054 0,040 0,044 0,049 0,07 

indeno(123cd)pyren mg/kg TS 0,066 0,071 0,055 0,058 0,066 0,08 

PAH cancerogene mg/kg TS 0,305 0,269 0,238 0,312 0,313 0,40 

PAH øvrige mg/kg TS 0,320 0,261 0,236 0,310 0,298 0,48 

Sum PAH mg/kg TS 0,899 1,037 0,674 0,832 0,940 1,47 

MST 9 PAH mg/kg TS 0,437 0,448 0,350 0,406 0,410 0,67 

sum 16 EPA-PAH mg/kg TS 0,557 0,520 0,385 0,670 0,470 0,85 

Metaller arsen mg/kg TS 26,1 24,9 25,1 21,5 26,0 23,95 

cadmium mg/kg TS 0,4 0,4 0,4 0,3 0,4 0,38 

cobolt mg/kg TS 13,5 12,6 13,0 9,6 12,0 12,10 

chrom mg/kg TS 57,9 55,5 55,0 37,0 46,1 49,01 

kobber mg/kg TS 26,6 31,3 24,5 23,0 31,2 62,71 

kviksølv mg/kg TS 0,2 0,21 0,18 0,14 0,17 0,17 

nikkel mg/kg TS 33,1 31,5 31,0 22,4 27,9 29,37 

bly mg/kg TS 43,6 42,7 39,2 30,2 38,6 40,21 

vanadium mg/kg TS 91,2 84,1 85,7 58,6 72,8 77,37 

zink mg/kg TS 185,7 174,3 152,2 126,0 150,3 179,87 

barium mg/kg TS 99,5 97,6 91,6 69,4 80,5 91,60 

Tabel 5-2 Gennemsnitskoncentrationer i havnesediment for hvert havnebassin for moni- 

teringsresultater fra 2009, 2010, 2011 (gennemsnit i 6. bassin er baseret på 

analyser fra forskellige områder i bassinet vægtet med de årlige sediment- 

mængder fra hvert af disse områder). Gule felter viser hvilke bassiner har det 

højeste gennemsnit for hvert stof. Se i øvrigt Bilag 2. 

Der findes væsentlig højere gennemsnitskoncentrationer for organotin forbindel- 

ser i 6. bassin end i de øvrige bassiner. DBT og MBT er nedbrydningsprodukter 

af TBT. I 6. bassin ses at indholdet af DBT er ca. 13 % af TBT-indholdet, mens 

indholdet af MBT er ca. 4 % af TBT-indholdet. Disse lave forhold sammen med 

40

www.niras.dk 

det faktum, at TBT ofte anses som den mest toksiske forbindelse medfører at 

fokus på TBT i forbindelse risikovurdering af udledning af renset spildevand er 

acceptabel. TBT/DBT og TBT/MBT-forholdene i vandfasen kan dog anvendes 

som indikator for nedbrydning, hvor et lavt forhold indikerer aktiv nedbrydning. 

For metaller, er de fleste af de højeste gennemsnitskoncentrationer målt i 1. 

bassin. Det bemærkes at variationen i metalkoncentrationer (målt som standard 

afvigelsen i forhold til gennemsnittet) er begrænset mellem de forskellige bassi- 

ner (mindre end 16 % med undtagelse af kobber). Dette underbygger, at en stor 

del af tungmetalforurening kommer fra mere diffuse kilder frem for kilder i de 

enkelte havnebassiner, som er tilfældet for TBT. De højeste gennemsnitskon- 

centrationer findes i 6. bassin for PAH-forbindelser. 

Disse gennemsnitskoncentrationer er gældende for den nuværende situation. 

Ved fremskrivning af koncentrationerne kan antages følgende: 

1. Koncentrationen af kobber øges med 5 %. Denne antagelse benyttes for 


at tage højde for at kobber indgår i de antibegroningsmidler, som har 

substitueret TBT-holdige midler. Forøgelsen på 5 % er en skønnet værdi 

2. Koncentrationen af TBT aftager i fremtiden 

3. For alle øvrige stoffer antages at koncentrationerne er uændrede i frem- 

tiden. 

5.4 Udvikling i TBT-indholdet 

Den årlige monitering i Esbjerg Havn viser at koncentrationsniveauet af organo- 

tinforbindelser i havnesedimentet i de fleste bassiner aftager med tiden, således 

at sedimentet kan klappes fra flere og flere havnebassiner. På nuværende tids- 

punkt er der opnået klaptilladelse til alle havnebassiner undtagen 1. bassin, 2. 

bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin 

Moniteringen viser at TBT niveauet i et havnebassin falder når sedimentet er 

oprenset ned til det oprindelige bundniveau. Det skyldes, at der siden 2008 kun 

har været få nye kilder til TBT forurening. Den eneste kilde i de fleste havnebas- 

siner er således det gamle sediment, som måtte ligge fra før forbuddet mod TBT 

blev indført. Derfor forventes det, at der vil kunne opnås klaptilladelse til sedi- 

mentet fra 1. bassin, 2. bassin, 1. og 2. bassin forhavn, 5. bassin og beddings- 

området, når det nuværende efterslæb er fjernet. 

I 6. bassin må det konstateres at der stadig er kilder til TBT forurening. Udviklin- 

gen i TBT indholdet vil sandsynligvis være afhængig af driften på de to virksom- 

heder i 6. bassin, som reparerer eller ophugger skibe. Så længe virksomhederne 

behandler skibe der stadig har TBT-holdig overfladebehandling, må der forven- 

tes kilder til TBT forurening i 6. bassin. Der henvises til VVM rapportens kapitel 

3 /3/ for en nærmere beskrivelse af hvilken udvikling, der forventes i forurenings- 

koncentration i sedimentet i havnebassinerne. 


41

www.niras.dk 

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet 

Den totale mængde af TBT i det færdige slutdeponi afhænger af hvor hurtig op- 

rensningen af havnebassinerne foregår og om kilder til TBT fortsætter og der- 

med af hvor meget forurenet sediment der skal landdeponeres. 

Der er regnet på to senarier, et scenarie a og b. Begge scenarier antager at der 

kan oprenses 70.000 in-situ m 3 sediment årligt indtil det nuværende efterslæb i 

havnebassinerne er fjernet. Kilden til TBT antages at ophøre i scenarie a, mens 

den fortsætter i scenarie b. 

Den totale mængde af TBT i det færdige slutdeponi er beregnet som gennem- 

snitskoncentrationerne fra perioden 2009-2011 (angivet i bilag 2) vægtet med 

sedimentmængderne angivet i Tabel 5-3 og Tabel 5-4. Her er der antaget et 

tørstofindhold i in-situ sediment på ca. 390 kg TS / in-situ m 3 . 


Bassin Sediment 

mængde 


in-situ m 3 gennemsnit 

µg/kg TS 

TBT-konc. TBT mængde 

1.bassin 69.000 33,7 0,91 

2. bassin 24.500 76,3 0,73 

1. & 2. bassin forhavn 105.000 14,2 0,58 

5. bassin 41.500 107,5 1,75 

6. bassin 270.000 805,8 85,29 

Bedding 28.500 330,8 3,70 

I ALT (afrundet) 538.500 93 

Tabel 5-3 Scenarie a. Forventet TBT-masse (i kg) i deponeret sediment fra forskellige 

bassiner i det endelige slutdeponi 

Bassin Sediment 

mængde 

in-situ m 3 gennemsnit 

µg/kg TS 

Kg 

TBT-konc. TBT mængde 

1.bassin 69000 33,7 0,91 

2. bassin 24.500 76,3 0,73 

1. & 2. bassin forhavn 105.000 14,2 0,58 

5. bassin 41.500 107,5 1,75 

6. bassin 630.000 805,8 199,00 

Bedding 28.500 330,8 3,70 

I ALT (afrundet) 898.500 207 

Tabel 5-4 Scenarie b. Forventet TBT-masse (i kg) i deponeret sediment fra forskellige 

bassiner i det endelige slutdeponi. 

Som det ses af Tabel 5-4 er den estimerede TBT-mængde i slutdeponiet i sce- 

narie b på 207 kg fordelt i knap 0,9 million in-situ m 3 . Hvis det lykkes at reducere 

Kg 

42

www.niras.dk 

forureningen i 6. bassin som i scenarie a bliver estimatet på TBT mængden kraf- 

tigt reduceret til ca. 93 kg. 

Hertil kommer forureningen i 153.000 faste m 3 konsolideret sediment fra de eksi- 

sterende tørrefelter (opgjort primo 2013). Der regnes med at være ca. 50-60 kg 

TBT i denne mængde. 

Det bemærkes, at disse tal er baseret på, at TBT-indholdet i det oprensede se- 

diment ikke falder med tiden for de enkelte bassiner. Som tidligere nævnt er der 

forventninger om, at TBT-indholdet vil falde, hvorfor beregningerne er konserva- 

tive. 



43

www.niras.dk 

6 VANDFASEN 

I dette kapitel estimeres koncentrationer af de forurenende stoffer i det spilde- 

vand (ved afgang fra tørrefelterne), der skal behandles og udledes. 

I kapitel 7 er det vurderet, om der er grundlag for at søge om reducerede krav til 

membransystemet, således at anlægget opbygges med en lermembran og per- 

kolatopsamling men uden bundmembran. Derfor estimeres stofkoncentrationer i 

perkolat, der eventuelt kunne sive igennem bunden af slutdepotet/tørrefelterne, 

undslippe perkolatopsamlingssystemet og udsive til kysten, her i kapitel 6. Den- 

ne situation er kun relevant i forhold til afrapportering af de gennemførte under- 

søgelser, i det de har vist, at der ikke er grundlag for at søge om reducerede 

krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran. 

6.1 Spildevand fra tørrefelter vs perkolat/drænvand 

6.1.1 Spildevand fra tørrefelter 

De forventede koncentrationer af forurenende stoffer i det spildevand, der skal 

ledes fra tørrefelterne til klaringsbassinerne kan estimeres på flere måder: 

1. ved empiriske målinger fra de eksisterende tørrefelter eller ved laborato- 

rieforsøg. 

2. ved teoretiske beregninger baseret på sedimentkoncentrationer og anta- 


gelsen om, at der opnås sorptionsligevægt mellem sediment og vandfa- 

sen. 

Generelt skal det bemærkes, at den totale koncentration af et forurenende stof i 

vandet er summen af den opløste del og den del, der er bundet til vandets su- 

spenderet stof, se følgende formel og afsnit 3.1.2: 


= ø + 

Mængden af suspenderet stof i prøverne kan derfor have stor indflydelse på den 

målte koncentration i vandprøverne. Mængden af suspenderet stof i spildevan- 

det kan variere kraftig alt efter sedimentationstiden og -forhold. Man skal også 

være opmærksom på at selve prøvetagningen (pumpeindtagets dybde under 

vandspejl, utilsigtet ophvirling af sediment) også kan have stor indflydelse på 

mængden af suspenderet stof i prøven. Derfor er alle prøveresultater ikke nød- 

vendigvis repræsentativ for spildevandet, selv om udtagning af repræsentative 

prøver tilsigtes. 

Man kan med fordel filtrere eller centrifugere prøver for at bestemme den opløste 

fraktion. Desværre er der ikke mange empiriske resultater, hvor dette er sket. 

Man kan også måle suspenderet stof samtidig med måling af forureningen for at 

se om der er en korrelation. Dette er dog ikke uproblematisk, da forurening og 

44

www.niras.dk 

suspenderet stof måles i to forskellige vandprøver og det er svært at sikre præcis 

den samme mængde suspenderet stof i begge prøver. 

6.1.2 Perkolat/drænvand 

Et omfangsdræn og et perkolatopsamlingssystem anlægges i forbindelse med 

tørrefelterne/slutdepotet for at undgå at forurenet vand udsiver til havet. 

For at undersøge, om der er grundlag for at søge om reducerede krav til mem- 

bransystemet regnes jf. deponeringsbekendtgørelsen /36/ konservativt med at 5 

% af den nedbør, der falder på tørrefelterne/slutdepotet undslipper opsamlings- 

systemet og udsiver via grundvandet til havet. Denne situation er kun relevant i 

forhold til afrapportering af de gennemførte undersøgelser, i det de har vist, at 

der ikke er grundlag for at søge om reducerede krav til deponiet, dvs. etablering 

af deponiet med enkeltmembran. 

Det vurderes at suspenderet stof tilbageholdes i forbindelse med at vand siver 

gennem depotet som følge af en langsom strømningshastighed. Hermed er ud- 

gangspunktet at forureningen i perkolat alene består af en opløst del. Forurening 

i det vand, der opsamles af perkolatsystemet til videre vandbehandling vil desu- 

den være fortyndet af rent regnvand fra omfangsdrænet. Forurening i det vand, 

der undslipper opsamlingssystemet og udsiver til havet, vil også have mulighed 

for i en eller anden omfang for at binde sig til jorden eller nedbrydes på vej til 

kysten. 

Der er flere bud på hvordan man skal regne forureningskoncentrationer i det 

undslupne perkolat: 

• De mest relevante målinger af forurening i perkolat- og drænvand, der 


undslipper opsamlingssystemet vil være grundvandsprøver fra boringer 

nedstrøms anlægget. Disse data kan først opnås efter anlæg er bygget 

og evt. udsivning påbegyndt. 

• Der er udtaget drænvandsprøver ved de eksisterende tørrefelter, men 

disse prøver indeholder en del suspenderet stof og er blandt andet der- 

for ikke relevante for den aktuelle beregning. 

• Det bedste bud på koncentrationer i perkolat- og drænvand er filtreret el- 

ler /centrifugeret spildevand, se afsnit 6.3, 6.4 og 0. 


45

www.niras.dk 

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed 

6.2.1 Suspenderet stof 

Suspenderet stof findes naturligt i Vadehavet. I VVM-redegørelsen for udvidel- 

sen af Esbjerg Havn /37/ er det beskrevet, at den naturlige koncentration af su- 

spenderet materiale i Vadehavet (Grådyb tidevandsområde) varierer mellem 20 

og 100 mg/l, og at den sjældent er under 10 mg/l. I stormsituationer kan koncen- 

trationen nå op på 500 mg/l. I selve Vesterhavet er den naturlige sedimentkon- 

centration lavere end i Vadehavet. 

Suspenderet stof i vandfasen er blevet målt i felten i forbindelse med udledning 

af spildevand fra de eksisterende tørrefelter. Figur 6.1 viser resultater fra de 

sidste to år /39/. Som det ses af grafen varierer tallene, men flere af tallene ligger 

omkring 50 mg/l. Det understreges, at der er her tale om prøver, der er udtaget 

udendørs under realistiske fuldskalaforhold, hvor sedimentation kan forstyrres af 

vind, temperaturbetinget konvektion, prøvetagning, m.m. 

Suspenderet stof (mg/l) 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

01-01-2010 01-01-2011 01-01-2012 

Figur 6.1 Måling af suspenderet stof i spildevand i forbindelse med udledning af vand 


fra de eksisterende tørrefelter. 

Suspenderet stof er også blevet målt i laboratoriet på vandfasen over havnese- 

diment fra Esbjerg Havn i år 2008 (se Experiment B, Enclosure 4 i /41/) i forbin- 

delse med et sedimenteringsforsøg. Her fandt man et indhold af suspenderet 

stof på 87-103 mg/l efter 3-7 dages sedimentering. Årsagen til at suspenderet 

stof ikke falder under 87 mg/l efter 7 dage kendes ikke. Rapporten omtaler ikke 

at man normalt ville forvente lavere værdier for suspenderet stof. 

6.2.2 Suspenderet stof analysemetoden 

Suspenderet stof måles efter analysemetode DS/EN 872, hvor et filter afvejes, 

op til 500 ml af vandprøven filtreres, filteret tørres ved 105 °C i to timer og afve- 


Felt 1 

Felt 2 

Felt 3 

46

www.niras.dk 

jes igen. Forskellen mellem de to afvejninger angives som suspenderet stof i 

mg/l. 

Til filtrering anvendes et 1,6 µm glasfiberfilter. Da man betragter partikler < 2 µm 

i diameter som ler, kan man konstatere, at det anvendte filter kun tilbageholder 

de allerstørste lerpartikler (samt silt og større partikler, hvis nogle skulle være 

suspenderet), mens mindre lerpartikler kan passere filtret og ikke bliver medtaget 

i resultatet. Det bemærkes at Vadehavssediment danner flokke – dvs. at sedi- 

mentet optræder i grupper. Flokkulering muliggør, at nogle mindre partikler alli- 

gevel medtages i måling af suspenderet stof. 

Som følge af sedimentation i tørrefelterne vil hovedparten af sand, silt- og større 

lerpartikler være bundfældet, mens mindre partikler ikke vil fjernes med en tilsva- 

rende effektivitet. Da mindre lerpartikler ofte har større bindingskapacitet kan en 

del af det bundne TBT være bundet til partikler, der er så små, at de ikke medta- 

ges i målingen af suspenderet stof. Dette er interessant i lyset af den tidligere 

godkendelse /43/, hvor der blev fastlagt et udledningskrav på 20 mg/l suspende- 

ret stof. 

Moniteringsresultater fra 2011 af spildevand udledt fra de eksisterende tørrefelter 

viser en ringe korrelation mellem suspenderet stof og TBT. Hovedforklaring er 

formentlig at de to prøver udtaget til hhv. suspenderet stof og TBT ikke var ens. 

En del af årsagen kan også ligge i selve analysemetoden for suspenderet stof. 

Det kan ikke afvises, at en bedre eller lige så god korrelation kunne fås ved an- 

dre målemetoder af de suspenderede partikler, hvor de mindste partikler også 

tælles med. 

6.2.3 Sedimenteringshastighed 

Det er vigtigt at have en forståelse for hvor hurtig det suspenderede stof sedimenterer. 

Store partikler og partikler med høj densitet sedimenterer naturligvis 

hurtigere end små partikler og partikler med lav densitet. Sedimentationshastigheder 

kan estimeres ved hjælp af Stokes lov: 

hvor: 

V = sedimentationshastighed (m/s) 

d = diameter af partiklen (m) 


V = 

g = tyngdekræft acceleration (9,81 N/kg) 

Dp = densitet af partiklen (2000 kg/m 3 ) 

Dl = densitet af havvand (1030 kg/m 3 ) 


d 2 

η = dynamisk viskositet af vandet (0,0013 Ns/m 2 ) 

g ⋅( 

ρ − ρ ) 

p 

18η 

v 

47

www.niras.dk 

Denne lov er baseret på følgende antagelser: 

1. Partikler har same densitet, er sfæriske, glatte og faste (det antages her, at 

der ikke danne flokke) 

3. Partikler interagerer ikke med hinanden eller med beholderens vægge 

4. Der er ingen brownske bevægelser 

5. Der er ingen turbulens (laminar flow forbi partiklerne) 

Hvis man i Stokes lov erstatter V med L/t og løser ligningen for t, fås: 

hvor: 

t = sedimentationstiden (s) 

L = sedimentations afstand (m) 



= 

∙ 18 

∙ ∙ ( − ") 

Denne ligning er visualiseret på Figur 6.2 nedenfor. Her ses, at siltpartikler (til 

højre for den sorte prikkede streg) sedimenterer i løbet af de første ca. to uger, 

mens lerpartikler (til venstre for den sorte stiplede streg) er meget længere om at 

sedimentere. En vigtig antagelse her er densiteten af partiklerne (2.450 kg/m 3 ). 

Det bemærkes, at enkeltkorn af uorganiske mineraler antages at have en densi- 

tet på 2.650 kg/m 3 mens organisk stof antages at have en densitet på 1.140 

kg/m 3 . Havbundssediment har en densitet, der er mindre en uorganiske minera- 

ler som følge af den åbne struktur af aggregater samt tilstedeværelse af organisk 

stof /38/. 

Sedimentationstid (uger) 

12 

11 

10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

0,0001 0,001 0,01 

partikeldiameter (mm) 

Figur 6.2 Sedimentationstid som funktion af partikeldiameter og sedimentationsafstand 

for partikler med densitet på 2450 kg/m 3 . L (længde) er sedimentationsafstan- 

den. De prikkede linjer viser typiske filterstørrelser. Den stiplede linje er græn- 

sen mellem ler (til venstre) og silt (til højre). 

L=1 m 

L=2 m 

L=3 m 

L=4 m 

0,45 µm filter 

1,6 µm filter 

ler/silt-grænse 

48

www.niras.dk 

6.3 TBT 

Efter den planlagte rensning af spildevandet, forventes det at indholdet af van- 

dets partikler vil være meget lavt og bestå hovedsageligt af en partikelstørrelse, 

der ikke vil sedimentere i umiddelbar nærhed af udledningsstedet, men vil trans- 

porteres videre med strømmen og hermed opnå stor fortynding. 

I dette afsnit estimeres TBT-koncentrationen i det spildevand, der udledes fra 

tørrebassinet med det mest forurenede sediment. Hermed er der tale om spilde- 

vand, inden det er gennemgået den videre vandbehandling. Estimering udføres 

dels på basis af empiriske målinger og del på basis af teoretiske beregninger. 

6.3.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer 

I dette afsnit angives målte værdier for suspenderet stof og udvalgte forure- 

ningskomponenter i vand: 

• TBT i felten: Målinger af spildevand, der udledes fra de eksisterende tør- 


refelter er analyseret uden filtrering eller centrifugering og derfor repræ- 

senterer de en totalkoncentration. Resultater fra den seneste tid ses ne- 

denfor i Figur 6.3. Som det ses er der ret stor variation, formentlig som 

følge af varierende indhold af suspenderet stof i vandet og af varierende 

TBT-indhold i sedimentet. 

TBT (ng/l) 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

01-01-2010 01-01-2011 01-01-2012 

Figur 6.3 Måling af TBT i spildevand i forbindelse med udledning af vand fra de 

eksisterende tørrefelter. 

• TBT i felten: Der er udtaget prøver fra 6. havnebassin i forbindelse med 

oprensningsprocessen /33/. Prøverne er udtaget som dobbelte prøver 

fra to lokaliteter ved bassinets udløb under faldende vandniveau i bassi- 

net og som en blanding af det øverste og det nederste af vandsøjlen. 

Resultaterne ses nedenfor: 


Felt 1 

Felt 2 

Felt 3 

49

www.niras.dk 

Prøve Beskrivelse Filtreret ng/l TBT Ufiltreret ng/l TBT 

P1 før oprensning

www.niras.dk 

total TBT i vand (ng/l) 

Beregningen udføres efter følgende ligning: 

hvor: 



= ø + 

= 1000 ∙ /& + '' ∙ /1000 

Ctot er koncentrationen af forureningen i vandfasen i ng/l 

Csed er koncentrationen af forureningen i sedimentfasen i µg/kg tørstof 

Kd er fordelingskoefficienten i l/kg 

CSS er koncentrationen af suspenderet stof i vandfasen i mg/l 

Denne ligning visualiseres i Figur 6.4 nedenfor. Her er der taget udgangspunkt i 

en sedimentkoncentration på 805 µg/kg tørstof, svarende til gennemsnitskoncen- 

trationen for sedimentet fra 6. bassin over de seneste tre år, se Tabel 5-2. Dette 

giver et konservativt billede og repræsenterer de kommende år, hvor der skal 

oprenses meget sediment fra dette forurenede bassin, og hvor dette vand be- 

handles særskilt fra vand, der stammer fra de øvrige bassiner. 

500 

450 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

1000 10000 100000 1000000 

Figur 6.4 Beregnede TBT-koncentrationer (total) i vand i ligningen ovenover som funkti- 

on af Kd-værdier og suspenderet stof (SS). Baseret på sediment forurenet 

med 805 µgTBT/kg tørstof. 

Som det ses af grafen, har både Kd og suspenderet stof stor indflydelse på det 

resulterende totalindhold af TBT i vandprøven. Den gule kurve svarer til et su- 

spenderet stof indhold på 100 mg/l, som er et konservativt estimat af vand, der 

udledes fra tørrefelterne til videre vandbehandling. De to punkter på grafen viser 

Kd=20.000 l/kg (tidligere anvendt i projektet, se /32/) og Kd=160.000 l/kg (som er 

indikeret af frigivelsesforsøget, se afsnit 4.4). Under antagelse af Kd=160.000 

l/kg fås et total indhold af TBT i vandfasen på henholdsvis ca. 85 ng/l. Om dette 

niveau er acceptable for udledning direkte til havet, afhænger af fortyndingen af 

det udledte vand, se afsnit 7.4. 

Kd (kg/l) 

SS=2 mg/l SS=20 mg/l SS=100 mg/l SS=200 mg/l Kd=20.000 Kd=160.000 

51

www.niras.dk 

Hvis vandbehandlingsanlægget fjerner suspenderet stof ned til 20 mg/l (den 

grønne kurve på figuren), fås en TBT koncentration på 5 ng/l i vandfasen (for Kd 

= 160.000) og 16 ng/l bundet til suspenderet stof, dvs. en beregnet totalkoncen- 

tration af TBT på 21, forudsat at der er 805 µg/kg TBT i sedimentet. Der er dog 

usikkerhed om denne lave koncentration kan opnås i praksis, se næste afsnit. 

De koncentrationer beregnet ovenfor forudsætter blandt andet, at den empiriske 

Kd-værdi er gældende såvel ved 805 µg TBT/kg tørstof, som ved det væsentlige 

højere TBT-indhold i sedimentet, der var gældende ved frigivelsesforsøget. 

6.3.3 Forventet TBT koncentration i vand 

Den beregnede koncentrationen på 5 ng/l TBT i opløst form er også lavere end 

flere af målinger ved filtrering/centrifugering i afsnit 6.3.1. Derfor er den beregne- 

de totalkoncentration på 21 ng/l behæftet med væsentlig usikkerhed. En mere 

konservativ forventning baseret på empiriske målinger af TBT koncentrationer i 

filtrerede vandprøver ses nedenfor. 

Suspenderet 

stof (mg/l) 


TBT opløst i 

vandfasen (ng/l) 


TBT bundet til su- 

spenderet stof 

(ng/l) 

Total indhold af 

TBT i vand (ng/l) 

20 40 20 60 

100 40 80 120 

Tabel 6-2 Forventet TBT koncentration i vandet (ng/l), baseret på TBT-indhold i sedi- 

mentet på 805 µgTBT/kg tørstof samt en subjektiv vurdering af frigivelsesfor- 

søget og andre empiriske målinger. 

6.3.4 Total TBT-masse i det rensede spildevand 

For at beregne den totale udledte TBT-masse i det rensede spildevand kan man 

betragte en 30-årig driftsperiode, hvor havvand og spædevand, nettonedbør og 

konsolideringsvand fra 985.000 in-situ m 3 sediment (se afsnit 2.1) skal udledes. 

Hvis man antager, at det udledte vand indeholder 60 ng/l TBT (se Tabel 6-2) kan 

man beregne den totale mængde TBT, der udledes, se Tabel 6-3 nedenfor. 

52

www.niras.dk 

Post Grundlag Vandmængde 

Havvand og spæde- 

vand fra oprenset se- 

diment 

Nettonedbør i tørrefel- 

ter/slutdepot 



985.000 in-situ m 3 340 

m 3 vand pr. 200 in-situ 

m 3 

0,400 m/år 

140.000 m 2 (T1-T3+S4) 

30 år 

(10 6 m 3 ) 

TBT 

kg 

1,67 0,10 

1,68 0,10 

Konsolideringsvand 985.000 in-situ m 3 x 0,6 0,59 0,04 

Sum til udledning 3,94 0,25 

Tabel 6-3 Den forventede TBT-mængde, der udledes ved Capricornkaj over 30 år forud- 

sat en TBT-koncentration i vandet på 60 ng/l. 

Som det ses af tabellen vil der udledes op til ca. 0,25 kg TBT over 30 år. Sam- 

menlignet med de ca. 240 kg, der vil ligge i slutdepotet (se afsnit 5.5) er der tale 

om en oprensning af ca. 99,9 % af TBT-forureningen. 

Ifølge DMU /44/ svarer 0,25 kg til den mængde TBT som et middelstort tankskib 

med TBT-bundmaling før i tiden frigav på 2½ dage (hvis der frigives 20.000.000 

ng TBT per m 2 per dag og skibet har et areal under vandet på 5.000 m 2 ). 

6.4 Tungmetaller 

I dette afsnit estimeres tungmetalindholdet i det spildevand, der udledes fra tør- 

rebassinet med det mest forurenede sediment inden vandet viderebehandles i 

klaringsbassinerne og filtrene. Estimering udføres dels på basis af empiriske 

målinger og dels på basis af teoretiske beregninger. 


Empiriske målinger fra den årlige monitering af tungmetaller i vandfasen er vist i 

Tabel 6-4. Denne monitering foregår i forbindelse med udledning af vand fra de 

eksisterende tørrefelter /39/. Disse prøver er ufiltrerede. 

Parameter 

Felt 1 

11/5/2011 

Monitering 

Felt 2 

29/4/2011 

Felt 3 

2/4/2011 

suspenderet stof 395 174 37 

bly 13 10 6 

cadmium 0,23 0,35

www.niras.dk 

De ufiltrerede moniteringsprøver i Tabel 6-4 er generelt højere end de ufiltrerede 

prøver udtaget fra Tørrefelt 2 i forbindelse med frigivelsesforsøget (se Tabel 

4-4). Det skyldes formentlig det høje indhold af suspenderede stof i moniterings- 

prøverne. 

Som alternativ til empiriske målinger kan koncentrationen af tungmetaller i vand- 

fasen beregnes ud fra sedimentkoncentrationer (der anvendes samme metode 

som for TBT, se afsnit 6.3.2). Resultaterne af denne beregning ses i Tabel 6-5, 

hvor der antages en suspenderet stofkoncentration på 100 mg/l og hvor der an- 

vendes Kd værdier fra frigivelsesforsøget, se Tabel 4-9. 

Parameter 


Konc. 

sediment 

Empirisk 

Kd 

mg/kgTS l/kg 


Konc. 

opløst 

µg/l, beregnet 

Konc. i SS 

Konc. 

total 

µg/l (Tabel 5-2) µg/l 

arsen 26 1.800 14,4 2,6 17 

barium 100 840 119,0 10,0 129 

bly 44 73.000 0,6 4,4 5 

cadmium 0,4 7.800 0,1 0,0 0,1 

cobolt 14 1,4 

chrom 58 81.000 0,7 5,8 7 

kobber 63 87.000 0,7 6,3 7 

kviksølv 0,21 2.700 0,1 0,0 0,1 

molybdæn 27 

nikkel 33 3.800 8,7 3,3 12 

vanadium 91 32.000 2,8 9,1 12 

zink 186 32.000 5,8 18,6 24 

Tabel 6-5 Forventede tungmetalkoncentrationer vand, der udledes fra tørrefelterne. 

Antaget suspenderet stof på 100 mg/l. Kd-værdier fra Tabel 4-9. 

Det skal bemærkes, at Kd-værdierne (og dermed også totalkoncentrationerne) er 

behæftet med en vis usikkerhed. Disse usikkerheder inkluderer om værdierne er 

gældende for alle sedimentkoncentrationer og om værdierne vil ændre sig ved 

længere tids henstand. 

Generelt er der rimelig overensstemmelse mellem de beregnede koncentrationer 

af tungmetaller i Tabel 6-5 og de målte værdier i tørrefelterne i Tabel 6-4. Dette 

gælder især, hvis man tager højde for indholdet af suspenderet stof i monite- 

ringsresultaterne. 

54

www.niras.dk 

6.5 PAH’er 

I dette afsnit estimeres PAH-koncentrationen i det spildevand, der udledes fra 

tørrebassinet med det mest forurenede sediment inden vandet viderebehandles i 

klaringsbassinerne og filtrene. Estimering udføres dels på basis af empiriske 

målinger og dels på basis af teoretiske beregninger. 


Der findes meget få målinger af PAH-værdier i vandfasen. Derfor anbefales det, 

at der anvendes beregnede koncentrationer, se afsnit 6.5.2. 

6.5.2 Beregning af vandkoncentrationer 

Koncentrationen af PAH’er i vandfasen kan beregnes ud fra sedimentkoncentra- 

tioner på samme måde som TBT, se afsnit 6.3.2. Resultaterne ses i Tabel 6-6, 

hvor der antages en suspenderet stof koncentration på 100 mg/l og anvendes Kd 

værdier fra /1/. 

Parameter 


Konc. 

sediment 


Kd 

Konc. opløst 

Konc. i 

suspenderet 

stof 

Konc. 

total 

mg/kgTS kg/l µg/l µg/l µg/l 

naphtalen 0,04 5.000 0,008 0,004 0,012 

acenaphtalen 0,01 6.919 0,001 0,001 0,002 

acenaphten 0,01 7.600 0,001 0,001 0,002 

fluoren 0,02 2.600 0,008 0,002 0,010 

phenantren 0,07 10.169 0,007 0,007 0,014 

antracen 0,02 9.277 0,002 0,002 0,004 

fluoranthen 0,15 61.903 0,002 0,015 0,017 

pyren 0,11 13.069 0,008 0,011 0,019 

benz(a)antracen 0,06 25.096 0,002 0,006 0,008 

chrysen 0,06 6.539 0,009 0,006 0,015 

benz(b)fluoranthen 0,09 61.780 0,001 0,009 0,010 

benz(k)fluoranthen 0,04 61.780 0,001 0,004 0,005 

benz(a)pyren 0,06 11.289 0,005 0,006 0,011 

dibenz(a,h)anthracen 0,02 8.498 0,002 0,002 0,004 

benzo(ghi)perylen 0,07 15.738 0,004 0,007 0,011 

indeno(123cd)pyren 0,08 12.612 0,006 0,008 0,014 

Tabel 6-6 Forventede PAH koncentrationer i spildevandet, der udledes fra tørrefelterne 

ved antagelse om suspenderet stof på 100 mg/l. 

Som det ses af tabellen, er alle forventede koncentrationer i spildevandet under 

0,02 µg/l. Dette lave niveau skyldes det lave indhold i sedimentet samt at PAH’er 

binder til sedimentet. 

55

www.niras.dk 

7 KRITERIER 

I forbindelse med godkendelse af det planlagte anlæg vil Esbjerg Kommune 

fastlægge udledningskrav for det rensede spildevand, der udledes fra depotet. 

Disse udledningskrav er afgørende for anlæggets udformning. Fastlæggelse af 

udledningskrav kan gøres principielt på to måder, omtalt her som forlæns og 

baglæns: 

1) Forlæns: Ved at vælge og dimensionere de enkelte rensetrin /4/ kan en 


forventet koncentration i udledningsvandet estimeres. Et sådant estimat 

vil altid være behæftet med en vis usikkerhed, især da det aktuelle pro- 

jekt ikke er fuldstændigt standardiseret og resultater fra pilotforsøg, ind- 

køring og driftsoptimering først vil foreligge på et senere tidspunkt. 

Svagheden med denne metode er, at usikkerheden omkring det ”opnåe- 

lig” gør, at det er vanskeligt at fastlægge det mest passende udlednings- 

krav. 

2) Baglæns: Ved at tage udgangspunkt i miljøkvalitetskrav, naturlige bag- 

grundskoncentrationer, menneskeskabte baggrundskoncentrationer og 

fortynding af den aktuelle udledning (se senere i dette kapitel) kan man 

fastlægge udledningskravet ud fra hvor meget recipienten kan ”tåle”. 

Svagheden med denne måde er, at den ikke nødvendigvis sikrer en BAT 

løsning. 

En tredje måde at fastlægge udledningskrav er at vælge en passende kompro- 

mis mellem ”den forventede mulige” og ”den forventede tålelige”. Dette kapitel 

omtaler grundlaget for fastlæggelse af udledningskrav og angiver et bud på kon- 

krete krav. 

7.1 Miljøkvalitetskrav (MKK) 

Miljøkvalitetskrav afhænger af recipienten (marint eller fersk) og eksponering 

(korttids- eller generelle krav, hvor eksponeringen bliver midlet over tid). For det 

aktuelle ansøgt projekt – hvor der etableres dobbeltmembran under deponiet for 

at undgå udsivning af perkolat – er de strenge generelle marine krav relevante, 

da udledning af renset spildevand sker til havet ved Capricornkaj. 

Ved det tidligere projekt tog Esbjerg Kommune udgangspunkt i potentielle miljø- 

kvalitetskrav angivet i /35/. Der er i mellemtiden kommet en ny bekendtgørelse 

om miljøkvalitetskrav i 2010 /2/. Både de tidligere foreslåede krav og krav fra den 

nye bekendtgørelse vises i Tabel 7-1. For mange af parametrene er der sket 

mindre ændringer i MKK. For barium og arsen er der dog sket et meget markant 

fald ved de nye MKK. Det bemærkes, at tabellen viser de generelle krav for ma- 

rine områder. 

Generelt er det bekendtgørelsens intention, at udledning fra flere forureningskil- 

der ikke tilsammen må overskride miljøkvalitetskravet. Det betyder, at kravet 


56

www.niras.dk 

normalt skal ”deles” mellem forskellige udledere, når der udarbejdes et udled- 

ningskriterium. 

Det skal her bemærkes, at MKK for de fleste tungmetaller (undtagen bly og 

chrom) i bekendtgørelsen er angivet som ”tilføjede” værdier (internationalt kaldes 

dette et ”added approach”). Det betyder, at MKK udtrykker den koncentration der 

udover den naturlige baggrundskoncentration må udledes. Det skal også be- 

mærkes, at baggrundsværdien for arsen (se afsnit 7.2) ligger mere end en faktor 

10 over MKK. Det medfører et behov for at kende baggrundskoncentrationen 

meget nøjagtigt for at kunne vurdere ved hjælp af monitering i recipienten, om 

det udledte vand medfører at summen af MKK og baggrundskoncentrationen 

overskrides i kanten af blandingszonen. 

7.2 Baggrundsværdier 

Vadehavet er recipient for renset spildevand fra vandbehandlingsanlægget. Va- 

dehavet indeholder i forvejen et vist indhold (baggrundsværdi) af de fleste af de 

stoffer, der udledes. For at miljøkvalitetskravene ikke overskrides skal der tages 

højde for dette indhold. 

Den totale baggrundværdi for stoffer i recipienten stammer fra summen af den 

naturlige baggrundskoncentration (som er nul for miljøfremmede stoffer uden 

diffuse kilder) og den menneskeskabte baggrundskoncentration fra lokale foru- 

reningskilder. I det aktuelle tilfælde stammer den naturlige baggrundskoncentra- 

tion især fra naturlige kilder og fjernimport af forurening fra Nordsøen. Den men- 

neskeskabte baggrundskoncentration stammer fra potentielle lokale kilder såsom 

klapning af sediment fra Esbjerg Havn, flydedokken, udløb fra det kommunale 

renseanlæg, udsivning fra Måde losseplads og udvaskning af flyveaskedeponier. 

Hermed er den menneskeskabte baggrundskoncentration et udtryk for den ku- 

mulative effekt fra udsivning/udledning fra de nærliggende forurenede lokaliteter. 

Diverse baggrundsværdier findes i Tabel 7-1. 

7.2.1 Naturlige baggrundskoncentrationer 

Organotinforbindelser i Vadehavets vandfase antages at have en naturlig bag- 

grundskoncentration på nul, dvs. at diffuse kilder såsom import fra Nordsøen og 

diffusion ud af forurenet sediment er ikke signifikant (til gengæld er der en men- 

neskeskabt baggrundskoncentration, der afhænger af klapning af lav-belastet 

sediment, se afsnit 7.2.2). I praksis har PAH-forbindelser også en naturlig bag- 

grundskoncentration på nul (selv om små koncentrationer fra udsivning af natur- 

ligt-forekommende olie med et PAH-indhold på havets bund og diffuse kilder 

som oliespild i fjerne områder kan forekomme). Flere af tungmetallerne fore- 

kommer naturligt i forholdsvis høje koncentrationer (arsen, barium, chrom, mo- 

lybdæn og vanadium findes i koncentrationer over 1 µg/l) og importeres fra 

Nordsøen. 



57

www.niras.dk 

For at kvantificere den naturlige baggrundskoncentration er det nærliggende at 

anvende resultater af vandprøver udtaget udenfor havnebassinerne /47/. Disse 

resultater fremgår af Tabel 7-1. For de fleste parametres vedkommende er resul- 

tatet under laboratoriets detektionsgrænse. Desværre ligger detektionsgrænsen 

oftest højere end miljøkvalitetskravet, hvormed resultaterne ikke bidrager til vur- 

dering af den aktuelle baggrundskoncentration (se de gule resultater i tabellen). 

Undtagelsen er barium, chrom og molybdæn, der alle blev fundet i koncentratio- 

ner over detektionsgrænsen. 

Som alternativ til de ikke-brugbare målinger i /47/ er der i Tabel 7-1 også angivet 

baggrundsværdier for den nordlige Nordsø fra OSPAR Konventionen /48/. Her er 

der anvendt den højeste værdi i det koncentrationsinterval der er angivet i refe- 

rencen. 

Tabel 7-1 angiver også udvalgte baggrundskoncentrationer fra andre kilder for at 

afdække mangler. Der er stadig mangel på baggrundskoncentrationer for en 

række PAH-forbindelser. 

Som det ses af tabellen er den naturlige baggrundskoncentration langt under 

MKK (baggrund < 0,1 MKK) for mange af parametrene. Dette gælder organotin- 

forbindelserne, PAH’erne (der, hvor baggrundsværdier over nul findes) og nogle 

tungmetaller. For disse stoffer vil baggrundskoncentrationen formentlig ligge 

indenfor usikkerheden af moniteringsresultater udført i forbindelse med udled- 

ningen. For ikke at forvirre arbejdet unødigt foreslås her at baggrundskoncentra- 

tionen for PAH’er antages at være nul. Det samme gælder for de tungmetaller, 

hvor baggrundskoncentrationen er langt under MKK (baggrund i størrelsesorden 

< 0,1 MKK) det vil sige bly, cadmium, kobber, kviksølv og zink. 

For de tungmetaller, hvor baggrundskoncentrationen ikke ligger langt under 

MKK, (arsen, barium, chrom, molybdæn, nikkel og vanadium) anvendes de mål- 

te værdier som baggrundsniveauet, hvis de haves, ellers anvendes litteraturvær- 

dier (se Tabel 7-1). Såfremt der er mistanke om, at litteraturværdierne ikke er 

passende for området, kan der til enhver tid udtages nye prøver ved havnen 

udenfor bassinerne. Der anvendes medianværdien plus to standardafvigelser 

som baggrundsværdien. 

7.2.2 Menneskeskabte baggrundskoncentrationer 

Der findes ingen målinger for summen af udledninger fra andre lokale forure- 

ningskilder og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncentration. I en 

sådan situation er der flere muligheder: 

1. Skaf empiriske/modellerede data for fluxen af relevante forureningspa- 


rametre fra samtlige væsentlige forureningskilder i lokalområdet, beregn 

fortyndingen, og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncen- 

tration. 


58

www.niras.dk 

2. Antag at udledning fra det ansøgte behandlingsanlæg ikke behøver at 


dele MKK med andre lokale forureningskilder men må udlede hele 

mængden selv. 

3. Antag at udledning fra det ansøgte behandlingsanlæg må udgøre en 

subjektiv valgt procentdel af MKK (fx 50 %), således at der er plads til 

udledning fra andre lokale forureningskilder. 

Punkt 1 ovenfor giver naturligvis det mest retvisende billede. Dog vurderes frem- 

skaffelse af de nødvendige data at være uoverkommelig i den aktuelle sammen- 

hæng. Derfor foreslås, at Punkt 3 ovenfor anvendes når specifikke data ikke 

haves. 

Udledning af tungmetaller foreslås subjektiv kun at få lov til at udgøre 50 % af 

MKK fordi der findes andre forureningskilder i lokalområdet. Udledning af TBT 

foreslås kun at få lov til at udgøre 50 % af MKK, fordi beregninger af fortynding 

under sedimentoprensning indikere dette som værste tilfælde /45/. Frigivelse af 

TBT fra havnebunden regnes at være under detektionsgrænsen /47/ med undta- 

gelse af perioden, hvor der grabbes /33/. Det bemærkes, at der ikke er fundet 

TBT i udløb fra renseanlæg /14/, og der ikke forventes væsentlig TBT i flyveaske 

pga. forbrændingsprocessen eller fra lossepladser. For at holde beregningerne 

enkle, foreslås at udledning af PAH’er også får lov til at udgøre 50 % af MKK. 


59

www.niras.dk 

Stof Potentielle 

MKK 

marin 

2008 

µg/l 

/35/ 



MKK 

marin 

2010 

µg/l 

/2/ 

MKK 

marin 

korttids 

2010 

µg/l 

/2/ 

Naturlig 

baggrund 

µg/l 

/47/ 

Naturligbagbaggrund 

µg/l 

/48/ 

60 

Naturligbagbaggrund 

µg/l 

andre 

referencer 

monobutyltin 0,01 0 ** 

dibutyltin 0,01 0 ** 

tributyltin 0,0002 0,0002 0,0015 0 ** 

anthracen 0,1 0,1 0,4

www.niras.dk 

7.3 Forhold mellem miljøkvalitetskrav og forureningskilder 

Som vi har set er der 3 årsager til tilstedeværelse af forurening i recipienten: 

naturlig baggrund, menneskeskabt baggrund og den aktuelle udledning. Forhol- 

det mellem disse kilder og miljøkvalitetskrav (ikke-tilføjet, tilføjet) ses i Figur 7.1. 

Figur 7.1 Årsager til forurening af en recipient og deres forhold til miljøkvalitetskrav. 

Som det ses af figuren, omfatter almindelige miljøkvalitetskrav alle tre kilder til 

forurening. Til gengæld omfatter tilføjede miljøkvalitetskrav ikke den naturlige 

baggrundskoncentration. 

Forholdet mellem kilderne varierer for de forskellige forurenende stoffer. Tabel 

7-2 viser eksempler på nogle af de vigtige stoffer. Lagkagediagrammerne i tabel- 

len er en visualisering af forholdet mellem tre koncentrationer, set fra recipien- 

tens perspektiv ved kanten til blandingszonen. De tre koncentrationer er: bidra- 

get fra den aktuelle udledning (rød/brun), naturlige baggrundskoncentrationer 

(blå), og bidraget fra andre forureningskilder (grøn). Denne visualisering er valgt 

for at belyse, at der kan være tale om meget forskellige forhold. 

Som det ses af Tabel 7-2 er følgende gældende: 

• For TBT er den naturlige baggrundskoncentration nul i havvand. Når der 


ikke klappes i nærheden af den aktuelle udledning er bidraget fra andre 

forureningskilder også nul i havvand og lavkagediagrammet vil bestå 

100 % af den aktuelle udledning (rød/brun). For at tage højde for en si- 

tuation, hvor klapning af lavt TBT-belastet sediment medfører en fane af 

TBT, der strømmer fra klapning mod blandingszonen for den aktuelle ud- 

ledning ved Capricornkaj, antages at 50 % af miljøkvalitetskravet udgø- 

res af klapning (grøn). Denne antagelse er baseret på /45/, hvor den hø- 

jeste risikokvotient for TBT fra klapning blev vist til at ligge i intervallet 

0,1 – 0,5 (dvs. op til 50 % af MKK). Øvrige lokale kilder til TBT vurderes 

ikke at bidrage væsentligt til den menneskeskabte baggrundskoncentra- 

tion. 

• For arsen vil koncentrationer målt i recipienten stamme hovedsagelig fra 

den naturlige baggrund (blå). Det forventes, at usikkerheden på fastlæg- 


61

www.niras.dk 


gelsen af baggrundsværdien vil være så stor, at udledningens indflydel- 

se ikke vil kunne ses ved kontrolmålinger i recipienten. Her er udled- 

ningskravet regnet ud fra at miljøkvalitetskravet ligger ud over bag- 

grundskoncentration (tilføjet), dvs. at koncentrationen i recipienten 

(summen af hele lagkagen) er langt større end miljøkvalitetskravet. 

• For kobber, er der en tredje situation, nemlig at miljøkvalitetskravet er 

højt i forhold til baggrund, men baggrunden er ikke nul. Her er der sub- 

jektivt valgt at lade den aktuelle udledning og udledninger fra andre kil- 

der fylde 50 % hver. Her lægger miljøkvalitetskravet også ud over bag- 

grundskoncentration (tilføjet) og hele lagkagen er lidt større end miljø- 

kvalitetskravet. 

bidrag 

bidrag 

fra bidrag fra fra 

aktuel menne- naturlig 

udledskeskabtbag- Stof MKK andel ning baggrund grund Recipient Recipient 

µg/l % µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l 

TBT 0,0002 50 0,0001 0,0001 0 0,0002 

arsen 0,11 50 0,055 0,055 2 2,11 

kobber 1 50 0,5 0,5 0,1 1,1 


0,000 

1 

Tabel 7-2 Eksempler på forholdet mellem miljøkvalitetskrav og baggrundskoncentrationer. 

0,5 

0,05 

5 

0,1 

2 

0 

0,05 

5 

0,5 

0,000 

1 

62

www.niras.dk 

7.4 Fortyndingsfaktorer 

I dette afsnit beskrives hvordan fortynding af spildevandet er blevet estimeret for 

tre situationer: udledning direkte til Capricornkaj, udsivning af perkolat til kysten 

fra depotområdet ved Mådevej og udsivning af perkolat til fersk vand ved strand- 

engen mellem depotet og stranden ved Mådevej. De sidste to situationer er kun 

relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser om at ansøge om reduce- 

rede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran. 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udledning ved Capricornkaj 

Ved udledning af vand til havet angives normalt en afstand fra udledningspunk- 

tet, hvor miljøkvalitetskrav skal være overholdt /2/. Indenfor denne afstand, for- 

tyndes det udledte vand med vand i en blandingszone. Der kan således være 

tale om højere koncentrationer i blandingszonen end angivet i vandkvalitetskrite- 

rierne. Der er her valgt at fastlægge kanten af blandingszonen til at være 50 m 

fra udledningspunktet. 

I henhold til miljøkvalitetskravene for området kræver myndighederne følgende 

krav opfyldt på kanten af blandingszonen: 

• den momentane koncentration af TBT må højst være 1,5 ng/l, 

• middelværdien over længere perioder må højst være 50% af MKK for 


TBT, dvs. 0,1 ng/l. 

Der planlægges at udlede 20 l/s med en TBT koncentration på 100 ng/l. 

I det følgende redegøres for den aktuelle fortynding /53/. 

Redegørelse for jettens fortynding på grund af turbulent medrivning 

Den absolut mindste initialfortynding indtræffer, når der ingen strømning er ud for 

kajen, altså når tidevandsstrømmen vender. Her vil jetten gå vinkelret ud fra 

kajen, og for denne mest ugunstige situation, skal kravet om initialfortynding 

opfyldes (af hensyn til momentan koncentrationen). 

Vandføringen i jetten forøges med tiden som følge af medrivning. Da fortyndin- 

gen er lig med forholdet mellem vandføringen Q(50 m) i jetten og den udledte 

vandføring Q(0 m), skal dette forhold altså være mindst 

F=Q(50 m)/Q(0m)=100/1,5=67 [1] 

Jettens vandføring i afstanden x afhænger af udløbsrørets radius r0 og er givet 

ved /54/. 

Q(x m)/Q(0m)=1+0,14*x/r0 [2] 


63

www.niras.dk 

Med en rørdiameter på 0,14 m indvendig og en afstand på 50 m findes en for- 

tynding på 71, som tilfredsstiller kravet om initialfortynding. 

Det giver en udløbshastighed på 1,3 m/s, hvilket er meget beskedent. 

Nærmere redegørelse for jettens tracé (bane) under tidevandstrømningerne 

I takt med at tidevandet strømmer frem og tilbage langs kajen, vil udløbsjetten 

tilsvarende blive ført frem og tilbage parallelt med kajen. 

Hastigheden i jetten er omvendt proportionalt med vandføringen /54/, dvs. at 

f.eks. blot 5 m ude vil jettens egen-hastighed kun være 0,12 m/s (se formel [2]. 

Det konstateres således, at jetten meget hurtigt mister ”pusten”, og derfor bliver 

totalt prisgivet tidevandsstrømmen uden for kajen, som den mere eller mindre 

passivt må følge. 

Tilsvarende vil jettens medrivning være beskeden i forhold til den fortynding 

(blanding), som den turbulente diffusion på grund af tidevandsstrømmen vil ge- 

nerere. 

Det kan altså konkluderes, at såfremt der er selv en meget beskeden tidevands- 

strømning, så vil jetten mere eller mindre passivt følge med strømmen uden for 

kajen, altså forløbe meget tæt på kajen, og blive fortyndet af en anden fysisk 

mekanisme end medrivning, nemlig turbulent diffusion. Dette er årsagen til, at 

middelkoncentrationen langs kajen er højere end koncentrationen 50 m ud for 

kajen. 

Der er derfor behov for at bestemme blandingen (fortyndingen) af jetten på grund 

af den turbulente diffusion i tidevandsstrømmen, hvilket er gjort i næste afsnit. 

Fortynding på grund af turbulent diffusion i tidevandsstrømmen 

I /55/ er der givet en beskrivelse af den blandingsproces, som en turbulent ka- 

nalstrømning kan forårsage. 

I det følgende iagttages en situation, hvor jetten lige er gået fri af kajen, men så 

bliver ført med af strømmen. Spredningen σ [m] af jettens normalfordelte kon- 

centration i tidevandsstrømmen U [m/s] er i afstanden x [m] fra udløbet givet ved 

σ 2 = 2D x/U [3] 

hvor D [m/s 2 ] er diffusionskoefficienten givet ved 

D = 0,067 y UF [4] 

hvor y [m] er vanddybden (angivet at være 8,3 m) og UF [m/s] er den såkaldte 

friktionshastighed, som kan sættes til ca. 1/20 af tidevandshastigheden U /56/. 



64

www.niras.dk 

Indsættes i ligning [3] findes 

σ 2 = 0,0067 y x [5] 

der med afstanden x= 50 m og vanddybden y= 8,3 m giver σ = 1,67 m. Den no- 

minelle radius af jetten er √2 σ = 2,6 m 50 m nedstrøms. 

Vandføringen i jetten langs kajen 50 m nedstrøms er derfor 

Q (50 m)= π (2,36) 2 U = 17,5 U (m 3 /s, U i m/s) [6] 

Hvilket giver en fortynding af jettens vand på mindst (idet der konservativt i den- 

ne beregning ikke er medtaget jettens startfortynding på grund af medrivning) 

F = Q (50 m) / Q (0 m) = 17,5 U / 0,02 = 875 U (dimensionsløs, U i m/s) [7] 

Den mindste momentane fortynding på F = 67 opnås derfor ved turbulent diffusi- 

on alene for en tidevandshastighed på U = 0,077 m/s. Ved hastigheder under 

denne værdi, viste beregningen ovenfor (for U = 0), at medrivningen alene kunne 

klare den ønskede fortynding. 

Konklusion om vandkvalitetskrav for momentan fortynding 50 m fra udløb 

Vi kan altså konkludere, at der altid vil være en momentan fortynding på mindst 

67 gange inden for en afstand af 50 m fra udløbet, hvad enten der er tidevand 

eller ej. I det meste af tiden vil det forurenede vand befinde sig tæt på kajen. Kun 

i den korte periode omkring tiden for strømvending, vil jetten søge væk fra kajen. 

Vandkvalitetskriteriet for middel over tid (og dybde) 50 m fra udløb 

Det antages konservativt, at den forurenede jet befinder sig på samme sted tæt 

på kajen 50 m nedstrøms i hele den tidevandsperiode, hvor strømmen løber den 

ene vej, altså hvor vi som en tilnærmelse kan sætte tidevandshastigheden U til 

en sinus svingning med amplituden U0 

U = U0 sin (ωt) [8] 

Middelværdien af hastigheden over den halve tidevandsperiode bliver 

Um = 2/π U0 [9] 

Indsat i [8] findes den tidslige middelfortynding Fm (alene på grund af turbulent 

diffusion) langs kajen 50 m fra udledningspunktet til 

Fm = 557 U0 [10] 



65

www.niras.dk 

Midlet over hele tidevandsperioden bliver den beregnede tidslige middel fortyn- 

ding det dobbelte, altså 1114 U0. 

Da den forurenede jet har en højde på 2*2,36 = 4,7 m, vil en middelværdi dan- 

nelse over dybden y = 8,3 m give en yderligere beregnet forøgelse af fortyndin- 

gen på ca. 1,77, altså i alt en beregnet middel fortynding over tid og dybde på 

minimum 1967 U0. 

Et krav om middel fortynding på minimum 1000 (fra 100 ng/l til 0,1 ng/l) vil være 

opfyldt for U0 > 0,51 m/s, hvilket en stor del af tiden er opfyldt på lokaliteten. 

Imidlertid forekommer der perioder med en hastigheds amplitude på ca. det hal- 

ve af den krævede værdi. I disse perioder må man renoncere på den meget 

konservative beregning, og medtage den initiale fortynding på grund af medriv- 

ning. 

Som en (stadigvæk) konservativ beregning, antages det, at medrivning til jetten 

kun finder sted på en strækning s [m], hvor jettens egen-hastighed er større end 

tidevandets hastighed. For en jet gælder det, at impulsen, altså hastighed V 

gange vandføring Q, er konstant, /54/. Fortyndingen i jetten på grund af medriv- 

ning bliver derfor 

FJet = Q (s) / Q (0) = V (0) / V (s) = 1,3 / U0 [11] 

Idet udløbshastigheden er 1,3 m/s og hastigheden i jetten i afstanden s er sat lig 

tidevandets hastighed (bemærk, at denne formel selvfølgelig ikke gælder, når 

tidevandets hastighed er nul). 

Den samlede fortynding, når der tages hensyn til såvel medrivning i starten af 

jetten og turbulent diffusion i den videre transport af det forurene vand, bliver 

derfor produktet af de 2 fortyndinger 

Fmiddel = (1967 U0 )*(1,3/ U0) = 2557 [12] 

dvs. fortyndingen 50 m fra udløbet vil konstant være godt 2500 uafhængigt af 

tidevandets hastighed. 

Samlet konklusion vedrørende fortynding 50 m fra udløb 

Der vil være en momentan fortynding på minimum 67 i en afstand af 50 m fra 

udløbet, såfremt man vælger en indre diameter på udløbsrøret, som er lig med 

eller mindre end 0,14 m, og som har sit udløb i ca. 4 m dybde. 

I langt størstedelen af tidevandsperioden vil jetten ligge tæt op ad den nedstrøms 

kaj. Midlet over tid (en fuld tidevandsperiode) og over dybden, viser beregnin- 

gerne at fortyndingen 50 m nedstrøms for udløbet konstant vil være godt 2500. 



66

www.niras.dk 

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet 


jorden ud i Vadehavet (dette afsnit) eller nærliggende lokale ferskvandsforekom- 

ster (næste afsnit) er undersøgt i tilfælde af, at der kun etableres et enkeltmem- 

bran under deponiet (det ansøgte projekt planlægger etablering af et dobbelt- 

membran). Der er foretaget en beregning af, hvilke koncentrationer de miljø- 

fremmede stoffer vil have i de forskellige vandområder ud for Måde Havnedepo- 

ni, hvis anlægget opbygges med en lermembran og perkolatopsamling men 

uden bundmembran. Vurderingen er gennemført i henhold til reglerne i Depone- 

ringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet med, at 5 % af perkolatmængden 

udsiver fra anlægget. Formålet med vurderingen har været at undersøge om der 

er grundlag for at søge om reducerede krav til membransystemet. 

Under transport af grundvand fra depotets bund til kysten vil der ske en række 

processer, der reducerer koncentrationen af forurenende stoffer i havet. Disse 

processer inkluderer frafiltrering af suspenderet stof, en sorption af forurenings- 

komponenter, en nedbrydning af de organiske komponenter, samt en fortynding 

med rent grundvand. Efter udsivning til havet vil der ske en yderligere fortynding i 

overfladevandet. Disse processer vurderes nedenfor. 

Suspenderet stof: Suspenderet stof filtreres fra i grundvand som følge af nær- 

kontakt til sediment, hvor der kan ske en fysisk frafiltrering samt en binding. Der 

er tale om et meget langsomt flow, der sikre, at suspenderet stof ikke rives med 

grundvandsstrømmen. Det vurderes, at fjernelse af suspenderet stof vil ske alle- 

rede ved nedsivning gennem det allerede bundfældede havnesedimentet og 

passagen gennem depotets bundmembran. Herefter er der en ekstra barriere i 

form at flere års transporttid før grundvandet når havet. Fjernelse af suspenderet 

stof betyder, at fx TBT vil have en udgangskoncentration på 40 ng/l, se Tabel 

6-2. 

Sorption: Depotets bundmembran og grundvandsmagasinet har en vis sorpti- 

onsevne overfor forureningskomponenter. Da der er risiko for, at denne kapacitet 

bliver opbrugt efter flere års drift, er der her konservativt regnet med at der ikke 

sker sorption. 

Nedbrydning: Her antages, at nedbrydning af TBT i grundvandet har en halve- 

ringstid på 1 år. Der regnes endvidere med, at grundvandets strømningsha- 

stighed er 20 m/år og at minimumsafstanden til kysten er 100 meter. Hermed vil 

der være en opholdstid på minimum 5 år, svarende til 5 halveringstider. Ved en 

udgangskoncentration (opløst) på 40 ng/l i perkolat ved depotet (se Tabel 6-2) vil 

TBT reduceres til < 2 ng/l ved kysten som følge af nedbrydning. Der regnes ikke 

med nedbrydning af andre forureningskomponenter. 



67

www.niras.dk 

Udstrømning af grundvand ved kysten: Den typiske opfattelse af de hydrauliske 

forhold i forbindelse med udsivning af grundvand til havet er, at der opstår en 

lagdeling ved kysten, hvor en kile af tungt, salt havvand dannes i bunden af 

grundvandsmagasinet og, hvor det ferske grundvand afstrømmer til havet i zo- 

nen over denne saltvandskile, dvs. i toppen af grundvandsmagasinet tæt ved 

kysten. I henhold til denne model er der således principiel mulighed for, at 

grundvand med karakter af ufortyndet perkolat vil kunne udsive på stranden eller 

på de vadeflader, som tørlægges under ebbe. 

Området er karakteriseret ved et, efter danske forhold, kraftigt tidevand, med en 

tidevandsforskel på ca. 1,5 m. Det betyder, at store dele af sandfladerne i områ- 

det tørlægges ved lavvande. Dybdeforholdene ud for Måde Havnedeponi bety- 

der, at de flader der her blotlægges ved ebbe ikke har så stor udbredelse som 

mange andre steder i Grådyb tidevandsområde. De blotlagte flader ud for depo- 

niet strækker sig kun få hundrede meter ud fra kysten (ved almindelige lav- 

vandssituationer mellem 100 og 200 m). Den nøjagtige udstrækning af fladerne 

vil afhænge af nip- og springflod mv. 

Der foreligger ingen undersøgelser af udsivningsforholdene til Vadehavet i det 

aktuelle område, men undersøgelser i andre områder viser, at forholdene uden 

for havstokken er meget komplicerede, og at der sker en kraftig opblanding af 

saltvand og fersk grundvand i grundvandszonen, formentlig primært som følge af 

tidevandseffekter mv. Undersøgelser udført af Kystdirektoratet ved Skallingen 

ca. 23 km nordvest for havnedeponiet har vist, at der her findes en næsten verti- 

kal grænse mellem ferskvand og saltvand beliggende nær havstokken (defineret 

som den linje, hvor hav og land mødes ved højeste daglige vandstand) /66/. 

I hvilken udstrækning denne opblanding mellem fersk grundvand (aktuelt med 

karakter af perkolat) og salt havvand i den havnære grundvandszone repræsen- 

terer en fortynding, som er i stand til at sikre overholdelse af miljøkvalitetskrave- 

ne for marine vandforekomster på strand eller vadeflader ved Måde kan vanske- 

ligt vurderes på det foreliggende grundlag. 

Den totale fortynding: Flere fortyndingsmekanismer vil komme i spil ved forure- 

ningens rejse fra depot til kanten af blandingszonen: 

• Perkolatet, der undviger opsamlingssystemet og siver ned til grund- 


vandsspejlet vil fortyndes med grundvand, der i forvejen strømmer fra 

længere ind i landet til kysten. Denne fortynding vurderes at være min- 

dre end en faktor 2 ved den aktuelle hydrauliske ledningsevne, gradient 

og med antagelse af en opblandingstykkelse på 0,25 m, som ofte an- 

vendes til risikovurderinger /58/. 

• Udsivning fra depotet vil i givet fald ske langs en kyststrækning på flere 

hundrede metre, hvilket vil give en væsentlig større fortynding i forhold til 

en punktudledning. 

• Udstrømning af grundvand ved en kyst er kompliceret, se nedenfor. 


68

www.niras.dk 

• Som ved en punktudledning, vil der ske en fortynding i recipientens 


blandingszone som følge af strøm, bølger og densitetsflow (dog ikke im- 

pulsstrømning, da udsivning sker langsomt). På grund af mindre strøm i 

udsivningsområdet, er denne fortynding dog mindre end udledningen 

ved Capricornkaj. 

De faktiske fortyndingsforhold på stedet kunne formentlig belyses nærmere ved 

målinger af ledningsevnen i vandforekomster på strand og vadeflader som udtryk 

for vandets saltholdighed. 

Deponeringsbekendtgørelsens Bilag 2 /36/ angiver regler for hvordan fortynding i 

overfladevand af eventuelt udsivende perkolat skal beregnes for deponeringsan- 

læg beliggende umiddelbart ud til et marint overfladevandområde: 

1. Man skal basere beregninger på, at 5 % af perkolatmængden udsiver. 

2. Udsivning skal beregnes som én punktkilde ved kysten eller om nød- 

vendig flere punktkilder med minimum 100 meter imellem. 

3. Fortyndingen i overfladevandområdet sættes til 10 med mindre der ligger 

dokumentation for en højere fortynding. 

Ad 1) Her regnes med at havnesedimentet skal ligge på et areal på i alt 20 hek- 

tarer, og at det er her, hvor der kan dannes forurenet perkolat. Forudsat at der er 

400 mm nettonedbør samt at 5 % undviger perkolatopsamlingssystemet fås en 

teoretisk udsivende vandmængde på 4.000 m 3 /år. 

Ad 2) Som følge af anlæggets størrelse kan der regnes med at udsivning sker i 3 

punkter med 100 meter imellem. 

Ad 3) Fortyndingsfaktoren for udsivende perkolat ved kysten (Øst for måde De- 

poniet, /42/) er ved hjælp af modelberegninger tidligere vurderet til 92. Denne 

fortynding er baseret på en vandflux på 40.000 m 3 /år og udledning i ét udled- 

ningspunkt. En ny modellering er kørt af DHI, hvor i alt 4.000 m 3 /år udsiver fra 3 

udledningspunkter /62/. Da kystens placering veksler flere hudrede meter med 

tidevandet er der her valgt at placere udledning på det nærmeste sted, hvor der 

altid er et vandspejl i kote -1. 


69

www.niras.dk 

Figur 7.2 viser resultatet af kørslen. Her ses at indenfor 50 meter af udledningen 

(dvs. i kanten af blandingszonen) er der minimum en fortyndingsfaktor på 200- 

500 gange. Denne fortynding reducerer TBT-koncentrationen fra 2 ng/l (efter 

nedbrydning) til 0,01 ng/l, dvs. langt under miljøkvalitetskravet. 



70

Figur 7.2 Fortynding af forurenet grundvand, der udsiver fra depotet /62/. Modelmæssigt sker udsivning 

fra 3 punkter ud fra kysten, hvor der altid findes havvand. 

www.niras.dk 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til ferske vandområder 


jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster er undersøgt i tilfælde af, 

at der kun etableres et enkeltmembran under deponiet (det ansøgte projekt plan- 

lægger etablering af et dobbeltmembran). Mod nord, øst og sydøst er depotan- 

lægget omgivet af ferksvandsforekomster. I det følgende belyses de eventuelle 

konsekvenser af en potentiel udsivning på 4.000 m 3 årligt. For at holde denne 

eventuelle udsivning i perspektiv kan den maksimale udslip af TBT til det ferske 

vandområde sammenlignes med den direkte udledning til havet ved Caprikornkaj 

på grundlag af estimater angivet i dette afsnit. Udslippet til ferske vandområder 

forventes maksimalt at svarer til ca. 1 % af den direkte udledning og ca. 0,0002% 

af TBT-mængden i depotet. 

Potentialekort for området fra hhv. 2007 og 2011 er vist i figur 7.5 /63/. 



71

www.niras.dk 

Figur 7.3 Potentialekort fra 2007 og 2011 med angivelse af strømningsretninger for 


grundvandet (blå pile) og lokalt grundvandsskel (blå stiplet linje) /63/. 

Potentialekortene viser, at der i situationen med høj vandstand fra 2007 er fundet 

et lokalt grundvandsskel gennem havnedeponiet således, at grundvandsaf- 

strømningen går i retning mod såvel Måde Bæk-systemet som Vadehavet. Ved 

pejlingerne i 2011 er der fundet et potentialebillede, som viser, at praktisk taget 

al grundvandsstrømning fra deponiets område er rettet mod Vadehavet. 

Hermed er der i alt tale om tre recipienter, hvortil potentielt udsivende perkolat 

kan udstrømme: Vadehavet(se afsnit 7.5.2), grøfter, og Måde Bæk. Udstrømning 

regnes som worst case for hvert scenarie særskilt. Det bemærkes, at denne 

fremgangsmåde har den konsekvens, at summen af perkolatet overstiger 100%, 

når man sammenlægger de tre tilfælde. 

Grøfter 


72

www.niras.dk 

Mellem projektområdet og strandvoldene, som markerer overgangen til Vadeha- 

vet, findes en lavtliggende, beskyttet strandeng. Strandengen er gennemskåret 

af et sammenhængende system af vedligeholdte grøfter, heriblandt en grøft som 

danner øst-/sydøstlig grænse for projektområdet. Grøfterne afdræner i dag både 

strandengen og det landbrugsareal, som skal rumme det fremtidige havnedepo- 

ni. Efter etablering af deponiet vil grundvandsdannelsen på dette areal blive eli- 

mineret som følge af membran og perkolatopsamling på anlægget. Det vurderes 

på denne baggrund, at strandengens system af grøfter i driftssituationen under 

forhold med lav grundvandsstand svarende til pejlerunden i 2011 (Figur 7.3) vil 

afdræne en vandmængde svarende til nettonedbøren på selve strandengen 

samt på den udvendige side af højvandsdiget (ind til kørevejen). Der vurderes at 

være tale om et areal af størrelsen 20 ha. Med en nettonedbør på 400 mm/år 

drejer det sig om en vandmængde af størrelsen 80.000 m³/år. Grøftesystemet 

har forbindelse dels til Måde Bæk mod nordøst og dels til Vadehavet gennem et 

udløb, som gennembryder strandvoldene umiddelbart syd for det sydligste hjør- 

ne af projektområdet. 

Strømningsforholdene i grøftesystemet må forventes at variere betydeligt over tid 

som følge af nedbørsforhold mv. Overordnet set vil den gennemsnitlige påvirk- 

ning fra evt. udsivende perkolat til grøftesystemet imidlertid kunne vurderes ud 

fra forholdet mellem tilført perkolatmængde og ovennævnte, naturlige grund- 

vandsdannelse. 

Som beskrevet i afsnit 7.4.2 udgør den teoretisk udsivende vandmængde fra et 

havnedeponi med enkeltmembran i størrelsen 4.000 m³/år (5 % af nettonedbø- 

ren på anlægget). På grundlag af potentialekort fra 2011 /63/ vurderes hele den- 

ne vandmængde i værste fald at blive ført til grøftesystemet på strandengen. 

Fortyndingsfaktoren vil i givet fald i gennemsnit blive 20. Der er ikke heri indreg- 

net effekt af nedbrydning (af visse stoffer, f.eks. TBT) under transport i grund- 

vandet fra udsivningsstedet til grøftesystemet. 

Denne fortynding er ikke i tilstrækkelig til at sikre en reduktion af TBT- 

koncentrationen fra 40 ng/l i perkolat ved deponiet til miljøkvalitetskravet for 

ferskvand på 0,2 ng/l. Fortyndingen er tilstrækkelig til at sikre overholdelse af 

miljøkvalitetskravene for de øvrige stoffer. 

Måde Bæk 

I henhold til potentialekort fra 2007 /63/ er der i en situation med relativt høj 

grundvandsstand konstateret et lokalt vest-østgående grundvandsskel centralt 

igennem projektområdet. Syd for det lokale grundvandsskel sker grundvandsaf- 

strømningen mod syd/sydøst til strandengen mens afstrømningen i området nord 

for grundvandsskellet sker til de beskyttede vandløb Måde Bæk/Måde Engbæk. 

Der vurderes derfor at være mulighed for, at evt. udsivende perkolat fra den 

nordlige halvdel af anlægget, svarende til en vandmængde af størrelsen 2.000 



73

www.niras.dk 

m³/år vil sive ud i Måde Bæk. I vandløbet vil der ske en opblanding med uforure- 

net vand fra den øvrige del af vandløbsoplandet. 

Der foreligger ikke vandføringsmålinger i Måde Bæk eller dennes tilløb Måde 

Engbæk. Der er for begges vedkommende tale om små, lokale vandløb. 

Det samlede topografiske opland til Måde Bæk ved udløbet i Vadehavet er af 

størrelsen 3 km². Det vurderes, at grundvandsoplandet er af samme størrelse. 

Fra dette areal skal trækkes den overlappende andel af indvindingsoplandet til 

en større indvinding af procesvand fra Veldbæk Kildefelt, som ligger i vandløbs- 

oplandet jf. tegning nr. 1 i /63/. Herefter er det resulterende opland til Måde Bæk 

af størrelsen 1,3 km². Vandføringen kan på denne baggrund estimeres ud fra 

data for nærliggende vandløb. 

I Sneum Å, der har udløb i Vadehavet ca. 5,5 km sydøst for projektområdet, er 

afstrømningen på basis af mange års målinger fastsat til: Medianminimum = 5,4, 

middel = 14,4 og medianmaksimum = 69 l/s/km² (ved målestation DDH nr. 

35.03) /64/. 

Hedeselskabet har desuden fastlagt en medianminimumvandføring i Novrup 

Bæk, som har udløb i Vadehavet ca. 800 m øst for projektområdet. Medianmini- 

mum i denne bæk er fastlagt til 2,8 l/s/km² /65/. 

På baggrund af disse data vurderes det, at medianminimumsvandføringen i Må- 

de Bæk (herunder også Måde Engbæk) ligger i intervallet 3,6 – 7,0 l/s, svarende 

til ca. 114.000 – 221.000 m³/år. Idet udsivningen fra depotet til Måde Bæk anslås 

at udgøre 2.000 m³/år repræsenterer medianminimumsvandføringen på denne 

baggrund en fortynding af det udsivende vand med en faktor 57 – 110. Der er 

ikke heri indregnet effekt af nedbrydning (af visse stoffer, f.eks. TBT) under 

transport i grundvandet fra udsivningsstedet til vandløbssystemet, som blandt 

andet består af enkelte tilløb, der udspringer tæt på projektområdets periferi. 

Denne fortynding er ikke i tilstrækkelig til at sikre en reduktion af TBT- 

koncentrationen fra 40 ng/l i perkolat ved deponiet til miljøkvalitetskravet for 

ferskvand på 0,2 ng/l. Fortyndingen er tilstrækkelig til at sikre overholdelse af 

miljøkvalitetskravene for de øvrige stoffer. 



74

www.niras.dk 

7.5 Kritiske stoffer og risikokvotienter 

Det foreslås, at der kun stilles krav til stoffer, der er relevante for den aktuelle 

sag. For at fastlægge hvilke stoffer der er relevante, kan man beregne en risiko- 

kvotient /1/ som følger. Det bemærkes, at RQ (for organotinforbindelser, tungme- 

taller og PAH-forbindelser) ikke må overskride 0,5 da halvdelen af MKK skal 

kunne anvendes af andre udledninger (se afsnit 7.2.2): 

Hvor RQ=risikokvotienten 



*+ = 

FK=forventet koncentration i den aktuelle udledning 

FF=fortyndingsfaktoren 

MKK=generelt miljøkvalitetskrav 

,& 

,, 

-&& 

Beregning af RQ udføres i nedenstående afsnit for de tre udledninger: ved Ca- 

pricornkaj, fra depotets bund til Vadehavet og fra depotets bund til ferskvandsfo- 

rekomster. De sidste to situationer er kun relevant i forbindelse med de oprinde- 

lige overvejelser om at ansøge om reducerede krav til deponiet, dvs. etablering 

af deponiet med enkeltmembran. I alle tilfælde tages udgangspunkt i den gene- 

relle MKK (den korttids MKK vil medføre en lavere RQ). 

7.5.1 Forureningskoncentrationer i spildevand 

De forventede koncentrationer i det spildevand, som renses på Måde Havnede- 

poni er summen af opløst forurening og forurening bundet til suspenderet stof, 

såfremt der er et indhold af 100 mg/l suspenderet stof, se Tabel 6-2, Tabel 6-5 

og Tabel 6-6. Hermed repræsenterer de udregnede risikokvotientværdier spilde- 

vand, der ledes fra tørrefelterne, dvs. før det sidste to rensetrin med klaringsbas- 

siner og filtrering. Dette er valgt for at kunne vurdere behovet for videre rensning 

(se afsnit 7.7). Det vurderes, at indholdet af suspenderet stof efter endt rensning 

vil kunne holdes under 20 mg/l. Det betyder, at RQ for stoffer, der bindes i væ- 

sentlig grad til suspenderet stof, reduceres yderligere i forhold til værdierne i 

tabellen. 

. 

75

www.niras.dk 

Parameter MKK FK FF RQ 

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs 

tributyltin 0.0002 0.120 2500 0.24 

anthracen 0.1 0.004 2500 0.00 

benz(a)anthracen 0.0018 0.008 2500 0.00 

benz(a)pyren 0.05 0.011 2500 0.00 

benzo(ghi)perylen 0.002 0.011 2500 0.00 

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.005 2500 0.00 

chrysen 0.0014 0.015 2500 0.00 

fluoranthen 0.1 0.017 2500 0.00 

indeno(123cd)pyren 0.002 0.014 2500 0.00 

naphthalen 1.2 0.012 2500 0.00 

acenaphthalen 11 0.002 2500 0.00 

acenaphthen 0.38 0.002 2500 0.00 

fluoren 0.23 0.010 2500 0.00 

pyren 0.0017 0.019 2500 0.00 

benz(b)fluoranthen 0.03 0.010 2500 0.00 

dibenz(a,h)anthracen 0.00014 0.004 2500 0.01 

arsen 0.11 17 2500 0.06 

barium 5.8 129 2500 0.01 

bly 0.34 5 2500 0.01 

cadmium 0.2 0.1 2500 0.00 

chrom 3.4 7 2500 0.00 

kobber 1 7 2500 0.00 

kviksølv 0.05 0.1 2500 0.00 

nikkel 0.23 12 2500 0.02 

vanadium 4.1 12 2500 0.00 

zink 7.8 24 2500 0.00 

Tabel 7-3 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på koncentrationer i 


vand, der ledes fra tørrefelterne og som har et suspenderet stofindhold på 100 

mg/l (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6). 

Som det ses af tabellen er der ingen af stoffer, der har en risikokvotient på 0,5 

eller højere. De fleste stoffer har en risikokvotient langt under 0,5. TBT og arsen 

har de højeste RQ. De relevante stoffer for dette projekt vurderes dermed at 

være suspenderet stof, TBT, arsen, og kobber. Kobber er medtaget, da koncen- 

trationen kan være stigende som følge af forøget anvendelse i bundmaling til 

skibe. 

I forbindelse med udarbejdelse af denne rapport er der bemærket følgende inte- 

ressant detalje. Som det ses af Tabel 7-3 bidrager bly og chrom i det aktuelle 

spildevand ikke til forhøjelse af koncentrationen i recipienten (RQ=0,0). Men da 

MKK for disse stoffer er ”ikke-tilføjede” værdier, skal bidraget fra det aktuelle 

spildevand og den naturlige baggrund tilsammen ikke overskride MKK. Da den 

naturlige baggrundsværdi for chrom i Tabel 7-1 er 8 µg/l og MKK er 3,4 µg/l, 

overskrides MKK alene af baggrunden. Det antages her, at denne detalje ingen 

praktisk betydning har for det aktuelle projekt. 


76

www.niras.dk 

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet 

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser om- 

kring reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmem- 

bran. Den forventede koncentration i det udsivende vand anvendt her er det 

opløst indhold fra Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6, da suspenderet stof fjernes 

under udsivning. Der regnes med nedbrydning af TBT, se afsnit 7.4.2. 

Parameter 



MKK 

marin FK FF RQ 

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs 

tributyltin 0.0002 0.002 200 0.05 

anthracen 0.1 0.002 200 0.00 

benz(a)anthracen 0.0018 0.002 200 0.01 

benz(a)pyren 0.05 0.005 200 0.00 

benzo(ghi)perylen 0.002 0.004 200 0.01 

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.001 200 0.00 

chrysen 0.0014 0.009 200 0.03 

fluoranthen 0.1 0.002 200 0.00 

indeno(123cd)pyren 0.002 0.006 200 0.02 

naphthalen 1.2 0.008 200 0.00 

acenaphthalen 11 0.001 200 0.00 

acenaphthen 0.38 0.001 200 0.00 

fluoren 0.23 0.008 200 0.00 

pyren 0.0017 0.008 200 0.02 

benz(b)fluoranthen 0.03 0.001 200 0.00 

dibenz(a,h)anthracen 0.00014 0.002 200 0.07 

arsen 0.11 14.4 200 0.65 

barium 5.8 119 200 0.10 

bly 0.34 0.6 200 0.01 

cadmium 0.2 0.1 200 0.00 

chrom 3.4 0.7 200 0.00 

kobber 1 0.7 200 0.00 

kviksølv 0.05 0.1 200 0.01 

nikkel 0.23 8.7 200 0.19 

vanadium 4.1 2.8 200 0.00 

zink 7.8 5.8 200 0.00 

Tabel 7-4 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på opløste koncentratio- 

ner i vand (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6) samt nedbrydning af TBT (se 

afsnit 7.4.2). 

Som det ses af tabellen er det kun arsen, der har en risikokvotient på 0,5 eller 

højere. De fleste stoffer har en risikokvotient langt under 0,5. Arsen har det høje- 

ste RQ mens TBT er uproblematisk. 

77

www.niras.dk 

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster 

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser om- 

kring reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmem- 

bran. De forventede koncentrationer i udsivende vand anvendt her er de opløste 

indhold fra Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6, da suspenderet stof fjernes under 

udsivning gennem membranen. Der regnes ikke med nedbrydning af TBT. 

Parameter MKK FK FF FF RQ 

fersk 

Strandeng Måde Bæk 

µg/l µg/l dimensionsløs dimensionsløs dimensionsløs 

tributyltin 0.0002* 0.040 20 57 3.51-10.00 

anthracen 0.1 0.002 20 57 0.00 

benz(a)anthracen 0.012 0.002 20 57 0.00-0.01 

benz(a)pyren 0.05 0.005 20 57 0.00-0.01 

benzo(ghi)perylen 0.002 0.004 20 57 0.04-0.10 

benzo(k)fluoranthen 0.03 0.001 20 57 0.00 

chrysen 0.014 0.009 20 57 0.01-0.03 

fluoranthen 0.1 0.002 20 57 0.00 

indeno(123cd)pyren 0.002 0.006 20 57 0.05-0.15 

naphthalen 

acenaphthalen 



0.008 20 57 

0.001 20 57 

acenaphthen 3.8 0.001 20 57 0.00 

fluoren 2.3 0.008 20 57 0.00 

pyren 0.0046 0.008 20 57 0.01-0.09 

benz(b)fluoranthen 0.03 0.001 20 57 0.00 

dibenz(a,h)anthracen 0.0014 0.002 20 57 0.01-0.07 

arsen 4.3 14.4 20 57 0.02-0.17 

barium 9.3 119 20 57 0.06-0.64 

bly 0.34 0.6 20 57 0.01-0.09 

cadmium 0.08 0.1 20 57 0.01-0.06 

chrom 3.4 0.7 20 57 0.00-0.01 

kobber 1 0.7 20 57 0.00-0.04 

kviksølv 0.05 0.1 20 57 0.01-0.10 

nikkel 2.3 8.7 20 57 0.02-0.19 

vanadium 4.1 2.8 20 57 0.00-0.03 

zink 3.1 5.8 20 57 0.01-0.09 

Tabel 7-5 Risikokvotienter (RQ) for forurenende stoffer baseret på opløste koncentratio- 

ner i vand (se Tabel 6-2, Tabel 6-5 og Tabel 6-6). * kortidskravet for TBT er 

1,5 ng/l. 

Som det fremgår af tabellen har TBT en risikokvotient, som er større end 0,5 i 

grøfterne på strandengen og i Måde Bæk-systemet. Det samme gælder for bari- 

um i Måde Bæk. 

7.6 Udledningskrav 

7.6.1 Tidligere krav 

Miljøgodkendelsen af det tidligere anlæg /43/ var inddelt i krav til udledning af 

overskudsvand og krav til udsivende vand fra depotet. Der blev fastsat udled- 

78

www.niras.dk 

ningskriterier for syv parametre, se Tabel 7-6. Et ekstra krav til suspenderet stof 

blev også medtaget til udledning af renset spildevand. Udledningskravet var 

baseret på udledning ved Tauruskaj og en fortyndingsfaktor på 70. Der blev fast- 

lagt både krav til årsgennemsnit og maksimumskrav (ikke vist i tabellen). 

Stof Enhed 



Udledning af spildevand 

årsgennemsnit 

Udsivning af perkolat 

årsgennemsnit 

arsen µg/l 1,09 2,00 

barium µg/l 65 119 

cadmium µg/l 0,01 0,03 

kobber µg/l 3,98 7,33 

kviksølv µg/l 0,03 0,06 

pyren µg/l 0,016 0,026 

tributyltin µg/l 0,0070 0,029 

suspenderet 

stof 

mg/l 20 Ingen 

Tabel 7-6 Udledningskrav fra tidligere miljøgodkendelse /43/. 

7.6.2 Forslag til nye udledningskrav 

Det foreslås, at de nye udledningskrav (UK) tager udgangspunkt i et kompromis 

mellem en forlæns og en baglæns fremgangsmåde (se starten af dette kapitel). 

Som nævnt tidligere, er der valgt ikke at ansøge om reducerede krav til deponi- 

ets opbygning (enkeltmembran). Hermed anlægges depotet med dobbeltmem- 

bran og der vil ikke være tale om udsivning af perkolat fra bunden af depotet til 

kystområdet. Det medfører, at der ikke er behov for forslag til udledningskrav for 

udsivende perkolat. 

Stof Enhed 

Udledning af renset spilde- 

vand årsgennemsnit 

suspenderet stof mg/l 20 

tributyltin ng/l 100 

arsen µg/l 40 

kobber µg/l 100 

Tabel 7-7 Forslag til udledningskrav for det aktuelle projekt. 

Disse udledningskrav sikrer, at ingen af parametrene vil overskride miljøkvali- 

tetskravene ved kanten af blandingszonen, selv med bidrag fra andre forure- 

ningskilder. På den måde, sikrer de foreslåede udledningskrav miljøet. 

For at opfylde kriteriet om BAT er kravene strengere, end en baglæns frem- 

gangsmåde kræver. Til gengæld er kravene lidt højere end de forventede opnåe- 

lige koncentrationer (forlæns fremgangsmåde) for at tage højde for usikkerheder 

i den nøjagtige rensningsgrad i det kommende anlæg. 

79

www.niras.dk 

Bemærk, at suspenderet stof, tributyltin og arsen er alle uønskede stoffer i alle 

koncentrationer og bør begrænses mest muligt. Til gengæld er kobber et essen- 

tielt mineral, således at det ikke medfører nogen fordele, at begrænse kriteriet 

yderligere. Kriteriet for kobber er sat til drikkevandskriteriet. Dette svarer til en 

tiendedel af miljøkvalitetskravet efter fortynding med en faktor 1.000. Hermed er 

der givet rigelig plads til andre menneskeskabte kilder til kobber. 

7.7 Den nødvendige rensningsgrad 

Udregning af risikokvotienter (se Tabel 7-3) viser at der alene med hensyn til 

overholdelse af de generelle MKK for marineområder i kanten af opblandingszo- 

nen strengt taget ikke er behov for videre rensning af det spildevand, der forlader 

tørrefelterne (dvs. videre rensning i klaringsbassiner og ved filtrering). For at 

opnå hydraulisk fleksibilitet, undgå risiko for midlertidige overskridelser af su- 

spenderet stof i vandet, der afledes fra tørrefelterne samt for at opnå en løsning 

baseret på BAT underkastes spildevandet alligevel videre rensning. 

Beregninger har vist, at alene fjernelse af suspenderet stof til 20 mg/l vil have 

stor indflydelse på koncentrationen af forurenende stoffer i det rensede spilde- 

vand. Det anbefales, at niveauet af suspenderet stof moniteres jævnligt. Det 

bemærkes, at en eventuel tilstedeværelse af alger i sommermånederne kan 

vanskeliggøre vurdering af suspenderet stof. 

Fremtidige vandbehandlingsoptimeringer identificeret ved forsøg, indkøring, og 

drift kan vise, at det er muligt at opnå en endnu større miljøbeskyttelse end for- 

ventet. For at opfylde kravet i bekendtgørelsen om miljøkvalitetskrav for vandom- 

råder /2/ om ”best available technology” (BAT) skal disse optimeringer indføres, 

såfremt de er tilstrækkelig udviklede og såfremt der er en rimelig sammenhæng 

mellem udgifterne og den opnåede miljøgevinst. 



80

www.niras.dk 

7.8 Krav til klapning 

For god ordens skyld angives her krav til klapning. Ifølge klapvejledningen /57/ 

kan havnesediment inddeles i tre klasser, A, B og C, som adskilles af et nedre 

aktionsniveau og et øvre aktionsniveau. Havbundsmateriale i Klasse A kan altid 

klappes, mens havbundsmateriale i Klasse C skal som udgangspunkt deponeres 

på land. 

Tabel 7-8 viser de vejledende aktionsniveauer for klapning af havbundsmateria- 

le. 

Stof 


Enheder Nedre 


aktionsniveau 

Øvre 

aktionsniveau 

Bemærkning 

kobber mg/kg TS 20 90 200 kg/år/havn 

kviksølv mg/kg TS 0,25 1 

nikkel mg/kg TS 30 60 

zink mg/kg TS 130 500 

cadmium mg/kg TS 0,4 2,5 

arsen mg/kg TS 20 60 

bly mg/kg TS 40 200 

chrom mg/kg TS 50 270 

TBT µg/kg TS 7 200 1 kg/år/havn 

PCB 1) µg/kg TS 20 200 

PAH 2) µg/kg TS 3 30 

Tabel 7-8 Vejledende aktionsniveauer for klapning af havbundsmateriale (1= sum af 7 

PCB’er, 2= sum af 9 PAH’er). 

81

www.niras.dk 

8 KONKLUSIONER 

Kystdirektoratet oprenser gennemsnitligt ca. 500.000 m 3 havnesediment i Es- 

bjerg Havn om året. Som følge af forurening i sedimentet skal ca. 10 % depone- 

ret på land. Det tidligere depot lukkede i 2007 og der har derfor siden været be- 

hov for at finde en ny løsning for deponering af belastet havnesediment. Denne 

rapport vurderer miljøkonsekvenserne af driften af dette deponi, med fokus på 

udledning og udsivning af miljøbelastet vand fra det kommende anlæg. Det er 

især tributyltin (TBT), der medfører miljøbelastningen. 

Havnesedimentet består hovedsagelig af silt, dog med 7-17 % indhold af partik- 

ler på størrelse af ler. Sedimentet indeholder desuden ca. 10 % glødetab. Som 

følge af mange års monitering eksisterer der ret sikre data for havnesedimentets 

indhold af forurening. Der er store koncentrationsforskelle mellem de forskellige 

havnebassiner, og TBT-koncentrationen har været faldende gennem årene i de 

fleste bassiner. Den højeste gennemsnitskoncentration af TBT i perioden 2009- 

2011 findes i 6. bassin (806 µg/kg TS), mens 1. bassin indeholder de højeste 

gennemsnitskoncentrationer i samme periode for tungmetaller. 

Moniteringsdata for vandprøver udtaget fra de eksisterende tørrefelter er noget 

mere usikker. For det første er der tale om færre resultater og for det andet, er 

der ikke udført filtrerede prøver. Hermed kan det ikke afgøres, om forureningen 

sidder på suspenderet stof eller er opløst i vandet. Resultater viser, at det udled- 

te vand oftest indeholder < 100 mg/l suspenderet stof. Generelt er TBT koncen- 

trationen < 200 ng/l i det udledte vand og i havnebassiner mens der foregår op- 

rensning af havnesediment, og < 2 ng/l TBT i havnebassiner i perioder, hvor der 

ikke foregår oprensning af havnesediment og sejlads. På grund af begrænsede 

empiriske data beregnes de forventede koncentrationer i vandfasen ud fra empi- 

riske målinger i vandprøver, sedimentkoncentrationer, et antaget indhold af su- 

spenderet stof og fordelingskoefficienter, Kd. 

I forbindelse med dette projekt blev der udført et praktisk frigivelsesforsøg på 

laboratorium. Til forsøget blev der ved hjælp af kajakrør udtaget 4 sedimentprø- 

ver fra de øverste 30-40 cm af sediment i Tørrefelt 2. Dette tørrefelt havde mod- 

taget havnesediment fra 6. bassin. Sedimentprøverne blev blandet med rent, 

kunstigt havvand og fik lov at henstå i 1 eller 28 dage. Formålet var at estimere 

frigivelsen af TBT og tungmetaller fra forurenet havnesediment til vandfasen 

under relevante forhold og afgøre, om rensning af spildevandet bør fokusere på 

fjernelse af suspenderet stof eller fjernelse af opløst forurening. Resultaterne 

viste, at forurening i vandfasen er i høj grad bundet til det suspenderede stof og 

kun i begrænset omfang opløst i vandet. Dette medførte, at beregnede forde- 

lingskoefficienter viste væsentlig højere Kd-værdier end dem, der tidligere er 

blevet anvendt i sagen. De nye Kd-værdier er naturligvis forbundet med en vis 

usikkerhed, herunder om værdierne er gældende for alle sedimentkoncentratio- 

ner, og om værdierne vil ændre sig ved længere tids henstand. 



82

www.niras.dk 

En række miljøkvalitetskrav (MKK) angives i en ny bekendtgørelse fra 2010. Den 

nye bekendtgørelse har krav for flere stoffer og markant lavere krav for f. eks. 

barium og arsen. Generelt er det bekendtgørelsens intention, at udledning fra 

flere forureningskilder ikke tilsammen må overskride miljøkvalitetskravet. Det 

betyder, at kravet normalt skal ”deles” mellem forskellige udledere, når der udar- 

bejdes et udledningskriterium. Det skal her bemærkes, at MKK for de fleste 

tungmetaller (undtagen bly og chrom) i bekendtgørelsen er angivet som ”tilføje- 

de” værdier. Det betyder, at MKK udtrykker den koncentration der udover den 

naturlige baggrundskoncentration må udledes. 

Udledningskrav bliver fastlagt i Esbjerg Kommunes kommende miljøgodkendel- 

se. Disse krav forventes at være baseret på miljøkvalitetskrav samt en fortyn- 

dingsfaktor, der beskriver fortynding i en såkaldt blandingszone på 50 meter fra 

udledningsstedet. Modellering af vandstrømmen i havet viser, at der kan forven- 

tes en fortyndingsfaktor på minimum 2.500 ved udledning fra Capricornkaj. Rap- 

porten foreslår, at der fastsættes udledningskrav til TBT, arsen, kobber og su- 

spenderet stof på hhv. 100 ng/l, 40 µg/l, 100 µg/l og 20 mg/l 

På basis af miljøkvalitetskrav, fortyndingsfaktoren og forventede koncentrationer 

i vandfasen fastlægger rapporten at TBT er den mest kritisk parameter. Dette er i 

overensstemmelse med tidligere vurderinger. Desuden udpeges arsen og kob- 

ber som forureningsparametre, hvis koncentrationer kan ligge i nærheden af 

miljøkvalitetskravet ved kanten af opblandingszonen (arsen) eller den kan stige i 

fremtiden (kobber). Polyaromatiske hydrocarboner (PAH’er) er vist ikke at være 

problematisk for udledning/udsivning af spildevand. 

Rapporten anbefaler, at suspenderet stof i det spildevand, der udledes fra tørre- 

felterne fjernes i et vandbehandlingsanlæg, da dette har stor betydning for det 

rensede spildevands indhold af forurenende stoffer. Beregninger viser, at et ind- 

hold af suspenderet stof på 20 mg/l er fuldt ud tilstrækkelig til at sikre, at de fore- 

slåede udledningskriterier for forureningsparametre ikke overskrides. Uanset 

dette niveau skal fremtidige vandbehandlingsoptimeringer identificeret ved for- 

søg, indkøring, og drift indføres såfremt de er tilstrækkelig udviklede og såfremt 

der er en rimelig sammenhæng mellem udgifterne og den opnåede miljøgevinst. 

Hermed opfyldes kravet om ”best available technology” (BAT). 


bunden af depotet (hvis anlægget blev opbygget med en lermembran og perko- 

latopsamling med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennem- 

ført i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet 

med udsivning på 5 % af perkolatmængden fra anlægget. 

Såfremt perkolat strømmer til Vadehavet via grundvandet konkluderes, at der 

ikke vil være overskridelser af de korttids- eller de generelle miljøkvalitetskrav. 

Såfremt perkolat strømmer gennem jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsfo- 

rekomster konkluderes at TBT vil have en risikokvotient, der overstiger 50 % af 



83

www.niras.dk 

det generelle miljøkvalitetskrav, både i grøfterne på strandengen og i Måde Bæk- 

systemet. Hermed er der ikke grundlag for at søge om reducerede krav til depo- 

tets membransystem. 



84

www.niras.dk 

9 REFERENCER 

/1/ DHI, 2005. Miljøvurdering for udvidelse af tørrefelter og havnesedimentdepot 

ved Mådevej. Udarbejdet for Kystdirektoratet og Esbjerg Havn. 

/2/ Miljøministeriet, 2010. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområ- 

der og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet, 

BEK 1022 af 25/08/2010. 

/3/ NIRAS, 2013. VVM Redegørelse, Under udarbejdelse. 

/4/ NIRAS, 2013. Dimensioneringsnotat, Under udarbejdelse. 

/5/ Prasad, R., G. Schafran, 2006. Characterization of tributyltin in shipyard 

waters and removal through laboratory and full-scale treatment, Water Re- 

search, Vol. 40, s, 453-462. 

/6/ Vreysen, S., A. Maes & H. Wullaert, 2008. Removal of organotin com- 

pounds, Cu and Zn from shipyard wastewaters by adsorption-flocculation: A 

technical and economical analysis, Marine Pollution Bulletin, Vol. 56, s, 106- 

112. 

/7/ Yamashita, M, M, Dozono, T, Takahashi & K, Honda, 2012. Utilization of 

regenerated iron oxide for treatment of organotin compounds in seawater, J, 

Mater Cycles Waste Manag, Vol. 14, s, 146-151. 

/8/ Arnold, C., A. Ciani, S. Muller, A. Amirbahman & R. Schwarzenbach, 1998. 

Association of triorganotin compounds with dissolved humic acids, Environ- 

mental Science & Technology, Vol. 32, s, 2976-2983. 

/9/ TBT Clean, 2004. Task 4: Sediment Characterisation, Indgår i EU-projektet: 

Development of an integrated approach for the removal of tributyltin (TBT) 

from waterways and harbors: Prevention, treatment and reuse of TBT- 

contaminated sediments. Projekt nr, LIFE02 ENV/B/000341. 

/10/ Miljøstyrelsen, 2001. Phthalater og organiske tinforbindelser i produkter med 

PVC. Analyserapport fra Miljø-Kemi A/S, MST journal nr. M7041-0367. 

/11/ Stäb, J.A., T.P. Traas, G. Stroomberg, J. van Kesteren, P. Leonards, B. van 

Hattum, U.A.T. Brinkman & W.P. Cofino, 1996. Determination of organotin 

compounds in the foodweb of a shallow freshwater lake in the Netherlands. 

Archives of Environmental Contamination and Toxicology 31: 319-328. 

/12/ Bancon-Montigny, Ch., G. Lespes, & M. Potin-Gautier, 2001. Improved 

routine speciation of organotin compounds in environmental samples by 

pulsed flame photometric detection. Journal of Chromatography A 896: 149- 

158. 

/13/ Mersiowsky, I., R. Brandsch, & J. Ejlertsson, 2001. Screening for organotin 

compounds in European landfill leachates. Journal of Environmenal Quality 

40: 1604-1611. 

/14/ Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet, 2007. PFAS og 

organotinforbindelser i punktkilder og det akvatiske miljø, NOVANA 

screeningsundersøgelser, faglig rapport fra DMU nr. 608. 

/15/ Birnbaum, L. et al. Integrated human and ecological risk assessment: A case 

study of tributyltin and triphenyltin compounds. Human and Ecological Risk 

Assessment, 9: p. 325-342, 2003. 



85

www.niras.dk 

/16/ Foverskov, S. et al.: Bundmaling til skibe – et miljøproblem, Temarapport fra 

DMU, 1999. 

/17/ Alzieu, C., 1996. Biological effects of tributyltin on marine organisms, kapitel 

i: ‘Tributyltin: case study of an environmental contaminant’ af Stephen J de 

Mora, p. 167-211, Cambridge University Press. 

/18/ Mortensen, G., 1993. Organotin i danske farvande, Miljøstyrelsen. 

/19/ Gibbs, P.E. et al., 1996. TBT-induced imposex in neogastropod snails: mas- 

culinization to mass extinction, kapitel i: ‘Tributyltin: case study of an envi- 

ronmental contaminant’ af Stephen J de Mora, p. 212-236, Cambridge Uni- 

versity Press. 

/20/ Schmidt, O., 2000. TBT – et lærestykke i økotoksikologi. Global Økologi, juni 

2000. 

/21/ Vouvoulis, N., M.D. Scrimshaw & J.N. Lester, 2014. Removal of organotins 

during sewage treatment: a case study. Environ. Technol., Vol 25, s 733- 

740. 

/22/ Strand, J. & J.A. Jacobsen, 2005. Accumulation of organotin compounds 

and mercury in habour porpoises (phocoena phocoena) from the Danish wa- 

ters and West Greenland. Science of the Total Environment 305: 59-71. 

/23/ Fang, L., O. Borggaard, H. Marcussen, P. Holm, H. Bruun Hansen, 2010. 

The pH-dependent adsortion of tributyltin to charcoals and soot, Env, Pollu- 

tion, Vol. 158, s, 3642-3649. 

/24/ Ma, H., S. Dai & G. Huang, 2000. Distribution of tributyltin chloride in labora- 

tory simulated estuarine microcosms, Wat, Res, Vol. 34(10), s. 2829-2841. 

/25/ Langston, W, & N, Pope, 1995. Determinants of TBT adsorption and desorp- 

tion estuarine sediments, Marine Pollution Bulletin, Vol. 31, s. 32-43. 

/26/ Burton, E., I, Phillips & D, Hawker, 2006. Tributyltin partitioning in sediments: 

Effect of aging, Chemosphere, Vol 63, s. 73-81. 

/27/ Miljøstyrelsen, 2005. Undersøgelse af eksisterende viden om tilbageholdelse 

og nedbrydning af PAH og TBT samt tilbageholdelse af sporelemen- 

ter/tungmetaller til brug ved risikovurdering af kystnære depoter. 

/28/ Ma YB, Lombi E., NolanA, McLaughlin MJ, 2006. Short-term natural attenua- 

tion of copper in soils: effects of time, temperature and soil characteristics. 

Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 25, s. 652-658. 

/29/ Young S, Crout N, Hutchinson J, Tye A, Tandy S, Nakhone L, 2006. Isotopic 

dilution methods. In: Hamon RE, McLaughlin MJ, editors. Natural attenuation 

of trace element availability in soils. Pensacola, FL: SETAC Press. 

/30/ Baboshin, M., & L. Golovleva, 2012. Aerobic bacterial degradation of polycy- 

clic aromatic hydrocarbons (PAHs) and its kinetic aspects, Microbiology, Vol. 

81(6), s, 639-650. 

/31/ Meckenstock, R., M. Safinowski & C. Griebler, 2004. Anaerobic degradation 

of polycyclic aromatic hydrocarbons, FEMS Microbiology Ecology, Vol. 49, s, 

27-36. 

/32/ Grontmij, 2008. Note on the geochemical investigation of the Esbjerg Har- 

bour sludge disposal. 



86

www.niras.dk 

/33/ Kogsgaard Miljø, 2013. Udtagning af vandprøver fra 6, bassin i Esbjerg 

Havn. 

/34/ Kystdirektoratet, 2013. Data om kornstørrelsesfordeling fremsendte fra Kyst- 

direktoratet til NIRAS. 

/35/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Kvalitetskriterier. 

/36/ Miljøministeriet, 2011. Bekendtgørelse om deponeringsanlæg. BEK nr. 719 

af 24/06/2011. 

/37/ Esbjerg Kommune, 2010. VVM-redegørelse for Esbjerg Ny Sydhavn, marts 

2010. Genoptrykt 25. maj 2010. 

/38/ Mikkelsen, O. & M. Pejrup, 2000. In situ particle size spectra and density of 

particle aggregates in a dredging plume. Marine Geology 170, s. 443-459. 

/39/ Esbjerg Havn. Regneark med vandanalyser, 2003- 2011. 

/40/ Esbjerg Havn. Regneark med sedimentanalyser 2003-2011. 

/41/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Investigation of harbour sediment 

and seawater. 

/42/ DHI, 2005. Modelberegninger i forbindelse med VVM redegørelse for tørre- 

felter ved Esbjerg Havn med slutdeponering Øst for Måde deponiet, Kystdi- 

rektoratet og Esbjerg Havn. 

/43/ Esbjerg Kommune, 2010, Miljøgodkendelse af spulefelt til oprenset havne- 

sediment fra Esbjerg Havn samt tilladelse til direkte udledning af overskuds- 

vand til vadehavet. 

/44/ DMU, 1999. Bundmaling til skibe – et miljøproblem, Tema-rapport fra DMU. 

/45/ DHI, 2012. Konsekvensvurdering for klapning af sediment fra bassiner og 

indsejlinger. Esbjerg Havn. 

/46/ Grontmij, 2009. Esbjerg Spulefelt – VVM, Bestemmelse af minimumsfortyn- 

ding indenfor 50 m fra udløbspunkt, Udarbejdet af Erik Dal til Finn Lyng- 

gaard, By- og Landskabsstyrelsen. 

/47/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Bestemmelse af baggrundskon- 

centrationer. 

/48/ OSPAR Convention, 2005. Agreement on Background Concentrations for 

Contaminants in Seawater, Biota and Sediment, Agreement 2005-6. 

/49/ WHO, 2001. Arsenic and arsenic compounds, Environmental Health Criteria 

224. 

/50/ WHO, 1990. Barium. Environmental Health Criteria 107, International pro- 

gramme on chemical safety. 

/51/ Collier, R., 198., Molybdenum in the Northeast Pacific Ocean, Limnol, 

Oceanogr., Vol 30(6), s, 1351-1354. 

/52/ Miljøstyrelsen, 2005. Havnesedimenter - Prøvetagning og analyse, Arbejds- 

rapport nr., 35, 2005. 

/53/ Pedersen, F.B., 2013. Baseret på beregninger udført af Professor Emeritus 

Flemming Bo Pedersen, DTU, for NIRAS. 

/54/ Pedersen, F.B., 1986. Lecture Notes on Coastal and Estuarine Studies. En- 

vironmental Hydraulics: Stratified Flows. Springer Verlag. 278 sider. 

/55/ Engelund, F.A. & F.B. Pedersen, 1975. Forelæsningsnotat om Diffusion og 

Dispersion. ISVA. 45 sider. 



87

www.niras.dk 

/56/ Engelund, F.A. & F.B. Pedersen, 1978. Lærebog i HYDRAULIK. Lyngby, 

Den private Ingeniørfond. 314 sider. 

/57/ By- og Landskabsstyrelsen, 2008. Dumpning af optaget havbundsmateriale 

– klapning, Vejledning nr, 9702 af 20/10/2008. 

/58/ Miljøstyrelsen, 1998. Oprydning på forurenede lokaliteter, Vejledning nr, 7, 

Appendiks 5,6. 

/59/ DHI, 2013. Tillæg til rapport dateret 20, november 2008. Planlagt deponi til 

havnesediment, Esbjerg. Modellering af opblanding og sedimentspredning. 

/60/ DHI, 2002. Miljøvurdering af udledning fra planlagt Depotplads 3 ved Esbjerg 

havn. Udarbejdet for Kystdirektoratet. 

/61/ Miljøklagenævnet, 2008. Miljøklagenævnets stedfæstelse af Miljøcenter 

Odenses afgørelse af 19. november 2007 om forlængelse af tilladelse til 

klapning af løbende oprensninger af Esbjerg Havns bassiner og de inderste 

dele af indsejlingsrenderne, 7. april 2008. 

/62/ DHI, 2013. Email fra Klavs Bundgaard, DHI til Loren Ramsay, NIRAS, date- 

ret 11. februar 2013. 

/63/ Miljøstyrelsen, 2012. Måde Deponi – Deponi Syd I/S. Revurdering af miljø- 

godkendelse – vilkår for deponeringsenhed 3.A.1, 4. december 2012. 

/64/ Ovesen, N.B., Iversen, H.L., Larsen, S.E., Müller-Wohlfeil, D.-I. & Svendsen, 

L.M., Blicher, A.S. og Jensen, Per M. (2000): Afstrømningsforhold i danske 

vandløb. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU nr. 340. 

/65/ Hedeselskabet, 2001. Bestemmelse af vandføringens medianminimum i 

nedbørsområderne 25, 30 og 39. Udarbejdet for Ribe Amt. 

/66/ Orbicon, 2006. Water table at Skallingen beachfront. Udarbejdet for Kystdi- 

rektoratet, dateret 21. juni 2006. 



88


April 2013 

MILJØMÅLING - EKSTERN STØJ 

Rapport nr. 1302

PROJEKT Miljømåling - ekstern støj 

Projekt nr. 2079607960 

Version 3 


Udarbejdet af HKD 

Kontrolleret af 

Godkendt af 

Rapport nr. 1302 

NIRAS A/S 

Åboulevarden 80 

Postboks 615 

8000 Aarhus C 

Kystdirektoratet – Måde Havnedeponi 

RESUME 

Rekvirent: 


Højbovej 1, 7620 Lemvig 

Telefon: 99 63 63 63 

E-mail: kdi@kyst.dk 

Lokalitet : 

Måde Havnedeponi 

Mådevej 

6700 Esbjerg 

Der er foretaget en beregning af støjbidraget fra Måde Havnedeponi ved de 

nærmest beliggende boliger i området samt ved erhverv (minkfarm, skydebane). 

Beregninger er foretaget pba. støjdata fra Støjdatabogen ud fra det forventede 

aktivitetsomfang. 

Resultaterne af beregningen, udtrykt ved det resulterende ækvivalente korrigere- 

de lydtrykniveau Lr [dB(A) re 20 µPa], er: 

Punkt Beregnet støjbidrag Støjgrænser 

CVR-nr. 37295728 


www.niras.dk 

Dag 

7-18 

dB(A) 

Aften 

18-22 

dB(A) 

T: 8732 3232 

F: 8732 3200 

Nat 

22-7 

dB(A) 


Dag 

7-18 

dB(A) 

Aften 

18-22 

dB(A) 

D: 87323301 

M: 20329037 

E: hkd@niras.dk 

Nat 

22-7 

dB(A) 

R 1 40 37 34 55 45 40 

R 2 38 35 32 55 45 40 

R 3 45 42 39 55 45 40 

R 4 55 52 49 60 60 60 

R 5 55 52 49 60 60 60 

Virksomheden vil med det beskrevne aktivitetsomfang kunne overholde de vejle- 

dende støjgrænser. 

13. februar 2013/rev. 25. april 2013 

Hans Drejer

INDHOLD 

www.niras.dk 

1 Baggrund og formål .................................................................................. 1 

1.1 Støjgrænser ................................................................................................ 2 

1.2 Beregningspunkter ...................................................................................... 2 

2 Beskrivelse af virksomheden ................................................................... 3 

2.1 Virksomhedens placering ........................................................................... 3 

2.2 Lydudbredelsesforhold ............................................................................... 4 

2.3 Driftsforhold................................................................................................. 4 

2.3.1 Opfyldning af sediment fra tørrefelter ......................................... 4 

2.3.2 Opfyldning af deponiet med sediment der pumpes ind .............. 5 

3 Støjkilder..................................................................................................... 5 

3.1 Stationære støjkilder ................................................................................... 6 

3.2 Bevægelige støjkilder ................................................................................. 6 

4 Måle- og beregningsmetoder.................................................................... 6 

5 Certificering ................................................................................................ 7 

6 Resultater ................................................................................................... 7 

6.1 Tonalitet og impulsforhold ........................................................................... 7 

6.2 Maksimalt støjbidrag ................................................................................... 7 

6.3 Ækvivalent støjbidrag ................................................................................. 7 

7 Usikkerhed.................................................................................................. 8 

8 Konklusion ................................................................................................. 8 

BILAG: 

BEREGNINGSRESULTATER 1 SIDE(R) 

STØJKORT (IKKE OMFATTET AF MILJØMÅLING EKSTERN STØJ) 3 SIDE(R) 

Kystdirektoratet – Måde havnedeponi 

Miljømåling - ekstern støj

www.niras.dk 

1 BAGGRUND OG FORMÅL 

Esbjerg Havn har et løbende behov for at oprense havnebassinerne for aflejret 

sand og lignende - som naturligt transporteres til havnebassinerne med strøm og 

tidevand fra Vadehavet - med henblik på at sikre den nødvendige vanddybde, 

således at skibe uden risiko kan anløbe havnen. 

Kystdirektoratet, der er en styrelse under Transportministeriet, overtog i 2007 

oprensningsforpligtelsen i Esbjerg Havn. Kystdirektoratet er samtidig forpligtet til 

at sørge for, at der er et affaldsdeponi til den del af havnesedimentet, som ikke 

kan klappes (dvs. tilbageføres til Vadehavet), fordi sedimentet indeholder for 

store koncentrationer af forurenende stoffer. Kystdirektoratet oprenser gennem- 

snitligt ca. ½ mio. m 3 havnesediment fra Esbjerg Havn om året. I de sidste 10 år 

er ca. 10 % af det oprensede havnesediment blevet deponeret på land på grund 

af et for højt indhold af især TBT (Tributyltin). 

Med henblik på at sikre, at der er den nødvendige deponeringskapacitet, ansø- 

ger Kystdirektoratet om miljøgodkendelse til etablering af et havnesedimentdepot 

øst for Måde – Måde Havnedeponi. Depotet skal alene anvendes til deponering 

af havnesediment fra Esbjerg Havn. Nærværende støjrapport er bilag til oven- 

nævnte ansøgning. Der er i forbindelse med projektet ligeledes udarbejdet en 

VVM-redegørelse, hvor nærværende støjrapport ligeledes indgår som bilag til. 

På figur 1er Måde Havnedeponi markeret længst til højre på kortet. Rørføringen 

til og fra anlægget og Esbjerg Havn er ligeledes skitseret med et forløb langs 

kysten. Anlægget er beliggende i det åbne land. 

Figur 1: Lokalisering af deponeringsanlæg 


Miljømåling - ekstern støj 

1

www.niras.dk 

1.1 Støjgrænser 

Der er taget afsæt i de vejledende støjgrænser, jf. Miljøstyrelsens vejledning 

nr.5/1984. 



Kl. Referencetidsrum 

(h) 

I 

dB(A) 

Mandag – fredag 07 -18 8 60 55 

Lørdag 07 – 14 7 60 55 

Lørdag 14 – 18 4 60 45 

Søn - & helligdage 07 – 18 8 60 45 

Alle dage 18 – 22 1 60 45 

Alle dage 22 – 07 0,5 60 40 

Spidsværdi 22 – 07 - 55 

II 

dB(A) 

I: Erhvervs- og industriområder med forbud mod generende virksomheder. 

Skydebane mm: KPR 11-30.90, 11-30-180, 11-30-170, 11-30-120 

II: Områder for blandet bolig – og erhvervsbebyggelse, boliger i landzone 

1.2 Beregningspunkter 

Støjbidraget er beregnet ved følgende punkter: 

R1 : Måde Industrivej 98. En af flere boliger beliggende i landzone ved Tjære- 

borgvej. 

R2: Mådevej 89. Erhverv med beboelse 

R3: Mådevej 120, TDC, erhverv med beboelse 

R4: Mådevej 130, erhverv, minkfarm 

R5: Mådevej 113A, skydebane 

Punkterne er valgt som de mest støjbelastede ved de nærmest beliggende boli- 

ger samt erhverv. 

Punkternes placering fremgår af figur 2. 

2

www.niras.dk 

Figur 2: Placering af beregningspunkter 

2 BESKRIVELSE AF VIRKSOMHEDEN 

2.1 Virksomhedens placering 

Anlægget placeres i det åbne land sydvest for et større erhvervsområde i Es- 

bjerg med blandt andet genbrugsplads, affaldsforbrændingsanlæg, affaldsdepo- 

neringsanlæg, industrivirksomheder og minkfarme. 

Adgangsvejen til Måde Havnedeponi er fra det overordnede vejnet Tjæreborgvej 

(E20) – Gammelby Ringvej (E20) via Måde Industrivej, Måde Kirkevej og Måde- 

vej. Der er en enkelt bolig på Mådevej på adgangsvejen til Måde Havnedeponi. 

Måde Havnedeponi vil omfatte et areal på ca. 29 hektar og vil have en samlet 

kapacitet på mellem 500.000 og 700.000 m 3 havnesediment. 

På figur 3 ses Måde Havnedeponi med inddeling i tørrefelter, slutdeponi og ren- 

seforanstaltninger til rensning af spildevand i form af afdrænet havvand og per- 

kolat. 



3

www.niras.dk 

Figur 3: Måde Havnedeponi 

2.2 Lydudbredelsesforhold 

Terrænet i området omkring virksomheden og beregningspunkterne er relativt 

fladt. Terrænet er betragtet som akustisk blødt. 

Der er ingen betydende støjafskærmning i området. Dog vil et dige omkring om- 

rådet kunne virke støjafskærmende, primært ud mod vandet. Der er ikke taget 

højde for dette i beregningerne, da diget i driftsfasen vil antage forskellige højder 

i forhold til støjkilderne efterhånden som deponiet fyldes op. 

2.3 Driftsforhold 

Transporten til og fra Måde Havnedeponi vil bestå af de ansattes privatbiler, og i 

perioder kørsel med lastbiler/dumpere med sand og jord til stabilisering m.v. 

samt i en periode på ca. 16 måneder med lastbiler, der transporterer sediment 

fra et andet depot til området. Denne transport fra tørrefelterne på Esbjerg Havn 

til Måde Havnedeponi sker via Estrupvej (E20), Gammelby Ringvej (E20), Måde 

Industrivej, Måde Kirkevej og Mådevej gennem industrikvarteret. 

Driftsfasen vil således bestå af 2 perioder: 

1. Flytning af sediment fra de eksisterende tørrefelter (max. 16 måneder) 

2. Opfyldning af deponiet med sediment, der pumpes ind 

2.3.1 Opfyldning af sediment fra tørrefelter 

Der skal flyttes ca. 150.000 m 3 afvandet sediment fra de eksisterende tørrefelter 

til Måde Havnedeponi. 



4

www.niras.dk 

I den periode, hvor der skal transporteres sediment fra de eksisterende tørrefel- 

ter ved Esbjerg Havn til slutdeponering på Måde Havnedeponi, vil der være støj- 

bidrag fra de lastbiler, som skal transportere sedimentet fra tørrefelterne til slut- 

depotet. 

Der forventes primært kørsel i dagperioden (kl. 7-18) på hverdage. 

Herudover vil der være støj fra entreprenørmaskiner, der fordeler sedimentet i 

depotet. 

2.3.2 Opfyldning af deponiet med sediment der pumpes ind 

Anlægget forventes drevet i følgende overordnede årscyklus: 

• September – Maj måned: Indpumpningsperiode for vådt sediment. 

I denne periode foretages successiv afrømning af separeret sand, der 

indbygges eller mellemdeponeres. Klaret vand eller delvist klaret vand 

kan afledes successivt til klaringsbassin. 

• Fra maj måned: Restafvanding og tørring af sediment. Tørreperioden 

kan variere fra år til år, men som regel er sedimentet ikke tilstrækkeligt 

tørt til at det kan flyttes før i august måned. 

• Fra august måned: Maskinel flytning af afvandet sediment fra de 3 tørre- 

felter til slutdeponeringsområdet. Aktiviteten kan først starte, når sedi- 

mentet er tilstrækkeligt tørt til at blive flyttet. Flytning af tørt sediment 

skal være overstået, før der igen kan indpumpes vådt sediment i de 3 

tørrefelter. Der er i denne cyklus et overlap mellem flytning af afvandet 

sediment og den begyndende indpumpning af nyt sediment. Det forven- 

tes, at de første tørrefelter vil være klar til indpumpning fra primo sep- 

tember. 

Driftstiden, hvor der arbejdes med entreprenørmaskiner på deponeringsanlæg- 

gets område, vil normalt være mandag - fredag i tidsrummet kl. 07.00 til kl. 

18.00, men der ansøges om godkendelse til drift hele døgnet alle dage. 

3 STØJKILDER 

Der forventes anvendt entreprenørmaskiner (dozere/dumpers/gravemaskiner) 

i ca. 2-3 måneder hvert år – hovedsageligt i perioden september til maj, hvor det 

tørrede havnesediment håndteres. 

I perioden med levering af sediment med lastbil skal der ligeledes anvendes 

entreprenørmaskiner til fordeling af sedimentet. 



5

www.niras.dk 

3.1 Stationære støjkilder 

Der er ingen betydende stationære støjkilder, der giver anledning til et eksternt 

støjbidrag. 

3.2 Bevægelige støjkilder 

Som det fremgår af ovenstående er der primært tale om anvendelse af diverse 

entreprenørmaskiner på anlægget samt i en periode kørsel med lastvogn. 

Kildedata for lastbiler og entreprenørmaskiner er hentet fra Støjdatabogen, Lyd- 

teknisk Institut, november 1989. 

Der er anvendt følgende kildestyrker: 

• Gummihjulslæsser, kompaktor samt andre entreprenørmaskiner: 109,6 

dB(A) 

• Lastbil, kørsel: 100,7 dB(A) 

• Lastbil, aflæsning: 95,8 dB(A) 

Støj fra entreprenørmaskiner udgør, som det fremgår, den største kildestyrke, 

ligesom denne vil kunne være i drift hele døgnet. 

Der er derfor taget afsæt i denne kildestyrke ved beregningerne. 

Der er forudsat følgende aktivitetsniveau i de enkelte referencetidsrum: 

• Hverdage 7-18: 4 stk. entreprenørmaskiner i drift. 

• Aften 18-22 samt weekend 7-22: 2 stk. entreprenørmaskiner i drift. 

• Nat, alle dage: 22-07: 1 stk. entreprenørmaskine i drift. 

Der er forudsat 100 % drift af hver maskine i alle referencetidsrum. 

Støjbidraget fra lastbiler vil være min. 10 dB(A) mindre end støjbidraget fra ent- 

reprenørmaskiner, og vil derfor ikke give et betydende støjbidrag til det samlede 

støjbidrag. 

4 MÅLE- OG BEREGNINGSMETODER 

Til beregningerne er anvendt programmet SoundPLAN® ver. 7.1, hvor kort med 

målestoksforhold, bygninger, skærme, reflekterende genstande, terræn, bereg- 

ningspunkter og kildedata indlægges/digitaliseres, hvorefter SoundPLAN® be- 

regner støjen i de udvalgte punkter. 



6

www.niras.dk 

5 CERTIFICERING 

NIRAS A/S er godkendt af Miljøstyrelsen til at udføre "MILJØMÅLING – 

EKSTERN STØJ”. 

Målinger og beregninger er gennemført i henhold til Miljøstyrelsens godkendel- 

sesordning for ekstern støj "MILJØMÅLING-EKSTERN STØJ" samt efter Miljø- 

styrelsens vejledning nr. 6/1984 om måling af ekstern støj og nr. 5/1993 om be- 

regning af ekstern støj fra virksomheder. 

6 RESULTATER 

På grund af støjbidrag fra trafik må den samlede støj fra virksomheden i referen- 

cepunkterne betegnes som fluktuerende indenfor de enkelte referenceperioder. 

6.1 Tonalitet og impulsforhold 

Støjkilder af den anvendte type giver normalt ikke anledning til at give genetillæg 

på grund af tydeligt hørbare toner eller impulser i støjen. 

Om der skal gives genetillæg for impulser afgøres rent subjektivt og hænger 

meget sammen med baggrundsstøjniveauet i området omkring virksomheden. 

Der er således i rapporten ikke givet tillæg for tydeligt hørbare toner eller impul- 

ser 

6.2 Maksimalt støjbidrag 

De maksimale støjbidrag i natperioden er beregnet til mindre end 55 dB(A). Virk- 

somheden overholder således støjgrænsen på 55 dB(A). 

6.3 Ækvivalent støjbidrag 

De enkelte kilders bidrag til de samlede ækvivalente støjniveau findes i bilag. 

Resultaterne af beregningen, udtrykt ved det resulterende ækvivalente korrige- 

rede lydtrykniveau Lr [dB(A) re 20 µPa], er: 

Punkt Beregnet støjbidrag Støjgrænser 

Dag 

7-18 

dB(A) 



Aften 

18-22 

dB(A) 

Nat 

22-7 

dB(A) 

Dag 

7-18 

dB(A) 

Aften 

18-22 

dB(A) 

Nat 

22-7 

dB(A) 

R 1 40 37 34 55 45 40 

R 2 38 35 32 55 45 40 

R 3 45 42 39 55 45 40 

R 4 55 52 49 60 60 60 

R 5 55 52 49 60 60 60 

Tabel 1 Beregningsresultater 

7

www.niras.dk 

I bilag er der vedlagt 3 støjkort, der viser støjudbredelsen i hhv. dag- , aften- og 

natperioden. Støjkortene er ikke omfattet af den certificerede måling, idet kortene 

er tegnet på baggrund af interpolation mellem punktberegninger. Støjkortene er 

derfor kun orienterende. 

7 USIKKERHED 

Usikkerhederne på de enkelte støjkilders bidrag er med udgangspunkt i de an- 

vendte metoder fastlagt iht. Orientering nr. 36 fra Miljøstyrelsens Referencelabo- 

ratorium for støjmålinger. 

Den samlede udvidede usikkerhed er beregnet som en vægtet ophobning af 

usikkerheder på de enkelte bidrag. For det samlede støjbidrag er medregnet et 

systematisk bidrag til usikkerheden på 1 dB. 

Den samlede usikkerhed er vurderet til min. 3 dB(A). 

8 KONKLUSION 

Det kan konkluderes, at virksomheden med det beskrevne aktivitetsniveau vil 

kunne overholde de vejledende støjgrænser. 



8

www.niras.dk 

BILAG 

Beregningsresultater 



9

www.niras.dk 



10

www.niras.dk 

Støjkort 



11

www.niras.dk 



12

www.niras.dk 



13

Grundlæggende karakterisering af 

havnesediment fra Esbjerg Havn 


Slutrapport 

November 2009



November 2009 

Klient 

Projekt 

Forfattere 


Grundlæggende karakterisering af havnesediment 

fra Esbjerg Havn 

Jette Bjerre Hansen, Ole Hjelmar 

Klientens repræsentant 

Agern Allé 5 

2970 Hørsholm 

Signe Marie Ingvardsen 

Projekt nr. 

Dato 

11805439 

November 2009 

Godkendt af 

Sten Lindberg 

Tlf: 4516 9200 

Fax: 4516 9292 

jbh@dhigroup.com 

www.dhigroup.com 

01 Slutrapport JBH OH/ELS SL 09-11-20 

00 Udkast til Rapport JBH OH/ELS SL 09-10-28 

Revision Beskrivelse Udført Kontrolleret Godkendt Dato 

Nøgleord 

Deponering; Faststofanalyser; Havnesediment; 

Karakterisering; Udvaskningstest 

Klassifikation 

Åben 

Intern 

Tilhører klienten 

Distribution Antal kopier 


DHI: 

Signe Marie Ingvardsen 

OH-JBH 

CD-rom 

2

INDHOLDSFORTEGNELSE 

1 SAMMENFATNING OG KONKLUSION ......................................................................... 1 

2 INTRODUKTION ............................................................................................................ 2 

2.1 Baggrund ........................................................................................................................ 2 

2.2 Formål ............................................................................................................................. 2 

3 UNDERSØGELSENS OMFANG .................................................................................... 3 

3.1 Prøvetagning .................................................................................................................. 3 

3.2 Sammenstikning af prøver .............................................................................................. 5 

4 TEST- OG ANALYSEPROGRAM ................................................................................... 7 

4.1 Faststofanalyser ............................................................................................................. 7 

4.2 Ekstraktion af porevand .................................................................................................. 8 

4.3 Udvaskningstests ............................................................................................................ 9 

4.3.1 Batchtests ....................................................................................................................... 9 

4.3.2 pH-afhængighedstests .................................................................................................... 9 

4.3.3 Syre-/baseneutraliseringskapacitet ................................................................................. 9 

4.4 Test- og analyselaboratorier ........................................................................................... 9 

5 RESULTATER .............................................................................................................. 10 

5.1 Faststofindhold ............................................................................................................. 10 

5.2 Porevandsanalyse ........................................................................................................ 11 

5.3 Udvaskningstests .......................................................................................................... 12 

5.4 Syreneutraliseringskapacitet ......................................................................................... 17 

6 VURDERING ................................................................................................................ 18 

6.1 Faststofindhold ............................................................................................................. 18 

6.2 Porevandsanalyser ....................................................................................................... 18 

6.3 Udvaskningstests .......................................................................................................... 19 

6.4 Variationsbredde ........................................................................................................... 20 

7 REFERENCER ............................................................................................................. 22 

BILAG 

A Prøvetagningsplan 

B Prøvetagningsrapport 

C Udtagning og sammenblanding af delprøver til sekundære prøver 

D Originale analyseresultater – faststofindhold 

E Akkrediterede udvaskningstestrapporter 

F Originale analyseresultater – eluater og porevand 

11805439_Slutrapport i DHI

1 SAMMENFATNING OG KONKLUSION 

Den 12. august 2009 blev der udtaget i alt 50 prøver af havnesedimentprøver fra Esbjerg 

Havn. Prøverne blev udtaget fra de områder af havnen, hvorfra sedimentet oprenses og 

føres til deponi. Prøvetagningen blev udført under DHI’s akkreditering. 

Prøverne blev modtaget i DHI’s laboratorium, hvor de blev blandet til i alt fem blandprøver. 

Sammenblandingen af delprøver blev foretaget, således at det er muligt at vurdere 

kvaliteten af både prøvetagningen og forbehandlingen. Der blev fremstillet fire 

prøver, som repræsenterede sedimentet fra prøvetagningsstationerne 6, 8, 9, 10, 11 og 

12 efter sammenblanding. Sediment udtaget fra prøvetagningsstation 3 (Dokhavnen) 

blev håndteret særskilt, da forureningsindholdet her forventedes at være lavere end i de 

resterende havneområder. 

Sedimentprøverne blev underkastet testning og analysering, således at kravene til 

grundlæggende karakteriseringstestning i BEK 252 er opfyldt. Faststofindholdet af både 

uorganiske og organiske parametre i sedimentprøverne blev bestemt. Stofudvaskningen 

af uorganiske parametre samt opløst organisk stof (DOC) blev bestemt ved både batchudvaskningstests 

og pH-afhængighedstest. Endelig blev indholdet af uorganiske parametre 

og DOC i porevandet bestemt. 

Sammenligning af de opnåede resultater med grænseværdier for indhold af udvalgte organiske 

parametre og udvaskning af uorganiske parametre samt DOC viser, at havnesedimentprøverne 

for alle parametre kan siges at overholde de opstillede grænseværdier til 

et kystnært deponi for mineralsk affald (klasse MA1). Dog er de udvaskede mængder af 

arsen (As) bestemt med batchtests på niveau med grænseværdien for As, men da grænseværdien 

for As ved et L/S-forhold på ca. 2 l/kg er overholdt i porevand ekstraheret fra 

prøverne (A-1, A-2, B-1 og B-2), synes det rimeligt at tillade modtagelse af sedimentet 

på et kystnært deponi for mineralsk affald. Dog anbefales det, at udvaskningen af As fra 

sedimenter ved prøvetagningsstationerne 6, 8, 9, 10, 11 og 12 følges med jævne mellemrum, 

og at udvaskningstesten så vidt muligt gennemføres under iltfrie forhold. 

På baggrund heraf kan det konkluderes, at resultaterne af den grundlæggende karakterisering 

udført på havnesedimentprøver fra Esbjerg Havn med rimelighed kan anses for at 

overholde kravene i BEK 252 for modtagelse af sediment til deponering i et kystnært 

deponi for mineralsk affald (klasse MA1-deponi). 

11805439_Slutrapport 1 DHI

2 INTRODUKTION 

2.1 Baggrund 

Fra havneområdet i Esbjerg fjernes der løbende over hele året mere end 450.000 m 3 

havnesediment. Hovedparten af dette sediment klappes på klappladser i Vadehavet 

(DHI, 2007). Den resterende del af havnesedimentet, som ikke klappes, deponeres på 

egnet deponeringsanlæg. 

Den 31. marts 2009 trådte en ny bekendtgørelse om deponeringsanlæg (BEK 252) i 

kraft, og i henhold hertil skal havnesediment, der ønskes deponeret, underkastes en 

grundlæggende karakterisering, før det kan modtages på et deponeringsanlæg. 

DHI er derfor af Kystdirektoratet blevet bedt om at gennemføre en grundlæggende karakterisering 

af den del af havnesedimentet fra Esbjerg Havn, der deponeres. Den 

grundlæggende karakterisering skal udføres i overensstemmelse med BEK 252. 

2.2 Formål 

Formålet med en grundlæggende karakterisering af havnesediment er at opnå tilstrækkelig 

information om materialets karakter til, at de kompetente myndigheder kan tage stilling 

til, om havnesedimentet fra Esbjerg Havn kan optages på positivlisten for et deponeringsanlæg. 


3 UNDERSØGELSENS OMFANG 

3.1 Prøvetagning 

Til prøvetagning af havnesediment fra Esbjerg Havn anvendtes de prøvetagningsstationer, 

som Kystdirektoratet har defineret og tidligere anvendt i forbindelse med rutinemæssige 

undersøgelser af forureningsniveauet i havnen. 

Figur 3-1viser en oversigt over Esbjerg Havn med angivelse af prøvetagningsstationer. 

Der blev udtaget primærprøver fra de havneområder, hvorfra havnesedimentet deponeres 

(stationerne 3, 6, 8, 9, 10, 11 og 12). Ved hver prøvetagningsstation blev der udtaget 

sedimentprøver ved 3-4 prøvetagningspositioner, og for hver position blev der foretaget 

to nedstik (mærkes med henholdsvis a og b). Der er i alt udtaget 50 primærprøver med 

haps. 

Tabel 3-1 giver et overblik over mærkningen af de enkelte primærprøver, der er udtaget. 

Tabel 3-1 Oversigt over prøvetagningsstationer og nedstikspositioner. 

Prøvetagnings- Havneafsnit Positioner Mærkning – Mærkning – 

station 

første stik andet stik 

3 Dokhavn A 3A-a 3A-b 

B 3B-a 3B-b 

C 3C-a 3C-b 

6 Oliebroer A 6A-a 6A-b 

B 6B-a 6B-b 

C 6C-a 6C-b 

8 1. Bassin 

C 8C-a 8C-b 

(Konsumhavnen) C1 8C1-a 8C1-b 

F2 8F2-a 8F2-b 

8 2. Bassin 

A 8A-a 8A-b 

(Konsumhavnen) B 8B-a 8B-b 

F 8F-a 8F-b 

9 5. Bassin 

A 9A-a 9A-b 

(Industrihavn) 

D1 9D1-a 9D1-b 

E 9E-a 9E-b 

10 Beddingsområde A 10A-a 10A-b 

B 10B-a 10B-b 

C 10C-a 10C-b 

11 6. Bassin C 11C-a 11C-b 

D 11D-a 11D-b 

E2 11E2-a 11E2-b 

F2 11F2-a 11F2-b 

12 6. Bassin 

A 12A-a 12A-b 

(Liggeplads) 

B 12B-a 12B-b 

C 12C-a 12C-b 

Der henvises til prøvetagningsplanen, som er vedlagt i Bilag A, for en nærmere beskrivelse 

af prøvetagningen. 

Prøvetagning af havnesediment er foretaget under DHI’s akkreditering, og i Bilag B 

findes en akkrediteret prøvetagningsrapport. 


Figur 3-1 Oversigtskort over Esbjerg Havn med angivelse af prøvetagningsstationer og -positioner. Der blev udtaget sedimentprøver fra prøvetagningsstationerne 

3, 6, 8, 9, 10, 11, 12 til den grundlæggende karakterisering. 


3.2 Sammenstikning af prøver 

Sekundære 

prøver 

Havnesedimentprøverne blev modtaget på DHI’s laboratorium i nedkølet tilstand. Efter 

visuel inspektion af primærprøverne var det DHI’s vurdering, at det ikke ville være muligt 

at gennemføre kolonneudvaskningstests på havnesedimentet. Sedimentet er meget 

finkornet, og det er erfaringsmæssigt vanskeligt at få vand til at strømme igennem denne 

type materiale i en kolonnetest. Det blev derfor besluttet at gennemføre batchudvaskningstests 

(i overensstemmelse med punkt 9 under tabel 7.1 i BEK 252) samt at 

ekstrahere porevand fra prøverne til analyse. 

Kendskabet til det generelle forureningsniveau i havnen (data for 2003-2008) samt visuel 

bedømmelse af primærprøver dannede grundlag for beslutningen om, hvordan primærprøverne 

blev sammenstukket til sekundære prøver, på hvilke tests og analyser blev 

gennemført. 

Forureningsniveauet i sedimentet omkring prøvetagningsstation 3 (Dokhavnen) er generelt 

lavere end i de øvrige dele af havnen, hvorfra sediment deponeres. Dette fremgår af 

resultatet af faststofanalyser af sediment udtaget i perioden 2003-2008. Samtidig overvejer 

Kystdirektoratet at ansøge om klaptilladelse for sedimenter fra dette område af 

havnen. På den baggrund blev det besluttet, at sediment fra Dokhavnen skulle testes og 

analyseres særskilt. For de øvrige prøvetagningsstationer blev der udtaget delprøver fra 

alle primærprøverne, idet der blev taget hensyn til de voluminer af sediment, som erfaringsmæssigt 

deponeres fra de forskellige områder af havnen, se Tabel 3-2. Delprøverne 

blev blandet til sekundære prøver. 

Tabel 3-2 Oversigt over sekundære prøver, som anvendes til tests og analyser. 

DHI – 

reference 

Prøve A-1 R-111-09 

Prøve A-2 R-112-09 

Prøve B-1 R-113-09 

Prøve B-2 R-114-09 

Beskrivelse Volumen repræsenteret 

(baseret på erfaring) 

Fremkommet ved sammenblanding af delprøver 

udtaget fra primærprøver mærket med 

–a- (dvs. primærprøver udtaget ved første 

nedstik). Primærprøverne er udtaget fra følgende 

positioner 6, 8CC1F2, 8ABF, 9, 10, 

11, 12 



–a- (dvs. primærprøver udtaget ved første 



11, 12 



–b- (dvs. primærprøver udtaget ved første 



11, 12 



–b- (dvs. primærprøver udtaget ved første 



11, 12 

Prøve 3 R-115-09 Prøvetagningsstation 3 

Repræsentativ for 51.000 

m 3 /år havne-sediment fra 

de nævnte positioner 











m 3 /år 


For at undgå krydskontaminering blev prøve 3 håndteret først, idet forureningsindholdet 

forventedes at være lavere for denne del af havnen end for de øvrige havneområder. 

Udtagning af delprøver til sammenblanding foregik på følgende måde: Et rør af plexiglas 

førtes lodret gennem primærprøven til bunden af rilsanposen, hvori primærprøven 

opbevaredes. Der blev lukket for rørets øverste ende. Prøven i røret overførtes til et 

glaskar, hvori sammenblanding og homogenisering foregik. Fra glaskarret blev der udtaget 

delprøver med rør til passende testportioner (i alt fire testportioner for hver sekundær 

prøve til henholdsvis faststofanalyse, batchudvaskningstest, ekstraktion af porevand 

og pH-afhængighedstest). 

Af Bilag C fremgår, hvor store delmængder der er udtaget fra de enkelte primærprøver 

til sammenstikning af sekundærprøverne. 


4 TEST- OG ANALYSEPROGRAM 

4.1 Faststofanalyser 

Delprøver til analyse af BTEX i faststoffasen 

For at opnå pålidelige resultater for bestemmelse af faststofindholdet af BTEX blev der 

udtaget delprøver til analyse direkte fra fire udvalgte primærprøver: 

• Prøve mærket 3B-b 

• Prøve mærket 6A-a 

• Prøve mærket 8C-a 

• Prøve mærket 11D-b 

Delprøver til BTEX analyse blev udtaget med plexiglasrør på samme måde, som delprøver 

til sekundære prøver blev udtaget. Indholdet i røret blev overført direkte til tætsluttende 

analysebeholdere (red cap-flasker), som på køl blev sendt til analyselaboratoriet. 

Primærprøverne, der blev udvalgt til analyse for BTEX, blev valgt på baggrund af data 

for havnesediment, som Kystdirektoratet har fremsendt til DHI. Delprøverne blev udvalgt, 

så sedimenter med såvel højeste som laveste forureningsniveau forventes repræsenteret. 

Delprøver til faststofanalyse af øvrige forureningsparametre 

Testportioner fra følgende prøver blev udtaget med rør og på køl sendt til analyse for 

faststofindhold: 

• Prøve A-1 


• Prøve B-1 

• Prøve 3 

Tabel 4-1 giver en oversigt over analyseparametre og analysemetode. 


Tabel 4-1 Program for analyse af faststofindholdet af forureningsstoffer i havnesediment. 

Parametre Metode 

Hoved- og 

sporelementer 

Si, Al, Ca, Mg, Ti, Na, K, Fe, S, As, Ba, Cd, Cr, Cu, 

Hg, Mn, Mo, Ni, P, Sb, Sr, V, Zn 

Oplukning efter 

EN 13656 

TOC Total organisk kulstof EN 13137 

PCB 

Kulbrinter 

(sum samt 

fraktionsopdelt) 

PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, 

PCB 153, PCB 180 

Sum af C6- C40, 

C6- C10, C10- C15, C15- C20, C20- C40 

Naphthalen, acenaphthylen, acenaphthen, fluoren, 

phenanthren, anthracen, fluoranthen, pyren 

benz(a)anthracen, chrysen, benz(b)fluoranthen, 

PAH 

benz(j)fluoranthen,benzo(k)fluoranthen, benz- 

(a)pyren, dibenz(a,h)anthracen, Indeno(1,2,3,cd)pyren 

TBT Tributyltin 

4.2 Ekstraktion af porevand 

Testportioner fra følgende prøver blev anvendt til ekstraktion af porevand: 




• Prøve 3 

DS/EN 15308 

DS/EN 14039 

DS/EN 15527 

Porevandet blev ekstraheret ved centrifugering af havnesedimentet. Efter centrifugering 

blev væskefasen dekanteret fra og filtreret gennem et 0,45 µm filter. Porevandet blev 

sendt til analyse. Tabel 4-2 giver en oversigt, over hvilke parametre der er analyseret 

for, og hvilke analysemetoder der er anvendt. 

Tabel 4-2 Analyseprogram for porevand og eluater fra udvaskningstest. 

Analyseparametre Metode 

Generelle 

parametre 

Uorganiske 

parametre 

Opløst 

organisk stof 

pH, 

ledningsevne, 

redoxpotentiale 

DS 287 

DS/EN 27888 

Klorid, sulfat, fluorid DS/EN 10304-1 

Al, Si, Ca, Na, K, As, Ba, Cd, Cr, Cu, Mn, Mo, Ni, Pb, 

Sb, Se, V, Zn 

DS/EN 11885 

Hg DS/EN 13370 

DOC/NVOC DS/EN 1484 


4.3 Udvaskningstests 

4.3.1 Batchtests 

Batchudvaskningstests blev gennemført i henhold til EN 12457-2 på følgende prøver: 





• Prøve 3 

Testen udførtes ved et væske/faststofforhold (L/S) på 10 l/kg og med en kontakttid på 

24 timer. Væsken adskiltes herefter fra faststoffasen ved filtrering gennem et 0,45 µm 

filter. Eluaterne blev sendt til analyselaboratoriet og analyseret efter det analyseprogram, 

som er angivet i Tabel 4-2. 

4.3.2 pH-afhængighedstests 

Testportioner fra følgende prøver anvendtes til en pH-afhængighedstest: 





Fra hver af de fire prøver blev der udtaget en delprøve. Delprøverne blev blandet sammen 

til én blandprøve, der blev anvendt til pH-afhængighedstesten. Testen blev gennemført 

i henhold til CEN/TS 14997 (pH-statisk test). Testen udførtes ved et L/S forhold 

på 10 l/kg og med en kontakttid på 48 timer. I testen fastholdtes pH ved hjælp af 

computerkontrolleret feedback-styring og tilsætning af HNO3. Der blev udvasket ved 

seks forskellige pH-værdier, pH = 2, 4, 6, 7, 8 og materialets egen pH-værdi. Efter 48 

timer blev væsken separeret fra faststoffasen ved centrifugering og filtrering gennem et 

0,45 µm filter. Eluaterne blev sendt til analyselaboratoriet og analyseret efter det program, 

som er vist i Tabel 4-2. 

4.3.3 Syre-/baseneutraliseringskapacitet 

Bestemmelse af syre-/baseneutraliseringskapacitet indgik som en del af den pH-statiske 

test. 

4.4 Test- og analyselaboratorier 

I Tabel 4-3 er der givet en oversigt over, hvilke laboratorier der har været ansvarlig for 

testning og analysering, samt de enkelte laboratoriers underleverandører. 

Tabel 4-3 Test- og analyselaboratorier. 

Ansvarligt laboratorium Underleverandør 

Bestemmelse af BTEX i faststoffasen Eurofins 

Bestemmelse af øvrige parametre i 

faststoffasen 

ALS (Sverige) GBA (Tyskland) 

Udvaskningstests DHI VTT (Finland) 

Eluatanalyser ALS (Sverige) GBA (Tyskland) 


5 RESULTATER 

5.1 Faststofindhold 

Resultaterne af de gennemførte analyser af faststofprøverne fremgår af Tabel 5-1 til Tabel 

5-3. 

Tabel 5-1 Faststofindhold af uorganiske forbindelser i fire blandprøver af havnesediment fra Esbjerg 

Havn. 

Parameter Enhed R-111-09 R-112-09 R-113-09 R-115-09 

Prøve A-1 Prøve A-2 Prøve B-1 Prøve 3 

TS % 32,2 32,1 31,8 49,6 

As mg/kg TS 22 23 23 13 

Ba mg/kg TS 313 301 303 365 

Cd mg/kg TS 0,24 0,29 0,22 0,093 

Co mg/kg TS 11 13 12 6,5 

Cr mg/kg TS 98 95 101 59 

Cu mg/kg TS 29 35 31 17 

Hg mg/kg TS 0,18 0,18 0,19 0,12 

Mo mg/kg TS

Tabel 5-3 Faststofindhold af organiske forbindelser i fire blandprøver af havnesediment fra Esbjerg 

Havn. 

Parameter Enhed R-111-09 R-112-09 R-113-09 R-115-09 Grænseværdi 

Prøve A-1 Prøve A-2 Prøve B-1 Prøve 3 MA1 

Tørstofindhold (105°C) % 32,8 29,9 31,2 48,9 

TOC % av TS 2,8 3 2,8 1,6 5 

Organiske tin-forbindelser 

monobutyltin µg/kg TS 13 13 13 4,1 

dibutyltin µg/kg TS 22 26 21 4,5 

tributyltin µg/kg TS 140 160 120 16 

tetrabutyltin µg/kg TS 7,7 3,3 1,7

Tabel 5-4 Resultater af analyse af porevand ekstraheret fra havnesedimentprøverne. Resultaterne er 

omregnet til stoffrigivelse pr. kg tørstof ved hjælp af prøvernes naturlige væskefaststofforhold. 

Parameter R-111-09 

Porevand 

R-112-09 

Porevand 

R-113-09 

Porevand 

R-115-09 

Porevand 

Prøve A-1 Prøve A-2 Prøve B-1 Prøve 3 

Grænseværdier 

MA1 

ved L/S 2 l/kg 

L/S l/kg 2,3 2,3 2,2 1,0 2 

Ca mg/kg TS 772 783 750 313 

K mg/kg TS 765 806 762 328 

Na mg/kg TS 19.000 20.000 19.000 7.900 

Si mg/kg TS 55 57 52 21 

Al mg/kg TS 0,0069 0,0092

id med de i BEK 252 givne grænseværdier (jf. punkt 1 under tabel 3.9 i BEK 252). 

Grænseværdierne for disse stoffer er derfor ikke vist i Figur 5-2. 

Tabel 5-5 Resultater af batchudvaskningstests udført på havnesedimentprøver. Resultaterne er opgivet 

i mg stoffrigivelse pr. kg tørstof. 

Parameter R-111-09 R-112-09 R-113-09 R-114-09 R-115-09 

Grænseværdier 

MA1 

ved L/S 10 l/kg 

Prøve A-1 Prøve A-2 Prøve B-1 Prøve B-2 Prøve 3 

L/S l/kg 10,0 10,0 10,0 10,1 9,9 

pH 7,7 7,7 7,7 7,6 8,2 

Redoxpot.(Eh) 

mV 67 62 75 57 101 

Ca mg/kg TS 650 660 620 690 190 

K mg/kg TS 1.300 1.300 1.300 1.300 640 

Na mg/kg TS 21.000 21.000 20.000 22.000 8.600 

Si mg/kg TS 150 160 150 150 91 

Al mg/kg TS 0,22 0,28 0,24 0,23 1,4 

Fe mg/kg TS 2,6 2,6 2,9 3,4

Udvasket mængde 

(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

10 

1 

0,1 

0,01 

As 

0,001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

Cd 

0,0001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

Cu 

Mo 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Figur 5-1 Resultater af henholdsvis pH-afhængighedstest og batchtest udført på havnesedimentprøver. 

11805439_Slutrapport 14 DHI 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

1000 

100 

10 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

1 

0 

Ba 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Cr 

0,0001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

Hg 

0,00001 

0 2 4 6 

pH 

8 10 12 14 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

pH-afhængig udvaskning Grænseværdi 

Batchtest Prøvestation 3 

Ni 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

Pb 

0,0001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

1000000 

100000 

10000 

1000 

100 

1000 

100 

10 

10 

1 

1 

Se 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Klorid 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Fluorid 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

0,001 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 




(mg/kg TS) 

Koncentration (mg/l) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

1 

0,1 

0,01 

1000 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

1 

10000 

1000 

100 

10 

1 

Sb 

Zn 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Sulfat 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

DOC 

pH-afhængig udvaskning Grænseværdi 

Batchtest Prøvestation 3 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

mS/m 

100000 

10000 

1000 

10000 

1000 

100 

100 

10 

10 

10 

10000 

1000 

100 

10000 

1000 

Ca 

1 

0 2 4 6 

pH 

8 10 12 14 

K 

1 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

100 

10 

1 

100000 

10000 

1000 

0 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

100 

10 

1 

0,1 

Al 

Fe 

0,01 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

Ledningsevne 

1 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 


(mg/kg TS) 

mV 

100000 

1 

0 2 4 6 

pH 

8 10 12 14 



10000 

1000 

100 

10 

10 

10000 

1000 

100 

1000 

Na 

Si 

1 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

100 

10 

1 

0,1 

Mn 

0,01 

0 2 4 6 8 10 12 14 

pH 

10000 

1000 

100 

10 

Redoxforhold 

1 

0 2 4 6 8 

pH 

10 12 14 

pH-afhængig udvaskning 

Grænseværdi 

Batchtest 

Prøvestation 3

5.4 Syreneutraliseringskapacitet 

Havnesediment deponeres i et såkaldt mono-deponi, og det er ifølge BEK 252 derfor 

kun nødvendigt at gennemføre pH-afhængighedstest ved pH-værdier lavere end materialets 

egen pH-værdi (BEK 252 bilag 7 afsnit 3.6). Som et resultat af pH-afhængighedstesten 

kan materialets syreneutraliseringskapacitet bestemmes (vist i Figur 5-4). 

pH 

14,0 

12,0 

10,0 

8,0 

6,0 

4,0 

2,0 

0,0 

Syreneutraliseringskapacitet 

(ANC) 

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 

Ækvivalenter syre (mol H + /kg TS) 

Figur 5-4 Syreneutraliseringskapacitet (ANC) bestemt på en blandprøve (Prøve A-1, A-2, B-1 og B-2) 

af havnesediment udtaget fra Esbjerg Havn. 


6 VURDERING 

I det følgende afsnit vurderes resultaterne af de gennemførte undersøgelser i forhold til 

kravene i BEK 252 for deponering af havnesediment og, hvor det er muligt, også i forhold 

til tidligere opnåede resultater. 

6.1 Faststofindhold 

BEK 252 indeholder ikke grænseværdier baseret på faststofindholdet af uorganiske forbindelser. 

Det er endvidere heller ikke muligt at sammenligne resultaterne af analyse af 

det uorganiske faststofindhold med resultaterne af de rutinemæssige undersøgelser, idet 

opluknings- og analysemetoden, som er foreskrevet i BEK 252, er forskellig fra de metoder, 

der anvendes ved de rutinemæssige undersøgelser. 

Det ses af Tabel 5-1, at som forventet er indholdet af uorganiske forbindelser i sediment 

fra prøvetagningsstation 3 generelt lavere end indholdet i sediment fra de øvrige prøvetagningsstationer 

dog med barium (Ba) som undtagelse. 

Resultaterne af analyse af faststofindholdet af organiske stoffer i havnesedimentprøverne 

er vist i Tabel 5-2 og Tabel 5-3. Ved sammenligning af resultaterne med grænseværdier 

for indhold af organiske stoffer på et deponi for mineralsk affald (BEK 252 tabel 

3.5), ses det, at alle parametre overholder de opstillede grænseværdier. De målte værdier 

er mellem en faktor 2 og 250 lavere end grænseværdierne. 

Da der ikke er opstillet grænseværdier for organiske tin-forbindelser, er de fundne 

mængder sammenlignet med de niveauer af tin-forbindelser, der blev fundet i havnesedimentet 

i 2008. Tabel 6-1 viser det gennemsnitlige indhold af organiske tinforbindelser 

i havnesedimentet beregnet for prøverne A-1, A-2, B-1 og B-2 samt indholdet 

bestemt ved prøvetagningsstation 3. Til sammenligning ses de gennemsnitlige 

niveauer bestemt i 2008. Det fremgår af tabellen, at der generelt er god overensstemmelse 

mellem resultaterne for henholdsvis 2009 og 2008. Tallene viser endvidere, at 

indholdet af organiske tin-forbindelser ved prøvetagningsstation 3, som forventet, er lavere 

end for de øvrige havneområder, hvorfra sediment deponeres. 

Tabel 6-1 Gennemsnitlige indhold af organiske tin-forbindelser i prøverne A-1, A-2, B-1 og B-2 samt i 

sediment fra prøvetagningsstation 3. Til sammenligning er tilsvarende tal fra 2008 vist. 

Parameter Enhed 

Monobutyltin µg/kg TS 

Dibutyltin µg/kg TS 

Tributyltin µg/kg TS 

Tetrabutyltin µg/kg TS 

6.2 Porevandsanalyser 

Prøvetagning 2009 Erfaringstal 2008 

Gennemsnit af 

prøverne A-1, A-2 og 

B-1, B-2 

Station 3 

Gennemsnit af 

prøver fra station 

6, 8, 9, 10, 11, 12 

Station 3 

13 4,1 10 3,3 

23 4,5 27 2,6 

140 16 154 12 

4,2

Resultaterne af porevandsanalyserne fremgår af Tabel 5-4. Det ses, at for prøverne A-1, 

A-2, B-1 og B-2 er L/S-forholdet i prøverne omkring 2,3 l/kg, og for sedimentprøven 

udtaget ved prøvetagningsstation 3 er det på 1,0 l/kg. 

Ved omregning af den målte koncentration i porevandet til en frigivet stofmængde pr. 

kg tørstof kan resultaterne sammenholdes med grænseværdier opstillet for et kystnært 

deponi, der modtager mineralsk affald (klasse MA1) ved L/S 2 l/kg. Det fremgår af Tabel 

5-4, at de analyserede prøver for alle parametre overholder grænseværdierne. 

6.3 Udvaskningstests 

Resultaterne af de gennemførte udvaskningstests er vist i Figur 5-1 og Figur 5-2 for de 

parametre, der er opstillet grænseværdier for i BEK 252. Øvrige resultater kan ses i Bilag 

E. 

De udvaskede stofmængder bestemt ved batchudvaskningstests kan sammenlignes med 

udvaskningen bestemt i pH-afhængighedstesten, idet begge typer af tests blev udført 

ved et L/S-forhold på 10 l/kg. Som det fremgår af Figur 5-1 til Figur 5-3, er der god 

overensstemmelse mellem resultaterne opnået i de to typer af tests, dog ses der for As, 

Pb, Zn, sulfat og fluorid at være en væsentlig afvigelse mellem resultaterne af henholdsvis 

batchtests og pH-afhængighedstest. For As, Pb og Zn ses den udvaskede stofmængde 

at være højere i batchtesten end i pH-afhængighedstesten. En årsag til denne 

uoverensstemmelse kan være, at redoxforholdene i de to typer af test ikke har været ens 

(se Figur 5-3). Bestemmelser af redoxpotentiale og udvaskning af Fe tyder på, at forholdene 

i batchtesten har været mere reducerende end i pH-afhængighedstesten. I pHafhængighedstesten 

kan de oxiderede forhold have medvirket til, at Fe er fældet ud som 

jernoxider. Under udfældningen er det muligt, at elementer som As, Pb og Zn associeres 

til Fe-oxiderne og dermed forsvinder fra den opløste fase. Forskelle i redoxforhold i de 

to typer af tests forklarer endvidere, hvorfor udvaskningen af sulfat ikke er overensstemmende, 

idet svovl under mere reducerede forhold også vil forekomme som sulfider. 

Da primærprøverne af havnesedimentet under prøvetagningen viste tydelige tegn på at 

være reducerede, bør der i vurderingen lægges mest vægt på resultaterne af batchudvaskningstestene 

for de elementer, hvor der ikke er overensstemmelse mellem resultater 

fra de to testtyper. 

Sammenlignes de opnåede resultater fra udvaskningstestene med de grænseværdier, der 

er opstillet for modtagelse af havnesediment på et kystnært deponi for mineralsk affald 

(klasse MA1) (BEK 252 bilag 3 tabel 3.9), ses, at for Ba, Cd, Cr, Cu, Hg, Mo, Ni, Sb, 

Se, sulfat og fluorid er grænseværdierne overholdt – også ved de helt lave pH-værdier. 

For disse parametre er de udvaskede stofmængder fra sedimentet ved materialets naturlige 

pH-værdi generelt flere størrelsesordner under den fastsatte grænseværdi. For Pb, 

Zn og DOC overholdes grænseværdierne ved materialets naturlige pH-værdi, og først 

ved en pH-værdi lavere end pH 4 overskrides grænseværdien. At pH-værdien i monodeponiet 

skulle falde til under pH 4 anses ikke for sandsynligt uden en voldsom ydre 

påvirkning. En ændring af materialets pH-værdi vil i givet fald kræve, at der skulle tilføres 

ca. 2 mol H+ pr. kg tørstof i deponiet (aflæst af Figur 5-4). 

Kun for As er den udvaskede stofmængde i batchudvaskningstesten for prøverne A-1, 

A-2, B-1 og B-2 på niveau med grænseværdien for As, men da grænseværdien for As 

ved et L/S-forhold på ca. 2 l/kg er overholdt i porevand ekstraheret fra prøverne (A-1, 

A-2, B-1 og B-2), synes det rimeligt at tillade modtagelse af sedimentet på et kystnært 

deponi for mineralsk affald. Det foreslås dog, at det i forbindelse med rutinemæssige 


undersøgelser kontrolleres, at udvaskningsniveauet for As er uændret (eller lavere) set i 

forhold til den grundlæggende karakterisering. Det anbefales, at sedimentet ved rutinemæssige 

undersøgelser testes under iltfrie forhold. 

For sedimentet udtaget fra prøvetagningsstation 3 er den udvaskede stofmængde generelt 

på niveau med eller lavere end den målte udvaskning fra sedimenterne fra de øvrige 

havneområder 

6.4 Variationsbredde 

Prøverne af havnesediment fra Esbjerg Havn er udtaget og sammenstukket, således at 

det på baggrund af de opnåede resultater er muligt at bestemme en relativ variationsbredde 

for både sammenstikningen af prøver og for prøvetagningen. En relativ variationsbredde 

bestemmes som forskellen mellem to tal, divideret med gennemsnittet og 

ganget med 100%. Denne vurdering er gennemført for resultaterne af batchudvaskningstestene 

(se Tabel 5-2). 

For både sammenstikningen af delprøver til sekundære prøver og prøvetagning er den 

relative variationsbredde generelt mindre end 30%, hvilket bør betragtes som tilfredsstillende. 

Dog er variationsbredden for Cu og Pb væsentlig højere. Årsagen hertil kan 

ikke umiddelbart identificeres, men da udvaskningsniveauet for disse parametre er væsentligt 

lavere end grænseværdien, betragtes dette som værende af mindre betydning. 


Tabel 6-2 Beregning af relativ variationsbredde for henholdsvis sammenstikning af prøverne A-1, A-2 

og B-1, B-2 samt for prøvetagning af A- og B-prøver. Hvis variationsbredden er højere end 

30%, er tallene markeret med fed. 

Parameter 

Baseret på prøverne 

A-1 og A-2 

% 

Relativ variationsbredde (batchudvaskningstest) 

Sammenstikning af prøver Prøvetagning 

Baseret på prøverne 

B-1 og B-2 

% 

Ca 1 11 0 

K 2 4 1 

Na 1 8 3 

Si 1 1 1 

Al 24 7 11 

As 6 1 4 

Ba 13 4 1 

Cd 0 1 0 

Co 17 4 7 

Cr 24 5 13 

Cu 119 37 79 

Hg 0 1 0 

Mn 1 11 1 

Mo 10 0 3 

Ni 18 4 13 

Pb 160 49 124 

Sb 1 10 5 

Se 1 2 1 

V 9 14 4 

Zn 23 19 29 

Klorid 2 8 2 

Flourid 0 1 0 

Sulfat 15 29 6 

Baseret på gennemsnit af 

A og B prøver 

% 

DOC 35 19 0 


7 REFERENCER 

Miljøstyrelsen. Bekendtgørelse nr. 252 af 31. marts 2009 om deponeringsanlæg. 


BILAG 

11805439_Slutrapport DHI


BILAG A 

Prøvetagningsplan 






Teknisk Notat 

Juli 2009


Juli 2009 

Klient 

Projekt 

Forfattere 


Grundlæggende karakterisering af havnesediment 

fra Esbjerg Havn 

Jette Bjerre Hansen 

Mette Tjener Andersson 

Klientens repræsentant 

Erik Brenneche 

Projekt nr. 

11805439 

Dato 

Juli 2009 

Godkendt af 

Sten Lindberg 

Agern Allé 5 

2970 Hørsholm 

Tlf: 4516 9200 

Fax: 4516 9292 

dhi@dhigroup.com 

www.dhigroup.com 

1 Teknisk Notat, inkluderet kommentarer fra Kystdirektoratet MTA OH SL 17/7-09 

0 Teknisk Notat JBH/MTA OH SL 15/7-09 

Revision Beskrivelse Udført Kontrolleret Godkendt Dato 

Nøgleord 

Prøvetagning af havnesediment, grundlæggende 

karakterisering, deponering 

Klassifikation 

Åben 

Intern 

Tilhører klienten 

Distribution Antal kopier 


Signe Marie Ingvardsen, 

Erik Brenneche 

DHI: 

MTA, JBH, SMM, OH

INDHOLDSFORTEGNELSE 

1 INTRODUKTION ............................................................................................................ 1 

1.1 Baggrund ........................................................................................................................ 1 

1.2 Formål ............................................................................................................................. 1 

2 INVOLVEREDE PARTER ............................................................................................... 2 

3 BAGGRUNDSINFORMATION ....................................................................................... 3 

3.1 Mængder og oprindelse af sediment til deponering ........................................................ 3 

3.2 Vurdering af forureningsniveau i havneområderne ......................................................... 3 

3.3 Affaldstype i henhold til bekendtgørelse nr. 252, 2009 ................................................... 3 

3.4 Test- og analyseprogram ................................................................................................ 4 

4 PRØVETAGNING ........................................................................................................... 4 

4.1 Prøvetagningsprincip ...................................................................................................... 4 

4.2 Prøvetagningsmetode og - udstyr ................................................................................... 5 

4.3 Prøvetagningspositioner ................................................................................................. 5 

4.4 Prøvemærkning .............................................................................................................. 6 

4.5 Prøveopbevaring og transport ........................................................................................ 7 

5 DOKUMENTATION ........................................................................................................ 7 

5.1 Prøvetagningsplan .......................................................................................................... 7 

5.2 Feltjournal ....................................................................................................................... 7 

5.3 Prøveansvarsrapport (Chain of Custody) ....................................................................... 7 

5.4 Pakkeliste ....................................................................................................................... 7 

6 SIKKERHED OG SUNDHED .......................................................................................... 8 

7 REFERENCER ............................................................................................................... 8 

BILAG 

A DHIs DANAK akkreditering 

B Oversigtskort 

C Feltjournal 

D Prøveansvarsrapport 

prøvetagningsplan_rev1-oh i DHI

1 INTRODUKTION 

1.1 Baggrund 

Fra havneområdet i Esbjerg fjernes der løbende over hele året mere end 450.000 in situ 

m 3 havnesediment. Hovedparten af dette sediment klappes på klappladser i Vadehavet 

(DHI, 2007). Den resterende del af havnesedimentet, som ikke klappes, skal deponeres 

på et egnet deponeringsanlæg. 

Havnebassinerne i Esbjerg er opdelt i 12 hovedområder, til brug for kortlægning af forureningsbelastningen 

i havnen. Tabel 1-1 giver en oversigt over de 12 områder med angivelse 

af fra hvilke områder, sedimentet klappes, og fra hvilke sedimentet deponeres. 

Tabel 1-1 Oversigt over havneområder (behandling oplyst telefonisk af Erik Brenneche, Kystdirektoratet). 

Havneafsnit Beskrivelse Behandling 

1 Offshoreaktiviteter mm. Klapning 

2 Trafikhavn + offshoreaktiviteter mm. Klapning 

3 Dokhavn Deponering 

4 Færgehavn Klapning 

5 Trafikhavn Klapning 

6 Oliebroer Deponering 

7 Indsejling Klapning 

8,1 Konsumhavn, 1. bassin Deponering 

8,2 Konsumhavn, 2. bassin Deponering 

9 Industrihavn Deponering 

10 Beddingsområde Deponering 

11,1 Bassin 6 Deponering 

11,2 Indsejling til 4., 5., og 6. bassin Klapning 

12 Liggeplads Deponering 

Havnesediment, der ønskes deponeret, skal efter ikrafttrædelse af bekendtgørelse 252 af 

31. marts 2009 om deponeringsanlæg karakteriseres for at kunne godkendes til deponering. 

DHI har af Kystdirektoratet fået til opgave at gennemføre prøvetagning og grundlæggende 

karakterisering af den del af havnesediment fra Esbjerg Havn, der ønskes deponeret. 

Prøvetagning og grundlæggende karakterisering skal ske i overensstemmelse med 

Bekendtgørelse nr. 252, 2009. Prøvetagningen skal foretages under DHIs akkreditering. 

Sverre M. Mortensen fra DHI vil forestå prøvetagningen og have ansvaret for, at den foregår 

i overensstemmelse med DHI’s akkreditering. Den grundlæggende karakterisering 

foretages herefter på DHI’s akkrediterede laboratorium. 

1.2 Formål 

Formålet med prøvetagning og grundlæggende karakterisering af havnesediment er at 

opnå tilstrækkelig information om materialets karakter til, at de kompetente myndigheder 

kan tage stilling til optagelsen af havnesedimentet på positivlisten for et deponeringsanlæg. 

prøvetagningsplan_rev1-oh 1 DHI

Det direkte formål med prøvetagningen er at indsamle prøver af sedimentet fra de områder 

i havnen, hvorfra sedimentet ønskes deponeret. De udtagne prøver skal danne 

grundlag for, at der kan gennemføres en grundlæggende karakterisering. 

Nærværende notat beskriver en plan for prøvetagning i dele af Esbjerg Havn, hvorfra 

sedimentet ønskes deponeret. 

Planen for prøvetagning opfylder de krav, der er opstillet for prøvetagning i henhold til: 

• Bekendtgørelse 252 af 31. marts 2009 

o Prøvetagning skal ske akkrediteret eller certificeret 

o Prøvetagningsplanen skal udarbejdes i henhold til DS/EN 14899 

• DHI’s krav til akkrediteret prøvetagning af sedimenter 

Vedlagt som Bilag A findes dokumentation for DHIs DANAK akkreditering. 

2 INVOLVEREDE PARTER 

I det følgende angives de parter, der direkte eller indirekte er involveret i projektet. 

Kystdirektoratet er ansvarshavende i forhold til Esbjerg Havn og forestår løbende oprensningen 

af havnen. Kystdirektoratet er i denne sammenhæng kunden. Kontaktpersoner 

hos kystdirektoratet er Signe Marie Ingvardsen og Erik Brenneche. 

Grontmij Carl Bro er rådgiver for Kystdirektoratet. Grontmij Carl Bro er i denne 

sammenhæng høringspart. Kontaktperson er Erik G. Dal. 

DHI er af Kystdirektoratet blevet bedt om at forestå prøvetagning og grundlæggende 

karakterisering af havnesedimentet i henhold til Bekendtgørelse 252. DHI er den udførende 

part. Kontaktpersoner er Jette Bjerre Hansen (projektleder), Mette Tjener Andersson 

(afløser for JBH i ferieperioden), Sverre M. Mortensen (prøvetager), Ole Hjelmar 

(QA). 

Esbjerg kommune er godkendende myndighed i forhold til deponeringsanlæg. Efter aftale 

med Miljøcenter Odense er Esbjerg Kommune både miljø- og tilsynsmyndighed. 

Kommunen skal dermed godkende denne prøvetagningsplan, inden prøvetagningen 

igangsættes. Kontaktperson er Allan Sandholt. 


3 BAGGRUNDSINFORMATION 

3.1 Mængder og oprindelse af sediment til deponering 

Kystdirektoratet har vurderet mængden af havnesediment, der på årsbasis skønnes optaget 

fra de enkelte havneområder og ført til deponering, dette er angivet senere (afsnit 4.3 

Prøvetagningspositioner). 

DHI vil anmode Kystdirektoratet om at være behjælpelig med at indhente oplysninger 

om de aktiviteter i de enkelte havneområder, som potentielt kan påvirke kvaliteten af 

havnesedimentet. Oplysningerne skal anvendes til at vurdere, hvordan primærprøverne 

sammenstikkes til sammensatte prøver, som anvendes til karakterisering. 

Oplysningerne skal indhentes i løbet af ugerne 29 til 33 og skal anvendes i uge 33 til 

udarbejdelse af en endelig plan for karakterisering (forbehandling, testning og analyse). 

3.2 Vurdering af forureningsniveau i havneområderne 

DHI vil fra Kystdirektoratet modtage et Excel-regneark med resultater af fastsstofanalyser 

foretaget på havnesedimenter opsamlet på prøvetagningsstationer som angivet i bilag 

B. Resultaterne dækker perioden 2003 til 2008. Herudover fremsender Kystdirektoratet 

UMT koordinater for alle prøvetagningspositioner. 

De tilsendte data vil tillige med kendskabet til aktiviteterne i havneområdet blive anvendt 

som baggrundsmateriale til at udforme den endelige plan for karakterisering af 

havnesedimentet. 

Det er oplyst af Kystdirektoratet, at der i perioden fra februar til april i år er fjernet ca. 

10.000 m 3 i 5. bassin, det samme i beddingsområdet + forhavnen til gl. 4. bassin (nu 5. 

bassin) og det samme lige inden for (SV-lige hjørne) i 6. bassin. De øvrige steder har 

været urørte i over et år, nogle steder urørte i adskillige år. 

Kystdirektoratet vurderer ikke, at oprensningerne foretaget i år vil påvirke mængden af 

prøvemateriale, der i august 2009 kan indsamles på positionerne. 

3.3 Affaldstype i henhold til bekendtgørelse nr. 252, 2009 

I henhold til bilag 7 i Bekendtgørelse nr. 252, 2009 er havbundssedimenter opført som 

en speciel affaldstype (punkt 1.4). Kravene til den grundlæggende karakteriseringstestning 

af havbundssedimenter er reducerede i forhold til det generelle program for karakteriseringstestning 

af mineralsk affald. 

Da Esbjerg Havn løbende oprenses, kan havnesedimentet herfra dog, efter aftale med 

Esbjerg kommune, betragtes som en affaldstype A1, dvs. en affaldsstrøm, der produceres 

ved den samme proces på det samme anlæg. 


3.4 Test- og analyseprogram 

De udtagne prøver skal underkastes et test- og analyseprogram, som er vist i Tabel 3-1. 

Tabel 3-1 Test- og analyseprogram for havnesedimentprøver. 

Faststofanalyser Analyseparametre 

a1) Generel kemisk sammensætning 

(totaloplukning i hht. EN 

13656) 

a3) Total organisk kulstof 

(EN 13137) 

b) Indhold af organiske stoffer 

Udvaskningstests 

Uorganisk kolonnetest 

CEN/TS 14405 

Uorganisk batchtest 

EN 12457-2** 

pH-stattest (CEN/TS 14997) 

(der gennemføres pH-statisk 

udvaskningstest på én prøve) 

Syre- 

/baseneutraliseringskapacitet 

Si, Al, Ca, Mg, Ti, Na, K, Fe, S, As, Ba, Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, 

Mo, Ni, P, Sb, Sr, V, Zn 

TOC 

BTEX, PCB, Kulbrinter (sum samt fraktionsopdelt), PAH*, 

TBT 

pH, ledningsevne, redoxpotentiale, klorid, sulfat, fluorid, Al, 

Si, Ca, Na, K, As, Ba, Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Sb, 

Se, V, Zn, DOC/NVOC 







Indgår som en del af den pH-statiske test 

* Det foreslås, at der analyseres for 16 EPA-PAH forbindelser og ikke kun de 7 forbindelser, som krævet i Bekendtgørelse 252. 

** En standard batchtest gennemføres med et væske-/faststofindhold på 2 l/kg. Det vil formentlig være nødvendigt pga. højt vandindhold 

at gennemføre testen med et væske-/faststofindhold på 10 l/kg, hvilet er i overensstemmelse med Bekendtgørelse 252. 

På grund af egenskaberne af visse typer havnesedimenter kan kolonnetests muligvis ikke 

gennemføres på disse. I så fald anvendes i stedet en batchtest. 

4 PRØVETAGNING 

4.1 Prøvetagningsprincip 

Princippet i den valgte metode til prøvetagning af havnesediment i Esbjerg Havn er baseret 

på udtagning af primærprøver, som bringes direkte til DHIs laboratorium. Først i 

laboratoriet foretages sammenstikningen af primærprøver til sammensatte prøver, der 

efterfølgende anvendes til karakteriseringstests. 

Primærprøverne overføres direkte fra prøvetageren til rilsanposer for at minimere håndteringen 

af prøverne. Dette sker for at undgå kontaminering. Poserne mærkes og lægges 

i køletasker. 


4.2 Prøvetagningsmetode og - udstyr 

Sedimentprøverne udtages med prøvetageren HAPS. Denne udtager en 30 cm lang kerne 

med en diameter på 13,5 cm. Dvs., at der er ca. 4 liter prøve i en fuld kerne. Ofte vil 

kernerne være kortere end 30 cm, da sten, skaller og lignende kan standse rørets nedtrængen 

i sedimentet. I Esbjerg Havn forventes det dog at sedimentet er meget blødt og 

at HAPS-røret vil blive fyldt. Der er erfaring med, at hvis HAPSen har for megen vægt 

(blylodder) på kan det blive overfyldt. Det er derfor vigtigt, at være forsigtig omkring 

brugen af vægt på HAPSen. 

Rørene er rengjorte og skyllet i acetone før start. Skal det samme rør anvendes flere 

gange, vil dette blive rengjort mellem prøvetagningerne i bassinvand. Hvis der ses oliefilm 

på indersiden af røret, renses det med acetone inden næste prøvetagning. HAPSen 

opereres fra et skib med kran, og der skal to mand til at betjene den. HAPSen søsættes, 

og ved kontakt med bunden udløses et lodret rør af rustfrit stål, der borer sig ned i havbunden 

under HAPSen. Røret trækkes herefter op af havbunden med indholdet af sediment 

og lukkes i bunden med en skovl. HAPSen hejses op og placeres på dækket, hvorefter 

en rustfri stålplade skydes ind mellem skovlen og prøven i røret. Kernen kan herefter 

skubbes ud af røret med et stempel i PVC, eller hele røret kan tømmes ud i en beholder 

(rilsanpose). Hvis PVC-stemplet anvendes, bortskæres den sidste, nederste del af 

prøven, som har været i kontakt med stemplet. Alt udstyr bortset fra stemplet er udført i 

i rustfrit stål. 

Når kernen skubbes ud af røret, er det muligt at observere den og foretage en beskrivelse 

af sedimentet samt fotografere kernen. Lagdeling, farve, lugt, kornstørrelse samt prøvens 

længde angives. 

Rilsanposen lukkes omhyggeligt og mærkes i henhold til tabel 4.2 om prøvemærkning. 

Posen opbevares mørkt og koldt. 

4.3 Prøvetagningspositioner 

Til prøvetagning af havnesediment fra Esbjerg Havn anvendes de prøvetagningsstationer, 

som Kystdirektoratet har defineret og tidligere anvendt. Der prøvetages kun fra de 

havneområder, hvorfra sedimentet deponeres. Tabel 4.1 giver et overblik over prøvetagningsstationer 

og nedstikspositioner. For hver position foretages to nedstik, dvs. at 

der for hver position er to primærprøver (mærkes a og b). 

Der skal udtages prøver i 8 afsnit i havnen. Disse har hver flere prøvetagningspositioner, 

i alt skal der udtages sedimentprøver på 25 positioner (se Tabel 4-1 ). Se desuden 

oversigtskort i bilag B. 

Antallet af positioner er forsøgt fastsat således, at der er rimelig overensstemmelse mellem 

den skønnede årlige oprensningsmængde og antallet af positioner. 

Prøvetagningsfartøjet har positionerne indlagt i UMT-koordinater på GPS-systemet. 


Tabel 4-1 Oversigt over prøvetagningsstationer og underpositioner. 

Prøvetagnings- Skønnet årligt Havneafsnit Positioner Antal 

station 

oprensningsvol. 

primærprøver 

3 5.000 Dokhavn A, B, C, 6 

6 5.000 Oliebroer A, B, C 6 

8 9.000 1. Bassin (Konsumhavnen) 

m. forhavn 

C, C1, F2 6 

8 7.000 2. Bassin (Konsumhavnen) 

m. forhavn 

A, B, F 6 

9 9.000 5. Bassin (Industrihavn) m. 

forhavn til 4. bassin 

A, D1, E 6 

10 5.000 Beddingsområde A, B, C 6 

11 13.000 Bassin 6 C, D, E2, F2 8 

12 3.000 Doggerkajs inderside A, B, C 6 

4.4 Prøvemærkning 

Primærprøverne mærkes som angivet i Tabel 4-2. Desuden angives dato for prøvetagningen, 

samt at prøverne er udtaget fra Esbjerg Havn. Initialer på ansvarlig prøvetager 

påføres også (i dette tilfælde SMM). 

Tabel 4-2 Mærkning af primærprøver. 

Prøvetag- Havneafsnit Positioner Mærkning – Mærkning – 

ningsstation 

første stik andet stik 

3 Dokhavn A 3A-a 3A-b 

B 3B-a 3B-b 

C 3C-a 3C-b 

6 Oliebroer A 6A-a 6A-b 

B 6B-a 6B-b 

C 6C-a 6C-b 


(Konsumhav- C1 8C1-a 8C1-b 

nen 

F2 8F2-a 8F2-b 

8 2. Bassin A 8A-a 8A-b 

(Konsumhav- B 8B-a 8B-b 

nen) 

F 8F-a 8F-b 

9 5. Bassin (In- A 9A-a 9A-b 

dustrihavn) D1 9D1-a 9D1-b 

E 9E-a 9E-b 

10 Beddingsom- A 10A-a 10A-b 

råde 

B 10B-a 10B-b 

C 10C-a 10C-b 


D 11D-a 11D-b 

E2 E2-a E2-b 

F2 F2-a F2-b 

12 6. Bassin (Lig- A 12A-a 12A-b 

geplads) B 12B-a 12B-b 

C 12C-a 12C-b 


4.5 Prøveopbevaring og transport 

Primærprøverne opbevares i rilsanposerne. Umiddelbart efter udtagning placeres prøverne 

i køletasker, der indeholder frosne køleelementer. Prøverne transporteres samme 

dag til DHI af Sverre M. Mortensen, og ved ankomst lægges prøverne i kølerum ved 4 

°C. 

5 DOKUMENTATION 

5.1 Prøvetagningsplan 

Prøvetagningsplanen skal godkendes skriftligt af Kystdirektoratet og Esbjerg Kommune. 

5.2 Feltjournal 

Der føres feltjournal under prøvetagningen. Heri angives detaljer om prøvetagningen; 

position, vanddybde, tidspunkt mv. Feltjournalen, der kopieres og udfyldes, er vedlagt 

som bilag C. 

5.3 Prøveansvarsrapport (Chain of Custody) 

Alle prøver, der udtages i Esbjerg Havn, bringes til DHI samme dag af Sverre M. Mortensen. 

Efterfølgende vil der blive udført tests og klargøring af prøver til analyse. 

Prøver vil blive sendt til analyselaboratorium iht. sædvanlig rutine for det af Kystdirektoratet 

valgte analyselaboratorium. DHI vil med prøverne sende en akkvisition, der lister 

prøverne, samt hvilke analyser der skal udføres på dem. 

DHI beder analyselaboratoriet kvittere for modtagelsen af prøverne. 

Vedlagt i bilag D findes Prøveansvarsrapport. Denne udfyldes under hele forløbet, fra 

prøveudtagning til testning og analysering. 

5.4 Pakkeliste 

DHI vil til prøvetagningen medbringe følgende: 

• HAPS-prøvetager (egenvægt 70 kg) 

• Rilsanposer til prøverne 

• Kølebokse med køleelementer 

• Prøvetagningsplan 

• Feltjournalskemaer 

• Prøvemærkater 

• Redningsvest 

• Kamera 

• Nitril-handsker 

• Pen mv. 


Det forventes at følgende udstyr er ombord på prøvetagningsskibet: 

• GPS med prøvetagningspositioner indlagt 

• Kran med wire på spil. Wiretykkelse skal være 8-12 mm. 

• Spuleslange 

• Sikkerhedsudstyr 

6 SIKKERHED OG SUNDHED 

Kystdirektoratets skibe opererer efter de almindelige søfartsregler om sikkerhed til søs. 

Desuden er rygning forbudt på dækket under prøvetagning. 

DHI følger desuden ”DHI’s interne sikkerhedsregler”, hvori kapitel 5 omhandler feltarbejde. 

7 REFERENCER 

Bekendtgørelse nr. 252 af 31. marts 2009 om deponeringsanlæg. 

DS/EN 14899 Karakterisering af affald – Prøveudtagning af affald – Rammer for anvendelse 

af prøveplan, 1. Udgave, 2006-03-01. 

Kystdirektoratet. Fremtidssikret prøvetagningsplan for Esbjerg Havn. Udarbejdet af 

DHI. Projektnr. 54523. Dateret 2007-05-08. 

Kystdirektoratet. Prøvetagning og prøvehåndtering – Esbjerg 2008. Dateret 2008-12-18. 

Tilbud på prøvetagning og karakterisering af havnesediment fra Esbjerg Havn. Stilet til 

Kystdirektoratet, Signe Marie Ingvardsen. Udarbejdet af DHI. Referencenr. 11805439- 

P. Dateret 2009-07-08. 

Intern DHI Standard Forskrift No.: 30/523:01. Prøvetagning. Marine sedimenter – søsedimenter. 

Udgave No. 01. Dateret: 2009.04.21. 

Kystdirektoratet. Positioner på bundprøver, Esbjerg Havn. Projekt: 029. Dateret 2009- 

06. 


BILAG 

prøvetagningsplan_rev1-oh DHI

BILAG A 

DHIs DANAK akkreditering 


BILAG B 

Oversigtskort 


BILAG C 

Feltjournal 



Projekt navn Sedimentkarakterisering, Esbjerg Havn 

Kunde Kystdirektoratet 

Prøvetagningsansvarlig Sverre M. Mortensen, DHI 

Prøvetagningsstation 

Dato 

Bemærkninger 

Positions nr. Klokkeslæt 

Dybde 

(m u. h.) 

Bemærkninger 

fx ændret position 

Beskrivelse af delprøver 

prøvetagningsplan_rev1-oh DHI 

1 

2 

1 

2 

1


2 

1 

2

BILAG D 

Prøveansvarsrapport 


Prøveansvarsrapport (Chain of Custody Form) 

Udarbejdet af: DHI 

Kontaktperson: Jette Bjerre Hansen 

Kontaktoplysninger: jbh@dhigroup.com, tlf. 4516 9148 

Lokalitet/ydelse Institution Kontaktoplysninger 

Lokalitet for prøvetagning Esbjerg Havn Via Kystdirektoratet 

Deponiejer Kystdirektoratet Tlf. 9963 6363, 

Erik Brenneche (erik.brenneche@kyst.dk) 

Signe M. Ingvardsen (signe.marie.ingvardsen@kyst.dk) 

Test udføres af DHI Jette Bjerre Hansen, tlf. 4516 9148 

(jbh@dhigroup.com), 

Analyser udføres af 

Transport fra Esbjerg 

Havn til DHI 

Transport fra DHI til analyselaboratorium 

Susanne Klem, tlf. 4082 1888 (sek@dhigroup.com) 

DHI Sverre M. Mortensen, tlf. 2026 3972 

(smm@dhigroup.com) 

Delopgave Prøveansvarlig Dato og underskift 

Prøver udtaget og fragtet til DHI Sverre M. Mortensen, DHI 

Sedimentprøver modtaget på 

DHI’s laboratorium 

Eluat-, porevand- og faststofprøver 

afsendt til analyselaboratorium 

Prøver modtaget på analyselaboratorium 

Susanne Klem, DHI 

Susanne Klem, DHI 

Analyseresultater modtaget Jette Bjerre Hansen, DHI 

* Dette dokumenteres ved udskift af meddelelse(r) fra analyselaboratoriet, om at de har modtaget prøverne. 


*

BILAG B 

Prøvetagningsrapport 


TEST Reg.nr. 0026 

KYSTDIREKTORATET 


sediment fra Esbjerg Havn 

Prøvetagningsrapport 

DHI sag: 11805439 

Danak nr.: DAN-2009-62 

Test results relate only to the item(s) tested. 

The test report may only be reproduced in extract, if the laboratory 

has approved the extract. 

Date: 14. august 2009 

Report No.: DAN-2009-062 

Page 1 of 15

Indledning: 


I forbindelse med deponering af havneslam er der gennemført en 

prøvetagning af slam (sediment) i flere bassiner i Esbjerg Havn. 

Prøvetagningen er foretaget som et samarbejde mellem Kystdirektoratet og 

DHI. 

Nærværende rapport er en beskrivelse af prøvetagningen. 

Garanti: 

Det garanteres at prøvetagningen har fulgt de retningslinjer der er beskrevet 

i Prøvetagningsplan for Esbjerg havn fra juli 2009. 

Prøverne er indsamlet med det korrekte udstyr. Prøverne er emballeret i 

Rilsanposer og mærket som angivet i ”prøvetagningsplanen”. DANAK nr. 

tilføjet på mærkatet. Prøverne er straks efter indsamlet placeret i klimaboks 

ved 5° C, og transporteret til DHI Hørsholm samme dag. Sedimentet på de 

enkelt lokaliteter er beskrevet i bilag 1. 

Foto 1: Mærkning af sedimentprøver fra Esbjerg Havn 






Page 2 of 15

Prøvetagning: 


Prøvetagningen er gennemført den 13. august 2009. I ”Prøvetagningsplanen” 

er angivet, at samtlige prøver ”kerner” skal fotograferes. Dette er kun 

foretaget på station 3 (foto 4). idet sedimentet på de øvrige stationer var 

ekstremt løst og flydende (se foto 2 og 3). Det blev vurderet, at der ingen 

værdi var i afbildning af det udflydende sediment, idet sedimentet er helt 

ensfarvet sort (dog med en tynd oxideret overflade) og aldeles uden 

lagdeling. 

Foto 2: Sedimentet er ekstremt 

løst og udflydende. 




Foto 3: Sedimentet flyder ud på dækket 

Sedimentet var meget homogent på alle positioner. På position 3 var 

sedimentet sandet forårsaget tilføring af sand for at stabilisere det løse 

sediment. På samme position var sedimentet sammenhængende (se foto 4) 

og uden lugt. 

Foto 4: Sediment fra position 3, Dokhavnen 



Page 3 of 15


Foto 5: Haps med prøve Foto 6: Kernen udtages af Haps 

Foto 5 viser Hapsen, når den ankommer til skibet efter udtagning af en 

sedimentkerne. Rør med kerne fjernes fra Hapsen (foto 6) og røret tømmes 

direkte i en Rilsanpose der straks lukkes og nedkøles (foto 7 og 8). 

Foto 7: Prøverøret tømmes i en 

Rilsanpose 




Foto 8: Umiddelbart efter lukning 

lægges prøven på køl 



Page 4 of 15


Prøvetagningsstationer: 

Stationernes placering er angivet i tabel 1 

Tabel 1: Stationsplacering i Esbjerg Havn 

Bassin Position nr. Øst koordinat Nord koordinat 

Dokhavn 3A 

464.779 

6.146.577 

3B 

464.846 

6.146.481 

3C 

464.727 

6.146.290 

Oliebroer i 

6A 

463.892 

6.147.358 

trafikhavn 

6B 

463.777 

6.147.270 

6C 

463.651 

6.147.187 

Fiskerihavnens 1. 

8C 

463.734 

6.147.548 

bassin 

8C1 

463.660 

6.147.505 

8F2 

463.547 

6.147.497 


8A 

463.516 

6.147.853 

bassin 

8B 

463.538 

6.147.639 

8F 

463.418 

6.147.648 


9A 

463.334 

6.148.229 

og 5. bassin 

9D1 

463.298 

6.148.005 

9E 

463.328 

6.148.105 

Område ud for 

10A 

463.161 

6.148.209 

bedding i 

10B 

463.208 

6.148.154 

Fiskerihavnen 

10C 

463.246 

6.148.084 

Fiskerihavnens 6. 11C 

463.001 

6.148.024 

bassin 

11D 

462.978 

6.148.148 

11E2 

462.937 

6.148.100 

11F2 

462.905 

6.148.077 

Fiskerihavnens 6. 12A 

462.584 

6.148.076 

bassin 

12B 

462.939 

6.147.965 

12C 

463.028 

6.147.850 

Foto 8: Grådyb blev anvendt til prøvetagningen 






Page 5 of 15

Bilag: 


Noter fra prøvetagning: Beskrivelser af de udtagne sedimentprøver 






Page 6 of 15


Projekt nr. 11805439 Danak Nr. : DAN-2009-62 

Projekt navn: Sedimentkarakterisering, Esbjerg Kunde: Kystdirektoratet 

Havn 

Ansvarlig for prøvetagning Sverre Mohr Mortensen, DHI 

Dato: Onsdag den 13. august 

Position Tid. Dybde Beskrivelse af søjler, 

Nr. LT m Længde, lagdeling og lugt mm. 

a 

12:50 6,0 

Sort silt, en del sand 

Oxideret overflade, brun 

Ingen lagdeling 

3 A 

Dokhavn 

3 B 

Dokhavn 

3 C 

Dokhavn 

13:00 

13:10 

6,0 

6,5 

Længde: 30 cm 

Lugt: ingen 

Overfl. Oxi: ja 




b 


Lugt: ingen 


a 


Lugt: ingen 


b 


Lugt: ingen 


a 


Lugt: ingen 


b 


Lugt: ingen 


Snegle i prøven 





















Page 7 of 15




Havn 





a 


Sort blandet sediment uden 

lagdeling. Oxideret overflade 

6 A 

Lugt: H2S (grå). 

Oliebroer 12: 35 10.6 Overfl. Oxi: ja 

b 

Sedimentet er blødt og 

”udflydende” 

Længde: 30 cm Sort blandet sediment uden 

Lugt: H2S lagdeling. Oxideret overflade 


a 

(grå). 




Længde: 30 cm lagdeling. Oxideret overflade 


6 B 

Overfl. Oxi: ja Sedimentet er blødt og 

Oliebroer 12:16 10,0 

b 





a 

(grå). 







6 C 


Oliebroer 12:10 7,0 b 



Overfl. Oxi: ja (grå). 








Page 8 of 15




Havn 





a 




8 C 11:45 5,2 Lugt: H2S (grå). 


1. 


Bassin 

b 





a 






8 C1 11:52 5,7 Overfl. Oxi: ja Sedimentet er blødt og 


1. 

b 

Bassin 





a 







8 F2 12:00 4,8 

b 


1. 


Bassin 










Page 9 of 15




Havn 





a 




8 A 11:25 4,5 Lugt: H2S (grå). 


2. 


Bassin 

b 





a 






8 B 11:31 4,5 Overfl. Oxi: ja Sedimentet er blødt og 


2. 

b 

Bassin 





a 







8 F 11:38 4,5 

b 


2. 


Bassin 










Page 10 of 15




Havn 





a 



Længde: 30 cm (grå). 

9 A 11:18 8,1 Lugt: H2S Sedimentet er blødt og 

Overfl. Oxi: ja ”udflydende” 

5. 

Kraftig lugt 

Bassin 

b 




Lugt: H2S Sedimentet er blødt og 


Kraftig lugt 

a 





9 D1 11:10 8,1 Overfl. Oxi: ja ”udflydende” 

Kraftig lugt 

5. 

b 


Bassin 





Kraftig lugt 

a 






9 E 11:00 8,2 

Kraftig lugt 

b 


5. 


Bassin 




Kraftig lugt 






Page 11 of 15




Havn 





a 




10 A 10:52 8,5 Lugt: H2S Sedimentet er blødt og 


Bedding 

Kraftig lugt 

b 






Kraftig lugt 

a 





10 B 10:45 8,1 Overfl. Oxi: ja ”udflydende” 

Kraftig lugt 

Bedding 

b 






Kraftig lugt 

a 






10 C 10:38 8,2 

Kraftig lugt 

b 


Bedding 





Kraftig lugt 






Page 12 of 15




Havn 





a 




11 C 10:18 8,2 Lugt: H2S Sedimentet er blødt og 


6. 

Kraftig lugt 

Bassin 

b 






Kraftig lugt 

a 





11 D 10:25 8,1 Overfl. Oxi: ja ”udflydende” 

Kraftig lugt 

6. 

b 


Bassin 





Kraftig lugt 

a 






11 E2 10:30 8,2 

Kraftig lugt 

b 


6. 


Bassin 




Kraftig lugt 






Page 13 of 15




Havn 

Ansvarlig for prøvetagning Sverre Mohr Mortensen, 

DHI 




a 




11 F2 10:05 8,0 Lugt: H2S Sedimentet er blødt og 


6. 

Kraftig lugt 

Bassin 

b 






a 


Kraftig lugt 

Længde: 

Lugt: 

Overfl. Oxi: 

b 

Længde: 

Lugt: 

Overfl. Oxi: 




a 

Længde: 

Lugt: 

Overfl. Oxi: 

b 

Længde: 

Lugt: 

Overfl. Oxi: 



Page 14 of 15




Havn 




Nr. LT Længde, lagdeling og lugt mm. 

a 




12 A 09:35 8,2 Lugt: H2S 



6. 

Kraftig lugt 

Bassin 

b 


Liggepl. 



Lugt: H2S 



Kraftig lugt 

a 




Lugt: H2S 


12 B 09:47 8,3 Overfl. Oxi: ja ”udflydende” 

Kraftig lugt 

6. 

b 


Bassin 


Liggepl 


Lugt: H2S 



Kraftig lugt 

a 




Lugt: H2S 



12 C 09:55 8,1 

Kraftig lugt 

b 


6. 


Bassin 


Liggepl 

Lugt: H2S 



Kraftig lugt 






Page 15 of 15

BILAG C 

Udtagning og sammenblanding af 

delprøver til sekundære prøver 


Sammenstikning af delprøver til prøverne A-1 og A-2. 

Position Volumen havnesediment, 

der 

fjernes fra 

området 

(m 3 /år ) 

Primærprøver til 

sammenblanding 

Prøve A-1 og A-2 

Antal nedstik i 

hver delprøve 

Udtaget mængde 

i alt 

(kg) 

Position 6 5.000 6A-a 1 0,816 

6B-a 1 1,388 

6C-a 1 1,044 

Position 8 9.000 

8C-a 2 1,657 

8C1-a 1 0,87 

8F2-a 1 0,861 


8A-a 1 0,873 

8B-a 2 1,530 

8F-a 1 0,915 


9A-a 1 0,977 

9D1-a 1 1,108 

9E-a 2 1,648 


10A-a 1 0,89 

10B-a 1 1,01 

10C-a 1 0,962 


11C-a 1 0,923 

11D-a 1 0,992 

11E2-a 1 0,925 

11F2-a 2 1,238 


12A-a 1 0,971 

12B-a 1 0,879 

12C-a 1 0,897 


Sammenstikning af delprøver til prøverne B-1 og B-2. 

Position Volumen havnesediment, 

der 

fjernes fra 

området 

(m 3 /år ) 






i alt 

(kg) 

Prøve B-1 og B-2 

Position 6 5.000 6A-b 1 0,926 

6B-b 1 1,027 

6C-b 1 1,074 


8C-b 2 1,814 

8C1-b 1 0,953 

8F2-b 1 1,060 


8A-b 1 0,956 

8B-b 2 2,049 

8F-b 1 0,853 


9A-b 1 0,921 

9D1-b 1 0,927 

9E-b 2 1,548 


10A-b 1 0,866 

10B-b 1 1,148 

10C-b 1 0,884 


11C-b 1 0,862 

11D-b 1 0,839 

11E2-b 1 0,973 

11F2-b 2 1,605 


12A-b 1 0,926 

12B-b 1 0,950 

12C-b 1 0,973 

Sammenstikning af delprøver fra prøvetagningsstation 3 til prøve 3. 

Prøve 5 

Volumen havnesediment, 

der 

fjernes fra 

området 

(m 3 /år ) 






i alt 

(kg) 

Position 3 5.000 Prøve 3 

3A-a 3 1,46 

3B-a 3 Ikke registreret 

3C-a 3 Ikke registreret 

3A-b 3 1,47 

3B-b 3 1,21 

3C-b 3 1,46 


BILAG D 

Originale analyseresultater – faststofindhold 


BILAG E 

Akkrediterede udvaskningstestrapporter 


BILAG F 

Originale analyseresultater – eluater og porevand 


Kystdirektoratet og Esbjerg Havn 

April 2013 


Natura 2000 – Foreløbig vurdering i forhold til fuglebeskyttelsesområde 

nr. 51 og 57, habitatområde nr. 78 og Ramsarområde 

nr. 27

PROJEKT Måde Havnedeponi 



Version 1 

Udarbejdet af ESB, LRM 

Kontrolleret af MXJ 

Godkendt af RHO 

NIRAS A/S 


Postboks 615 

8000 Aarhus C 

Natura 2000 – Foreløbig vurdering 

Kystdirektoratet og Esbjerg Havn 

CVR-nr. 37295728 


www.niras.dk 

T: +45 8732 3232 

F: +45 8732 3200 

E: niras@niras.dk

INDHOLD 

www.niras.dk 

1 Natura 2000 – Foreløbig Vurdering .......................................................... 1 

1.1 Indledning ................................................................................................... 1 

1.2 Metode ........................................................................................................ 1 

1.3 Projektbeskrivelse ....................................................................................... 2 

1.4 Internationale beskyttelsesinteresser (Natura 2000) .................................. 2 

1.4.1 Afgrænsning af de beskyttelsesmæssige interesser .................. 2 

1.4.2 Udpegningsgrundlag og status for habitatområde nr. 78 ........... 3 

1.4.3 Udpegningsgrundlag og status for fuglebeskyttelsesområde nr. 

Kystdirektoratet og Esbjerg Havn: 


51 og 57 .................................................................................... 18 

1.5 Påvirkninger .............................................................................................. 22 

1.5.1 Udledning af miljøfremmede stoffer ved Esbjerg Havn ............ 22 

1.5.2 Udsivning af miljøfremmede stoffer fra Måde Havnedeponi .... 23 

1.5.3 Påvirkning af fugle, der fouragerer i bassiner på deponiet ....... 24 

1.5.4 Forstyrrelse af ynglefugle ......................................................... 25 

1.5.5 Udledning og udsivning af næringsstoffer ................................ 26 

1.5.6 Græsning .................................................................................. 26 

1.5.7 Samlet vurdering, kumulative effekter mv. ............................... 26 

1.5.8 Afværgeforanstaltninger ........................................................... 27

www.niras.dk 

1 NATURA 2000 – FORELØBIG VURDERING 

1.1 Indledning 

I dette notat er der foretaget en vurdering af Måde Havnedeponis påvirkning af 

Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” i såvel anlægsfasen som i driftsfasen. I 

VVM-redegørelsen er der foretaget en vurdering af projektets påvirkning af de 

overordnede marine og terrestriske naturforhold. VVM-redegørelsen vil i nogle 

tilfælde referere til denne Natura 2000-vurdering og omvendt. Beskrivelser og 

vurderinger er dog foretaget på en måde så begge dokumenter kan læses selv- 

stændigt. 

EUs habitatdirektiv og fuglebeskyttelsesdirektiv administreres i Danmark gennem 

Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 408 af 1. maj 2007 “Bekendtgørelse om 

udpegning og administration af internationale naturbeskyttelsesområder samt 

beskyttelse af visse arter”, også kendt som Habitatbekendtgørelsen. 

Habitatbekendtgørelsen fastsætter krav om foreløbig vurdering (screening) af 

planer og projekter. Vurderingen skal omfatte mulige kumulative effekter, ek- 

sempelvis i forhold til eksisterende belastninger og i forhold til belastninger fra 

allerede vedtagne planer, som endnu ikke er realiserede og fra planer og projek- 

ter, som foreligger i forslag. Ved planer og projekter, der foreligger i forslag, for- 

stås f.eks. forslag til planer og projekter, som den kompetente myndighed har 

offentliggjort (sendt i høring), eller ansøgninger om tilladelse, godkendelse eller 

dispensation, som myndigheden har modtaget. 

Den foreløbige vurdering udføres for at vurdere, om en plan eller projekt kan 

have en væsentlig påvirkning på et Natura 2000-område. Formålet med den 

foreløbige vurdering er at tage stilling til, om planen eller projektet har en karak- 

ter, så en nærmere konsekvensvurdering er påkrævet. 

1.2 Metode 

Afsnittet er udarbejdet på baggrund af eksisterende viden. Der er i gennem de 

seneste år gennemført en række projekter i området blandt andet i forbindelse 

med en udvidelse af Esbjerg Havn. Den eksisterende viden om naturforholdene i 

området er derfor ret omfattende. Det er på den baggrund vurderet, at det ikke er 

nødvendigt at gennemføre supplerende undersøgelser i forbindelse med vurde- 

ringen af Måde Havnedeponi. 

Den eksisterende viden er samlet ved at gennemgå litteratur, rapporter, offentli- 

ge hjemmesider (med blandt andet GIS-data) samt korrespondance med repræ- 

sentanter fra en række institutioner og organisationer. Den eksisterende viden 

om de relevante Natura 2000 interesser findes blandt andet i den gældende 

Natura 2000 plan for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” (Naturstyrelsen, 

Natura 2000-plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 89 Vadehavet. Delplan 

for: Habitatområde H78, H86 og H90. Fuglebeskyttelsesområde F57., 2011) og 

basisanalysen for området (Sønderjyllands og Ribe amter, 2006) 



1

www.niras.dk 

Der er foretaget en gennemgang af de beskyttelsesmæssige interesser, en vur- 

dering af miljøpåvirkninger i anlægsfasen og driftsfasen samt en vurdering af de 

kumulative forhold. Vurderingerne er foretaget i overensstemmelse med Vejled- 

ning til bekendtgørelse nr. 408 af 1. maj 2008 (Naturstyrelsen, Miljøministeriet, 

2011). 

1.3 Projektbeskrivelse 

I VVM-redegørelsen for Måde Havnedeponi indgår en detaljeret beskrivelse af 

projektet [REF]. For at gøre det muligt at læse Natura 2000-vurderingen som et 

selvstændigt dokument er projektets vigtigste elementer gengivet her på punkt- 

form: 

- Måde Havnedeponi bliver behandlingsanlæg og slutdeponi for ca. 700.000 

m 3 forurenet sediment fra Esbjerg Havn 

- Anlægget består generelt af tørringsbassiner, klaringsbassiner, vandbehand- 

lingsanlæg og landdeponi placeret ved Mådevej i Esbjerg Kommune samt to 

rørføringer mellem anlægget og Esbjerg Havn til henholdsvis pumpning af 

sediment til depotet og udledning af vand fra depotet. Vandet udledes ved 

Esbjerg Østhavn (Capricornkaj). 

1.4 Internationale beskyttelsesinteresser (Natura 2000) 

1.4.1 Afgrænsning af de beskyttelsesmæssige interesser 

I forbindelse med udarbejdelsen af VVM-redegørelse for Måde Havnedeponi 

skal der foretages en vurdering af projektets konsekvenser for internationale 

naturbeskyttelsesområder (Natura 2000 områder). Natura 2000 områderne er 

udpeget på baggrund af to EU-direktiver: habitatdirektivet og fuglebeskyttelsesdi- 

rektivet. 

Det skal vurderes om projektet har nogle sandsynlige, signifikante effekter på 

Natura 2000 områder. 

Inden vurderingen kan foretages skal de Natura 2000 områder, der kan påvirkes 

af projektet identificeres. 

Det vurderes, at Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” ligger inden for en af- 

stand af Måde Havnedeponi, som gør, at det ikke på forhånd kan udelukkes, at 

projektet kan påvirke området. De relevante habitatområder, fuglebeskyttelses- 

områder mv. i Natura 2000 området er: 

- Habitatområde nr. 78 ”Vadehavet med Ribe Å, Tved Å og Varde Å vest for 

Varde” 

- Fuglebeskyttelsesområde nr. 51 ”Ribe Holme og enge med Kongeåens ud- 

løb” 

- Fuglebeskyttelsesområde nr. 57 ”Vadehavet” 



2

www.niras.dk 

- Ramsarområde nr. 27 ”Vadehavet” 

Ved andre projekter i området, som f.eks. den igangværende udvidelse af Es- 

bjerg Havn, er der også foretaget vurderinger i forhold til Fuglebeskyttelsesom- 

råde nr. 53 ”Fanø”. Det er dog i dette tilfælde vurderet, at de aktiviteter, der fin- 

der sted i forbindelse med Måde Havnedeponi og afstanden mellem deponiet og 

fuglebeskyttelsesområdet betyder, at det på forhånd kan udelukkes, at projektet 

kan påvirke området. Fuglebeskyttelsesområde nr. 53 vil derfor ikke blive omtalt 

yderligere i dette notat. 

De relevante områder er vist på Figur 1. 

Figur 1: De relevante Natura 2000 områder omkring Måde Havnedeponi 

Udpegningsgrundlaget for Natura 2000 områderne er beskrevet nedenfor. I 

Danmark er Ramsarområder sammenfaldende med Natura 2000 fuglebeskyttel- 

sesområderne. Ramsarområderne er internationalt vigtigt fugleområder, men har 

ikke som habitat- og fuglebeskyttelsesområderne et konkret udpegningsgrundlag 

bestående af en række arter og naturtyper. Myndighederne skal dog administre- 

re områderne på en måde, så beskyttelsen af områderne fremmes. 

Habitatdirektivet beskytter desuden er række dyre- og plantearter overalt, hvor 

de findes. Disse arter optræder på habitatdirektivets bilag IV. Vurderingen af 

projektets påvirkninger på bilag IV arter er foretaget i afsnit XXX og XXX i VVM- 

redegørelsen for Måde Havnedeponi. 

1.4.2 Udpegningsgrundlag og status for habitatområde nr. 78 

Habitatområde nr. 78 i Vadehavet er med dets knap 1.350 km 2 ét af de største i 

Danmark. Tabel 1 viser udpegningsgrundlaget for habitatområdet. Området be- 



3

www.niras.dk 

står af et stort lavvandet tidevandsområde (Vadehavet) med sand- og slikflader, 

der er adskilt af dybe render, samt enkelte sandbanker, som ikke bliver overskyl- 

let ved normalt højvande (højsande). I området indgår desuden halvøen Skallin- 

gen, en række karakteristiske vadehavsøer – Langli, Fanø, Mandø og Rømø, tre 

vandløbssystemer (Ribe Å, Tved Å og Varde Å), samt den terrestriske natur, der 

er tilknyttet vandløbene. Måde Havnedeponi grænser direkte op til habitatområ- 

det. 

Flere af naturtyperne og arterne på udpegningsgrundlaget er såkaldt prioriterede 

i forhold til bestemmelserne i habitatdirektivet. Prioriterede arter og naturtyper er 

i Tabel 1 markeret med *. 

Kode Art eller naturtype 

1095 Havlampret (Petromyzon marinus) 

1096 Bæklampret (Lampetra planeri) 

1099 Flodlampret (Lampetra fluviatilis) 

1103 Stavsild (Alosa fallax) 

1106 Laks (Salmo salar) 

1113 *Snæbel (Coregonus oxyrhynchus) 

1351 Marsvin (Phocoena phocoena) 

1355 Odder (Lutra lutra) 

1364 Gråsæl (Halichoerus grypus) 

1365 Spættet sæl (Phoca vitulina) 

1110 Sandbanker med lavvandet vedvarende dække af havvand 

1130 Flodmundinger 

1140 Mudder- og sandflader blottet ved ebbe 

1150 *Kystlaguner og strandsøer 

1160 Større lavvandede bugter og vige 

1170 Rev 

1310 Vegetation af kveller eller andre enårige strandplanter, der koloniserer mud- 

der og sand 

1320 Vadegræssamfund 

1330 Strandenge 

2110 Forstrand og begyndende klitdannelser 

2120 Hvide klitter og vandremiler 

2130 *Stabile kystklitter med urteagtig vegetation (grå klit og grønsværklit) 

2140 *Kystklitter med dværgbuskvegetation (klithede) 

2160 Kystklitter med havtorn 

2170 Kystklitter med gråris 

2180 Kystklitter med selvsåede bestande af hjemmehørende træarter 

2190 Fugtige klitlavninger 

2310 Indlandsklitter med lyng og visse 

2330 Indlandsklitter med åbne græsarealer med sandskæg og hvene 

3130 Ret næringsfattige søer og vandhuller med små amfibiske planter ved bred- 

den 

3140 Kalkrige søer og vandhuller med kransnålalger 



4

www.niras.dk 

3150 Næringsrige søer og vandhuller med flydeplanter eller store vandaks 

3160 Brunvandede søer og vandhuller 

3260 Vandløb med vandplanter 

4010 Våde dværgbusksamfund med klokkelyng 

4030 Tørre dværgbusksamfund (heder) 

6210 Overdrev og krat på mere eller mindre kalkholdig bund (* vigtige orkidélokali- 

teter) 

6230 *Artsrige overdrev eller græsheder på mere eller mindre sur bund 

6410 Tidvis våde enge på mager eller kalkrig bund, ofte med blåtop 

7150 Plantesamfund med næbfrø, soldug eller ulvefod på vådt sand eller blottet 

tørv 

7230 Rigkær 

9190 Stilkegeskove og -krat på mager sur bund 

91D0 *Skovbevoksede tørvemoser 

91E0 *Elle- og askeskove ved vandløb, søer og væld 

Tabel 1 Udpegningsgrundlag for habitatområde nr. 78 Vadehavet med Ribe Å, Tved Å og 



Varde Å vest for Varde 

Fra den 25. juni til den 20. august 2012 har et opdateret udpegningsgrundlag for 

fuglebeskyttelses- og habitatområder været i høring. Tabel 1 viser det opdatere- 

de udpegningsgrundlag, der er gældende fra den 1. januar 2013. 

Det er ikke alle arter og naturtyper på udpegningsgrundlaget, der kan påvirkes af 

Måde Havnedeponi. I Tabel 1 er de arter og naturtyper, der er vurderet relevante 

markeret med fed skrift. Nedenfor beskrives den eksisterende viden om udbre- 

delsen og tilstanden af disse arter og naturtyper. 

Der er to dyrearter i Tabel 1, som ikke er markeret med fed skrift. Da der er tale 

om mobile dyrearter kan dette umiddelbart undre. For bæklampret skyldes det, 

at arten ikke lever i ferskvand, og at der ikke findes egnede levesteder (vandløb) 

i projektområdet. For odder gælder det, at der kan forekomme strejfere af odder 

langs kysten fra de kendte bestande af arten, som bl.a. findes i Kongeåen og 

Ribe Å-systemet. Der findes dog ikke en fast bestand omkring Måde Enge 

(Miljøcenter Odense, 2010). I forbindelse med VVM-undersøgelserne for gods- 

banen blev der foretaget undersøgelser efter odder, men arten blev ikke registre- 

ret i området. Konklusionen på baggrund af disse undersøgelser var således 

også, at det var usandsynligt, at odder findes i undersøgelsesområdet (Cowi, 

2011). Det vurderes på den baggrund, at projektet ikke kan påvirke bæklampret 

og odder, og arterne vil derfor ikke blive beskrevet yderligere. 

Naturtyper 

I Tabel 1 ses en række marine og terrestriske naturtyper. Mange af disse natur- 

typer kan potentielt påvirkes af projektet. En række af naturtyperne vil dog ikke 

blive påvirket af projektet da de ikke findes i området omkring Måde Havnedepo- 

ni og Esbjerg Havn. For at gøre det muligt at begrænse vurderingen til de natur- 

5

www.niras.dk 

typer, som findes i området er der her foretaget en vurdering af de beskyttede 

naturtypers udbredelse. 

På nuværende tidspunkt findes der ikke en endelig kortlægning af udbredelsen 

af de marine naturtyper i de habitatområde nr. 78, men på GIS-delen af Natura 

2000-planen for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” findes en vejledende 

udbredelse af de marine habitatnaturtyper (Miljøministeriet, 2011). Ifølge denne 

vejledende kortlægning er naturtypen Mudder- og sandflader blottet ved ebbe 

(1140) den eneste beskyttede naturtype, der findes i området omkring Måde 

Havnedeponi og Esbjerg Havn. 

Denne opfattelse understøttes blandt andet af, at: 

- Grådyb tidevandsområde er meget dynamisk og bunden består overvejende 

af mudder og sand 

- Der ikke er kendskab til forekomst af Rev (1170) i Grådyb tidevandsområde 

- Der ikke er udløb af større vandløb i området 

- Der ikke er større indskæringer i kysten i området. 

Det vurderes på den baggrund, at det er sandsynligt, at naturtypen Mudder- og 

sandflader blottet ved ebbe (1140) er den eneste beskyttede marine naturtype, 

der findes i området omkring Måde Havnedeponi og Esbjerg Havn. 

Naturtypen forekommer i stor udstrækning i Vadehavet. Der er en stor forekomst 

af mikroskopiske blågrønalger og kiselalger, men oftest ingen større planter. 

Stedvist kan der dog forekomme ålegræs. Fladerne er rige på bunddyr som mus- 

linger, snegle, krebsdyr og orme, og naturtypen er derfor ofte et vigtigt fødesøg- 

ningsområde for ande- og vadefugle (Dahl, K et al, 2005). 



6

www.niras.dk 

Figur 2: Mudder- og sandflader blottet ved ebbe kaldes også ”vader”, deraf navnet Vade- 



havet. Foto: M. Buschmann. 

Naturtypen er ikke beskrevet indgående i den gældende Natura 2000-plan for 

området (Naturstyrelsen, Natura 2000-plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 

89 Vadehavet. Delplan for: Habitatområde H78, H86 og H90. 

Fuglebeskyttelsesområde F57., 2011). I basisanalysen, der er en del af grundla- 

get for Natura 2000 planen er det beskrevet, at tilstanden af naturtypen i området 

vurderes at være stabil, og det vurderes, at der ikke er nogen nævneværdig 

risiko for ændringer i denne tilstand (Sønderjyllands og Ribe amter, 2006). 

Med hensyn til de terrestriske naturtyper har Miljøcenter Ribe i 2010 foretaget en 

kortlægning i habitatområde nr. 78 (Naturdata, 2012). Som det fremgår af Figur 3 

er strandeng (1330) den eneste beskyttede naturtype, som findes i området om- 

kring Måde Havnedeponi. Den nærmeste forekomst af habitatnaturtypen strand- 

eng findes ca. 700 m øst for projektområdet. 

7

www.niras.dk 

Figur 3: Habitatnaturtyper i nærheden af projektområdet. 

Der er foretaget en vurdering af tilstanden på den strandeng, som ligger 700 m 

øst for projektområdet. Vurderingen bygger på et system, der inddeler forekom- 

ster af habitatdirektivets naturtyper i 5 tilstandsklasser, hvor I (høj) er bedst og V 

(dårlig) er værst (Naturstyrelsen, Natura 2000-plan 2010-2015. Natura 2000- 

område nr. 89 Vadehavet. Delplan for: Habitatområde H78, H86 og H90. 

Fuglebeskyttelsesområde F57., 2011). Strandengen er vurderet som tilstands- 

klasse III, moderat (Miljøministeriet, 2011). 



8

www.niras.dk 

Marsvin 

Figur 4: Marsvin. Foto: Erik Christensen. 

Marsvin er langt den mest almindelige hval i Nordsøen. Populationen blev i 2005 

estimeret til ca. 230.000 individer (University of St. Andrews, 2006). Marsvin 

findes overalt i Nordsøen, men der er forskelle i tætheden af marsvin imellem 

forskellige områder (Teilmann, J et al, 2008). 

Ved hjælp af flyundersøgelser foretaget i 1999-2005 og 2007 i den danske del af 

Nordsøen er to områder med høje tætheder af marsvin identificeret. Det ene 

område ligger ved Horns Rev 30 km fra kysten og det andet i Natura 2000 områ- 

det “Sydlige Nordsø” 50-100 km fra kysten, se Figur 5 (Teilmann, J et al, 2008). 

Ligeledes har tyske undersøgelser fundet områder med høje tætheder syd for 

den dansk-tyske grænse. 



9

www.niras.dk 

Figur 5: Områder med høj tæthed af marsvin og placeringen af Måde Havnedeponi 



(Teilmann, J et al, 2008) 

Selvom området omkring Måde Havnedeponi og Esbjerg Havn ikke er et område 

med høje tætheder af marsvin, betyder det ikke, at marsvin ikke færdes i områ- 

det. Det må dog formodes, at det sker relativt sjældent. I hvert fald observeres 

marsvin kun yderst sjældent indenfor øerne i denne del af Vadehavet (Kinze, 

C.C, 1990). 

Prognosen for bestanden af marsvin i habitatområde nr. 78 er vurderet som 

ukendt i den gældende Natura 2000-plan for området. Det skyldes manglende 

viden om artens forekomst og krav til levesteder (Naturstyrelsen, Natura 2000- 

plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 89 Vadehavet. Delplan for: 

Habitatområde H78, H86 og H90. Fuglebeskyttelsesområde F57., 2011). 

Spættet sæl 

Spættet sæl er almindelig overalt i de danske farvande. Bestanden i Vadehavet 

vurderes at bestå af ca. 20.000 individer (Sønderjyllands og Ribe amter, 2006). 

10

www.niras.dk 

Figur 6: Spættet sæl. Foto: Marcel Burkhard 

I forbindelse med etableringen af Horns Rev Vindmøllepark blev der foretaget 

satellitovervågning af 21 spættede sæler fra 2001-2005. Sælerne blev fanget og 

mærket på Rømø. Undersøgelserne viste, at spættet sæl bruger hele Vadehavet 

og det meste af Nordsøen som fourageringsområde (Teilmann, J et al, 2006) (se 

Figur 7). Det er sandsynligt, at spættet sæl bruger området ved Måde Havnede- 

poni og Esbjerg Havn som fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder 

på at dette område er vigtigere for sælerne end andre områder i regionen. 



11

www.niras.dk 

Figur 7: Primært fourageringsområde for spættet sæl (Data fra 2002) (Teilmann, J et al, 

2006) 

Hvor de spættede sæler i Vadehavet bruger det meste af Vadehavet som foura- 

geringsområde, bruges kun et begrænset antal lokaliteter på land som yngle- og 

rastepladser. Det bør undgås at forstyrre sælerne på disse lokaliteter. De sællo- 

kaliteter, der er tættest på Esbjerg Havn og Måde Havnedeponi ligger ca. 5-10 

km væk ved Fanø og Langli Sand. Disse områder fungerer mest som rasteplad- 

ser og der er således endnu længere til vigtige ynglelokaliteter. 

Prognosen for bestanden af spættet sæl i habitatområde nr. 78 er vurderet som 

gunstig i den gældende Natura 2000-plan for området (Naturstyrelsen, Natura 

2000-plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 89 Vadehavet. Delplan for: 


Gråsæl 

Gråsælen er meget sjælden i Danmark. Indtil for hundrede år siden var gråsælen 

vidt udbredt i Danmark, men intensiv jagt udryddede arten helt i de danske far- 

vande og Vadehavet som helhed. I 1970’erne etablerede der sig en ynglende 

bestand af gråsæler ud for den tyske vadehavsø Amrum. 

I de seneste 10 år er der observeret gråsæler i stigende antal i grupper på op til 

70 individer på Rødsand, Anholt, Hesselø, Læsø, Saltholm, Christiansø og i 

Vadehavet (Hansen JW & Petersen DLJ, 2011). På den baggrund anslås det, at 

der findes omkring 100 gråsæler i gennemsnit hen over året i danske farvande 

(DCE, 2012). I Vadehavet observeres gråsælerne som regel på liggepladser på 

højsandene i den vestligste del af Vadehavet, og ses hyppigst på lokaliteter som 

Lammelæger, Koresand, Langjord og Langli Sand (Sønderjyllands og Ribe 

amter, 2006). I 2006 blev der i fældningsperioden observeret 2.139 gråsæler i 



12

www.niras.dk 

Vadehavet og ved Helgoland. Ingen af disse sæler blev dog observeret i den 

danske del af Vadehavet (Waddensea-secretariat, 2006). 

Figur 8: Gråsæl. Foto: Andreas Trepte, Marburg 

Siden 2003 er gråsælen igen begyndt at yngle i Danmark. Gråsæl vil sandsynlig- 

vis i de kommende år etablere sig som ynglende art i den danske del af Vadeha- 

vet. Fund af mindre unger i de seneste år tyder på, at det måske allerede har 

fundet sted. Der er dog endnu ikke fundet ynglende gråsæler i den danske del af 

Vadehavet. 

Gråsæl bruger muligvis området ved Måde Havnedeponi og Esbjerg Havn som 

fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder på at dette område er 

vigtigere for sælerne end andre områder i regionen. 

Prognosen for bestanden af gråsæl i habitatområde nr. 78 er vurderet som 


viden om artens forekomst og krav til levesteder (Naturstyrelsen, Natura 2000- 

plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 89 Vadehavet. Delplan for: 


Snæbel 

Snæblen er en laksefisk, der hører til i hvidfiskunderfamilien Coregoninae. Det 

har i den seneste tid været diskuteret om snæblen er en selvstændig art eller en 

subpopulation af helt. Snæblen kendes fra helten på den spidse snude og et 

større antal gællestave. Snæblen opnår desuden en større længde og vægt end 

helten. 



13

www.niras.dk 

Figur 9: Snæbel. Foto: Hans Ole Hansen (LIFE Snæbelprojektet, 2013) 

Snæbel findes kun i Danmark. Det vurderes, at der kun findes selvreproduce- 

rende bestande i Ribe Å, Varde Å, Vidå og Brede Å, der alle har udløb i Vadeha- 

vet (DMU, 2003) (se Figur 10). 

Snæblen er anadrom. Den lever som voksen i saltvand, men gyder i ferskvand. 

De nyeste vurderinger af gydebestandene i Ribe Å, Varde Å, Vidå og Brede Å er 

på henholdsvis 1.862, 527, 1.000-2.000 og 30-50 fisk (DTU Aqua, 2010). 

Figur 10: Hovedudbredelsesområdet for snæbel. Fra (LIFE Snæbelprojektet, 2013) 

Det er sandsynligt, at snæbel bruger området ved Måde Havnedeponi og Es- 

bjerg Havn som fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder på at 

dette område er vigtigere for snæblen end andre områder i regionen. 

Prognosen for bestanden af snæbel i habitatområde nr. 78 er vurderet som 

ugunstig i den gældende Natura 2000-plan for området. Det skyldes spærringer i 



14

www.niras.dk 

vandløbene, manglende gyde- og opvækstområder samt forringet vandkvalitet 

(Naturstyrelsen, Natura 2000-plan 2010-2015. Natura 2000-område nr. 89 

Vadehavet. Delplan for: Habitatområde H78, H86 og H90. 

Fuglebeskyttelsesområde F57., 2011). 

Havlampret 

Lampretter er ålelignende væsner med et skelet af brusk og uden egentlige kæ- 

ber, mund og gæller. Munden er en rund "sugekop" med en til flere kredse af 

tænder. Bag øjnene sidder en række med 7 runde åbninger til et primitivt gælle- 

apparat. Der findes tre danske arter: hav- flod- og bæklampret. 

Figur 11: Havlampret i et lille vandløb. Foto: Joel Berglund 

Havlampretten er anadrom. Den lever som voksen i saltvand, men gyder i fersk- 

vand, hvor ynglen vokser op. 

Havlampretten har formentlig tidligere været udbredt i farvandene omkring hele 

landet. I dag er der kun sikker viden om gydende bestande i den vestlige og 

nordlige del af Jylland. Der findes gydende bestande i en række vandløb med 

udløb i Vadehavet. En egentlig bestandsstørrelse kendes ikke. 

Der findes ikke mange oplysninger om havlamprettens udbredelse i saltvand. 

Det vides dog, at havlampretten som voksen kan træffes på både lavt og dybt 

vand (Kelly FL & King JJ, 2001). 

Det er sandsynligt, at havlampret bruger området ved Måde Havnedeponi og 

Esbjerg Havn som fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder på at 

dette område er vigtigere for arten end andre områder i regionen. 



15

www.niras.dk 

Prognosen for bestanden af havlampret i habitatområde nr. 78 er vurderet som 


viden om artens bestandsstørrelse og bevaringsstatus (Naturstyrelsen, Natura 



Flodlampret 

Flodlampret har tilsyneladende altid været mest talrig i Vestjylland, hvor den 

fortsat er relativt udbredt. En egentlig bestandsstørrelse kendes ikke. 

Flodlampretten er som havlampretten anadrom. Den lever som voksen i salt- 

vand, men gyder i ferskvand, hvor ynglen vokser op. 

Flodlampretten kan, som havlampretten, træffes på både lavt og dybt vand. 

Det er sandsynligt, at flodlampret bruger området ved Måde Havnedeponi og 

Esbjerg Havn som fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder på at 


Prognosen for bestanden af flodlampret i habitatområde nr. 78 er vurderet som 


viden om artens bestandsstørrelse og bevaringsstatus (Naturstyrelsen, Natura 



Laks 

Den atlantiske laks er en del af laksefamilien Salmonidae. Arten er inddelt i 

stammer, der generation efter generation gyder i det samme vandløb. 

Laksen har tidligere været udbredt i de vestjyske vandløb fra Vidå i syd til Storå i 

nord samt i Gudenå. I dag findes der kun bestande af den oprindelige danske 

laks i Skjern Å, Ribe Å, Varde Å og muligvis i Storå. Ribe Å og Varde Å har udløb 

i Vadehavet. 

Laksen er anadrom. Den lever som voksen i saltvand, men gyder i ferskvand, 

hvor ynglen vokser op. 



16

www.niras.dk 

Figur 12: Atlantisk laks. Foto: Hans Petter Fjeld 

I Ribe Å er bestanden lille og truet. Laksen har hidtil haft store passageproble- 

mer ved blandt andet Gelsbro Fiskeri. Der blev i 2012 foretaget en vurdering af 

størrelsen af den gydende bestand i Ribe Å. Vurderingen blev lavet på baggrund 

af fangst-genfangst forsøg. På baggrund af forsøgene anslås lakseopgangen til 

Ribe Å i 2012 til 908 laks (samt yderligere 64 laks, der udgør den kvote af laks, 

som blev fanget af lystfiskere i 2012). Selvom laksebestanden i Ribe Å er i frem- 

gang, og i dele af vandløbssystemet er selvreproducerende, er opretholdelse af 

bestanden stadig i høj grad baseret på udsætninger (DTU Aqua, 2013). 

Også i Varde Å er bestanden lille og truet. Der blev på samme måde som i Ribe 

Å i 2012 foretaget en vurdering af størrelsen af den gydende bestand i Varde Å. 

På baggrund af forsøgene anslås lakseopgangen til Varde Å i 2012 til 874 laks 

(samt yderligere 133 laks, der udgør den kvote af laks, som blev fanget af lystfi- 

skere i 2012) (DTU Aqua, 2013). 

I saltvand findes laks oftest på relativt dybt vand, hvor laks foretrækker at jage. 

Arten kan dog også træffes på lavere vand. Det vurderes, at laks kan færdes i 

området ved Måde Havnedeponi og Esbjerg Havn, men at området ikke er vigtigt 

for arten. 

Prognosen for bestanden af laks i habitatområde nr. 78 er vurderet som ugunstig 

i den gældende Natura 2000-plan for området. Det skyldes spærringer i vandlø- 

bene, manglende gyde- og opvækstområder samt forringet vandkvalitet 






17

www.niras.dk 

Stavsild 

Stavsild tilhører, som navnet antyder, sildefamilien. Arten kan i de fleste tilfælde 

kendes på antallet af sorte pletter bag gællerne. 

Stavsilden lever i havet som stimefisk nær kyster. I forsommeren vandrer de 

kønsmodne stavsild op i større vandløb, hvor de gyder. Stavsild gyder nederst i 

vandløbssystemerne. Ynglen vandrer om efteråret ud i saltvand. Stavsilden lever 

primært af småfisk som brisling (Whitehead PJP, 1985). 

Der findes kun få oplysninger om arten. Det har tidligere været antaget at stav- 

sild gyder i en række vandløb med udløb i Vadehavet. Baggrunden for denne 

vurdering har blandt andet været, at der er fanget ungfisk af stavsild ud for Ribe 

Å, Sneum Å og Varde Å (Sønderjyllands og Ribe amter, 2006). Ifølge den nyeste 

version af den danske rødliste er det dog ikke sandsynligt, at stavsild nogensin- 

de har gydet i danske vandløb, hvilket betyder, at den kun findes som saltvands- 

fisk i Danmark (Wind, P. & Pihl. S. (red.), 2010). En egentlig bestandsstørrelse 

kendes ikke. 

Det er sandsynligt, at stavsild bruger området ved Måde Havnedeponi og Es- 

bjerg Havn som fourageringsområde, men der er ikke noget, der tyder på at 


Prognosen for bestanden af stavsild i habitatområde nr. 78 er vurderet som 


viden om artens bestandsstørrelse, bevaringsstatus og krav til gydeområder 




1.4.3 Udpegningsgrundlag og status for fuglebeskyttelsesområde nr. 51 og 57 

Måde Havnedeponi grænser direkte op til både fuglebeskyttelsesområde nr. 51 

og 57. Område nr. 57 ”Vadehavet” udgør et meget stort, sammenhængende 

område på ca. 1.160 km 2 , der primært består af et stort lavvandet tidevandsom- 

råde på ca. 1.135 km 2 . Desuden findes saltvandspåvirkede strandenge fra Bal- 

lum Vesterende i syd til Esbjerg i nord, langs Rømødæmningen og langs østky- 

sten af Rømø, samt et antal små ødannelser, hvoraf den strandengsbevoksede 

Keldsand ved Fanøs sydspids i dag er den største. Område nr. 51 ”Ribe Holme 

og enge med Kongeåens udløb” er et ca. 67 km 2 stort område, der primært be- 

står af engarealer langs Vadehavet fra Ribe i syd til Esbjerg i nord. Begge områ- 

der ligger i Ramsarområde nr. 27 ”Vadehavet”. 

Fastlæggelsen af udpegningsgrundlaget for fuglebeskyttelsesområder sker efter 

nogle faste kriterier. Disse er beskrevet i nedenstående faktaboks, der kan bru- 

ges som en hjælp til at forstå Tabel 2 og Tabel 3, der viser udpegningsgrundla- 

get for fuglebeskyttelsesområde nr. 51 og 57. 



18

www.niras.dk 

Faktaboks: Udpegningsgrundlag for internationale fuglebeskyttelsesområder 

(Naturstyrelsen, 2013) 

For at en art kan indgå i udpegningsgrundlaget skal arten være angivet på EFfuglebeskyttelsesdirektivet 

bilag 1, jf. artikel 4, stk. 1 eller regelmæssigt forekomme 

i antal af international eller national betydning, jf. artikel 4, stk.2. 

For arterne på et udpegningsgrundlag er det angivet, i hvilke perioder af livscyklus 

de forekommer i områderne: 

Y: Ynglende art. 

T: Trækfugle, der opholder sig i området i internationalt betydende antal. 

Tn: Trækfugle, der opholder sig i området i nationalt betydende antal. 

Det er desuden angivet hvilke kriterier, der ligger til grund for vurderingen af, om 

arten opfylder ovennævnte betingelser: 

F1: arten er opført på Fuglebeskyttelsesdirektivets p.t. gældende bilag 1 og yngler 

regelmæssigt i området i væsentligt antal, dvs. med 1 % eller mere af den nationale 

bestand. 

F2: arten er opført på Fuglebeskyttelsesdirektivets p.t. gældende bilag 1 og har i 

en del af artens livscyklus en væsentlig forekomst i området, dvs. for talrige arter 

(T) skal arten være regelmæssigt tilbagevendende og forekomme i internationalt 

betydende antal, og for mere fåtallige arter (Tn), hvor områder i Danmark er væsentlige 

for at bevare arten i dens geografiske sø- og landområde, skal arten forekomme 

med 1 % eller mere af den nationale bestand. 

F3: arten har en relativt lille, men dog væsentlig forekomst i området, fordi forekomsten 

bidrager væsentligt til den samlede opretholdelse af bestande af spredt 

forekommende arter som f.eks. natravn og rødrygget tornskade. 

F4: arten er regelmæssigt tilbagevendende og forekommer i internationalt betydende 

antal, dvs. at den i området forekommer med 1 % eller mere af den samlede 

bestand inden for trækvejen af fuglearten. 

F5: arten er regelmæssigt tilbagevendende og har en væsentlig forekomst i områder 

med internationalt betydende antal vandfugle, dvs. at der i området regelmæssigt 

forekommer mindst 20.000 vandfugle af forskellige arter, dog undtaget 

måger. 


bidrager væsentligt til at opretholde artens udbredelsesområde i Danmark. 


bidrager væsentligt til artens overlevelse i kritiske perioder af dens livscyklus, 

f.eks. i isvintre, i fældningstiden, på trækket mod ynglestederne og lignende. 

Art Yngle- eller 

trækfugl 

Kriterie Fødegrundlag 

Rørdrum Y F3 Fisk, padder og andre smådyr 

Hvid stork Y F1 Padder, slanger, fisk, orme til gnavere, 

insekter, snegle og fugleunger 

Bramgås T F2, F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

land 

Rørhøg Y F3 Finder sin føde i rørskoven, men også på 

enge og marker. Den tager gerne syge 

og skadede dyr, bl.a. smågnavere, rørskovsfugle, 

blishønsekyllinger, ællinger, 

padder og fisk 

Hedehøg Y F1 Smågnavere, firben, større insekter, 

småfugle og fugleunger 

Plettet rørvagtel Y F1 Smådyr og plantedele 

Engsnarre Y F1 Jordlevende insekter 

Klyde Y F1 Krebsdyr, bløddyr og insektlarver på lavt 



19

www.niras.dk 

vand 

Hjejle T F2 & F4 Insekter, orme, snegle og bær, men også 

bunddyr fra vaderne 

Brushane Y F1 Insekter, krebsdyr, muslinger, snegle og 

orme 

Sorthovedet måge Y F1 I yngletiden fortrinsvist insekter 

Mosehornugle Y F1 Fortrinsvist små gnavere 

Blåhals Y F1 Insekter og frø 

Kortnæbbet gås T F4 Søger føde på engarealer 

Tabel 2 Udpegningsgrundlag for fuglebeskyttelsesområde nr. 51 Ribe Holme og enge 



med Kongeåens udløb. Modificeret efter rapport udarbejdet af Grontmij | Carl 

Bro (Grontmij | Carl Bro, 2010) suppleret med data fra DOF-databasen 

(www.dofbasen.dk, 2013). 

Art Yngle- eller 

trækfugl 

Kriterie Fødegrundlag 

Bramgås T F2 & F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

land 

Klyde Y & T F1 & F2 Krebsdyr, bløddyr og insektlarver på lavt 

& F4 vand 

Hvidbrystet præstekrave 

Y & Tn F1 & F2 Små krebsdyr og bløddyr 

Hjejle T F2 & F4 Insekter, orme, snegle og bær, men også 

bunddyr fra vaderne 

Almindelig ryle T F4 Bunddyr – slikkrebs og børsteorme 

Lille kobbersnep- T F2 & F4 Små muslinger og børsteorme. Fourageperer 

også på engene 

Dværgmåge Tn F2 & F5 Insekter, småfisk, orme og krebsdyr 

Sandterne Y F1 Mus, frøer, fugleunger, firben og biller 

Splitterne Y F1 Småfisk, krebsdyr, bløddyr og orme. 

Fjordterne Y F1 Småfisk og vandinsekter 

Havterne Y F1 Pelagiske småfisk og krebsdyr 

Dværgterne Y F1 Småfisk 

Mørkbuget knor- T F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

tegås 

land 

Lysbuget knorte- T F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

gås 

land 

Gravand T F4 Smådyr, især snegle, muslinger og 

krebsdyr 

Pibeand T F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

land 

Krikand T F4 Primært føde fra vandhuller og søer 

Spidsand T F4 Ålegræs og havgræs samt græsser på 

land 

Skeand T F4 Føde i vandpytter på strandenge 

Ederfugl T F4 Muslinger, især blåmuslinger 

Sortand T F4, F7 Muslinger og snegle 

Strandhjejle T F4 Bunddyr på vaderne 

Strandskade T F4 Bunddyr fra lavt vand, muslinger og orme. 

Fouragerer også på land 

Stor regnspove T F4 Bunddyr, især orme, snegle og krebsdyr 

samt føde på land 

Rødben T F4 Bunddyr på vaderne 

Hvidklire T F4 Bunddyr og småfisk 

20

www.niras.dk 

Islandsk ryle T F4 Bunddyr, fortrinsvist muslinger 

Sandløber T F4 Insekter, krebsdyr og muslinger 

Blå kærhøg Tn F2 Gnavere, primært mus 

Blåhals Y F1 Insekter og frø 

Grågås T F4 Søger føde på engarealer 

Havørn Tn F2 Fisk, fugle og ådsler 

Kortnæbbet gås T F4 Søger føde på engarealer 

Mosehornugle Y F3 Fortrinsvist små gnavere 

Vandrefalk Tn F2 Fugle, der fanges i luften 

Tabel 3 Udpegningsgrundlag for fuglebeskyttelsesområde nr. 57 Vadehavet. Modificeret 



efter rapport udarbejdet af Grontmij | Carl Bro (Grontmij | Carl Bro, 2010) sup- 

pleret med data fra DOF-databasen (www.dofbasen.dk, 2013). 

Fra den 25. juni til den 20. august 2012 har et opdateret udpegningsgrundlag for 

fuglebeskyttelses- og habitatområder været i høring. Tabel 2 og Tabel 3 viser det 

opdaterede udpegningsgrundlag, der er gældende fra den 1. januar 2013. 

Tabel 2, Tabel 3 og faktaboksen beskriver overordnet, i hvilket omfang og hvor- 

dan de beskyttede arter bruger fuglebeskyttelsesområderne. I forhold til arternes 

brug af området i og omkring Måde Havnedeponi kan der siges følgende: 

- Ved optællinger af ynglefugle foretaget i 2001 og 2006 i Vadehavsområdet 

var det, af arterne på udpegningsgrundlaget, kun strandskade og rødben, 

der blev registreret som ynglende i området omkring Måde Havnedeponi 

(Måde Enge) (Grontmij | Carl Bro, 2010). Ved en optælling af ynglefugle i 

2012 blev der registreret 9 par rødben, 3 par strandskader og 1 par blåhals i 

Måde Enge (Data fra DCE, 2013). Lokaliteten ”Måde Enge” bruges her som 

betegnelse for et ca. 300 ha stort engområde umiddelbart øst for projektom- 

rådet (DCE’s optællingsområde FS03) 

- Af de tre arter på udpegningsgrundlaget, der er registreret som ynglende i 

optællingsområdet FS03 er det kun blåhals, der er udpeget som ynglefugl. 

Strandskade og rødben er udpeget som trækfugle 

- Den nøjagtige placering af det ynglende blåhalsepar, der blev registreret i 

forbindelse med DCE’s optælling i 2012 kendes ikke (Data fra DCE, 2013) 

- Blåhals yngler i bevoksninger af tagrør og lavt pilebuskads. Da den del af 

optællingsområdet FS03, der ligger tættest på projektområdet består af 

græssede enge uden tagrør og pil vurderes det, at det er usandsynligt, at 

blåhals yngler tæt på projektområdet 

- Alle de arter, der lever af bunddyr på vaderne må formodes at anvende om- 

rådet udfor Måde Havnedeponi som en del af deres fourageringsområde 

- Det kan ikke udelukkes, at de arter, som lever af småfisk i et vist omfang kan 

anvende de lavvandede bassiner på deponiet som en del af deres fourage- 

ringsområde. Disse arter er især dværgterne, havterne, fjordterne 

21

www.niras.dk 

For en detaljeret gennemgang af fugles brug af området henvises til afsnit XXX i 

VVM-redegørelsen for Måde Havnedeponi. 

1.5 Påvirkninger 

På baggrund af beskrivelsen af Natura 2000 interesserne (ovenfor), projektbe- 

skrivelsen [REF] og et selvstændigt notat om udledning og fortynding af forure- 

net vand (Niras, 2013)er der identificeret nogle mulige påvirkninger. Nedenfor er 

disse påvirkninger beskrevet og vurderet enkeltvist. 

1.5.1 Udledning af miljøfremmede stoffer ved Esbjerg Havn 

Der er i lovgivningen fastsat miljøkvalitetskrav til koncentrationen af miljøfrem- 

mede stoffer i vand, der udledes til vandløb, søer eller havet (Miljøministeriet, 

2010). Der er desuden for nogle stoffer fastsat krav til indholdet i sediment og 

biota. Miljøkvalitetskravene er fastsat på et niveau, der skal sikre, at der ikke 

forekommer uacceptable negative effekter på vandøkosystemer, herunder også i 

Natura 2000 områder, når miljøkvalitetskravene er opfyldt. Det skal med andre 

ord sikres, at disse krav ikke overskrides. 

Miljøkvalitetskravene er den højeste koncentration af et stof i vand, ved hvilken 

det er vurderet, at der ikke vil forekomme uacceptable negative effekter på 

vandøkosystemer. Kravene er fastsat med en sikkerhedsfaktor sådan, at der 

fastsættes et skrapt krav, hvis den konkrete viden om giftigheden af et stof er 

lille. Ved fastsættelsen af kravene tages der hensyn til en række egenskaber 

(giftighed, nedbrydelighed og evne til at bioakkumulere mv.). 

Hvor særlige beskyttelseshensyn gør sig gældende for et konkret vandområde, 

kan et miljøkvalitetskrav fastsættes med en strengere værdi for det pågældende 

vandområde. På baggrund af beskrivelsen af de eksisterende forhold vurderes 

det, at der ikke er flora eller fauna i Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet”, som 

er så følsomme over for miljøfremmede stoffer, eller er i stand til at ophobe stof- 

ferne i en sådan grad, at det nødvendiggør, at de fastsatte miljøkvalitetskrav 

skærpes. 

Der er i notatet om udledning og fortynding af forurenet vand (Niras, 2013) fore- 

taget beregninger af, hvilke koncentrationer de udledte stoffer fra Måde Havne- 

deponi vil have i det spildevand og perkolat, som genereres på deponiet. Bereg- 

ningerne viser, at der for TBT er en relativt høj risiko for, at miljøkvalitetskravet 

overskrides, hvis ikke vandet fra deponiet renses inden udledning. For alle de 

øvrige stoffer viser beregningerne, at koncentrationerne er så lave, at der ikke er 

risiko for, at miljøkvalitetskravene overskrides selv uden rensning. Vurderingen 

viser dog, at der bør holdes øje med koncentrationerne af to tungmetaller (arsen 

og kobber) i det udledte vand. 

For at sikre at miljøkvalitetskravet for TBT ikke overskrides, vil der som afværge- 

foranstaltning blive foretaget rensning af vandet fra deponiet, inden det udledes 

til Vadehavet. Dette vil sikre, at miljøkvalitetskravet for TBT ikke overskrides. Der 



22

www.niras.dk 

vil desuden blive gennemført et program, hvor koncentrationerne af blandt andet 

TBT og de to nævnte tungmetaller overvåges. 

Det vurderes, at overholdelse af de fastsatte miljøkvalitetskrav for miljøfremmede 

stoffer vil sikre, at udledningen ikke vil påvirke arter og naturtyper på udpeg- 

ningsgrundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” væsentligt. 

1.5.2 Udsivning af miljøfremmede stoffer fra Måde Havnedeponi 

Der er i VVM-redegørelsens kapitel xx foretaget en grundig vurdering af udsiv- 

ningen af miljøfremmede stoffer i forbindelse med projektet. 

Det konkluderes, at de generelle miljøkvalitetskrav overholdes ved den beregne- 

de fortynding på 200 i Vadehavet, hvis anlægget opbygges med en lermembran 

og perkolatopsamling med uden bundmembran. 

Det kan konstateres, at de marine korttidsmiljøkvalitetskrav til langt de fleste 

stoffer er overholdt i ufortyndet perkolat. Det konkluderes dog også, at det er 

vanskeligt på det foreliggende grundlag, at fastsætte en konkret fortynding i situ- 

ationer med lavvande, hvor perkolatet i princippet vil kunne udsive på de vade- 

flader, som tørlægges. Det er derfor vanskeligt at vurdere om korttidsmiljøkvali- 

tetskravene til tre stoffer i perkolatet (kviksølv, nikkel, TBT) vil være overholdt i 

en situation med lavvande. 

Overholdelse af korttidsmiljøkvalitetskravene til kviksølv og nikkel kræver dog en 

fortynding på mindre end en faktor 2, hvilket umiddelbart vurderes at være sand- 

synlig. 

I notatet om udledning og fortynding af forurenet vand (Niras, 2013) er det be- 

regnet, at TBT-koncentrationen i perkolatet, når det når frem til vadefladerne via 

transport gennem jordmatricen, på grund af nedbrydning ikke overstiger 0,002 

µg/l. Det marine korttidsmiljøkvalitetskrav er 0,0015 µg/l. Overholdelse af kort- 

tidsmiljøkvalitetskravet til TBT kræver altså ligeledes en fortynding på mindre 

end en faktor 2. Hvis TBT når frem til vadefladerne i en situation med lavvande 

via systemet af grøfter i området omkring projektområdet må det ligeledes for- 

ventes, at koncentrationen af TBT, på grund af fortynding i grøfterne, er så lav, at 

det marine korttidsmiljøkvalitetskrav vil blive overholdt. 

Da der kun skal en meget lille grad af fortynding til for at sikre, at korttidsmiljø- 

kvalitetskravene overholdes på vadefladerne i en lavvandssituation må det an- 

ses for sandsynligt, at kravene vil være overholdt i alle situationer. I VVM- 

redegørelsen påvises det dog også, at der skal en højere grad af fortynding til for 

at sikre overholdelse af kravene i grøfter og kanaler på land. For at sikre, at der 

ikke vil forekomme uacceptable negative effekter på vandøkosystemer anbefales 

det derfor, at deponiet anlægges med en dobbeltmembran. 



23

www.niras.dk 

Det vurderes, at overholdelse af de fastsatte miljøkvalitetskrav for miljøfremmede 

stoffer vil sikre, at udsivningen ikke vil påvirke arter og naturtyper på udpeg- 

ningsgrundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” væsentligt. 

I forhold til de terrestriske habitatnaturtyper er strandeng (habitatnaturtype 1330) 

den eneste beskyttede habitatnaturtype, som findes i nærheden af projektområ- 

det for Måde Havnedeponi. Den nærmeste forekomst af habitatnaturtypen 

strandeng findes ca. 700 m øst for projektområdet, og det vurderes, at der på 

grund af denne afstand ikke er risiko for, at udsivningen vil kunne påvirke habi- 

tatnaturtypen. Vurderingen af eventuelle påvirkninger af de strandengsområder, 

der ligger umiddelbart op til Måde Havnedeponi, og som er beskyttet af naturbe- 

skyttelseslovens § 3 (men ikke kortlagt som habitatnaturtypen strandeng), er 

foretaget i VVM-redegørelsens kapitel xx. 

1.5.3 Påvirkning af fugle, der fouragerer i bassiner på deponiet 

I forbindelse med tilladelse til spulefelt på Esbjerg Havn, har der været bekym- 

ringer om, hvorvidt de fugle, der fouragerer i bassinet risikerer at blive forgiftet 

eller at ophobe miljøfremmede stoffer. 

Bekymringerne har ved tidligere miljøvurderinger i forbindelse med Esbjerg Havn 

først og fremmest været rettet mod fiskespisende arter (især dværgterne, men 

også fjordterne og havterne), da der har været en formodning om, at disse arter 

kan fouragere på hundestejler og andre småfisk i de lavvandede bassiner 

(Grontmij/Carl Bro, 2010b). 

Driften af Måde Havnedeponi er dog meget forskellig fra driften af et spulefelt, . 

Hvis spulefeltsløsningen var blevet gennemført på Esbjerg Havn ville bassinerne 

have stået vanddækkede hele året. Bassinerne ville få karakter af et lavvandet 

havområde og der ville derfor opstå en bestand af småfisk i bassinerne.. 

På Måde Havnedeponi vil det tage 4 uger at fylde de enkelte bassiner. Herefter 

vil bassinerne være vanddækkede i op til 15 uger inden de tømmes [REF VVM]. 

Bassinerne vil altså kun være vanddækkede i korte perioder ad gangen. Det 

vurderes, at tørrebassinerne, i disse korte vanddækkede perioder, ikke vil få en 

bestand af småfisk. 

Også fugle, der lever af bunddyr kan potentielt fouragere i bassinerne. Det sedi- 

ment, der optages og pumpes til deponiet er dog udsat for så stor en fysisk på- 

virkning, at det med stor sikkerhed kan antages, at eventuelle bunddyr i sedi- 

mentet vil dø inden sedimentet pumpes ind i bassinerne på deponiet. Når bassi- 

nerne er fyldt vil sedimentet være vanddækket i op til 15 uger. I løbet af den 

periode vil evt. dyrisk materiale i sedimentet blive nedbrudt. Det betyder, at der 

ikke vil være bunddyr mv. i sedimentet når det er så tørt, at vadefugle kan foura- 

gere på det. 



24

www.niras.dk 

I dræningsperioden, efter at vandet er lukket af tørrebassinerne, vil forholdene i 

bassinerne være ustabile. Sedimentet vil blive bearbejdet og vil gradvist blive 

tørrere og mere fersk. Det vurderes, at de ustabile forhold, og det faktum, at 

dræningsperioden er så kort gør, at det er meget usandsynligt, at bunddyr, som 

kan leve under de ustabile forhold, kan nå at kolonisere og opformeres i bassi- 

nerne. 

Det vurderes, at der ikke er risiko for, at forgiftning af fugle på Måde Havnedepo- 

ni vil påvirke arter og naturtyper på udpegningsgrundlaget for Natura 2000 om- 

råde nr. 89 ”Vadehavet”. 

1.5.4 Forstyrrelse af ynglefugle 

I forbindelse med anlægsfasen kan ynglende fugle blive forstyrret af støjen og 

anlægsaktiviteterne. Trækfugle er mere fleksible og vil reagere ved at søge væk 

fra projektområdet. I driftsfasen er aktiviteten på området mindre og i forhold til 

forstyrrelse af fugle vurderes det, at den ikke adskiller sig væsentligt fra den 

landbrugsmæssige aktivitet, der er i området i dag 

Af beskrivelsen af de eksisterende forhold fremgår det, at de eneste arter på 

udpegningsgrundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet”, som er regi- 

streret som ynglende i området (Måde Enge), er strandskade, rødben og blåhals. 

De to førstnævnte arter er dog beskyttet på grund af deres store forekomst i 

området som trækfugle. Blåhals er optaget på udpegningsgrundlaget som yngle- 

fugl. 

Som beskrevet i afsnit 1.4.3 er der ved en ynglefugleoptælling i 2012 fundet et 

ynglende par blåhals (Data fra DCE, 2013). Der er i forbindelse med denne vur- 

dering foretaget en søgning i Dansk Ornitologisk Forenings (DOF) database 

(www.dofbasen.dk, 2013). Der er ikke andre observationer af ynglende blåhals i 

området omkring Esbjerg Havn og Måde Havnedeponi i perioden 2000-2012. 

Det vurderes, at det er usandsynligt, at der er andre lokaliteter i området med 

ynglende blåhals end det par, der blev observeret i forbindelse med DCE’s op- 

tælling. 

Den nøjagtige placering af det ynglende blåhalsepar, der blev registreret i forbin- 

delse med DCE’s optælling i 2012 kendes ikke (Data fra DCE, 2013). Blåhals 

yngler i bevoksninger af tagrør og lavt pilebuskads. Denne type bevoksning fin- 

des ikke i den del af optællingsområdet, der ligger op til projektområdet. Det 

vurderes derfor, at det er usandsynligt, at blåhals yngler tæt på projektområdet. 

Dermed vurderes det også, at anlægsarbejdet ikke vil forstyrre ynglende blåhals. 

Det vurderes at støj og forstyrrelse fra Måde havnedeponi ikke vil påvirke yng- 

lende fugle på udpegningsgrundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadeha- 

vet”. 



25

www.niras.dk 

1.5.5 Udledning og udsivning af næringsstoffer 

Der er i VVM-redegørelsens kapitel xx foretaget en grundig vurdering af projek- 

tets betydning for belastningen af Grådyb tidevandsområde med næringsstoffer. 

Det konkluderes, at optagningen af sedimentet og den efterfølgende udledning 

og udsivning af næringsstoffer fra deponiet samlet set vil reducere den interne 

belastning af næringsstoffer i Grådyb tidevandsområde. Ophør af landbrugsdrift 

på en del af projektområde vil desuden medføre en reel reduktion i belastningen 

af Grådyb tidevandsområde. Det vurderes dog, at den positive effekt er ubetyde- 

lig i forhold til den samlede belastning af Grådyb tidevandsområde med næ- 

ringsstoffer. 

Det vurderes, at optagningen af sedimentet og den efterfølgende udledning og 

udsivning af næringsstoffer fra Måde havnedeponi ikke vil påvirke udpegnings- 

grundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” i betydelig grad, og at en 

eventuel mindre påvirkning vil være positiv. 

1.5.6 Græsning 

Strandengsområderne i Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” umiddelbart øst 

for projektområdet bliver i dag afgræsset af kreaturer. Disse strandenge er ikke 

udpeget som habitatnaturtypen strandeng, men de er omfattet af naturbeskyttel- 

seslovens § 3. 

Afgræsning er en væsentlig parameter i at sikre den lavtvoksende vegetation på 

strandengene. De store strandengsflader ligger lavt, så ved højvande er der 

risiko for, at områderne oversvømmes. I sådanne situationer søger kreaturerne 

op på de højereliggende områder. Afgræsningen af strandengene er derfor be- 

tinget af, at kreaturerne ved højvande har mulighed for at trække op på nærlig- 

gende områder. De højereliggende områder, som kreaturerne anvender i dag, 

ligger indenfor projektområdet. Derfor vil det som en del af projektet blive sikret, 

at kreaturerne stadig har adgang til højereliggende områder efter, at Måde Hav- 

nedeponi er blevet anlagt. Måde Havnedeponi vil derfor ikke påvirke græsnings- 

forholdene i området, og dermed ikke medføre en væsentlig påvirkning af arter 

og naturtyper på udpegningsgrundlaget for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadeha- 

vet”. 

1.5.7 Samlet vurdering, kumulative effekter mv. 

Det vurderes, at der ikke er kumulative effekter fra andre planer eller projekter, 

der øger påvirkningen fra Måde Havnedeponi på Natura 2000 område nr. 89 

”Vadehavet”. I forbindelse med vurderingen af om miljøkvalitetskravene for de 

miljøfremmede stoffer overholdes [REF], er der taget højde for menneskeskabte 

baggrundskoncentrationer i Vadehavet og dermed også for kumulative effekter. 

Der bliver i forbindelse med planlægningen af og gennemførslen af projektet 

taget en række hensyn, der betyder, at projektet ikke vil have væsentlig virkning 

på de arter og naturtyper på, der udgør udpegningsgrundlaget for Natura 2000 



26

www.niras.dk 

område nr. 89 ”Vadehavet”. Det er derfor ikke nødvendigt at forberede en kon- 

sekvensvurdering for dette område. 

1.5.8 Afværgeforanstaltninger 

I designet af Måde Havnedeponi indgår en række renseforanstaltninger, som vil 

reducere deponiets belastning af det marine miljø og dermed også være med til 

at sikre, at projektet ikke vil påvirke arter og naturtyper på udpegningsgrundlaget 

for Natura 2000 område nr. 89 ”Vadehavet” væsentligt. Desuden vil der blive 

iværksat en række overvågningstiltag, blandt andet: 

- Der udtages med jævne mellemrum prøver at det vand, der udledes fra Må- 

de Havnedeponi. Prøverne analyseres for en række miljøfremmede stoffer 

for at sikre, at miljøkvalitetskravene overholdes. 

- Der etableres en række boringer nedstrøms deponiet (mellem deponiet og 

Vadehavet). Der udtages med jævne mellemrum vandprøver fra boringerne. 

Prøverne analyseres for en række miljøfremmede stoffer for at sikre, at mil- 

jøkvalitetskravene overholdes. 



27

25. april 2013 



Version 1 

Udarbejdet af 


Godkendt af 

NIRAS A/S 


Postboks 615 

8000 Aarhus C 


CVR-nr. 37295728 


www.niras.dk 

T: +45 8732 3232 

F: +45 8732 3200 


Bilag 6 Ordliste 

I dette bilag defineres og forklares begreber, der er vigtige for forståelsen. Be- 

greberne er opstillet i alfabetisk orden. 

Bedst tilgængelig teknologi (BAT): Den teknologi, som opfylder følgende kriterier: 

1) giver den størst mulige miljøbeskyttelse, 2) er tilstrækkelig udviklet til fuldskala 

brug og 3) ikke indebærer overdrevne udgifter. Bekendtgørelse 1022 af 2010 

(Miljøministeriet, 2010) fastlægger at udledning af forurenede stoffer skal be- 

grænses ved hjælp af BAT. 

Blandingszone: Zonen omkring udledningspunkt, hvor miljøkvalitetskrav godt må 

overskrides. Kanten af blandingszonen defineres ofte som værende 50 m fra 

udledningspunktet. 

Efterslæb: Den sedimentmængde i et havnebassin, der mangler at blive fjernet 

og som ophobes år for år, hvis fjernelsesraten ikke følger med tilslikning. 

Konsolideringsvand: Det vand, der over tid løber ud af sedimentet når sedimen- 

tet sammenpresses af egen vægt. Konsolideringsvand kan efterfølgende drænes 

af på toppen. 

Kubikmeter angivelser: Der findes følgende rumfangsangivelser: 

• ”In-situ m 3 ” eller "pejle m 3 " er det rumfang, som sediment har inden oprens- 

ning når det er aflejret i et havnebassin. 

• ”Faste m 3 ”, er det rumfang, som sedimentet har efter sedimentering og konsolidering 

i tørrefelterne. En ”In-situ m 3 ” antages at skrumpe ind til 0,6 m 3 

under konsolidering. Det bemærkes, at konsolidering fortsætter over en 

længere årrække, hvormed rumvægten fortsætter med at stige og vandind- 

holdet fortsætter med at falde. 

• ”Laste m 3 ” et det rumfang, som sediment/vand-blandingen har, når det er 

lastet i sandpumpningsfartøjet. Hver skibslast indeholder ca. 480 m 3 , bestå- 

ende af 200 m 3 in-situ m 3 og 280 m 3 havvand. Ved indpumpning tilsættes 60 

m 3 spædevand (havvand). Se Tabel 1.

Enheder In-situ m 3 Faste m 3 

Rumvægt kg/m 3 1.250 1.400 

Tørstof kgTS/m 3 390 650 

Vandindhold kg/m 3 860 750 

Vand/tørstof % (kg/kgTS) 220 115 

Tabel 1 Nøgletal for kubikmeterangivelser (baseret på en vanddensitet på 

1.022 kg/m 3 og en partikeldensitet på 2,45 t/m 3 ). 

Menneskeskabt baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der lig- 

ger ud over den naturlige baggrundskoncentration. Generelt må udledning fra 

flere forureningskilder ikke tilsammen overskride miljøkvalitetskrav (dvs. at kravet 

skal normalt deles mellem alle udledninger, når der udarbejdes et nyt udled- 

ningskriterium). 

Miljøkvalitetskrav (MKK): Den koncentration af et forurenende stof i vand, sedi- 

ment eller biota, som ikke må overskrides af hensyn til beskyttelsen af menne- 

skers sundhed og miljøet (Miljøministeriet, 2010). Miljøkvalitetskravet skal være 

opfyldt ved kanten af blandingszonen. Ikke det samme som et udledningskriteri- 

um. 

Naturlig baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der findes natur- 

ligt, samt en del som er menneskeskabte og skyldes diffuse kilder på regional 

skala (fx atmosfærisk nedfald af kviksølv). Den naturlige baggrundskoncentration 

for miljøfremmede stoffer uden væsentlige diffuse kilder relativ til den menne- 

skeskabte baggrundskoncentration (fx TBT) antages at være nul. 

Renset spildevand: Det spildevand som skal udledes fra Måde Havnedeponi 

efter rensning i tørrebassiner, klaringsbassin og sandfilter. Spildevand i form af 

overfladevand fra befæstede arealer renses i klaringsbassin og sandfilter, men 

ledes ikke via tørrebassinerne. Vaskevand fra vaskepladsen renses i sandfang 

og olieudskiller med koalescensudskiller inden det ledes til klaringsbassin. Det 

rensede spildevand skal overholde fastsatte udlederkrav. Den udledte vand- 

mængde og indholdet af forurenende stoffer i det rensede spildevand måles efter 

sandfilter og i forbindelse med udløbspumpestationen. Det rensede spildevand 

fra Måde Havnedeponi udledes til Vadehavet via pumpeledning og et udled- 

ningspunkt på Capricornkaj på Esbjerg Havn. 

Spædevand: Det ekstra havvand, der tilføres sediment for at gøre det pumpbart. 

2

Spildevand: Omfatter det havvand inkl. spædevand, som sammen med havne- 

sediment pumpes til behandling på Måde Havnedeponi. Spildevand omfatter 

også de interne spildevandsstrømme på anlægget, herunder konsoliderings- 

vand, perkolat, overfladevand fra befæstede arealer og vaskevand fra vaske- 

pladsen. Spildevandet indeholder forurenende stoffer, der primært stammer fra 

det oppumpede havnesediment. Spildevandet kan indholdsmæssigt ikke sam- 

menlignes med husspildevand. Havnesedimentet fra Esbjerg Havn indeholder 

blandt andet organotinforbindelser og tungmetaller. 

Tilclogger: Tilstopning af et givent element. I denne sammenhæng et dræn. 

Tilslikning: Tilførsel af slam/sediment fx på bunden af et havnebassin som følge 

af en naturlig sedimentation. 

Udledningskriterium: Den koncentration af et forurenende stof som tillades udledt 

til havet, udtrykt som årsgennemsnit.. Det bemærkes, at en tilladelse også kan 

indebære andre kriterier, fx størst tilladte koncentration eller en mængdeangivel- 

se. Ikke det samme som et miljøkvalitetskrav. 

Lermembran/membran: Der etableres én sammenhængende lermembran under 

hele deponiet. Efter termerne i bekendtgørelse nr. 719 af 24/06/2011 om depo- 

neringsanlæg (Miljøministeriet, 2011)er der tale om en kunstig etableret geologi- 

ske barriere (sekundær membran), som skal bestå af et homogent, lavpermea- 

belt materiale med en tykkelse på minimum 0,5 m. Der etableres desuden en 

primær membran i form af en bundmembran, som er en kunstig forseglings- 

membran over lermembranen. 

Miljøkonsekvensvurdering i henhold til Deponeringsbekendtgørelsen: Der ansø- 

ges ikke om reducerede krav til opbygning af membransystem og perkola- 

topsamlingssystem. Der er udført en miljøkonsekvensvurdering i henhold til be- 

kendtgørelse nr. 719 af 24/06/2011 om deponeringsanlæg (Miljøministeriet, 

2011) 

Perkolat: Nedbør der opsamles fra de tre tørrefelter samt fra slutdepotet og øvri- 

ge arealer indenfor lermembranen og den primære kunstige membran. 

3

24. april 2013 

Udarbejdet af Michael Eilert- 

sen 


Godkendt af 

NIRAS A/S 


Postboks 615 

8000 Aarhus C 

CVR-nr. 37295728 


www.niras.dk 

T: +45 8732 3232 

F: +45 8732 3200 


Notat 

Bilag 7 - Beregning af sikkerhedsstillelse - forudsætninger 

Der ansøges om at efterbehandlingsperiodens varighed fastsættes til 10 år og 

der søges om at Esbjerg Kommune accepterer, at Kystdirektoratet, som sikkerhed 

for efterbehandling m.v., stiller en statsgaranti. Begrundelsen fremgår af 

særskilt skrivelse fra Kystdirektoratet til Esbjerg Kommune. 

I nedenstående er forudsætningerne for beregningen af sikkerhedsstillelsen 

anført. 

Jf. § 7, stk. 2. Sikkerhedsstillelsens størrelse fastsættes på grundlag af et skøn 

over de samlede udgifter til opfyldelse af godkendelsens vilkår om nedlukning 

og efterbehandling. I skønnet indgår 

1) godkendte affaldsmængder og affaldsklasser, 

2) skønnede udgifter til nedlukning, jf. bilag 2, punkt 13, og bilag 4, punkt 1, 

Jf. bilag 2 pkt. 13. Nedlukning 

13.3 Vilkår om slutafdækning 

Vilkårene om nedlukning skal fastsættes under hensyn til arealernes senere 

anvendelse og kommuneplanlægningen. For så vidt angår arealer, der skal anvendes 

til dyrkningsformål, skal vilkår fastsættes i overensstemmelse med »Efterbehandling 

af arealer anvendt til affaldsdeponering og råstofindvinding med 

henblik på fremtidig dyrkningsmæssig udnyttelse« jf. Landbrugsministeriets 

retningslinjer. Der fastsættes vilkår om, at slutafdækningslaget i dette tilfælde 

som minimum skal være 1,0 meter tykt. 

Følgende er forudsat: 

- Arealerne påregnes efterfølgende anvendt til andet end dyrkningsmæssige 

formål og idet havnesediment ikke vurderes, at være af en sådan karakter, 

at opfrysning kan forekomme, er der kalkuleret med at afdækningen 

kan reduceres til 0,5 m jord.

Følgende data er anvendt: 

- Slutdepotets overfladeareal er på ca. 25 ha. 

- Med et nederste lag bestående af 30 cm ren råjord og et øverste lag med 

20 cm ren muld (men ikke harpet) vil materialeprisen være ca. 

0,3*35+0,2*98 = 10,5 + 19,6 = 30 kr./m² i 2013 priser. Omkostning til jord 

ca. 30 kr./m 2 * 250.000 = ca. 7,5 mio. kr. 

- Udlægning 7,2 kr./m 3 i henhold til entreprisereguleringsindekset/omkostningsindeks 

for jordarbejder (kilde Miljøstyrelsens afgørelse 

vedr. deponi ved Holbæk Havn, dateret 11. april 2012). Antal m 3 ved 0,5 

meter jordlag 250.000 / 2 = 125.000 m 3 . 

Omkostning til udlægning = 7,2 kr./m 3 * 125.000 m 3 = 0,9 mio. kr. 

Sum slutafdækning (jord og udlægning) ca. 8,4 mio. kr. svarende til 33,60 

kr./m 2 . 

13.4 Tæt eller lavpermeabel slutafdækning 

På baggrund af en konkret vurdering kan der fastsættes vilkår om en tæt, impermeabel 

slutafdækning på deponeringsenheder for mineralsk affald, der er 

etableret med membran- og perkolatopsamlingssystem. Det er en betingelse 

for vilkåret, at det kan sandsynliggøres, at affaldstyperne vil kunne genanvendes 

eller på anden måde nyttiggøres inden for en periode på 5 år. 

Der vurderes på nuværende tidspunkt ikke at være grundlag for at etablere en 

sådan membran som led i en slutafdækning. 

Oversigt over de delelementer som skal anvendes ved beregning 

af sikkerhedsstillelsen 

Sum-data er overført til Miljøstyrelsens regneark i det omfang de er medtaget 

på skemaet 

1. Nedlukning 

Lønninger 

Samlet er der kalkuleret med 225.000 til diverse lønomkostninger. Øvrige lønomkostninger 

indgår som en del af nedenstående. 

2

Nedrivning/fjernelse af bygninger, vægtanlæg m.v. 

Der er kalkuleret med følgende delbidrag: 

Fjernelse af betonbassiner og retablering – skøn henholdsvis ca. 12 + 5 mio.kr 

Fjernelse af bygninger, sandfilter, pumpeanlæg – skøn ca. 3 mio. kr. 

Sum ca. 20 mio. kr. 

Oprydning (materialeoplag m.v.) 

Er inkluderet i ovenstående 

Opbrydning inkl. bortkørsel af befæstede arealer 

Der er kalkuleret med 5000 m 2 veje/pladser á 100 kr./m 2 i alt ca. 0,5 mio. kr. 

Afvikling af biaktiviteter 

Ingen 

Terrænregulering, herunder volde 

Eventuel retablering af den resterende del af Måde Havnedeponi, som ikke er 

inkluderet ovenfor i afsnit 13.3, dvs. ca. 4 ha. (En del af dette areal indgår også i 

ovenstående punkter, hvor der samtidig indgår oprydning/terrænregulering.) 

Der er kalkuleret med 10 kr./m 2 til terrænregulering. Sum 0,4 mio. kr. 

Udlægning af rodspærre 

Vurderes ikke at være nødvendigt. 

3

Udlægning af råjord og dyrkningslag 

Der er ikke kalkuleret med udlægning af råjord og dyrkningslag på den resterende 

del af Måde Havnedeponi, som ikke er inkluderet ovenfor i afsnit 13.3, 

dvs. ca. 4 ha. 

Beplantning 

Skøn 1 mio. kr. samlet set svarende til ca. 3,5 kr./m 2 . 

Øvrige krav i medfør af miljøgodkendelse 

Der er ikke kalkuleret med yderligere krav i forbindelse med nedlukning af anlægget. 

§ 7 stk. 2. Sikkerhedsstillelsens størrelse fastsættes på grundlag af et skøn 

over de samlede udgifter til opfyldelse af godkendelsens vilkår om nedlukning 

og efterbehandling. I skønnet indgår 

1) godkendte affaldsmængder og affaldsklasser, 

2) skønnede udgifter til nedlukning, jf. bilag 2, punkt 13, og bilag 4, punkt 1, 

3) skønnede årlige udgifter til efterbehandling, herunder til grundvandsmonitering, 

perkolatmonitering og eventuelle andre moniteringskrav, samt til 

opsamling, transport og behandling af perkolat, jf. bilag 2, punkt 4, 6 og 7, 

samt bilag 4, punkt 2 

2. Efterbehandling efter nedlukning 

Indsamling, transport og bortskaffelse af perkolat og overfladeafstrømmende 

vand 

Indgår under ”drift, reparation og vedligeholdelse” nedefor 

4

Perkolat- og grundvandsmonitering samt monitering af overfladevand 

Monitering perkolat/renset spildevand 

Ved beregning af sikkerhedsstillelsen er det forudsat, at der på det rensede 

spildevand, skal analyseres for de analyseparametre, som er angivet i deponeringsbekendtgørelsens 

tabel 2.3. Der er desuden kalkuleret med, at der også 

skal analyseres for TBT-forbindelser, arsen og kobber. 

Omkostninger til prøvetagning og analyse af perkolat/renset spildevand er 

estimeret ud fra prislisten fra et akkrediteret laboratorium, til ca. 10.000 kr. pr. 

år. 

Monitering af grundvand 

Der skal som minimum foretages grundvandskontrol 4 gange årligt i deponeringsanlæggets 

drifts- og efterbehandlingsperiode. Ved beregning af sikkerhedsstillelsen 

er det forudsat, at analyseparametre angivet i deponeringsbekendtgørelsens 

tabel 2.5, skal analyseres 4 gange årligt i de 5 boringer. Der er 

desuden kalkuleret med at der også skal analyseres for TBT-forbindelser, arsen 

og kobber. 

Omkostninger til prøvetagning og analyse af grundvand er estimeret ud fra prislisten 

fra et akkrediteret laboratorium til ca. 2.500 kr./prøve, dvs. ca. 50.000 kr. 

pr. år i efterbehandlingsperioden. 

Anden monitering 

Der er kalkuleret med 10.000 kr. årligt til prøvetagning og analyse af vand fra en 

årlig monitering i Vadehavet ud for Måde Havnedeponi. 

Samlede omkostninger til monitering 

70.000 kr. årligt i efterbehandlingsperioden på 10 år, svarende til samlet ca. 0,7 

mio. kr. 

Gasmonitering 

Ikke relevant 

Kontrol med aktive miljøbeskyttende systemer, herunder perkolat, gas 

Der er skønnet en udgift på 10.000 kr./år. 

5

Kontrol af sætninger 


Drift, reparation og vedligeholdelse af miljøbeskyttende systemer, herunder 

perkolat og gas 


Vedligeholdelse af arealer, herunder beplantning 

Se samlet skøn i regnearket. Der er kalkuleret med 10% af anlægsprisen til beplantning 

på ca. 1 mio. kr. dvs. 100.000 kr./år. 

Udarbejdelse af årsrapporter 

Skøn 25.000 kr./år. 

Årligt tilsyn, herunder gebyr for tilsyn 

Skøn 10.000 kr./år. 

Fjernelse eller nedlukning af perkolatbrønde, perkolatbassin, gasopsamlingssystem, 

grundvandskontrolbrønde m.v. ved overgang fra aktiv til passiv tilstand 

og fjernelse af renseforanstaltninger perkolat-brønde m.v. 

Der er kalkuleret med 1.5 mio. kr. til fjernelse af de resterende anlæg, som ikke 

indgår i skønnet under ”1. nedlukning” ovenfor. Det inkluderer blandt andet 

også fjernelse af 

• ca. 2 km. hegn rundt om anlægget og ca. 650 meter rundt om bassinerne. 

Nedtagning af hegn inkl. fjernelse af hegnstolper koster ca. 150 kr. 

pr. løbende meter, svarende til i alt ca. 0,4 mio. kr. 

• munke og boringer – antallet af munke er ikke endeligt fastlagt, men 

der kalkuleres med 8 munke. Hertil kommer 5 boringer. Nedlæggelse af 

boringer koster normalt omkring 7.500 kr./stk. og fjernelse af munkene 

anslås til 10.000 kr./stk. svarende til i alt ca. 0,1 mio. kr. 

• diverse rørledninger intern på området f.eks. fra munke til rensningsanlægget 

1. De fleste af ledningerne ligger under det fremtidig depotområde, 

så de kan ikke graves op. Disse ledningerne kan evt. betonfyldes 

via brøndene. Omkostningerne hertil er anslået til ca. 0,2 

mio. kr. 

6

2. Ledninger udenfor selve deponeringsområdet vil kunne graves 

op. Med en samlet længde på ca. 1 km anslås omkostningerne 

hertil til ca. 0,3 mio. kr. Hertil kommer eventuelle reparationer 

af asfalt/betonbelægninger. 

Denne post er i regnearket medtaget under ”nedlukning” og ” fjernelse af bygninger 

m.v. 

Øvrige krav til efterbehandling i medfør af miljøgodkendelsen. 

Der er ikke kalkuleret med yderligere krav. 

Andet 

Ombygning herunder forhøjelse af diget, så der ikke længere er vej, men således 

at digekronen hæves. Omkostningerne anslås til ca. 0,5 mio. kr. 

Denne post er i regnearket medtaget under ”nedlukning” og ” fjernelse af bygninger 

m.v. 

7

Måde Sikkerhedsstillelse beregning 220413.xls Grundlag og forudsætninger 24-04-2013 

Bilag 7 - Grundlag og forudsætninger 

Til beregning af sikkerhedsstillelse og 

grundbeløb 

Generelle informationer og forudsætninger 

Anlæggets navn: Måde Havnedeponi 

Beskrivelse af generelle forudsætninger mv. 

For affaldskategorier Vægtfylde: Efterbehandlingsperiode: Perkolatproduktion: 

Blandet t/m3 Blandet år Blandet af årets nedbør 

Inert t/m3 Inert år Inert af årets nedbør 

Mineralsk 1,36 t/m3 Mineralsk 10 år Mineralsk 46% af årets nedbør 

Farligt t/m3 Farligt år Farligt af årets nedbør 

m 3 

Anlæggets restkapacitet, primo 2015 700.000 

Gnsn. nedbør: 

Årsværk 400.000 kr. 784 mm/år 

Forudsætninger for enhederne 

I alt Enhed 1 

Affaldskategori (blandet, inert, mineralsk eller farligt) Mineralsk 

Ibrugtagningstidspunkt (med sikkerhedsstillelse) år - 2015 år 

Nedlukningstidspunkt år - 2045 år 

Total volumenkapacitet m 3 

700.000 700.000 m 3 

Resterende volumenkapacitet primo 2015 m 3 

700.000 700.000 m 3 

Total vægtkapacitet tons 952.000 952.000 tons 

Resterende vægtkapacitet primo 2015 tons 952.000 952.000 tons 

Total areal (som skal slutafdækkes) m² 250.000 250.000 m² 

Resterende areal (som skal slutafdækkes), primo 2015 m² 250.000 250.000 m² 

Perkolatproduktion i efterbehandlingsperioden m 3 /år 90.160 90.160 m 3 Eventuelle bemærkninger 

/år 

Videreføres? (Ja eller nej) Ja 

Sikkerhedsstillelse beregnet (ja eller nej) Ja 

OBS! Bemærk at de årlige affaldsmængder samt den årlige indeksering skal indtastes på de enkelte ark for enhederne


Anvendte enhedspriser for nedlukning 

Alle enhedspriser er i år 2013 prisniveau 

Lønninger/konsulentomkostningner kr. 225.000 for hele anlægget 

Nedrivning/fjernelse af bygninger, vægtanlæg m.v. kr. 22.000.000 for hele anlægget 

Oprydning (materialeoplag m.v.) kr. - for hele anlægget 

Opbrydning inkl. bortkørsel af befæstede arealer kr. 500.000 for hele anlægget 

Terrænregulering (volde m.v.) kr. 400.000 for hele anlægget 

Udlægning af rodspærre kr./m² - 

Udlægning af råjord og dyrkningslag kr./m² 34 

Beplantning kr./m² 4 

Gennemgang og udbedring af alle nedlukkede enheder kr. 50.000 for hele anlægget 

Øvrige krav i medfør af miljøgodkendelse kr. - for hele anlægget 

Anvendte enhedspriser for efterbehandling 

Alle enhedspriser er i år 2013 prisniveau 

Bortskaffelse af perkolat (inkl. evt. transport) kr./m 

Bemærkninger 

3 perkolat/år VIGTIGT! Benyt opdeling til højre for differentiering med hensyn til affaldskategori Blandet: Inert: Mineralsk: - 

Farligt: 

Bortskaffelse af overfladevand kr./m² - 

Perkolat-, grundvands- og recipientmonitering kr./år 70.000 for hele anlægget 

Gasmonitering kr./m 3 restkapacitet/år VIGTIGT! Benyt opdeling til højre for differentiering med hensyn til affaldskategori Blandet Inert Mineralsk Farligt 

Kontrol med aktive miljøbeskyttende systemer (perkolat, gas m.v.) kr./år 10.000 for hele anlægget 

Kontrol af sætninger kr./år 10.000 for hele anlægget 

Drift, reparation og vedligehold. af miljøbeskyttende systemer (perkolat, kr./år gas mv) 

100.000 for hele anlægget 

Vedligeholdelse af arealer (beplantning m.v.) kr./år 100.000 for hele anlægget 

Udarbejdelse af årsrapporter kr./år 25.000 for hele anlægget 

Årligt tilsyn (gebyr til amtet) kr./år 10.000 for hele anlægget 

Øvrige krav i medfør af miljøgodkendelse kr./år - for hele anlægget 

Fjernelse/nedlukning af perkolatbrønde, -bassin, gasopsamlingssystem, kr. grundvandskontrolbrønde det år deponiet lukker m.v. - 

for hele anlægget


A. Nedlukning 

Omkostningerne er skønnet i år 2013 priser 

Omkostningerne 

Delelement I alt Enhed 1 

Lønninger/konsulentomkostningner kr 225.000 225.000 

Nedrivning/fjernelse af bygninger, vægtanlæg m.v. kr 22.000.000 22.000.000 

Oprydning (materialeoplag m.v.) kr - 

- 

Opbrydning inkl. bortkørsel af befæstede arealer kr 500.000 500.000 

Terrænregulering (volde m.v.) kr 400.000 400.000 

Udlægning af rodspærre kr - 

- 

Udlægning af råjord og dyrkningslag kr 8.400.000 8.400.000 

Beplantning kr 875.000 875.000 

Gennemgang og udbedring af alle nedlukkede enheder kr 50.000 50.000 

Øvrige krav i medfør af miljøgodkendelse kr - 

- 

I alt kr 32.450.000 32.450.000 

B. Efterbehandling (efter nedlukning): 

Omkostningerne er skønnet i år 2013 priser 

Delelement I alt Enhed 1 

Bortskaffelse af perkolat (inkl. evt. transport) kr/år 0 - 

Bortskaffelse af overfladevand kr/år - 

- 

Perkolat-, grundvands- og recipientmonitering kr/år 70.000 70.000 

Gasmonitering kr/år - 

- 

Kontrol med aktive miljøbeskyttende systemer (perkolat, gas m.v.) kr/år 10.000 10.000 

Kontrol af sætninger kr/år 10.000 10.000 

Drift, reparation og vedligehold. af miljøbeskyttende systemer (perkolat, kr/år gas mv) 

100.000 100.000 

Vedligeholdelse af arealer (beplantning m.v.) kr/år 100.000 100.000 

Udarbejdelse af årsrapporter kr/år 25.000 25.000 

Årligt tilsyn (gebyr til amtet) kr/år 10.000 10.000 

Øvrige krav i medfør af miljøgodkendelse kr/år - 

- 

I alt kr/år 325.000 325.000 

Engangsomk til fjernelse/nedlukning af perkolatbrønde, -bassin, gasopsamlingssystem, kr grundvandskontrolbrønde - m.v. 

De totale efterbehandlingsomkostninger i 2013-priser kr 3.250.000 

- 

3.250.000 

Omkostningerne per år (DKK) 

Sikkerhedsstillelse i alt 

I alt Enhed 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 

Det samlede sikkerhedsstillelsesbeløb i 2013-priser kr 35.700.000 35.700.000 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

-


Den procentvise fordeling af sikkerhedsstillelsen på affaldskategorier 

Kr. pr. kategori: 

Blandet Inert Mineralsk Farligt I alt 

Nedlukning - 

- 32.450.000 

- 32.450.000 

Efterbehandling - 

- 3.250.000 

- 3.250.000 

I alt - 

- 35.700.000 

- 35.700.000 

Den procentvise fordeling 

Blandet Inert Mineralsk Farligt I alt 

Nedlukning 0% 0% 100% 0% 100% 

Efterbehandling 0% 0% 100% 0% 100% 

I alt 0% 0% 100% 0% 100%

BAT Måde Checkliste affald BREF 110413 - Esbjerg Kommune

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?