Bilag 4 - Udledning og... - Masterpiece 5.0

Miljøministeriet 

Naturstyrelsen 

Måde Havnedeponi 

Bilag 4 

Udledning og fortynding af forurenet vand 

Juni 2013

Kystdirektoratet 

Juni 2013 

UDLEDNING OG FORTYNDING AF 

FORURENET VAND 

Deponi for havnesediment i Måde

PROJEKT Udledning og fortynding af forurenet vand 

Deponi for havnesediment i Måde 

Projekt nr. 207960 

Version 5 

Dokument nr. 127514426 

Udarbejdet af LMR/COJ 

Kontrolleret af KSCH 

Godkendt af RHO 

NIRAS A/S 

Birkemoseallé 27-29, 1. sal 

6000 Kolding 

Kystdirektoratet 

CVR-nr. 37295728 

Tilsluttet FRI 

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.................................................................................................. 29 

4.4.1 Vandprøver fra felten ................................................................ 30 

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

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand ............................................................. 34 

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier ........................................... 37 

5 Sedimentfasen ......................................................................................... 40 

Kystdirektoratet: 


1

www.niras.dk 

5.1 Kornstørrelsesfordeling ............................................................................. 40 

5.2 Organisk stof og tørstof ............................................................................ 41 

5.3 Stofkoncentrationer ................................................................................... 41 

5.4 Udvikling i TBT-indholdet .......................................................................... 43 

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet ......................................................... 44 

6 Vandfasen ................................................................................................. 46 

6.1 Spildevand fra tørrefelter vs perkolat/drænvand ...................................... 46 

6.1.1 Spildevand fra tørrefelter .......................................................... 46 

6.1.2 Perkolat/drænvand ................................................................... 47 

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed......................................... 48 

6.2.1 Suspenderet stof ....................................................................... 48 

6.2.2 Suspenderet stof analysemetoden ........................................... 48 

6.2.3 Sedimenteringshastighed ......................................................... 49 

6.3 TBT ........................................................................................................... 51 

6.3.1 Empiriske målinger af vandkoncentrationer ............................. 51 

6.3.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 52 

6.3.3 Forventet TBT koncentration i vand ......................................... 54 

6.3.4 Total TBT-masse i det rensede spildevand .............................. 54 

6.4 Tungmetaller ............................................................................................. 55 


6.5 PAH’er ....................................................................................................... 57 


6.5.2 Beregning af vandkoncentrationer ............................................ 57 

7 Kriterier ..................................................................................................... 58 

7.1 Miljøkvalitetskrav (MKK) ........................................................................... 58 

7.2 Baggrundsværdier .................................................................................... 59 

7.2.1 Naturlige baggrundskoncentrationer ........................................ 59 

7.2.2 Menneskeskabte baggrundskoncentrationer ............................ 60 

7.3 Forhold mellem miljøkvalitetskrav og forureningskilder ............................ 63 

7.4 Fortyndingsfaktorer ................................................................................... 65 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udledning ved Capricornkaj ...... 65 

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet ............. 69 

7.4.1 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til ferske vandområder 

.................................................................................................. 73 

7.5 Kritiske stoffer og risikokvotienter ............................................................. 77 

7.5.1 Forureningskoncentrationer i spildevand .................................. 77 

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet .......................................... 79 

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster ..................... 80 

7.6 Udledningskrav ......................................................................................... 80 

7.6.1 Tidligere krav ............................................................................ 80 

7.6.2 Forslag til nye udledningskrav .................................................. 81 

7.7 Den nødvendige rensningsgrad ............................................................... 82 

7.8 Krav til klapning ........................................................................................ 83 



2

www.niras.dk 

8 Konklusioner ............................................................................................ 84 

9 Referencer ................................................................................................ 87 

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. Årsagen 

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 landdepot 

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 udledning 

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 forventes 

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 observeret 

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 årrække. 

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 perkolatopsamlingssystemet. 

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 vandbehandlingsanlægget 

estimeres. 

Konsekvenserne af en potentiel udsivning af miljøfremmede stoffer gennem 

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

med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennemført 

i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, hvorfor der er regnet 

med udsivning på 5 % af perkolatmængden fra anlægget. Undersøgelsen inkluderer 

udstrømning af perkolat til Vadehavet samt udstrømning af perkolat til nærliggende 

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 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 del af porevandet, der over tid løber ud af sedimentet 

når sedimentet sammenpresses af egen vægt. Konsolideringsvand kan efterfølgende 

drænes af på toppen. 

Kubikmeter angivelser: Der findes følgende rumfangsangivelser (se Tabel 1-1). 

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

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 



5

www.niras.dk 

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 deponeringsanlæg 

(Miljøministeriet, 2011)er der tale om en kunstig etableret geologiske 

barriere (sekundær membran), som skal bestå af et homogent, lavpermeabelt 

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 ligger 

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 udledningskriterium). 

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

eller biota, som ikke må overskrides af hensyn til beskyttelsen af menneskers 

sundhed og miljøet, se /2/. Miljøkvalitetskravet skal være opfyldt ved kanten 

af blandingszonen. Der fastsættes såvel korttids som generelle MKK ligesom 

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

ikke er det samme som et udledningskriterium. 

Naturlig baggrundskoncentration: Den koncentration i havvand, der findes naturligt, 

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 menneskeskabte 

baggrundskoncentration (fx TBT) antages at være nul. 

Partikeldensitet: Rumvægt af sedimentets partikler uden at porerummene mellem 

partiklerne regnes med. Partikeldensiteten er vigtigt ved blandt andet beregning 

af sedimentationshastighed. Partikeldensiteten af mineralkort antages at 

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



6

www.niras.dk 

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 varierer 

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

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

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 vandmængde 

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 udledningspunkt 

på Capricornkaj på Esbjerg Havn. 

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

pumpes til behandling på Måde Havnedeponi. Spildevand omfatter 

også de interne spildevandsstrømme på anlægget, herunder konsolideringsvand, 

perkolat, overfladevand fra befæstede arealer og vaskevand fra vaskepladsen. 

Spildevandet indeholder forurenende stoffer, der primært stammer fra 

det oppumpede havnesediment. Spildevandet kan indholdsmæssigt ikke sammenlignes 

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 mængdeangivelse. 

Ikke det samme som et miljøkvalitetskrav. 



7

www.niras.dk 

2 PROJEKTBESKRIVELSE 

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

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 udledning 

af vand fra depotet). 

Figur 2.1: Lokalisering af deponeringsanlæg samt den foretrukne rørføringsforløb. 

Formålet med anlæggets miljøbeskyttende foranstaltninger er at sikre det omgivende 

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

anlægget antages endvidere ikke at kunne give anledning til jordforurening udenfor 

slutdepotet. De miljøbeskyttende foranstaltninger retter sig således primært 

mod Vadehavet. 

De miljøbeskyttende foranstaltninger inkluderer: 

• Bund- og bentonitmembran med perkolatopsamlingssystem under hele arealet 

• 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 deponeres. 

På nuværende tidspunkt skal sediment fra følgende havnebassiner deponeres 

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

forhavn, 5. bassin, beddingsområdet og 6. bassin. Efterslæb vedrører primært 

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

havnebassinerne (tilslikning). Det samlede deponeringsbehov for Måde havnedeponi 

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/. Vandmængden 

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 deponering 

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

er fuld udnyttet. 


jorden ud i nærliggende lokale ferskvandsforekomster eller Vadehavet er undersøgt. 

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

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

betragtning, hvor 5 % af nettonedbøren undviger perkolatopsamlingssystemet 

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 

(m 3 /år) 

Vandmængde, der udsiver forurenet areal ca. 20 ha 4.000 

fra membranområdet til 

nettonedbør 400 mm/år 

Vadehavet 

5 % undslipper 

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. Sediment/vand-blandingen 

udledes af indpumpningsrøret til øverste del af tørrefeltet 

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

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 sediment 

fra 6. bassin, hvor der fortsat forventes høje indhold af TBT, særskilt. Formålet 

med den separate håndtering er at muliggøre separat klaring og rensning 

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

længere henstandsperiode i klaringsbassinet for det mest forurenede 

vand. 

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

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 klaringsbassiner. 

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 vandrensningsanlæg 

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 udvise 

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 perkolatopsamlingssystem. 

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 udsivningen 

til Vadehavet. 

Umiddelbart over membranen etableres et perkolatopsamlingssystem. Der etableres 

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 afvanding 

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 forbindelse 

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 forurenet 

med forskellige stoffer som følge af havneaktiviteter, skibstrafikken og andre 

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 bemærkes, 

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). Vurderingen 

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

Ud over disse stofgrupper findes der også oliestoffer og næringsstoffer i sedimentet. 

Det vurderes, at PAH’er er den del af oliestoffer, der bedst binder til havnesediment 

og dermed virker som indikator for evt. andre oliestoffer. Disse stofgrupper 

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 teknikker 

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 opkoncentrering) 

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 forskellige 

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

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

og en hydroxidgruppe (OH-gruppe). Hvis hydroxidgruppen forlader molekylet, 

fås TBT-kationen (TBT + ) efter nedenstående reaktionsligning. TBTkationen 

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


Udledning og fortynding af forurenet vand

www.niras.dk 

Organotinforbindelser er også blevet anvendt til træbeskyttelse, plantebeskyttelsesmiddel 

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 forekomme 

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 undersøgelser, 

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 organotinforbindelser 

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 industrigrund 

ved Randers, hvor der tidligere lå en virksomhed med vakuumimprægnering 

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 reduceres. 

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 omgivelserne, 

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 mortalitet. 

Det skyldes, at TBT forstyrrer balancen mellem hanlige og hunlige kønshormoner 

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

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

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 konksneglene, 

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 mindre 

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 pHværdier 

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 bemærkes, 

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 fraktion 

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 ligevægtskoncentrationen 

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 %. Resultaterne 

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

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 analysearbejdet). 

18

www.niras.dk 

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

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 litteraturværdier 

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 ”frigivelse”. 

Ordet desorption er ofte forbundet med ordet sorption, fordi en desorption 

kræver en forudgående sorption. I laboratorieforsøg sker sorption ofte ved tilsætning 

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. Udgangspunktet 

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 korttidsstudier, 

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 hysterese, 

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

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 indholdet 

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 deponier 

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

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

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 hurtigere, 

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

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

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 hovednedbrydningsprocessen 

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 stoffer 

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

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

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

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 havnesediment. 

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 positivtladede 

kationer (fx barium, bly, nikkel, zink, cadmium, kobber). Andre forekommer 

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 koncentrationen 

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 forekomme 

i vandfasen. Sediment indeholder mange komponenter, der udviser 

sorptionsegenskaber, såsom lermineraler, organisk stof og diverse oxider (såsom 

jernoxider). Tungmetallers fordeling mellem sediment- og vandfase beskrives 

ved såkaldt sorptionsisotermer, som er grafer der angiver koncentrationen af 

tungmetallet sorberet til sediment (Cs) som funktion af koncentrationen af tungmetallet 

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 opgivet 

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 overfor 

sedimentets pH-værdi og kan variere flere størrelsesordener. Tabellen nedenfor 

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) Kd (l/kg) 

/32/ 

/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 ældning 

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 stofoverførelse 

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 (kræftfremkaldende), 

mutagene (fremkalder arvelig celleforandring) og teratogene (medfører 



22

www.niras.dk 

unormal udvikling i afkom). Generelt er stofferne i gruppen lipofile, dvs. fedtopløselig, 

og dermed har de en lav opløselighed i vand. Dette er grunden til at stofferne 

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 benzenringe, 

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 intervallet 

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 fordelingskoefficient, 

Kd, som er koncentrationen af tungmetallet sorberet til sediment (Cs) i forhold 

til koncentrationen af tungmetallet opløst i vandfasen (Cw). 

En tidligere rapport har fundet at hverken målte eller Kd-beregnede koncentrationer 

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 hastighedsbegrænsende. 

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 ”hydrolyserende 

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 opløses i 

vandfasen og hvor meget bindes på suspenderet stof. Frigivelsesforsøget er 

designet 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 har taget hensyn til følgende centrale punkter: 

• Filtrering: I forsøgene blev vandprøver generelt filtreret inden måling 

med henblik på at fraskille 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 centrifugerede vandprøver. 

• Desorption af ældre forurening: I forsøgene blev 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 vandfasen (hvorfra der sker en adsorption til 

sediment), hvorefter man straks (indenfor timer eller dage) undersøger 

desorption at forurening fra sediment tilbage til vandfasen. Det forventes, 

at frigivelse af gamle forurening fra sedimentet (som følge af en ældningsproces) 

er noget mindre end desorption af frisk-adsorberet forurening. 

4.1 Formål 

Formålet med forsøgene er at estimere frigivelsen af TBT og tungmetaller fra 

forurenet havnesediment til vandfasen (i opløst form) som funktion af mekanisk 

påvirkning og tid. Ud fra disse tal kan der beregnes relevante distributionskoefficienter, 

Kd. Desuden er formålet at vurdere forureningsindholdet i de fine suspenderede 

partikler og sammenligne dette indhold med forureningsindholdet i 

sedimentet som helhed (store og små partikler). 

4.2 Prøvetagningsaktiviteter 

4.2.1 Vandprøver 

Indledningsvis blev der udtaget tre par vandprøver (hhv. filtrerede og ufiltrerede) 

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. To 

af parrene 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. Der blev udtaget et par blindprøver fra vandhanen. Den ene prø- 



25

www.niras.dk 

ve blev udtaget direkte mens den anden blev overført fra en flaske til en anden 

ved filtrering som ovenfor. 

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. 

Prøvetagningslokaliteten for de fire vandprøver ses på Figur 4.2. Bemærk at 

parret V1 (ufiltreret) og V2 (filtreret) blev udtaget fra samme lokalitet, ligesom 

parret V3 (ufiltreret) og V4 (filtreret) blev udtaget fra samme lokalitet. 

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 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 alphacellulose 

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 første gennemløbne milliliter ikke anvendt 

til prøven. Vandprøverne blev sendt til Eurofins dagen efter udtagning. 

Emballagen bestod af 1 liters rengjorte og klare glasflasker fra Eurofins. 

Figur 4.1 viser 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 der samme dag udtaget fire sedimentprøver 

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 tørstofindhold 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. Prøvenumre ses i Tabel 4-2. 

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 udtaget 

fra samme side. De udtagne vand og sedimentprøver fra Tørrefelt 2 repræsenterer 

oprensning af sediment 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. 

Figur 4.2 Prøvetagningslokaliteter for frigivelsesforsøget (S=sedimentprøve, 

V=vandprøve). 



27

www.niras.dk 

Det bemærkes, at sedimentprøverne ikke blev analyseret på laboratoriet direkte 

fra Rilsanposen. I stedet blev sedimentet anvendt i frigivelsesforsøgene, hvor en 

500 g sediment fra poserne blev blandet med 600 ml kunstigt havvand. Ved 

slutning af forsøgene, blev de resulterende vand- og sedimentfase i hver forsøgsflaske 

analyseret. 

4.3 Laboratorieaktiviteter 

4.3.1 Forberedelse 

Sedimentprøverne, der blev modtaget af laboratoriet i Rilsanposer, blev homogeniseret 

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 sedimentprøven. 

Der blev udtaget tre prøver fra hver af de fire Rilsanposer, dvs. 12 

forsøgsflasker i alt. 

En oversigt over flaskerne anvendt til desorptionsforsøgene ses i Tabel 4-3. 

Prøveidentifikation 

Rystetid 

(timer) 



Stå tid 

Døgn 

Vandprøve 

filtreret i 

laboratoriet 

Anvendt sedimentprøve 

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 undersøge 

analysemetodens genfinding af stoffet. 

28

www.niras.dk 

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 varierede og 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 sedimentet blev analyseret ved udtagning af prøver direkte fra 

hver Rilsanpose (dvs. 4 prøver) . 

Figur 4.3 Varierende farve i flasker til frigivelsesforsøg efter rystning og henstand. 

4.4 Resultater 

Analyserapporter fremgår af Bilag 1. For at forstå resultaterne er det vigtigt at 

holde sig klart, at der er tale om forskellige typer resultater. Afsnit 4.4.1 angiver 

resultater fra vandprøver udtaget direkte i felten. Afsnit 4.4.2 og 4.4.3 angiver 

derimod resultater fra hhv. sediment- og vandprøver udtaget fra forsøgsflasker 

efter tilførsel af havnesediment og kunstigt havvand, rystning og henstand i laboratoriet. 



29

www.niras.dk 

4.4.1 Vandprøver fra felten 

Tabel 4-4 angiver udvalgte analyseresultater fra vandprøverne udtaget fra felten 

(hhv. Tørrefelt 2 og postevand, se afsnit 4.2.1). 

Prøve ID Enheder V1 

ikke 

filtreret 



V2 

feltfiltreret 

V3 

ikke 

filtreret 

V4 

feltfiltreret 

V5 

ikke 

filtreret 

V6 

feltfiltreret 

suspen- mg/l 31 ikke 20 ikke ikke ikke 

deret stof 

målt 

målt målt målt 

TBT ng/l* 198 76 708 215

www.niras.dk 

Samme regnestykke for vandprøveparret V3/V4 giver 25.000 µg TBT/kg TS 

((708-215)/20x10 -3 x10 6 . 

Som det ses, er der en ret stor forskel mellem disse to estimater for TBT-indhold 

i suspenderet stof. Forskellen er formentlig et udtryk for, at mængden af suspenderet 

stof i delprøven anvendt til måling af suspenderet stof og delprøven anvendt 

til måling TBT i V1, V2, V3 og V4 ikke var ens. Det 3.900 µg TBT/kg SS i 

det suspenderede stof svarer til ca. det målte indhold af TBT i sedimentprøven 

(se gennemsnit af de nærmeste prøver uanset henstandstid, nemlig F1Ax, F2As, 

F1Bs, F2Bs, F1Cs, F2Cs i Tabel 4-6), hvor alle kornstørrelser er medtaget (i 

modsætning til suspenderet stof, der domineres af små korn). De 25.000 µg 

TBT/kg TS i det suspenderet stof svarer til ca. otte gange højere end det målte 

indhold af TBT i sedimentprøven (se gennemsnit af den nærmeste prøve uanset 

henstandstid, nemlig F3As, F3Bs og F3Cs, se Tabel 4-6). Dette estimat har begrænset 

værdi på grund af usikkerheden omkring den nødvendige forudsætning 

om, at der er lige meget suspenderet stof i forskellige flasker. 

Tabel 4-4 viser, at vandkvaliteten af blindprøverne er anderledes (lavere arsen 

og barium men højere kobber og chrom) end vandet fra Tørrefelt 2. Dette er at 

forvente, da blindprøverne består af 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 felten fra 

Tørrefelt 2 i Rilsanposer 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. 

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 inklusiv 

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. 

Tabel 4-6 viser resultater for sedimentprøver udtaget i forbindelse med frigivelsesforsøget 

(dvs. at sedimentprøverne blev udtaget fra bunden af forsøgsflaskerne 

efter blanding af sediment og kunstigt havvand, rystning og henstand). 

Prøve F1 stammer fra blanding af sedimentprøve S1 med kunstigt havand, prøve 

F2 fra S2 og så fremdeles for alle 4 sedimentprøver fra Tørrefelt 2. Som det 

ses er der tale om tre gentagelser (A, B og C) for hver prøve. Detaljer omkring 

disse gentagelser ses i Tabel 4-3. 



31

www.niras.dk 



32

www.niras.dk 

Parameter 

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 

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 forsøgsflaskerne. 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). Bserien 

(vandprøver filtreret) og C-serien (vandprøver ufiltreret). Alle resultater findes i 

Bilag 1. 



33

www.niras.dk 

Som det ses af tabellen var sedimentet i forsøgsflaskerne forholdsvis stærkt 

forurenet med TBT. TBT koncentrationen var nemlig langt højere end gennemsnitskoncentrationen 

af TBT i 6. bassin (som er estimeret til 806 µg/kg tørstof, se 

Tabel 5-2). Idet sedimentet stammer fra flydedokgraven i 6. bassin var det forventeligt 

at koncentrationen af TBT vil overskride middelværdien for 6.bassin. 

Til gengæld var koncentrationerne af tungmetaller i god overensstemmelse med 

tidligere målinger i 6. bassin (se Tabel 5-2). Den største variation mellem koncentrationer 

i de enkelte sedimentprøver ses for TBT og kobber. Dette er interessant 

da netop disse stoffer forventes at stamme fra den lokale kilde i havnebassin 

6 mens andre forureningskomponenter kan stamme fra en fjernere kilde. 

Hermed er det ikke overraskende, at netop TBT og kobber er mere heterogent 

fordelt i havnesedimentet. 

4.4.3 Frigivelsesforsøg, vand 

Tabel 4-7 viser resultater for vandprøver udtaget i forbindelse med frigivelsesforsøget 

(dvs. at vandprøverne blev udtaget fra toppen af forsøgsflaskerne efter 

blanding af sediment og kunstigt havvand, rystning og henstand). Prøve F1 

stammer fra blanding af sedimentprøve S1 med kunstigt havand, prøve F2 fra 

S2 og så fremdeles for alle 4 sedimentprøver fra Tørrefelt 2. Som det ses er der 

tale om tre gentagelser (A, B og C) for hver prøve. Detaljer omkring disse gentagelser 

ses i Tabel 4-3. 

Alle resultater findes i Bilag 1. Laboratoriet oplyser, at genfindingen for TBT i den 

ekstra kontrolflaske, hvor en kendt mængde TBT blev tilsat, viste >90 % og at 

blindprøver viste < detektionsgrænsen. Disse resultater underbygger analysemetodens 

troværdighed. 



34

www.niras.dk 

Parameter 



Middel 

konc. vand 

F1Av F2Av F3Av F4Av 

TBT 32

www.niras.dk 

Desuden blev der målt suspenderet stof i forsøgsflaskerne 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 vandprøver 

forholdsvis lave allerede efter et døgns henstand i forsøgsflaskerne (serie A), 

med den højeste værdi på 44 ng/l TBT. Det bemærkes, 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. 

Vandprøverne fra forsøgsflaskerne i B-serien (filtreret) og C-serien (ufiltreret) 

blev udtaget og 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). Selvom disse denne ophvivling af sediment i 

forsøgsflaskerne i forbindelse med prøveudtagning var uønsket og imod instrukserne, 

giver de værdifulde oplysninger. Resultater viser nemlig med al tydelighed, 

at forurening i høj grad binder sig til suspenderet stof, hvorfor det er afgørende 

ved rensning af spildevandet i fuldskala at undgå udledning af suspenderet 

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 koncentrationer 

i det suspenderede stof end i sedimentet generelt, selv om suspenderet 

stof har en finere kornstørrelse og forventelig større bindingsevne overfor forurening. 

Det formodes dog, at usikkerheden i forbindelse med antagelse om lige 

meget suspenderet stof i serie B og C er så stor, at dette resultat har begrænset 

værdi. 



36

www.niras.dk 

4.4.4 Beregning af empiriske Kd-værdier 

Ud fra analyser af sediment og filtreret vand i forsøgsflaskerne 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 fra denne serie. Et eksempel på 

beregning af Kd for TBT i forsøgsflaske F1A ses i nedenstående formel:

www.niras.dk 

molybdæn 27 

nikkel 3.800 

vanadium 32.000 

zink 32.000 

Tabel 4-9 Empiriske Kd-værdier beregnet ud fra frigivelsesforsøgets serier A og B. 

Som det ses ved sammenligning med Tabel 3-2 varierer de forskellige Kdværdier 

for hvert stof meget. For mange af metallerne er de empiriske Kdværdier 

fra frigivelsesforsøget højere. Forklaringen formodes at være, at metallerne 

i det aktuelle havnesediment ikke er reversibel bundet (som følge af sorptionsældning 

og/eller fordi metallerne er til stede som flager frem for som sorberet). 

Hermed er metallerne sværere at frigive sammenlignet med forsøg, hvor der 

desorberes metaller, der blev tilsat umiddelbart før forsøget. 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 

Kd (l/kg) for TBT 

10000000 

1000000 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

Figur 4.4. Det ses at de 7 resterende forsøg giver Kd-værdien i intervallet fra ca. 

70.000 - 266.000, 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. 



1 

F1 F2 F3 F4 

38 

Serie A 

Serie B

www.niras.dk 

Kd (l/kg) for TBT 

10000000 

1000000 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

1 

Figur 4.4 Empiriske Kd-værdier for TBT i kg/l beregnet ud fra forsøg A og B. Det ekstreme 

resultat for Serie A, flaske F2 er udeladt ved beregning af gennemsnits Kdværdien 

på 160.000 l/kg. 



F1 F2 F3 F4 

Serie A 

Serie B 

39

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. estimeres 

den totale masse af TBT, der kommer til at blive placeret i landdepotet. 

Kystdirektoratet moniterer løbende stofkoncentrationer i sedimentet i havnebassinerne 

i Esbjerg Havn. Moniteringen er udført gennem en årrække med årlig 

prøvetagning og er senest afrapporteret dec. 2010 /4/. Samtlige analyseresultater 

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 sedimentationshastigheden 

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 sediment, 

brænde det af ved 550 °C (højere temperaturer omdanner kalk til kuldioxid 

og medfører fejlagtige resultater), og afveje det tilbageværende tørstof. Forskellen 

opgives i % af den oprindelige afvejning. Det bemærkes, at tørstofindholdet 

i sedimentet kan afhænge af hvordan prøven udtages fra bassinets bund. 

I forbindelse med glødetab bliver tørstofindholdet også bestemt. Gennemsnitsindholdet 

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 forekommer 

ofte i eller på partikler med en lille diameter. Hermed kan der forekomme 

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 gennemsnitsbetragtning 

indenfor hvert havnebassin. Minimum, maksimum og gennemsnitsværdier 

for hvert år og hvert havnebassin findes i Bilag 2. 



41

www.niras.dk 

Stof Parameter enheder 1. bas- 2. basFor- 5. basBed- 6. ba- 

gruppe 

sinsinhavn til sindingssin * 

1. & 2. 

områ 

bassin 

det 

Organotin monobutyltin µg/kg TS 6,5 6,3 4,4 9,6 20,5 32,4 

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 moniteringsresultater 

fra 2009, 2010, 2011 (gennemsnit i 6. bassin er baseret på 

analyser fra forskellige områder i bassinet vægtet med de årlige sedimentmængder 

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 forbindelser 

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 



42

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 bassiner 

(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 gennemsnitskoncentrationer 

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 fremtiden. 

5.4 Udvikling i TBT-indholdet 

Den årlige monitering i Esbjerg Havn viser at koncentrationsniveauet af organotinforbindelser 

i havnesedimentet i de fleste bassiner aftager med tiden, således 

at sedimentet kan klappes fra flere og flere havnebassiner. På nuværende tidspunkt 

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 havnebassiner 

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 sedimentet 

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

når det nuværende efterslæb er fjernet. 

I 6. bassin må det konstateres at der stadig er kilder til TBT forurening. Udviklingen 

i TBT indholdet vil sandsynligvis være afhængig af driften på de to virksomheder 

i 6. bassin, som reparerer eller ophugger skibe. Så længe virksomhederne 

behandler skibe der stadig har TBT-holdig overfladebehandling, må der forventes 

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 forureningskoncentration 

i sedimentet i havnebassinerne. 



43

www.niras.dk 

5.5 Forventet TBT masse i slutdeponiet 

Den totale mængde af TBT i det færdige slutdeponi afhænger af hvor hurtig oprensningen 

af havnebassinerne foregår og om kilder til TBT fortsætter og dermed 

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 gennemsnitskoncentrationerne 

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 

TBT-konc. TBT mængde 

in-situ m 3 gennemsnit 

µg/kg TS 

Kg 

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 

TBT-konc. TBT mængde 

in-situ m 3 gennemsnit 

µg/kg TS 

Kg 

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 scenarie 

b på 207 kg fordelt i knap 0,9 million in-situ m 3 . Hvis det lykkes at reducere 



44

www.niras.dk 

forureningen i 6. bassin som i scenarie a bliver estimatet på TBT mængden kraftigt 

reduceret til ca. 93 kg. 

Hertil kommer forureningen i 153.000 faste m 3 konsolideret sediment fra de eksisterende 

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 sediment 

ikke falder med tiden for de enkelte bassiner. Som tidligere nævnt er der 

forventninger om, at TBT-indholdet vil falde, hvorfor beregningerne er konservative. 



45

www.niras.dk 

6 VANDFASEN 

I dette kapitel estimeres koncentrationer af de forurenende stoffer i det spildevand 

(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 perkolatopsamling 

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. 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. 

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 laboratorieforsøg. 

2. ved teoretiske beregninger baseret på sedimentkoncentrationer og antagelsen 

om, at der opnås sorptionsligevægt mellem sediment og vandfasen. 

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 suspenderet 

stof, se følgende formel og afsnit 3.1.2: 



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 membransystemet 

regnes jf. deponeringsbekendtgørelsen /36/ konservativt med at 5 

% af den nedbør, der falder på tørrefelterne/slutdepotet undslipper opsamlingssystemet 

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 udgangspunktet 

at forureningen i perkolat alene består af en opløst del. Forurening 

i det vand, der opsamles af perkolatsystemet til videre vandbehandling vil desuden 

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 derfor 

ikke relevante for den aktuelle beregning. 

• Det bedste bud på koncentrationer i perkolat- og drænvand er filtreret eller 

/centrifugeret spildevand, se afsnit 6.3, 6.4 og 0. 



47

www.niras.dk 

6.2 Suspenderet stof og sedimentationshastighed 

6.2.1 Suspenderet stof 

Suspenderet stof findes naturligt i Vadehavet. I VVM-redegørelsen for udvidelsen 

af Esbjerg Havn /37/ er det beskrevet, at den naturlige koncentration af suspenderet 

materiale i Vadehavet (Grådyb tidevandsområde) varierer mellem 20 

og 100 mg/l, og at den sjældent er under 10 mg/l. I stormsituationer kan koncentrationen 

nå op på 500 mg/l. I selve Vesterhavet er den naturlige sedimentkoncentration 

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 havnesediment 

fra Esbjerg Havn i år 2008 (se Experiment B, Enclosure 4 i /41/) i forbindelse 

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 

48

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 sedimentet 

optræder i grupper. Flokkulering muliggør, at nogle mindre partikler alligevel 

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 tilsvarende 

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 medtages 

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 suspenderet 

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 andre 

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: 

V = 



d 2 

hvor: 

V = sedimentationshastighed (m/s) 

d = diameter af partiklen (m) 

g = tyngdekræft acceleration (9,81 N/kg) 

Dp = densitet af partiklen (2000 kg/m 3 ) 

Dl = densitet af havvand (1030 kg/m 3 ) 

η = dynamisk viskositet af vandet (0,0013 Ns/m 2 ) 

g ⋅( 

ρ p − ρv 

) 

18η 

49

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)

www.niras.dk 

Efter den planlagte rensning af spildevandet, forventes det at indholdet af vandets 

partikler vil være meget lavt og bestå hovedsageligt af en partikelstørrelse, 

der ikke vil sedimentere i umiddelbar nærhed af udledningsstedet, men vil transporteres 

videre med strømmen og hermed opnå stor fortynding. 

6.3 TBT 

I dette afsnit estimeres TBT-koncentrationen i det spildevand, der udledes fra 

tørrebassinet med det mest forurenede sediment. Hermed er der tale om spildevand, 

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 forureningskomponenter 

i vand: 

• TBT i felten: Målinger af spildevand, der udledes fra de eksisterende tørrefelter 

er analyseret uden filtrering eller centrifugering og derfor repræsenterer 

de en totalkoncentration. Resultater fra den seneste tid ses nedenfor 

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 bassinet 

og som en blanding af det øverste og det nederste af vandsøjlen. 

Resultaterne ses nedenfor: 



Felt 1 

Felt 2 

Felt 3 

51

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: 



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 totalkoncentration 

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 beregnede 

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 suspenderet 

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 sedimentet 

på 805 µgTBT/kg tørstof samt en subjektiv vurdering af frigivelsesforsøget 

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. 

54

www.niras.dk 

Post Grundlag Vandmængde 

(10 6 m 3 TBT 

) kg 

Havvand og spæde- 985.000 in-situ m 

vand fra oprenset sediment 

3 340 

m 3 vand pr. 200 in-situ 

m 3 

1,67 0,10 

Nettonedbør i tørrefel- 0,400 m/år 

ter/slutdepot 

140.000 m 2 1,68 0,10 

(T1-T3+S4) 

30 år 

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 forudsat 

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. Sammenlignet 

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 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. 


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 

Monitering 

Felt 2 

Felt 3 

11/5/2011 29/4/2011 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 moniteringsprøverne. 

Som alternativ til empiriske målinger kan koncentrationen af tungmetaller i vandfasen 

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 anvendes 

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 moniteringsresultaterne. 

56

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 sedimentkoncentrationer 

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. 

57

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 projekt 

ikke er fuldstændigt standardiseret og resultater fra pilotforsøg, indkøring 

og driftsoptimering først vil foreligge på et senere tidspunkt. 

Svagheden med denne metode er, at usikkerheden omkring det ”opnåelig” 

gør, at det er vanskeligt at fastlægge det mest passende udledningskrav. 

2) Baglæns: Ved at tage udgangspunkt i miljøkvalitetskrav, naturlige baggrundskoncentrationer, 

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 kompromis 

mellem ”den forventede mulige” og ”den forventede tålelige”. Dette kapitel 

omtaler grundlaget for fastlæggelse af udledningskrav og angiver et bud på konkrete 

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 miljøkvalitetskrav 

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 marine 

områder. 

Generelt er det bekendtgørelsens intention, at udledning fra flere forureningskilder 

ikke tilsammen må overskride miljøkvalitetskravet. Det betyder, at kravet 



58

www.niras.dk 

normalt skal ”deles” mellem forskellige udledere, når der udarbejdes et udledningskriterium. 

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 bemærkes, 

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. Vadehavet 

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 forureningskilder. 

I det aktuelle tilfælde stammer den naturlige baggrundskoncentration 

især fra naturlige kilder og fjernimport af forurening fra Nordsøen. Den menneskeskabte 

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 kumulative 

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 baggrundskoncentration 

på nul, dvs. at diffuse kilder såsom import fra Nordsøen og 

diffusion ud af forurenet sediment er ikke signifikant (til gengæld er der en menneskeskabt 

baggrundskoncentration, der afhænger af klapning af lav-belastet 

sediment, se afsnit 7.2.2). I praksis har PAH-forbindelser også en naturlig baggrundskoncentration 

på nul (selv om små koncentrationer fra udsivning af naturligt-forekommende 

olie med et PAH-indhold på havets bund og diffuse kilder 

som oliespild i fjerne områder kan forekomme). Flere af tungmetallerne forekommer 

naturligt i forholdsvis høje koncentrationer (arsen, barium, chrom, molybdæn 

og vanadium findes i koncentrationer over 1 µg/l) og importeres fra 

Nordsøen. 



59

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 resultatet 

under laboratoriets detektionsgrænse. Desværre ligger detektionsgrænsen 

oftest højere end miljøkvalitetskravet, hvormed resultaterne ikke bidrager til vurdering 

af den aktuelle baggrundskoncentration (se de gule resultater i tabellen). 

Undtagelsen er barium, chrom og molybdæn, der alle blev fundet i koncentrationer 

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 referencen. 

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 organotinforbindelserne, 

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 udledningen. 

For ikke at forvirre arbejdet unødigt foreslås her at baggrundskoncentrationen 

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 målte 

værdier som baggrundsniveauet, hvis de haves, ellers anvendes litteraturværdier 

(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 forureningskilder 

og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncentration. I en 

sådan situation er der flere muligheder: 

1. Skaf empiriske/modellerede data for fluxen af relevante forureningsparametre 

fra samtlige væsentlige forureningskilder i lokalområdet, beregn 

fortyndingen, og den resulterende menneskeskabte baggrundskoncentration. 



60

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 fremskaffelse 

af de nødvendige data at være uoverkommelig i den aktuelle sammenhæng. 

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 undtagelse 

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. 



61

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/ 

62 

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. Forholdet 

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 tabellen 

er en visualisering af forholdet mellem tre koncentrationer, set fra recipientens 

perspektiv ved kanten til blandingszonen. De tre koncentrationer er: bidraget 

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 situation, 

hvor klapning af lavt TBT-belastet sediment medfører en fane af 

TBT, der strømmer fra klapning mod blandingszonen for den aktuelle udledning 

ved Capricornkaj, antages at 50 % af miljøkvalitetskravet udgøres 

af klapning (grøn). Denne antagelse er baseret på /45/, hvor den højeste 

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 baggrundskoncentration. 

• For arsen vil koncentrationer målt i recipienten stamme hovedsagelig fra 

den naturlige baggrund (blå). Det forventes, at usikkerheden på fastlæg- 



63

www.niras.dk 

gelsen af baggrundsværdien vil være så stor, at udledningens indflydelse 

ikke vil kunne ses ved kontrolmålinger i recipienten. Her er udledningskravet 

regnet ud fra at miljøkvalitetskravet ligger ud over baggrundskoncentration 

(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 subjektivt 

valgt at lade den aktuelle udledning og udledninger fra andre kilder 

fylde 50 % hver. Her lægger miljøkvalitetskravet også ud over baggrundskoncentration 

(tilføjet) og hele lagkagen er lidt større end miljøkvalitetskravet. 

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 

64

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 strandengen 

mellem depotet og stranden ved Mådevej. De sidste to situationer er kun 

relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser om at ansøge om reducerede 

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 udledningspunktet, 

hvor miljøkvalitetskrav skal være overholdt /2/. Indenfor denne afstand, fortyndes 

det udledte vand med vand i en blandingszone. Der kan således være 

tale om højere koncentrationer i blandingszonen end angivet i miljøkvalitetskravene. 

Der er her valgt at fastlægge kanten af blandingszonen til at være 50 m fra 

udledningspunktet. 

I henhold til miljøkvalitetskravene for området antages at myndighederne vil 

kræve følgende krav opfyldt ved 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 op til 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 fortyndingen 

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] 



65

www.niras.dk 

Med en rørdiameter på 0,14 m indvendig og en afstand på 50 m findes en fortynding 

på Q(50 m)/Q(0m)=101, som tilfredsstiller kravet om initialfortynding. 

Det giver en udløbshastighed på 1,3 m/s (se nedenfor), hvilket er meget beskedent. 

0,020 m 3 /s / (3,14 *∙0,07 *∙0,07) m 2 = 1,3 m/s 

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/. Hastigheden 

kan således f.eks. i en afstand af 5 m fra udløbspunktet beregnes ved at 

sætte x = 5 og r = 0,07 ind i formel [2], som herefter giver Qx / Q0 = 11, dvs. at 

hastigheden aftager med en faktor 1/11 fra start til 5m fra start. 5 m ude vil jettens 

egen-hastighed således kun være 1,3/11 m/s = 12 m/s. 

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 generere. 

Det kan altså konkluderes, at såfremt der er selv en meget beskeden tidevandsstrømning, 

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 kanalstrømning 

kan forårsage. 

I det følgende iagttages en situation, hvor jetten lige er gået fri af kajen, men så 

bliver ført med af strømmen. Udbredelsen σ [m] (fra jettens centerlinje akse) af 

jettens normalfordelte koncentration i tidevandsstrømmen U [m/s] er i afstanden 

x [m] fra udløbet givet ved 



66

www.niras.dk 

σ 2 = 2D x / U [3] 

hvor U er tidevandshastigheden og D [m 2 /s] 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/. 

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 nominelle 

radius af jetten er √2 σ = 2,36 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 denne 

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 diffusion 

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 (hvor U0 er konstant for hver tidevandsperiode, 

men varierer fra periode til periode). 

U = U0 sin (ωt) [8] 



67

www.niras.dk 

Middelværdien af hastigheden over den halve tidevandsperiode bliver 

Um = 2/π U0 [9] 

Indsat i [7] findes den tidslige middelfortynding Fm (alene på grund af turbulent 

diffusion) langs kajen 50 m fra udledningspunktet til 

Fm = 557 U0 [10] 

Midlet over hele tidevandsperioden bliver den beregnede tidslige middel fortynding 

det dobbelte, altså 1114 U0. 

Da den forurenede jet har en højde på 2*2,36 = 4,7 m, vil en middelværdi dannelse 

over dybden y = 8,3 m (ved fuld vertikal opblanding) give en yderligere 

beregnet forøgelse af fortyndingen 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 halve 

af den krævede værdi. I disse perioder må man renoncere på den meget 

konservative beregning, og medtage den initiale fortynding på grund af medrivning. 

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. 

En jets impuls er proportional med hastigheden V gange vandføringen Q, /54/. 

Hvis jetten udledes i stillestående vand bevares impulsen af jetten sammen med 

det medrevne vand, altså er hastighed V og vandføring Q omvendt proportionale. 

Hvis jetten udledes i strømmende vand vil det medrevne vand indeholde impuls, 

som jetten optager. For at være på den sikre side (fortyndingen vil altid 

være større, hvis det omgivende vand er i bevægelse) er der regnet med impulsbevarelse 

også i strømmende vand. 

Der gælder således at hastighed V gange vandføring Q, er konstant.. Fortyndingen 

i jetten på grund af medrivning 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). 

I formel [11] er U = Uo, hvilket er på den sikre side, da U vil være mindre end Uo. 



68

www.niras.dk 

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 beregningerne 

at fortyndingen 50 m nedstrøms for udløbet konstant vil være godt 2500. 

7.4.2 Miljøkonsekvensvurdering for udsivning til Vadehavet 


jorden ud i Vadehavet (dette afsnit) eller nærliggende lokale ferskvandsforekomster 

(næste afsnit) er undersøgt i tilfælde af, at der kun etableres et enkeltmembran 

under deponiet (det ansøgte projekt planlægger etablering af et dobbeltmembran). 

Der er foretaget en beregning af, hvilke koncentrationer de miljøfremmede 

stoffer vil have i de forskellige vandområder ud for Måde Havnedeponi, 

hvis anlægget opbygges med en lermembran og perkolatopsamling men 

uden bundmembran. Vurderingen er gennemført i henhold til reglerne i Deponeringsbekendtgørelsen, 

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 forureningskomponenter, 

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 nærkontakt 

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 allerede 

ved nedsivning gennem det allerede bundfældede havnesedimentet og 

passagen gennem depotets bundmembran. Herefter er der en ekstra barriere i 



69

www.niras.dk 

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 sorptionsevne 

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 halveringstid 

på 1 år. Der regnes endvidere med, at grundvandets strømningshastighed 

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. 

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 zonen 

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 området 

tørlægges ved lavvande. Dybdeforholdene ud for Måde Havnedeponi betyder, 

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 deponiet 

strækker sig kun få hundrede meter ud fra kysten (ved almindelige lavvandssituationer 

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 vertikal 

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- 



70

www.niras.dk 

terer en fortynding, som er i stand til at sikre overholdelse af miljøkvalitetskravene 

for marine vandforekomster på strand eller vadeflader ved Måde kan vanskeligt 

vurderes på det foreliggende grundlag. 

Den totale fortynding: Flere fortyndingsmekanismer vil komme i spil ved forureningens 

rejse fra depot til kanten af blandingszonen: 

• Perkolatet, der undviger opsamlingssystemet og siver ned til grundvandsspejlet 

vil fortyndes med grundvand, der i forvejen strømmer fra 

længere ind i landet til kysten. Denne fortynding vurderes at være mindre 

end en faktor 2 ved den aktuelle hydrauliske ledningsevne, gradient 

og med antagelse af en opblandingstykkelse på 0,25 m, som ofte anvendes 

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. 

• Som ved en punktudledning, vil der ske en fortynding i recipientens 

blandingszone som følge af strøm, bølger og densitetsflow (dog ikke impulsstrømning, 

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 deponeringsanlæg 

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 nødvendig 

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 hektarer, 

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. 



71

www.niras.dk 

Ad 3) Fortyndingsfaktoren for udsivende perkolat ved kysten (Øst for måde Deponiet, 

/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 udledningspunkt. 

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. 

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. 



72

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 planlægger 

etablering af et dobbeltmembran). Mod nord, øst og sydøst er depotanlægget 

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 7.3 /63/. 



73

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 grundvandsafstrømningen 

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. 



74

www.niras.dk 

Grøfter 

Mellem projektområdet og strandvoldene, som markerer overgangen til Vadehavet, 

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 havnedeponi. 

Efter etablering af deponiet vil grundvandsdannelsen på dette areal blive elimineret 

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 hjørne 

af projektområdet. 

Strømningsforholdene i grøftesystemet må forventes at variere betydeligt over tid 

som følge af nedbørsforhold mv. Overordnet set vil den gennemsnitlige påvirkning 

fra evt. udsivende perkolat til grøftesystemet imidlertid kunne vurderes ud 

fra forholdet mellem tilført perkolatmængde og ovennævnte, naturlige grundvandsdannelse. 

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 nettonedbøren 

på anlægget). På grundlag af potentialekort fra 2011 /63/ vurderes hele denne 

vandmængde i værste fald at blive ført til grøftesystemet på strandengen. 

Fortyndingsfaktoren vil i givet fald i gennemsnit blive 20. Der er ikke heri indregnet 

effekt af nedbrydning (af visse stoffer, f.eks. TBT) under transport i grundvandet 

fra udsivningsstedet til grøftesystemet. 

Denne fortynding er ikke i tilstrækkelig til at sikre en reduktion af TBTkoncentrationen 

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 grundvandsafstrømningen 

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 



75

www.niras.dk 

nordlige halvdel af anlægget, svarende til en vandmængde af størrelsen 2.000 

m³/år vil sive ud i Måde Bæk. I vandløbet vil der ske en opblanding med uforurenet 

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 vandløbsoplandet 

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. Medianminimum 

i denne bæk er fastlagt til 2,8 l/s/km² /65/. 

På baggrund af disse data vurderes det, at medianminimumsvandføringen i Måde 

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 TBTkoncentrationen 

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. 



76

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 risikokvotient 

/1/ som følger. Det bemærkes, at RQ (for organotinforbindelser, tungmetaller 

og PAH-forbindelser) ikke må overskride 0,5 da halvdelen af MKK skal 

kunne anvendes af andre udledninger (se afsnit 7.2.2): 



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 koncentrationen 

kan være stigende som følge af forøget anvendelse i bundmaling til 

skibe. 

I forbindelse med udarbejdelse af denne rapport er der bemærket følgende interessant 

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. 



78

www.niras.dk 

7.5.2 Udsivning fra depotet til Vadehavet 

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser omkring 

reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran. 

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 koncentrationer 

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 højeste 

RQ mens TBT er uproblematisk. 

79

www.niras.dk 

7.5.3 Udsivning fra depotet til ferske vandforekomster 

Dette afsnit er kun relevant i forbindelse med de oprindelige overvejelser omkring 

reducerede krav til deponiet, dvs. etablering af deponiet med enkeltmembran. 

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 

0.008 20 57 

acenaphthalen 

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 koncentrationer 

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 barium 

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- 



80

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 fastlagt 

både krav til årsgennemsnit og maksimumskrav (ikke vist i tabellen). 

Stof Enhed 



Udledning af spildevand 

årsgennemsnit 

Udsivning af perkolat 


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 deponiets 

opbygning (enkeltmembran). Hermed anlægges depotet med dobbeltmembran 

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 spildevand 


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 miljøkvalitetskravene 

ved kanten af blandingszonen, selv med bidrag fra andre forureningskilder. 

På den måde, sikrer de foreslåede udledningskrav miljøet. 

For at opfylde kriteriet om BAT er kravene strengere, end en baglæns fremgangsmåde 

kræver. Til gengæld er kravene lidt højere end de forventede opnåelige 

koncentrationer (forlæns fremgangsmåde) for at tage højde for usikkerheder 

i den nøjagtige rensningsgrad i det kommende anlæg. 

81

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 essentielt 

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 opblandingszonen 

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 suspenderet 

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 spildevand. 

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 forventet. 

For at opfylde kravet i bekendtgørelsen om miljøkvalitetskrav for vandområder 

/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. 



82

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 havbundsmateriale. 

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). 



83

www.niras.dk 

8 KONKLUSIONER 

Kystdirektoratet oprenser gennemsnitligt ca. 500.000 m 3 havnesediment i Esbjerg 

Havn om året. Som følge af forurening i sedimentet skal ca. 10 % deponeret 

på land. Det tidligere depot lukkede i 2007 og der har derfor siden været behov 

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 partikler 

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 udledte 

vand oftest indeholder < 100 mg/l suspenderet stof. Generelt er TBT koncentrationen 

< 200 ng/l i det udledte vand og i havnebassiner mens der foregår oprensning 

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 empiriske 

målinger i vandprøver, sedimentkoncentrationer, et antaget indhold af suspenderet 

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 sedimentprøver 

fra de øverste 30-40 cm af sediment i Tørrefelt 2. Dette tørrefelt havde modtaget 

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 fordelingskoefficienter 

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 sedimentkoncentrationer, 

og om værdierne vil ændre sig ved længere tids henstand. 



84

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 udarbejdes 

et udledningskriterium. Det skal her bemærkes, at MKK for de fleste 

tungmetaller (undtagen bly og chrom) i bekendtgørelsen er angivet som ”tilføjede” 

værdier. Det betyder, at MKK udtrykker den koncentration der udover den 

naturlige baggrundskoncentration må udledes. 

Udledningskrav bliver fastlagt i Esbjerg Kommunes kommende miljøgodkendelse. 

Disse krav forventes at være baseret på miljøkvalitetskrav samt en fortyndingsfaktor, 

der beskriver fortynding i en såkaldt blandingszone på 50 meter fra 

udledningsstedet. Modellering af vandstrømmen i havet viser, at der kan forventes 

en fortyndingsfaktor på minimum 2.500 ved udledning fra Capricornkaj. Rapporten 

foreslår, at der fastsættes udledningskrav til TBT, arsen, kobber og suspenderet 

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 kobber 

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 tørrefelterne 

fjernes i et vandbehandlingsanlæg, da dette har stor betydning for det 

rensede spildevands indhold af forurenende stoffer. Beregninger viser, at et indhold 

af suspenderet stof på 20 mg/l er fuldt ud tilstrækkelig til at sikre, at de foreslåede 

udledningskriterier for forureningsparametre ikke overskrides. Uanset 

dette niveau skal fremtidige vandbehandlingsoptimeringer identificeret ved forsøg, 

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 perkolatopsamling 

med uden bundmembran) er undersøgt. Vurderingen er gennemført 

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 ferskvandsforekomster 

konkluderes at TBT vil have en risikokvotient, der overstiger 50 % af 



85

www.niras.dk 

det generelle miljøkvalitetskrav, både i grøfterne på strandengen og i Måde Bæksystemet. 

Hermed er der ikke grundlag for at søge om reducerede krav til depotets 

membransystem. 



86

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 vandområder 

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 Research, 

Vol. 40, s, 453-462. 

/6/ Vreysen, S., A. Maes & H. Wullaert, 2008. Removal of organotin compounds, 

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, Environmental 

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 TBTcontaminated 

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. 



87

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: masculinization 

to mass extinction, kapitel i: ‘Tributyltin: case study of an environmental 

contaminant’ af Stephen J de Mora, p. 212-236, Cambridge University 

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 waters 

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, Pollution, 

Vol. 158, s, 3642-3649. 

/24/ Ma, H., S. Dai & G. Huang, 2000. Distribution of tributyltin chloride in laboratory 

simulated estuarine microcosms, Wat, Res, Vol. 34(10), s. 2829-2841. 

/25/ Langston, W, & N, Pope, 1995. Determinants of TBT adsorption and desorption 

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 sporelementer/tungmetaller 

til brug ved risikovurdering af kystnære depoter. 

/28/ Ma YB, Lombi E., NolanA, McLaughlin MJ, 2006. Short-term natural attenuation 

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 polycyclic 

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 Harbour 

sludge disposal. 



88

www.niras.dk 

/33/ Kogsgaard Miljø, 2013. Udtagning af vandprøver fra 6, bassin i Esbjerg 

Havn. 

/34/ Kystdirektoratet, 2013. Data om kornstørrelsesfordeling fremsendte fra Kystdirektoratet 

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 tørrefelter 

ved Esbjerg Havn med slutdeponering Øst for Måde deponiet, Kystdirektoratet 

og Esbjerg Havn. 

/43/ Esbjerg Kommune, 2010, Miljøgodkendelse af spulefelt til oprenset havnesediment 

fra Esbjerg Havn samt tilladelse til direkte udledning af overskudsvand 

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 minimumsfortynding 

indenfor 50 m fra udløbspunkt, Udarbejdet af Erik Dal til Finn Lynggaard, 

By- og Landskabsstyrelsen. 

/47/ Grontmij, 2008. Esbjerg Spulefelt – VVM, Bestemmelse af baggrundskoncentrationer. 

/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 programme 

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, Arbejdsrapport 

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. Environmental 

Hydraulics: Stratified Flows. Springer Verlag. 278 sider. 

/55/ Engelund, F.A. & F.B. Pedersen, 1975. Forelæsningsnotat om Diffusion og 

Dispersion. ISVA. 45 sider. 



89

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, dateret 

11. februar 2013. 

/63/ Miljøstyrelsen, 2012. Måde Deponi – Deponi Syd I/S. Revurdering af miljøgodkendelse 

– 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 Kystdirektoratet, 

dateret 21. juni 2006. 



90

BILAG 2. Sedimentresultater, 2009-2011 side 1 af 2 

Område 

1. bassin 2. bassin Forhavn til 1. og 2. bassin Bedding 5. bassin 

Stof Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. 

Glødetab % af TS 10.8 12.5 11.8 0.68 11.4 12.5 11.9 0.39 10.9 11.8 11.2 0.33 7.8 11.5 9.9 1.40 7.1 9.9 8.6 1.05 

TS % 27.4 98 54.1 34.25 27.1 96.5 50.9 35.29 33.4 97.6 57.2 31.42 39.8 98.4 75.9 28.67 38.3 98.8 59.3 30.60 

Organotin (µg/kg TS) 

monobutyltin 5.4 8.2 6.5 1.26 2.3 12 6.3 3.7 3.4 5.2 4.4 0.7 5.8 70 20.5 22.8 5.9 15 9.6 3.3 

dibutyltin 6.1 10 7.6 1.45 4.7 29 14.8 9.9 2.9 5.5 4.4 0.9 8.9 210 65.4 72.3 14 31 21.0 7.6 

tributyltin 21 55 33.7 14.96 27 160 76.3 61.3 12 15 14.2 1.2 33 780 330.8 281.4 46 160 107.5 48.1 

Polyaromatiske hydrocarboner (mg/kg TS) 

naftalen 0.022 0.034 0.027 0.005 0.024 0.028 0.026 0.002 0.02 0.029 0.023 0.004 0.016 0.031 0.020 0.004 0.013 0.026 0.020 0.005 

acenaftylen 0.0022 0.01 0.007 0.0039 0.0026 0.01 0.008 0.0036 0.0025 0.01 0.008 0.0039 0.002 0.01 0.005 0.0041 0.002 0.01 0.007 0.0040 

acenaften 0.0033 0.01 0.008 0.0034 0.0044 0.01 0.009 0.0023 0.0031 0.01 0.008 0.0035 0.0028 0.01 0.006 0.0032 0.0024 0.01 0.008 0.0038 

fluoren 0.0093 0.017 0.014 0.0032 0.01 0.014 0.012 0.0018 0.01 0.011 0.010 0.0011 0.01 0.019 0.011 0.0035 0.01 0.013 0.011 0.0033 

fenantren 0.037 0.061 0.048 0.009 0.032 0.068 0.043 0.013 0.032 0.041 0.035 0.004 0.029 0.049 0.037 0.007 0.026 0.055 0.041 0.011 

antracen 0.011 0.014 0.013 0.001 0.011 0.022 0.014 0.004 0.01 0.014 0.011 0.002 0.0079 0.018 0.011 0.003 0.0064 0.013 0.011 0.002 

fluoranten 0.067 0.1 0.086 0.014 0.068 0.12 0.084 0.019 0.057 0.1 0.068 0.016 0.057 0.11 0.080 0.018 0.047 0.11 0.082 0.025 

pyren 0.05 0.074 0.064 0.011 0.05 0.1 0.064 0.018 0.044 0.071 0.051 0.010 0.042 0.082 0.060 0.014 0.034 0.085 0.063 0.019 

benz(a)antracen 0.026 0.045 0.036 0.009 0.031 0.051 0.037 0.007 0.024 0.045 0.030 0.008 0.021 0.056 0.033 0.011 0.016 0.052 0.036 0.015 

chrysen 0.034 0.054 0.042 0.008 0.034 0.062 0.042 0.010 0.026 0.042 0.032 0.006 0.026 0.061 0.038 0.011 0.021 0.051 0.038 0.012 

bens(b)fluoranten 0.059 0.077 0.069 0.008 0.052 0.074 0.064 0.008 0.051 0.067 0.057 0.006 0.039 0.081 0.060 0.013 0.033 0.08 0.061 0.020 

benz(k)fluoranten 0.027 0.033 0.030 0.002 0.023 0.043 0.031 0.007 0.021 0.027 0.023 0.002 0.02 0.052 0.029 0.009 0.014 0.035 0.027 0.008 

benz(a)pyren 0.031 0.042 0.036 0.005 0.029 0.067 0.040 0.014 0.022 0.036 0.030 0.006 0.027 0.047 0.035 0.007 0.02 0.048 0.035 0.010 

dibenz(a,h)anthracen 0.01 0.017 0.014 0.003 0.01 0.022 0.016 0.004 0.01 0.015 0.013 0.002 0.01 0.031 0.015 0.006 0.0093 0.017 0.013 0.003 

benzo(ghi)perylen 0.027 0.063 0.048 0.014 0.023 0.076 0.054 0.019 0.019 0.056 0.040 0.016 0.032 0.067 0.049 0.013 0.03 0.055 0.044 0.012 

indeno(123cd)pyren 0.046 0.087 0.066 0.016 0.038 0.09 0.071 0.020 0.031 0.075 0.055 0.019 0.043 0.12 0.066 0.024 0.038 0.08 0.058 0.017 

PAH cancerogene 0.256 0.349 0.305 0.047 0.236 0.302 0.269 0.027 0.184 0.302 0.238 0.059 0.215 0.423 0.313 0.101 0.282 0.345 0.312 0.027 

PAH øvrige 0.279 0.357 0.320 0.036 0.255 0.267 0.261 0.005 0.192 0.311 0.236 0.054 0.22 0.371 0.298 0.068 0.282 0.347 0.310 0.033 

Sum PAH 0.683 1.1678 0.899 0.199 0.517 1.8846 1.037 0.581 0.513 0.84 0.674 0.134 0.705 1.3482 0.940 0.227 0.565 1.0826 0.832 0.241 

MST 9 PAH 0.377 0.534 0.437 0.068 0.364 0.656 0.448 0.107 0.28 0.469 0.350 0.069 0.2959 0.602 0.410 0.098 0.2384 0.53 0.406 0.108 

sum 16 EPA-PAH 0.535 0.579 0.557 0.031 0.498 0.541 0.520 0.030 0.376 0.393 0.385 0.012 0.435 0.505 0.470 0.049 0.648 0.692 0.670 0.031 

Metaller (mg/kg TS) 

arsen 22 31.9 26.1 4.3 23.6 28.8 24.9 2.0 21.4 29.9 25.1 3.1 20.7 35.5 26.0 4.5 14 27.8 21.5 5.7 

cadmium 0.351 0.545 0.4 0.09 0.38 0.482 0.4 0.04 0.305 0.478 0.4 0.07 0.27 0.483 0.4 0.07 0.231 0.443 0.3 0.08 

cobalt 11.6 16.5 13.5 2.1 11.3 14.9 12.6 1.2 11.7 15.2 13.0 1.3 10.1 13.9 12.0 1.3 7.09 12.6 9.6 2.2 

chrom 49.4 71.2 57.9 9.4 49.3 63.4 55.5 4.8 47.2 67.5 55.0 7.6 35 58 46.1 8.4 26.2 53.2 37.0 10.2 

kobber 24.2 31.2 26.6 3.3 25.9 34.1 31.3 3.0 19 34.8 24.5 5.8 17.5 46.5 31.2 10.7 16.3 31.6 23.0 5.9 

kviksøl 0.169 0.222 0.2 0.021 0.169 0.25 0.21 0.030 0.152 0.204 0.18 0.021 0.115 0.193 0.17 0.028 0.111 0.175 0.14 0.026 

nikkel 29.5 38.4 33.1 3.8 29.4 35.7 31.5 2.2 28.3 35.9 31.0 3.0 22.9 32 27.9 3.1 16.5 29.1 22.4 4.8 

bly 41.1 47.7 43.6 2.7 39.1 46.9 42.7 2.9 36.3 43.9 39.2 2.9 28.4 45.1 38.6 5.1 23.4 38.9 30.2 6.0 

vanadium 78.9 115 91.2 16.7 77.3 101 84.1 8.7 77.6 115 85.7 14.7 58 92.2 72.8 11.9 42 79.7 58.6 14.6 

zink 154 240 185.7 41.8 158 201 174.3 15.8 133 180 152.2 16.6 117 187 150.3 26.2 97.3 173 126.0 30.0 

barium 89 108 99.5 6.7 80.2 115 97.6 14.2 82 112 91.6 10.5 62.2 101 80.5 14.5 48.1 91.6 69.4 16.4 

115 højeste konc. fundet

BILAG 2. Sedimentresultater, 2009-2011 side 2 af 2 

Område 6. bassin - Doggerkaj 

6. bassin - Vikingkaj 6. bassin, vest for flydedok 6. bassin, øst for flydedok 6. bassin 

Stof Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Min. Maks. Middel Std. afv. Vægtet 

gennemsnit 

Glødetab % af TS 6.7 10.1 8.4 1.43 10.4 11.7 11.1 0.61 9 11.9 10.4 1.18 11 12.2 11.7 0.53 10.32 

TS % 38.3 98.3 61.8 28.55 32.9 98.5 55.8 33.02 31.6 98.1 58.0 31.32 29.6 98.3 54.0 34.30 57.50 

Organotin (µg/kg TS) 

monobutyltin 9.5 28 17.9 7.2 19 44 29.3 10.3 21 140 52.8 44.9 21 96 51.3 28.7 32.40 

dibutyltin 44 72 56.5 9.8 87 130 100.2 15.3 79 200 131.3 47.1 110 340 200.0 84.6 106.08 

tributyltin 180 780 410.0 267.9 370 1100 631.7 271.8 440 3000 1203.3 1143.7 700 3600 1790.0 1348.7 805.83 

Polyaromatiske hydrocarboner (mg/kg TS) 

naftalen 0.017 0.05 0.028 0.014 0.024 0.076 0.041 0.024 0.023 0.089 0.047 0.029 0.023 0.09 0.040 0.025 0.04 

acenaftylen 0.0023 0.01 0.007 0.0040 0.0022 0.01 0.007 0.0039 0.0024 0.01 0.008 0.0038 0.0025 0.01 0.008 0.0038 0.01 

acenaften 0.0057 0.01 0.009 0.0018 0.01 0.014 0.012 0.0016 0.01 0.018 0.013 0.0034 0.011 0.029 0.018 0.0079 0.01 

fluoren 0.01 0.016 0.013 0.0025 0.02 0.021 0.019 0.0013 0.02 0.023 0.020 0.0027 0.02 0.03 0.023 0.0047 0.02 

fenantren 0.035 0.048 0.039 0.005 0.061 0.087 0.070 0.011 0.083 0.093 0.088 0.004 0.071 0.13 0.099 0.023 0.07 

antracen 0.01 0.018 0.013 0.004 0.014 0.023 0.017 0.004 0.013 0.022 0.017 0.004 0.013 0.025 0.018 0.004 0.02 

fluoranten 0.089 0.1 0.094 0.004 0.16 0.18 0.167 0.008 0.15 0.2 0.172 0.019 0.17 0.24 0.203 0.024 0.15 

pyren 0.063 0.073 0.069 0.003 0.1 0.13 0.113 0.012 0.11 0.13 0.122 0.008 0.13 0.17 0.145 0.016 0.11 

benz(a)antracen 0.031 0.04 0.036 0.003 0.054 0.068 0.062 0.005 0.055 0.062 0.059 0.003 0.063 0.081 0.070 0.008 0.06 

chrysen 0.037 0.046 0.041 0.003 0.065 0.075 0.069 0.004 0.063 0.082 0.071 0.007 0.072 0.088 0.082 0.007 0.06 

bens(b)fluoranten 0.055 0.065 0.060 0.004 0.073 0.11 0.095 0.016 0.083 0.11 0.093 0.013 0.088 0.11 0.098 0.010 0.09 

benz(k)fluoranten 0.027 0.032 0.029 0.002 0.04 0.046 0.044 0.002 0.039 0.046 0.043 0.003 0.048 0.05 0.049 0.001 0.04 

benz(a)pyren 0.031 0.045 0.038 0.006 0.054 0.07 0.061 0.006 0.048 0.067 0.057 0.008 0.064 0.074 0.068 0.005 0.06 

dibenz(a,h)anthracen 0.01 0.017 0.014 0.003 0.018 0.022 0.021 0.002 0.015 0.023 0.019 0.003 0.02 0.025 0.023 0.002 0.02 

benzo(ghi)perylen 0.029 0.067 0.049 0.014 0.072 0.085 0.077 0.005 0.041 0.078 0.065 0.018 0.061 0.085 0.076 0.011 0.07 

indeno(123cd)pyren 0.046 0.086 0.061 0.015 0.081 0.11 0.092 0.011 0.062 0.096 0.082 0.014 0.081 0.11 0.093 0.010 0.08 

PAH cancerogene 0.248 0.303 0.267 0.025 0.437 0.484 0.454 0.021 0.372 0.459 0.416 0.048 0.473 0.498 0.484 0.010 0.40 

PAH øvrige 0.24 0.348 0.291 0.053 0.471 0.56 0.522 0.039 0.47 0.641 0.554 0.087 0.522 0.692 0.630 0.074 0.48 

Sum PAH 0.588 1.4635 0.950 0.393 0.978 2.6157 1.666 0.714 1.07 2.1014 1.503 0.463 0.995 2.7609 1.845 0.704 1.47 

MST 9 PAH 0.389 0.484 0.440 0.041 0.699 0.764 0.727 0.024 0.642 0.806 0.732 0.068 0.779 0.928 0.855 0.052 0.67 

sum 16 EPA-PAH 0.488 0.507 0.498 0.013 0.916 0.998 0.957 0.058 0.842 0.865 0.854 0.016 1.14 1.19 1.165 0.035 0.85 

Metaller (mg/kg TS) 

arsen 19.3 23.5 21.4 1.8 22.3 28.1 24.9 2.5 22.2 24.5 23.4 1.1 23.8 30.6 26.4 2.9 23.95 

cadmium 0.292 0.373 0.3 0.03 0.339 0.494 0.4 0.06 0.347 0.405 0.4 0.02 0.379 0.524 0.4 0.06 0.38 

cobalt 8.82 11.9 10.4 1.3 11 14.7 12.9 1.5 11 12.2 11.6 0.5 12 16 13.5 1.8 12.10 

chrom 35.2 47 39.1 4.1 43.5 66.3 54.0 9.9 43.5 50 46.8 3.1 44.8 71.9 54.2 12.8 49.01 

kobber 35.6 48.3 42.4 4.8 57.7 66.1 61.5 3.3 57.5 90.2 73.3 14.6 75.2 114 96.8 15.8 62.71 

kviksøl 0.0997 0.19 0.15 0.037 0.15 0.216 0.18 0.026 0.134 0.217 0.17 0.034 0.129 0.234 0.19 0.048 0.17 

nikkel 21.7 28.6 24.7 2.6 26.9 36.1 31.5 3.9 25.8 31.1 28.1 1.8 28.9 40 33.1 5.1 29.37 

bly 27 42.4 34.3 6.2 38.9 45.7 43.1 3.1 33.7 42.6 38.2 3.5 37.4 53.4 44.4 6.6 40.21 

vanadium 58.2 73.1 62.3 5.4 71.1 105 85.1 15.2 65.6 76.8 73.0 4.5 72 112 85.7 18.9 77.37 

zink 123 161 146.2 14.6 161 236 191.3 28.8 167 176 171.2 3.7 181 281 217.2 48.8 179.87 

barium 67.8 90.6 78.2 8.1 83.6 113 99.4 12.3 76.1 96.2 85.2 6.8 77.1 125 98.5 20.3 91.60

Naturstyrelsen 

Haraldsgade 53 

2100 København

Bilag 4 - Udledning og... - Masterpiece 5.0

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?