3. Ifølge den svenske miljøskyddsförordning er et anmeldepligtigt bilvaskeanlæg et automatisk vaskeanlæg/manuelt vaskeanlæg, som gennemfører mindst 5.000 vask af personbiler pr. år eller mindst 1.000 vask af andre køretøjer såsom lastbiler, busser, traktorer, etc. pr. år (Naturvårdsverket, 1996).

2. Bilvaskekemikalier

2.1 Farlighedsvurderingsstrategi
2.1.1 Vurdering af kemiske stoffers farlighed i vandmiljø
2.1.2 Miljøvurdering af produkter
2.2 Resultater af undersøgelsen
2.2.1 Karakterisering af bilvaskekemikalier
2.2.2 Resultater af miljøvurderingen

Bilvaskekemikalier omfatter et stort antal kemiske produkter, der anvendes i forbindelse med vask af biler – f.eks. autoshampoo og voks.

Nærværende undersøgelse medtager produktgrupperne autoshampoo, skum, voksprodukter, fælgrens, insektrens, kemikalier til recirkulation samt kemikalier til rengøring af vaskehal. Fra fire producenter/leveran-dører er der indsamlet oplysninger om salg pr. år, forbrug pr. vask og om antal anlæg, hvor produktet anvendes.

For at kunne miljøvurdere (dvs. screene med hensyn til vandmiljøfarlighed) de aktuelle produkter er der endvidere fra udvalgte producenter/leverandører indsamlet oplysninger om produkternes indholdsstoffer, CAS nr. m.m.

I dette kapitel er kriterierne for den udførte farlighedsscreening for vandmiljø anført. Efterfølgende er den typiske sammensætning af de enkelte produktgrupper beskrevet, og til sidst i kapitlet er resultatet af miljøvurderingen opgjort.

2.1 Farlighedsvurderingsstrategi

De enkelte anonymiserede produkter er vurderet på baggrund af en farlighedsvurdering af de enkeltstoffer/stofgrupper, der indgår i det pågældende bilvaskekemikalie. Stofferne farlighedsscores i tre kategorier (ABC) på baggrund af deres iboende egenskaber.

Det skal bemærkes, at der her er tale om en farlighedsvurdering og ikke en risikovurdering, som inkluderer en eksponeringsvurdering. Det er således stoffernes potentielle skæbne og effekter, der er basis for farlighedsvurderingen.

De to følgende afsnit beskriver kort principperne, der er anvendt ved vurdering af henholdsvis enkeltstoffer/stofgrupper og produkter.

2.1.1 Vurdering af kemiske stoffers farlighed i vandmiljø

Tre farlighedskategorier
(A, B og C)
Uorganiske stoffer
Ved vurderingen af de kemiske stoffers miljøfarlighed er det antaget, at spildevandet fra bilvaskehaller tilledes et offentligt renseanlæg med biologisk behandling. Strategien, der er anvendt, bygger på udkastet til den nye reviderede spildevandsvejledning "Tilslutning af industrispildevand til offentlige renseanlæg, Udkast til vejledning, Marts 1997" (VKI, 1997), hvor primært organiske stoffer inddeles i tre farlighedskategorier (A, B og C) baseret på deres uhelbredelige skadevirkning på mennesker, bionedbrydelighed samt kroniske og akutte effekter i vandige miljøer. Idet der ikke kan tales om bionedbrydelighed af uorganiske stoffer, vurderes disse udelukkende ud fra deres øvrige iboende egenskaber samt i visse tilfælde kendte reaktionsprodukter. Inddelingen sker efter følgende kriterier:

A: Stoffer, hvis egenskaber bevirker, at de er uønskede i afløbssystemet. Stofferne bør erstattes eller brugen reduceres til et minimum.

 Gruppen omfatter:

• Stoffer, der er vurderet at kunne medføre uhelbredelig skadevirkning over for mennesker, og som skal mærkes med en eller flere af risikosætningerne:

R39, R40, R45, R46, R48, R60, R61, R62, R63 og R64

• Stoffer, der ikke er let nedbrydelige i OECD’s screeningstest (OECD, 1993) og desuden er karakteriseret ved følgende egenskaber:

1. Høj akut toksicitet over for vandlevende organismer (fisk, krebsdyr, alger), som angivet ved EC_{50 £} 1 mg/l, eller
2. Potentielt bioakkumulerbare i vandlevende organismer

Let nedbrydelighed
For stoffer, der betegnes som let nedbrydelige, kræves det, at OECD’s kriterier for "let nedbrydelighed" i aerobe nedbrydelighedstest er opfyldt (OECD 301A-F) (OECD, 1993).

EC₅₀
EC₅₀ beskriver et stofs toksicitet over for vandlevende organismer og angiver den koncentration af stoffet, der medfører en nærmere defineret effekt på 50% af en gruppe testorganismer. Ifølge miljøfareklassifikationen (Miljøministeriet, 1993) betegnes stoffer med EC_{50 £} 1 mg/l som meget giftige over for vandlevende dyr og planter.

Bioakkumulerbarhed
Ved et stofs bioakkumulerbarhed forstås stoffets evne til at ophobes i en organisme i forhold til det omgivende miljø. Et stof anses som potentielt bioakkumulerbart, når log P_ow ³ 3 (fordelingskvotient: octanol/vand), med mindre der foreligger en forsøgsmæssigt bestemt biokoncentrationsfaktor (BCF), der er mindre end eller lig med 100.

B: Stoffer, der ikke bør forekomme i så store mængder i spildevandet, at miljøkvalitetskriterier overskrides i vand- og jordmiljøet. For disse stoffer fastsættes vejledende grænseværdier. Tillige bør stofferne reguleres efter princippet om anvendelse af bedste tilgængelige teknologi.

Gruppen omfatter:

• Stoffer, der ikke er let nedbrydelige i OECD’s screeningstest og desuden er karakteriseret ved en middel akut toksicitet over for vandlevende organismer (fisk, krebsdyr, alger), som angivet ved 1 mg/l < EC_{50 £} 100 mg/l

• Stoffer, der er påvist ikke at være nedbrydelige under anaerobe forhold (mulighed for ophobning i slam eller i akvatiske sedimenter) og desuden er kendetegnet ved et eller begge af følgende kriterier:
  -  EC_{50 £} 10 mg/l
  -  Potentielt bioakkumulerbare (log P_ow ³ 3)

Anaerobe betingelser
Der er endnu ikke standardiserede kriterier for let nedbrydelighed under anaerobe betingelser, det vil sige forhold, hvor molekylært ilt ikke er til stede.

Vejledende grænseværdier
Fastsættelse af vejledende grænseværdier for tilledning til kommunale renseanlæg sker ud fra stoffernes miljøkvalitetskriterier (nul-effekt koncentrationer), deres fjernelse i renseanlæg, fortynding ved udledning til vandområder samt jordkvalitetskriterier med hensyn til udbringning af slam på jord. Det er dog ikke formålet at fastsætte grænseværdier i nærværende projekt, men alene at anvende kategoriseringen for at kunne sammenligne potentiel miljøbelastning fra forskellige kemikalier og grupper af kemikalier.

C: Stoffer, der i kraft af deres egenskaber ikke giver anledning til fastsættelse af vejledende grænseværdier for tilledt spildevand. Disse stoffer reguleres efter princippet om anvendelse af bedste tilgængelige teknologi med lokalt fastsatte grænseværdier svarende hertil.

Gruppen omfatter:

• Stoffer, der er let nedbrydelige i OECD’s screeningstest

• Stoffer, der ikke er let nedbrydelige, under forudsætning af, at stofferne har en toksicitet over for vandlevende organismer svarende til EC₅₀ > 100 mg/l, og at stofferne ikke er potentielt bioakkumulerbare (log P_ow < 3)

Gruppe C kan således indeholde stoffer, der kan være meget toksiske over for akvatiske organismer. Under normale forhold vil dette ikke give anledning til uønskede effekter, idet stofferne er biologisk let nedbrydelige, men under forhold hvor der ikke sker optimal fjernelse af stofferne i renseanlægget, kan udledningen være årsag til toksiske effekter i recipienten. Emission af C-stoffer til renseanlæg begrænses bl.a. ud fra stoffernes fysisk/kemisk påvirkning af kloakledninger, pumpestationer m.m. Det skal desuden bemærkes, at afledning af gruppe C-stoffer til renseanlæg kan være problematisk af andre årsager - f.eks. hvis stofferne udviser nitrifikationshæmmende effekt. Nitrifikationen sker samtidig med biologisk nedbrydning af organiske stoffer.

Scoring af stofgrupper
Konservativ vurdering
Scoring af stoffer
I nærværende projekt er stoffer, hvis dokumentationsgrundlag er tilstrækkeligt til en entydig vurdering, tildelt klassifikationen A, B eller C. Øvrige stoffer, hvor dokumentationsgrundlaget er utilstrækkeligt, er tildelt klassifikationen a (lille a), b (lille b) eller c (lille c) ud fra en ekspertbaseret vurdering, som f.eks kan bygge på kendskab til lignende stoffers egenskaber i kombination med det foreliggende datamateriale. Såfremt en sådan vurdering ikke har været mulig, er stoffet tildelt et i.v. (ikke vurderet).

Ved vurdering af stofgrupper tages der udgangspunkt i de stoffer, der repræsenterer stofgruppen. Hvis det entydigt gælder, at gruppen består af stoffer vurderet som liste A-stoffer (f.eks. gruppen af alkylphenolethoxylater), får gruppen tildelt scoren A. Hvis det derimod drejer sig om en gruppe, der f.eks. består af kvaternære ammoniumforbindelser, der er uden nærmere specifikation, vil gruppen tildeles scoren a dels på baggrund af muligt indhold af f.eks. alkylbenzyldimethylammonium (scoret som A), og dels fordi der i gruppen af kvaternære ammoniumforbindelser kan forekomme let bionedbrydelige tensider, f.eks. esterquatforbindelser (scoret som C). Vurderingerne er således konservative, hvilket betyder, at vurdering af stofgrupper er foretaget ud fra mulig forekomst af det mest miljø- og sundhedsfarlige stof, der tilhører den pågældende gruppe.

2.1.2 Miljøvurdering af produkter

Miljøprofiler
På baggrund af enkeltstoffernes/stofgruppernes tildelte vandmiljø-scorer angives for hvert enkelt produkt procentsatser for indhold af A, B, C og i.v. stof. På denne måde opstilles miljøprofiler for hvert af de vurderede produkter, se afsnit 2.2.2.

Sammenhæng mellem "Keminøglen" og ABC-metoden
Sideløbende med dette projekt har Miljøstyrelsen, Dansk Industri og Dansk Metal støttet et projekt kaldet "Keminøglen"om miljøvurdering af autobranchens kemikalier. Miljøvurderingerne, som har været anvendt i dette projekt, kan ikke umiddelbart sammenlignes med miljøvurderingerne i Keminøglen. Keminøglen anvender en scoring af de deltagende produkter fra 1-3, hvor 3 er værst. Hvert enkelt stof i produkterne gives først en score, som bygger på multiplikation af en eksponerings- og en toksicitetsfaktor. Dette foretages indenfor kategorierne: Arbejdsmiljø, ydre miljø og vandmiljø. Det indholdsstof, som vurderes mest problematisk indenfor hver kategori, er herefter bestemmende for, hvilken score (fra 1-3) produktet får indenfor hver af de tre kategorier.

I nærværende projekt er resultatet af scoringen – som det fremgår af tabel 2.2.2 - 2.2.7 – en angivelse af, hvor mange procent af A-, B-, C- eller i.v.-stoffer der findes i produkterne. Endvidere er ABC-metoden afgrænset til stoffernes mulige effekter efter afledning til offentlig kloak samt uhelbredelige skadevirkninger på mennesker (jf. afsnit 2.1.1).

En anden væsentlig metodisk forskel mellem Keminøglen og den metode, der er anvendt i dette projekt, er, at stoffer, for hvilke der ikke findes tilstrækkelige økotoksikologiske data til at vurdere, i Keminøglen gives de laveste eksponerings- og toksicitetsfaktorer, hvilket resulterer i en lav samlet score. Sådanne stoffer grupperes i dette projekt som i.v.(ikke vurderede)-stoffer.

Olie/vand-separation
Keminøglen indeholder endvidere scoringer af vaskekemikaliernes evne til at separere i en olieudskiller efter blanding med olie og vand i en vaskeproces. Anbefalinger omkring anvendelse af test for vaskekemikaliernes olie/vand-separerende egenskaber er uddybet i et miljøprojekt fra Miljøstyrelsen om reduktion af mineralsk olie i processpildevand, som forventes at udkomme ultimo 2000.

Fire producenter/leverandører har bidraget med fortrolige oplysninger om deres produkters sammensætning.

Farvestoffer og parfumer
Der er i alt vurderet 43 produkter indeholdende i alt ca. 90 forskellige enkeltstoffer/stofgrupper. Heraf er i alt knap 10 farvestoffer og parfumer udeladt af vurderingen, fordi ikke alle producenter konsekvent har opgivet indhold af disse. Hertil kommer, at andelen af farvestof og parfume i produkterne er meget lav (se afsnit 2.2.2), og at der kun eksisterer meget få tilgængelige data om deres iboende miljøfarlighed.

De indgående produkter vurderes at dække ca. 95% af det samlede forbrug i Danmark (år 1998) inden for de pågældende produktgrupper.

Resultatet af undersøgelsen er nedenstående opdelt i en beskrivelse af den typiske sammensætning af bilvaskeprodukter inden for de enkelte produktgrupper, en angivelse af ABC-score for enkeltstoffer/stofgrupper samt en beskrivelse af miljøprofiler for hvert af de vurderede produkter.

2.2.1 Karakterisering af bilvaskekemikalier

Kemikalier, der anvendes i forbindelse med bilvask, kan opdeles i følgende produktgrupper:

• Autoshampoo
• Skumprodukter
• Voksprodukter
• Insekt-/fælgrens
• Kemikalier til recirkulation/fældning
• Rengøringsmidler til vaskehal etc.

Autoshampoo og skumprodukter består typisk af anioniske, amfotere og nonioniske tensider, opløsningsmidler, syrer samt konserveringsmidler, parfume og farvestoffer.

Voksprodukters sammensætning er i de fleste tilfælde domineret af kationiske og nonioniske tensider, aminer, glycoler, organiske syrer, opløsningsmidler samt i nogle tilfælde glans- og plejekomponenter.

Insekt- og fælgrensprodukterne indeholder hovedsageligt kompleksbindere, anioniske og nonioniske tensider, uorganiske forbindelser samt konserveringsmidler og parfume.

Kemikalier til recirkulation/fældning består typisk af uorganiske forbindelser.

I midler til rengøring af vaskehaller varierer indholdsstofferne meget, men følgende kemikalier forekommer hyppigt: Opløsningsmidler, blegemidler, fosfater, tensider, syrer eller baser.

2.2.2 Resultater af miljøvurderingen

Resultatet af den udførte miljøvurdering er i det følgende dels anført som ABC-scorer af enkeltstoffer/stofgrupper og dels som miljøprofiler for de vurderede produkter:

ABC-scorer af enkeltstoffer/stofgrupper
I bilag 7 er de vurderede stoffer angivet med tilhørende ABC-scorer.

Resultat af scoring
Af fortrolighedshensyn er en del af stofferne i bilag 7 angivet med kodenavn. Som det fremgår af tabellen i bilag 7, er 11 ud af i alt 80 stoffer tildelt scoren A eller a og hermed vurderet til at være uønskede i kloaksystemet. Ni stoffer er tildelt scoren B eller b, og 47 stoffer er scoret C eller c. 13 stoffer har på det foreliggende grundlag ikke kunnet scores og er derfor tildelt et i.v.

Muligheder for forbedret scoringsgrundlag
Det skal bemærkes, at det inden for rammerne af nærværende undersøgelse ikke har været muligt at fremskaffe detaljerede stofoplysninger fra kemikalieleverandørerne på alle stoffer - f.eks. CAS nr., alkylkædelængder og antal ethoxygrupper. Eventuel viden hos kemikalieleverandørernes råvareproducenter om råvarernes økotoksikologiske egenskaber er heller ikke indgået. Sådanne oplysninger vil sandsynligvis gøre det muligt at tildele en væsentlig del af de 34 stoffer, der er scoret med et lille bogstav (a, b eller c; tildeling baseret på skøn) samt stoffer tildelt i.v., en egentlig score (A, B eller C).

Det vurderes endvidere, at ovenfor nævnte detaljerede oplysninger, i kombination med de under nærværende projekt indsamlede farlighedsdata (hovedvægt på bionedbrydelighed) samt en detaljeret litteratur-/databasesøgning med hovedvægt på især stoffernes akutte og kroniske økotoksicitet i vand, vil gøre det muligt at give forslag til miljøfareklassifikation for en del af stofferne. Miljøfareklassifikation er EU’s klassifikationssystem, som primært adskiller sig fra ABC-systemet ved ikke at tage højde for nedbrydningen i offentlige renseanlæg. F.eks. vil meget giftige men let nedbrydelige stoffer – som ikke er vurderet til at medføre uheldbredelig skadevirkning over for mennersker – blive scoret C i ABC-systemet, men klassificieres R50/53, hvis de samtidigt er bioakkumulerbare.

Hvad angår miljøfareklassifikation, skal det endvidere anføres, at ingen af stofferne i bilag 7 (hvor CAS nr. er kendt) er miljøfareklassificeret på Miljøstyrelsens nyeste liste over farlige stoffer (Miljøministeriet, 1997). Der er endnu kun vurderet et mindre antal stoffer med hensyn til miljøfareklassifikation.

Miljøprofiler for de vurderede produkter
Resultatet af den udførte farlighedsscreening er nedenstående angivet som miljøprofiler for hvert af de vurderede produkter. Opgørelsen er inddelt i produktgrupper.

Vandindhold
Miljøprofilerne er vist i tabelform med angivelse af procentvis (vægtbasis) indhold af henholdsvis A (inkl. a)-, B (inkl. b)-, C (inkl. c)- og i.v.- scorede stoffer i produktet. Vandindholdet i produkterne fremkommer ved at trække summen af de angivne procenter fra 100%.

Afslutningsvis er de samlede afledte mængder af ABC, i.v.-stoffer beregnet for de enkelte produktgrupper.

Autoshampoo produkter
I tabel 2.2.2 er angivet miljøprofiler for de fire autoshampoo produkter, der har indgået i undersøgelsen.

To af shampooprodukterne indeholder endvidere parfume samt farvestoffer (chinolin-, triphenylmethan- og xanthenfarvestoffer) og konserveringsmiddel (isothiazolon, scoret a) i koncentrationer på op til 15 ppm. B-stoffet i produkt AS4 er et anionisk tensid.

Skumprodukter
I tabel 2.2.3 er angivet miljøprofiler for de seks skumprodukter, der er indgået i undersøgelsen.

*Mængde ukendt.

A-stofferne i skumprodukterne er nonioniske tensider, og B-stofferne er kompleksbindere og anioniske tensider.

To af skumprodukterne indholder parfume samt farvestof (xanthen) og konserveringsmiddel (isothiazolon, scoret a) i koncentrationer på op til 40 ppm.

Voksprodukter
I tabel 2.2.4 er angivet miljøprofiler for de 15 voksprodukter, der er indgået i undersøgelsen.

* Mængde ukendt.

A-stofferne i voksprodukterne er kationiske tensider, siloxanforbindelser samt et enkelt nonionisk tensid. B-stofferne er nonioniske tensider.

Seks voksprodukter indholder farvestoffer (azo-triphenylmethan- og xanthenfarvestoffer) og konserveringsmiddel (isothiazolon, scoret a) i koncentrationer på op til 40 ppm.

Insekt- og fælgrensmidler

Miljøprofiler for de seks insekt- og fælgrensmidler, der er indgået i undersøgelsen, fremgår af tabel 2.2.5.

Miljøprofiler for insekt- og fælgrensmidler.

Insekt- og fælgrensemidlernes A-stoffer er nonioniske tensider, mens B-stofferne er kompleksbindere og anioniske tensider.

To insekt- og fælgrensmidler indeholder parfume samt farvestoffer (triphenylmethan- og xanthenfarvestoffer) og konserveringsmiddel (isothiazolon, scoret a) i koncentrationer på op til 7,5 ppm.

I tabel 2.2.6 er angivet miljøprofiler for de tre kemikalier til recirkulation/fældning af vaskevand, der er indgået i undersøgelsen.

tion/fældning

Miljøprofiler for kemikalier til recirkulation/fældning.

Kemikalier til rengøring af vaskehaller

I tabel 2.2.7 er vist miljøprofilerne for ni produkter, der anvendes til rengøring af vaskehaller.

Miljøprofiler for produkter til rengøring af vaskehal m.m.

* Mængde ukendt.

A-stofferne i produkterne til rengøring af vaskehaller består af et råoliedestillat samt kationiske og amfotære tensider. B-stofferne er kompleksbindere og anioniske tensider.

Der er endvidere i to af rengøringsprodukterne konstateret indhold af farvestoffer (azo- og xanthenfarvestoffer) i koncentrationer på op til 30 ppm.

Afledte mængder af ABC,i.v.-stoffer til kloak

Ud fra leverandørernes oplysninger om solgte mængder kemikalier pr. år kan de afledte mængder af A-, B-, C-, i.v.-stoffer beregnes. I tabel 2.2.8 er de beregnede afledte mængder angivet for hver produktgruppe. Beregningerne er baseret på leverandørernes salgstal for 1998 for de kemikalier, som har indgået i undersøgelsen. De angivne mængder udgør A-, B-, og C-stoffer plus lille a-, b-, og c-stoffer.

Konservativ vurdering

Ved beregningerne er der foretaget en konservativ vurdering således, at 100% af de solgte kemikalier antages ledt til kloak. Undtaget er kemikalier til recirkulation, hvor der for fældningskemikalier er antaget et spild til kloak på 5%, idet 95% af stofferne forventes opsamlet og håndteret som farligt affald. Det er endvidere antaget, at alle produkter har en vægtfylde på 1 kg/l.

Estimerede forbrug

Til sammenligning af leverandørernes solgte mængder er estimerede forbrug af kemikalier til danske bilvaskehaller angivet i tabel 2.2.8. Estimeringerne er baseret på, at der foretages 11,5 mio. vask pr. år i Danmark, og at der pr. vask anvendes 12,5 ml autoshampoo, 10 ml skumprodukt, 18 ml voksprodukter (både skylle- og konserveringsvoks), 30 ml fælgrens/ insektrens på halvdelen af vaskene og 24 ml fældningskemikalier/biocid på de ca. 50 renseanlæg, som er opstillet i Danmark (5,8 mio. vask). Forbrug af kemikalier til rengøring af vaskehallerne er ikke estimeret.

Som det fremgår af tabel 2.2.8, ligger de estimerede forbrug på samme niveau (samme størrelsesorden) som salgstallene. Dette bekræfter, at undersøgelsen, som tidligere nævnt, omfatter langt hovedparten af kemikalieforbruget på danske bilvaskeanlæg. At der dog er forskel på estimeret forbrug og salg inden for fire af de seks produktgrupper, kan bl.a. skyldes, at doseringen ved mange vaskeanlæg ikke er justeret optimalt.

Beregnede afledte mængder af A-, B-, C-, i.v.-stoffer for de enkelte produktgrupper. Estimeret forbrug af kemikalier samt solgte mængder af hver produktgruppe fra undersøgelsen er endvidere angivet.

Tabel 2.2.8 viser, at der pr. år afledes op til 28 tons A-, 39 tons B- og 220 tons C-stoffer ved brug af de bilvaskekemikalier, som indgår i undersøgelsen.

Afledning af A-stoffer

A-stoffer – som er uønsket i kloaksystemet - afledes ved brug af voksprodukter (15 tons/år), skumprodukter (4,5 tons/år), insekt- og fælgrens (4,7 tons/år) og rengøringsprodukter til vaskehaller (3,9 tons/år).

Afledning af B-stoffer

B-stofferne – som kun bør afledes i mængder under de vejledende grænseværdier - afledes i de største mængder via brug af skumprodukter (11 tons/år), voksprodukter (9 tons/år) og insekt- og fælgrens (8,5 tons/år).

Afledning af C-stoffer

C-stoffer – der under normale omstændigheder vil nedbrydes i det offentlige renseanlæg - afledes overvejende gennem brug af voksprodukter (99 tons/år), auto-shampoo (53 tons/år) samt insekt- og fælgrens (35 tons/år).

Afledning af i.v.-stoffer

Det er specielt ved brug af voksprodukter (40 tons/år) og autoshampoo (21 tons/år), at der afledes i.v.-stoffer, dvs. stoffer det ikke har været muligt at vurdere.

3. Miljøpåvirkning

3.1 Kilder til miljøskadelige stoffer i spildevand og  slam
3.1.1 Biler
3.1.2 Atmosfærisk nedfald og overfladeafstrømning
3.1.3 Vejbelægningsmateriale og vejvedligeholdelse
3.2 Sammensætning af spildevand fra bilvaskehaller
3.3 Affald fra sandfang og olieudskiller
3.4 Energiforbrug

3.1 Kilder til miljøskadelige stoffer i spildevand og slam

Kilder

Kilderne til de miljøfremmede stoffer i spildevandet fra bilvaskehaller kan inddeles i de stoffer, der kommer fra:

• Biler
• Vaskeanlæg og -hal
• Atmosfærisk nedfald
• Vejbelægning
• Vejvedligeholdelse
• Vaske- og hjælpekemikalier

Stoffer fra atmosfærisk nedfald, vejbelægning og vejvedligeholdelse bringes ind i vaskehallerne i form af snavs på bilerne.

I tabel 3.1.1 er de seks ovennævnte kilder yderligere specificeret, og det er i tabellen anført, hvilke parametre der er knyttet til de enkelte kildegrupper. De tungmetaller, der er medtaget i tabellen, er vurderet i forhold til deres miljømæssige egenskaber, koncentration i aktuelle produkter og koncentration i vand fra overfladeafstrømning.

NOVA

I denne rapport, er det valgt primært at fokusere på de stoffer/stofgrupper, der indgår i det nationale overvågningsprogram for det danske vandmiljø 1998-2003 (NOVA), og som har tilknytning til spildevand og slam. Følgende stofgrupper indgår i NOVA i relation til spildevand og slam:

• Tungmetaller
• Alifatiske aminer
• Aromatiske kulbrinter
• Phenolforbindelser herunder NPE
• Halogenerede alifatiske kulbrinter
• Halogenerede aromatiske kulbrinter
• PAH (polyaromatiske hydrocarboner)
• PCB (polychlorerede biphenyler) og chlorerede pesticider
• Pesticider og herbicider
• Phthalater herunder DEHP
• P-triestere
• Detergenter (kationiske og anioniske herunder LAS)
• MTBE (tert-butylmethylether)
• Dioxiner og furaner
• Sumparametre (AOX, EOX, NVOC)

Udvælgelse af stoffer

De enkelte stoffer, der indgår i NOVA, er udvalgt på grundlag af:

• Internationale aftaler om måling og reduktion (HELCOM, NSC, OSPAR)
• Danske kvalitetskrav for slam og recipienter
• EU-kvalitetskrav (Liste I og II stoffer)
• Forsigtighedsprincippet

I de følgende afsnit er der fokuseret på kilder til de ovennævnte stofgrupper. Derudover indgår de traditionelle spildevandsparametre (COD, BOD, Total-N, Total-P, SS) i vurderingen af kildernes bidrag med forurenende stoffer.

Tabel 3.1.1 Se her!
Oversigt over kildegrupper, specificerede kilder og forureningsparametre.

Bilerne bidrager med forurenende stoffer via afsmitning og slid under selve vasken, men der er stor forskel på, i hvilket omfang bilernes enkeltdele bidrager.

I tabel 3.1.2 er specificeret, hvilke bilkomponenter der bidrager med henholdsvis tungmetaller, Slambekendtgørelsens fire grupper af miljøfremmede stoffer (DEHP, LAS, PAH, NPE) samt visse andre organiske og uorganiske forbindelser.

Tabel 3.1.2 Se her!
Forureningskomponenter fra biler.

Undervognsbelægning

Afsmitning fra og slid af undervognsbelægning forventes under vask at resultere i afgivelse af phthalater til vaskevandet, idet undervognsbelægning påført af bilproducenterne i de fleste tilfælde består af blød PVC, som indeholder phthalater. 90% af de phthalater, der anvendes i Danmark, er knyttet til blødgøring af PVC, som indeholder mellem 23 og 35% phthalater (Hoffmann, 1996). Til undervognsbelægning på nye biler anvendes årligt 200 tons blød PVC, som er påført ved ankomsten til Danmark. I øvrigt anvendes 1.000 tons blød PVC til andre bilkomponenter.

Rustbeskyttelsesmidler

De rustbeskyttelsesmidler, der anvendes i forbindelse med opfølgende rustbeskyttelse på ældre biler i Danmark, indeholder ikke PVC og dermed heller ikke phthalater. Rustbeskyttelsesmidler til opfølgende rustbeskyttelse er enten baseret på olie eller voks og indeholder tillige opløsningsmidler og bitumen. Fra denne type undervognsbelægning vil der i stedet være mulighed for afgivelse af PAH’er.

Plastkomponenter

Plastkomponenter indeholder tungmetaller i form af stabilisatorer og farver/pigmenter. I PVC anvendes typisk bly og organotin samt diverse blandinger af eksempelvis calcium-, zink-, barium- eller cadmiumstabilisatorer (Pedersen, 1999). Cadmium er dog begrænset, da det har været omfattet af et generelt forbud siden 1987. Forbudet betyder, at plastkomponenter maksimalt må indeholde 75 ppm cadmium som urenhed (Miljøstyrelsen, 1992). Øvrige forbud med grænseværdier for urenheder i plast er kviksølv: 50 ppm (Miljøministeriet, 1998) og bly: 50 ppm (endnu ikke vedtaget 1999). Bilernes kabiner indeholder en stor del af den samlede mængde plastmateriale, der indgår i konstruktionen, men herfra vil der næppe afgives betydende mængder phthalater eller PAH-forbindelser, som kan ende i vaskevandet.

I handlingsplanen for phthalater (Miljøstyrelsen, 1999) skønnes, at udvaskningen fra biler er i størrelsesesordenen 2-10 tons årligt, hvilket svarer til 1-6 g/bil/år. DEHP er den hyppigst anvendte phthalat. Afgivelse af phthalater fra PVC (Hoffmann, 1996) er stærk temperaturafhængig. Derfor er der mulighed for, at de mængder, der afgives om sommeren, er større, end de mængder, der afgives om vinteren.

Dæk

I den svenske rapport "Nya hjulspår" (Kemikalieinspektionen, 1994) er præsenteret data for sammensætningen af bildæk. Dæk består af:

• 85% gummimasse, som indeholder polymerer af eksempelvis iso-pren, butadien, styrenbutadien, acrylonitril, dimethylsiloxan, acrylonitril,
• 12% stål
• 3% tekstil

Selve gummimassen er sammensat af:

• 40-60% gummipolymerer
• 25-35% komponenter til forstærkning af gummimassen (kulstof)
• 15-20% blødgører (udgøres af højaromatiske olier, hvoraf 25-30% er PAH’er)
• 1-2% vulkaniseringsmiddel (svovl- og peroxidforbindelser)
• 0,5-2% acceleratorer (ofte aromater, hvori der indgår kvælstof og svovl)
• 2-5% aktivatorer (zinkforbindelser)
• < 1% fyldstof (salicylsyre, phthalsyre, benzoesyre, phthalanhydrid, nitrosodiphenylamin, cyclohexyltiophthalamid)
• 1-2% stoffer, der skal reducere ældningsprocessen (TMQ, 6PPD, IPPD, 77PS)
• 0-3% hærder (polymeriserede oliofiner)
• < 1% andre stoffer (kobolt-, nikkel- og cadmiumforbindelser)

Frigivelse fra dæk

Af de fire stofgrupper og tungmetallerne fra Slambekendtgørelsen er PAH, zink, nikkel og cadmium de stoffer, der forekommer i størst koncentration i bildæk. I rapporten "Metaller i Stockholm" (Naturvårdsverket, 1998) er det opgjort, at der ved dækslid årligt frigøres 160 tons zink i Sverige. Cadmium forekommer som følgestof til zink. Den årlige frigivelse af cadmium er for Sverige beregnet til 3-50 kg for bildæk.

Stofkomponenter, der optræder i spildevandet fra bilvaskehaller stammer både fra de biler, der vaskes og fra indslæbt dækstøv opstået ved dækkenes slid på vejene.

Bremsebelægninger

Miljøforvaltningen i Stockholm (Westerlund, 1998) gennemførte en analyse af tungmetalindholdet i de hyppigst forekommende bremsebelægninger. Undersøgelsen viste, at koncentrationen af kobber i bremsebelægninger var størst, dernæst fulgte zink- og blykoncentrationerne, mens de øvrige tungmetaller var til stede i 80 til 550 gange lavere koncentrationer end kobber, zink og bly.

Maling/lak

Maling og lak på biler indeholder phthalater, hvis funktion bl.a. er at forbedre malingens og lakkens vedhæftningsegenskaber, de mekaniske egenskaber og evnen til at modstå lys-, varme- og kuldepåvirkninger (Hoffmann, 1996). Malinger indeholder tillige pigmenter, hvori der kan indgå tungmetaller – typisk kobber og chrom.

Brændstof

Blyfri benzin må ifølge miljøspecifikationerne i Europaparlamentets og rådets direktiv 98/70/EF om kvaliteten af benzin og dieselolie maksimalt indeholde 5 mg bly/l benzin. Efter 1. januar 2000 er det forbudt at markedsføre blyholdig benzin, som indtil dette tidspunkt må indeholde op til 150 mg bly/l.

Den danske bekendtgørelse om begrænsning af motorbenzin’s indhold af blyforbindelser og benzen (nr. 807) fra 2. dec. 1986 kræver, at blyfri benzin ikke må være tilsat bly, og indholdet af blyforbindelser ikke må overstige 13 mg/l.

Ovenstående krav medfører, at bly ikke kan forventes at være forsvundet fuldstændigt fra bilernes udstødning. Dog er blykoncentrationen i blyfri benzin betydelig lavere end maksimalværdien på 5 mg/l (Naturvårdsverket, 1998). Data for koncentration af tungmetaller i benzin (Naturvårdsverket, 1998 (1990)) viser, at nikkel og zink findes i koncentrationsintervaller på henholdsvis <0.01-19.14 mg/l og <0.2-5.23 mg/l.

Som erstatning for bly og for at hæve benzins oktantal tilsættes MTBE.

Direktivet om kvaliteten af benzin og dieselolie indeholder tillige maksimalt tilladte koncentrationer for aromater, som har betydning for koncentrationen af PAH i udstødningsgassen.

PAH i udstødning

Svenske beregninger (Kemikalieinspektionen, 1994) viser, at mængden af udslip/afgivelse af PAH pr. bil i Sverige fra henholdsvis vejbaneslid, dækslid og udstødning fra bilerne ca. forholder sig som 1 : 3 : 8,5. Udstødningsgassernes bidrag med PAH er trods indførelse af katalysatorer større end de bidrag, der kommer fra vejbanerne og dækkene.

Ved korrosion af bilens dele frigøres væsentligst kobber, chrom, nikkel og zink. Kobber stammer fra bremserør og køleren, mens zink stammer fra forzinkede plader, som ikke er belagt med rustbeskyttelse. Fra svejsninger frigives chrom og nikkel (Naturvårdsverket, 1998).

Bremsevæske

Bremsevæske og olie indeholder – ud over de organiske komponenter, der kan bidrage til frigivelse af PAH – også tungmetaller, herunder specielt cadmium.

Atmosfærisk nedfald på biler og veje vil stamme fra kilder, hvorfra spredningen både kan ske lokalt, regionalt og globalt. Kilderne vil hyppigst være relateret til forbrændingsprocesser, men kan også være relateret til andre typer af industrielle processer. Forureningskomponenterne vil være PAH, dioxiner, tungmetaller, SO₂, NO_x, halogenerede kulbrinter og phenoler. Derudover vil der i atmosfærisk nedfald også kunne indgå forureningskomponenter, der stammer fra anvendelse af gødning og pesticider.

Typen og koncentrationen af miljøfremmede stoffer i vand fra overfladeafstrømning fra veje forventes at afspejle, hvilke miljøfremmede stoffer der vil være til stede i spildevand fra bilvaskehaller. Derudover vil der i spildevandet være stoffer, som har direkte relation til vaskeprocessen (se kapitel 2).

I tabel 3.1.3 og 3.1.4 er anført koncentrationen af henholdsvis organiske miljøfremmede stoffer og tungmetaller i overfladeafstrømning fra Skovlunde og Bagsværd. I rapporten, hvorfra disse data stammer, er der tillige præsenteret data fra en litteraturundersøgelse – også disse data er vist i tabel 3.1.3 og 3.1.4 (Kjølholt, 1997). Desuden er i tabellerne præsenteret data fra en undersøgelse af jord- og vandforurening langs danske motorveje (Lehmann, 1998). Til sammenligning er anført stofkoncentrationer i husholdningsspildevand (Jepsen, 1997).

På internationalt plan har der hidtil været fokuseret på tungmetaller i vand fra overfladeafstrømning, mens der kun i begrænset omfang har været målt for organiske miljøfremmede stoffer. Både for tungmetallerne og de miljøfremmede stoffer gælder, at der er store variationer i de målte koncentrationer, hvilket kan skyldes forskelle i målestedernes placering, prøvetagningsomstændigheder og analysemetoder.

Tabel 3.1.3 Se her!
Koncentration af miljøfremmede stoffer i vand fra overfladeafstrømning (Skovlunde og Bagsværd) vejvand og i husholdningsspildevand. Enhed m g/l – detergenter mg/l.

Phthalaterne i vejvand forventes at stamme fra nedbør og fra bilernes undervognsbelægninger samt bløde plastdele. Chlorbenzener og chlorphenoler er fundet i vejvand, men ud fra de få undersøgelser, der er beskrevet i litteraturen, er det ikke muligt at afgøre, om koncentrationsniveauet er forskelligt fra niveauet i husholdningsspildevand.

Koncentrationer af tungmetaller (µg/l), næringssalte og chlorid (mg/l) i overfladeafstrømning, vejvand og husholdningsspildevand.

I rapporten om "Miljøfremmede stoffer i overfladeafstrømning fra befæstede arealer" (Kjølholt, 1997) er der gennemført en sammenligning mellem koncentrationen af tungmetaller og udvalgte organiske miljøfremmede stoffer i vand fra overfladeafstrømning, koncentrationen i indløb til renseanlæg samt vandkvalitetskriterier anført i "Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet" (Miljøstyrelsen, 1996). Sammenligningen viste, at koncentrationerne af bly, chrom, kobber og zink i vand fra overfladeafstrømning overskrider kvalitetskravene for både ferske og marine recipienter. Blandt de miljøfremmede stoffer er det primært de større PAH’er, der overskrider kvalitetskravet på 0,001 m g/l. Af de miljøfremmede stoffer, der er målt, er der kun få, for hvilke der eksisterer kvalitetskrav.

3.1.3 Vejbelægningsmateriale og vejvedligeholdelse

Tjære/bitumen

Vejbelægningsmateriale består af ca. 95% sten/ral og 5% tjære/bitumen, som indeholder ca. 200 ppm PAH. Ved slid vil der afgives PAH-forbindelser og tungmetaller fra tjæren/bitumen og fra de mineraler, der i øvrigt er til stede i vejbelægningen.

Bjergarter

Data præsenteret i Naturvårdsverkets rapport (1998) viser, at af tungmetallerne dominerer bly (20-30 mg/kg) i sure bjergarter som granit og porfyr, der benyttes til vejbelægninger. I basiske bjergarter dominerer kobber, chrom og nikkel, som optræder i koncentrationer på mellem 90 og 200 mg/kg.

I Sverige regnes med et slid på vejbanerne på 10 g/personbilkilometer. Løsnet vejbanemateriale transporteres bort med regnvand og køretøjer. I øvrigt vil sliddet på vejbanerne og dermed frigivelsen af tungmetaller og organiske stoffer afhænge af vejbanens fugtighed, saltning og køretøjernes hastighed, dæktryk, akseltryk m.m.

Saltning

Ved glatførebekæmpelse om vinteren anvendes i Danmark vejsalt, der for 98% vedkommende består af natriumchlorid. Den resterende del er sporstoffer - hovedsageligt magnesium og calcium. Endelig tilsættes ferrocyanid (100 mg/kg) for at forhindre klumpning. Ferrocyanid er under normale omstændigheder stabilt, men kan muligvis ved UV-bestråling spaltes, hvorved der dannes den yderst giftige cyanidion.

Herbicider

Til bekæmpelse af ukrudt i vejsider har der gennem årene været anvendt herbicider af de typer, der er nævnt i tabel 3.1.1: Glyphosat, MCPA, carbetamid, simazin, fluazifob-p-butyl (Kjølholt, 1997). Ved undersøgelsen af vand fra overfladeafstrømning i 1996 i Skovlunde og Bagsværd blev der registreret følgende herbicider: Isoproturon, dichlobenil, 2,6-dichlor-benzamid, mechlorprop, MCPA, dichlorprop, 2,4-D, DNOC, simazin, terbuthylazin. Da ukrudtsbekæmpelsen foregår i sommerperioden, vil de nævnte stoffer sandsynligvis forekomme i højere koncentrationer i spildevandet fra vaskehallerne om sommeren end om vinteren.

Koncentrationerne af bly, chrom og zink er højere i vand fra overfladeafstrømning og vejvand end i husholdningsspildevand. Data fra litteraturen viser, at tungmetalkoncentrationerne kan være endog mange gange større i vand fra overfladeafstrømning sammenlignet med koncentrationerne i husholdningsspildevand. De danske målinger på vand fra overfladeafstrømning viser ikke forhøjede koncentrationer af cadmium, hvilket kunne forventes ud fra oplysningerne i tabel 3.1.2, der viser, at cadmium indgår i mange bilkomponenter. Bremsebelægninger, dæk og maling/lak kan være kilder til indholdet af bly, chrom og zink i vejvand og vand fra overfladeafstrømning.

3.2 Sammensætning af spildevand fra bilvaskehaller

Sammensætningen af spildevand fra bilvaskehaller afhænger af tilførslen af stoffer fra de kilder, der er beskrevet i afsnit 3.1.

Danmark

I Danmark har der indtil gennemførelsen af dette miljøprojekt kun været offentliggjort resultater fra en enkelt undersøgelse af spildevand fra bilvaskehaller, nemlig DMU’s undersøgelse (DMU, 1998), der var centreret omkring målinger af NPE og phthalater (se tabel 3.2.1), men den omfattede ikke målinger af traditionelle spildevandsparametre som COD, BOD, Total-N, Total-P, olie/fedt og tungmetaller. Mange af disse parametre har været analyseret i forbindelse med målinger af spildevandsbelastningen fra bilvaskehaller i Sverige. Resultater af undersøgelserne er præsenteret i tabel 3.2.1 sammen med spildevandsdata fra undersøgelser i Danmark og Norge. Alle analyser er udført på spildevandsprøver udtaget efter olieudskilleren.

Både når det gælder de almindelige spildevandsparametre og tungmetaller, er der store variationer i de målte koncentrationer. Variationerne kan – ud over variationer i tilførslen fra kilderne – henføres til forskelle i

• de vaskeanlæg, der har været målt på
• dosering af vaskekemikalier
• typen af vaskekemikalier
• sandfangets og olieudskillerens størrelse og tømningsfrekvens
• vandforbrug
• årstidsvariationer
• rengøringstidspunkt for vaskehallen
• prøvetagningsmetodik

Ovenstående faktorer vil i varierende omfang have indflydelse på de målte stofkoncentrationer i spildevandet.

Tabel 3.2.1 Se her!
Spildevandssammensætning efter olieudskiller.

Sammenlignes koncentrationen af parametrene nævnt i tabel 3.2.1 med koncentrationer målt i husholdningsspildevand, ses, at spildevandet fra bilvask generelt er mere belastet end husholdningsspildevand både med hensyn til organisk stof (COD, BOD), olie/fedt og tungmetaller. I litteraturen er kun fundet én undersøgelse med bestemmelse af tensider (Karlstad, 1994). Undersøgelsen viste højere koncentration af specielt kationisk og nonioniske tensider sammenlignet med koncentrationen i husholdningsspildevand.

COD og BOD

Af tabel 3.2.1 fremgår, at de oftest målte parametre er COD, BOD, mineralsk olie, olie/fedt og tungmetaller. I Sverige og Norge måles BOD over syv døgn, mens BOD i Danmark måles over fem døgn. BOD målt over syv døgn giver højere værdier end BOD målt over fem døgn.

Udregnes COD/BOD-forholdet for at få et udtryk for nedbrydeligheden af spildevandets indhold af organisk stof, fås en lavere værdi, når der benyttes BOD₇ fremfor BOD₅. Ved COD/BOD₅-forhold >3 betragtes spildevandets indhold af organisk stof som tungtnedbrydeligt. I svenske undersøgelser beregnes ofte BOD₇/COD, hvorefter spildevandet betragtes som tungtnedbrydelig, hvis forholdet er <0,3. Forhold mellem BOD₇/COD i undersøgelserne præsenteret i tabel 3.2.1 viser, at spildevandet ikke kan betragtes som tungtnedbrydeligt.

Koncentrationen af tungmetaller er som tidligere nævnt højere i spildevandet fra bilvaskehallerne sammenlignet med koncentrationen i husholdningsspildevand. Sammenlignes med Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier for tilslutning til kommunale spildevandsanlæg, ses, at der ved de svenske undersøgelser især har været registreret koncentrationer af bly, nikkel, cadmium og zink over de vejledende grænseværdier (se tabel 3.2.1), mens der ikke er fundet kobber og chromkoncentrationer over de vejledende grænseværdier på henholdsvis 500 og 300 µg/l. Ved litteraturgennemgangen blev der ikke fundet målinger af kviksølv i spildevandet fra bilvaskehaller.

Miljøfremmede stoffer

DMU’s undersøgelse af miljøfremmede stoffer i spildevand fra 26 bilvaskehaller i og omkring Roskilde i 1997 er én af de få undersøgelser, hvor analyse for miljøfremmede stoffer har været det primære sigte. Ved litteratursøgning blev kun fundet yderligere en svensk undersøgelse, som omfattede måling af miljøfremmede stoffer i spildevand fra bilvaskehaller. De svenske målinger for miljøfremmede stoffer blev udført på prøver indsamlet i Göteborg-området i 1990-92. Oplysninger om koncentrationer af miljøfremmede stoffer i spildevand fra bilvaskehaller er således sparsomme, og dermed er mulighederne for sammenligning også begrænsede. Umiddelbart ser det dog ud, som om koncentrationerne af NPE og DEHP i spildevand fra bilvaskehaller ligger over koncentrationerne i husholdningsspildevand.

Microtoxtest

Mikrotox-testen er en bakteriel bioluminiscens-test, der anvendes som screeningsmetode for akut akvatisk toksicitet. En lysgenererende proces, som er koblet til energiomsætningen i de bakterier der anvendes til testen, forstyrres af toksiske stoffer. Hvis bakteriernes lysudsendelse mindskes ved kontakt med en spildevandsprøve, antages prøven at indeholde toksiske stoffer.

I tabel 3.2.2 er vist resultater fra Microtox-tests udført på spildevand fra bilvaskehaller. Resultaterne er opgivet som EC₅₀-værdier svarende til spildevandskoncentrationen målt i vol%, der medfører 50% lysreduktion. I Danmark findes ingen vejledende grænseværdier for industrispildevands toksicitet målt ved Microtox-testen. Tilsvarende findes der ikke i Naturvårdsverkets Allmänna råd for bilvask anbefalinger vedrørende Microtox-målinger (Naturvårdsverket, 1996).

*) toksicitet af vand der recirkuleres.

Nitrifikationshæmning

Nitrifikationsprocessen på renseanlæg er en følsom proces, og derfor kan en nitrifikationshæmningstest anvendes til at vurdere, om spildevand indeholder hæmmende stoffer, der kan nedsætte renseanlæggenes renseeffektivitet. I vejledningen (Miljøstyrelsen, 1994) anbefales, at de kommunale miljømyndigheder stiller krav om, at spildevandet ikke må hæmme mere end 50% ved en fortynding på 200 ml/l. I Sverige opgives resultater af nitrifikationshæmningstest ofte som IC₅₀-værdier, dvs. den vol% af spildevandet, som resulterer i 50% hæmning.

Data for nitrifikationshæmningstests udført på spildevand fra bilvaskehaller i Sverige er præsenteret i tabel 3.2.2. Ved en undersøgelse af forskellige vaske- og affedtningskemikaliers effekt på spildevandssammensætningen (Stockholm Vatten, 1993) blev der målt mere end 50% nitrifikationshæmning ved under 200 ml spildevand/l svarende, til at spildevandet overskred den vejledende danske kravværdi. De øvrige data for nitrifikationshæmning viser dog, at spildevandet fra bilvaskehaller kun er svagt hæmmende.

Belastning pr. bil

I Naturvårdsverkets Allmänna Råd for bilvask (Naturvårdsverket, 1996) er der opstillet mål for, hvor stor belastningen må være pr. bilvask. Der sigtes mod, at de opstillede mål skal være opfyldt for alle automatiske bilvaskehaller i Sverige i år 2010. Målene er anført i tabel 3.2.3 sammen med belastningsopgørelser udført på anlæg i perioden 1994-98. Opgørelserne er lavet af henholdsvis Aqua konsult og Naturvårdsverket på baggrund af litteraturundersøgelser. Aqua konsults opgørelser viser, at målet for spildevandets indhold af mineralsk olie tilsyneladende let kan overholdes for både konventionelle anlæg og anlæg med renseanlæg. Naturvårdsverkets data (Naturvårdsverket, 1996) viser derimod, at belastning med olie ligger langt over belastningsmålet, og at der er meget stor variation i belastningen fra de enkelte anlæg. Den store variation skyldes sandsynligvis forskelle i kemikalieanvendelsen. Anvendelse af koldaffedtningsmidler vil forøge koncentrationen af mineralsk olie i spildevandet.

Tallene i tabel 3.2.3 afspejler ingen ændringer i spildevandsbelastningen fra 1994 til 1998. Dog viser data fra en undersøgelse af en enkel bilvaskehal med renseanlæg (IVL, 1998), at det er muligt at opnå en spildevandskvalitet, der ligger tæt på Naturvårdsverkets mål for spildevandsbelastningen fra bilvaskehaller.

Tabel 3.2.3 Se her!
Belastningsdata for bilvaskehaller i Sverige 1994-98 og Naturvårdsverkets belastningsmål for bilvaskehaller.

3.3 Affald fra sandfang og olieudskiller

I sandfanget og olieudskilleren, der er placeret inden afløbet til det offentlige kloaknet, vil der aflejres slam, som typisk fjernes 1-4 gange pr. år og bortskaffes som farligt affald (brandfarligt – giftigt og/eller flydende olieholdigt affald).

Ved tømning af sandfang bundsuges sandfanget, således at både vand og slam suges op i en slamsuger. Herefter bundfælder slammet, og vandfasen ledes tilbage til sandfanget, hvorpå der efterfyldes med rent vand i sandfanget. Slammet bortskaffes - med mindre kommunen har bestemt andet - som farligt affald, idet det både har sundheds- og miljøskadelige egenskaber (Miljø- og Energiministeriet, 1997). Ved bundsugning er slammængden ca. 1 tons.

Olieudskilleren tømmes ved bundsugning eller ved, at kun oliefasen fjernes. Tømningsformen er forskellig i de enkelte kommuner. I visse kommuner kræves bundsugning ved hver tømning, f.eks. i kommunerne i Roskilde Amt (Hoffmann, 1999). Ved bundsugning opsamles både vand- og oliefase, og olieudskilleren rengøres for eventuelt slam, som er bundfældeet. Både olie- og vandfasen samt eventuel bundfældet slam afleveres normalt til olieseparationsanlæg. Inden tømning pejles olieudskilleren, således at størrelsen af olie- og vandfasen fastlægges. Olieudskilleren bundsuges af Roskilde Amt, når vandlaget er under 60% af udskillerens samlede volumen. Olie/vand-affaldet behandles typisk i et olieseparationsanlæg, hvorfra olien afleveres videre til forbrænding hos Kommunekemi a/s, og vandfasen afledes til kloak efter rensning (Hoffmann, 1999). Der afhentes typisk omkring 1 tons olie/vand ved en bundtømning og omkring 100 l olie ved en overfladetømning.

Tømning af sandfang og olieudskiller koster i Roskilde Amt: 770 kr. pr. tons olie/vand- eller slamaffald i behandlingspris, hvortil der lægges faste transportomkostninger på ca. 300 kr. Ved afhentning af f.eks. 1 tons olie/vand samt 1 tons slam vil den samlede pris altså være omkring 1.800 kr, hvortil der også skal lægges, vand som påfyldes efterfølgende (Hoffmann, 1999). En rundspørge til en række servicestationer viser, at prisen pr. tømning af både sandfang og olieudskiller ligger fra 2.000-4.000 kr. afhængigt af slamsugerfirma og tømningens omfang.

Analyser af slam udtaget fra sandfang på bilvaskehaller i Sverige viser som forventet, at koncentrationen af olie/fedt er høj (se tabel 3.3.1).

Svenske målinger af tungmetalkoncentrationer i slam fra sandfang (Karlstad, 1994) viste, at slammet især var belastet med cadmium og bly. IVL’s undersøgelse fra 1998 viste imidlertid lave tungmetalkoncentrationer i slammet. Sammenlignes tungmetalkoncentrationerne i slammet med maksimale acceptable koncentrationer i ren jord og grænserne for kraftigere forurenet jord til deponering/rensning (Amterne på Sjælland og Lolland-Falster, 1997), ses, at det specielt er slammets indhold af mineralsk olie, der gør, at det skal deponeres på en kontrolleret losseplads. Ifølge Affaldsbekendtgørelsen (Miljø- og Energiministeriet, 1997) skal affald fra sandfang og olieudskillere efter sin art (affaldskatalogkode) bortskaffes som farligt affald, med mindre det kan dokumenteres, at affaldet indeholder mindre end f.eks. 0,1 vægtprocent kræftfremkaldende eller mutagene stoffer i henhold til bilag 3 og 4 i bekendtgørelsen.

Mineralsk olie består generelt set af utallige enkeltstoffer, hvoraf mange vil have negative miljø- og sundhedsmæssige egenskaber – herunder kræftfremkaldende eller mutagene effekter. På denne baggrund bør både slam fra sandfang og oliefasen fra olieudskillere bortskaffes som farligt affald, da det vurderes, at indholdet af mineralsk olie i begge typer affald generelt vil ligge over 0,1 vægtprocent.

3.4 Energiforbrug

Energiforbruget for et repræsentativt vaskeanlæg, som produceres af California Kleindienst A/S, fremgår af tabel 3.4.1. Anlægget er et kombinationsanlæg, som både kan udføre almindelig børstevask og højtryksvask uden brug af børster.

Tabel 3.4.1

Energiforbrug pr. bilvask i kombinationsanlæg (California Kleindienst, 1999).

En basis børstevask anvender 0,45 kWh/vask. Heraf udgør energiforbruget til tørring 0,37 kWh. Et vaskeprogram med super undervognsskyl, skumforvask samt voksbehandling vil ifølge tabellen anvende 1 kWh/vask.

Det fremgår endvidere af tabel 3.4.1, at en børstefri højtryksvask (80 bar) anvender 0,4 kWh/vask, og at en børstefri vask inklusiv tørring anvender 0,77 kWh/vask.

Leverandørerne af bilvaskeanlæg regner normalt med, at et gennemsnits vaskeanlæg med børstevask i praksis anvender 0,65-1 kWh pr. vask afhængig af anlæggets alder og driftsomfanget. På denne baggrund - og med en elpris på 0,95 øre pr. kWh – kan den typiske el-omkostning pr. bilvask beregnes til mellem 60 og 95 øre pr. vask.

4. Måleprogram

4.1 Tre udvalgte bilvaskeanlæg
4.2 Prøvetagningssteder og –metoder
4.3 Analyseparametre og –metoder
4.4 Gennemført måleprogram
4.5 Aktiviteter under måleprogram
4.5.1 Antal vaskede biler og rengøring af vaskehal
4.5.2 Bilernes alder og periode siden sidste vask
4.6 Vandmængder og flow
4.7 Almindelige spildevandsparametre
4.8 Tungmetalkoncentrationer og –mængder
4.8.1 Tungmetalkoncentrationer
4.8.2 Tungmetalmængder
4.8.3 Sammenfatning vedrørende tungmetalkoncentrationer og –mængder
4.8.4 Tungmetalkoncentrationer i oliefase og slam
4.9 Miljøfremmede organiske stoffer
4.9.1 Spildevand
4.9.2 Slam fra sandfang og oliefase fra olieudskiller
4.9.3 Sammenfatning vedrørende miljøfremmede organiske stoffer
4.10 Sammenfatning på måleprogram

Projektets måleprogram belyser spildevands- og affaldsbelastningen fra tre udvalgte bilvaskeanlæg. Måleprogrammet skal betragtes som et pilotmåleprogram, der skal belyse de kritiske forureningsparametre i spildevand og affald fra bilvaskeanlæg.

Måleprogrammets bilvaskeanlæg blev valgt ud fra, at de skulle repræsentere typiske bilvaskeanlæg i Danmark. De tre anlæg opfylder en række kriterier, som sikrer, at anlæggene repræsenterer de typiske vaskeanlægsfabrikater, anlægskategorier, har et typisk vandforbrug, etc. Olieselskaber og vaskeanlægsleverandører udvalgte i fællesskab tre bilvaskeanlæg, som opfylder kriterierne. Data for de udvalgte anlæg fremgår af tabel 4.1.1.

Tabel 4.1.1 Se her!
Bilvaskeanlæg udvalgt til måleprogrammet.

Med hensyn til vaskeanlægskategorier blev der udvalgt to børstevask (Kat. 1) og én børstevask + højtryk (Kat. 2). Børstevask udføres på ca. 92% af danske vaskeanlæg og børstevask + højtryk på ca. 7%. Anlægsmodellerne skulle være introduceret efter 1991 og stadig være på markedet (11 ud af de 26 anlægsmodeller, som er installeret i Danmark, er stadig på markedet). Med dette valg sikredes det, at der ikke blev målt på forældede anlægsmodeller.

Kriteriet vedrørende vaskeanlægsfabrikater blev tilgodeset ved, at de tre vaskeanlægsfabrikater (C&K, Christ og Wesumat), som tilsammen udgør 99% af danske bilvaskeanlæg, blev repræsenteret med hvert et anlæg. Endvidere var tre af de fire dominerende olieselskaber repræsenteret (Q8, Shell og Statoil).

Fabrikanternes oplyste, at vandforbrug for de to anlæg med børstevask ligger mellem 100 og 185 l/vask, som det er tilfældet for alle børstevask-anlæg introduceret efter 1991. Anlægget med børstevask + højtryk anvender mellem 120 og 250 l/vask afhængigt af, om der foretages børstevask eller børstefri vask. To af de tre vaskeanlæg anvender blødt vand til sidste skyl, hvilket sker på ca. 50% af danske bilvaskeanlæg.

De to typer af undervognsvask blev repræsenteret med to super-under-vognsskyl og et standardskyl. Omkring 70% af anlæggene anvender i dag super-undervognsskyl.

Vaskeanlæggene udfører omkring 10-12.000 vask/år, som er typisk for danske bilvaskeanlæg. Med hensyn til geografisk placering er to af anlæggene placeret i byzone (Rødovre, Hundige) og et i landzone (Kirke Såby), således at den diffuse forurening fra både by og land forventes repræsenteret.

Ved Statoil, Hundige er sandfang og olieudskiller opbygget således, at rækkefølgen er: Sandfang 1, sandfang 2 (sugebrønd) efterfulgt af olieudskiller. Sandfangene har tilsammen et rumfang på ca. 5 m³, og olieudskilleren en kapacitet på 3 l/s. Denne rækkefølge og kapacitet er typisk ved danske vaskeanlæg (Falster, 1999). Ved Q8, Rødovre er opbygningen modiciferet ved, at sandfang og pumpebrønd er samlet til ét stort sandfang/pumpebrønd inden olieudskiller. Shell, Kirke Såby har etableret olieudskilleren imellem sandfang og pumpebrønd. Dvs. at vandet fra undervognsskyllet ledes igennem olieudskilleren, inden det genbruges, hvilket har stor betydning for belastningen af olieudskilleren, jf. afsnit 1.4.

Sandfang og olieudskiller blev tømt omkring tre uger inden prøvetagning, således at forholdene omkring udskilleranlæggene var sammenlignelige. Med hensyn til andre tilløb til olieudskiller var der ved Statoil i Hundige tilløb fra pusleplads og værksted. Disse blev plomberet under prøvetagningen.

Med hensyn til bilvaskekemikalier anvendte et bilvaskeanlæg (Statoil, Hundige) kemikalier fra California Kleindienst (producenter: Dr. Stöcker og Samson Enviro). De to øvrige anlæg anvendte kemikalier fra Diversey Lever (producenter: Diversey Lever og Auwa).

95% af alle danske bilvaskeanlæg anvender enten vaskekemikalier fra California Kleindienst eller Diversey Lever fordelt ligeligt på de to leverandører (se kapitel 2).

Endelig fik alle tre bilvaskeanlæg installeret vandur, inden måleprogrammet blev gennemført. Herigennem har vaskehallernes vandforbrug kunnet aflæses uafhængigt af stationernes øvrige vandforbrug.

Prøvetagningen af spildevand ved de tre vaskeanlæg blev gennemført over 8-11 døgn. Der blev udtaget flowproportionale døgnprøver efter olieudskiller ved afløb til kloak. Prøver til analyse for mineralsk olie blev udtaget som stikprøver. Herudover blev der på hvert anlæg udtaget én stikprøve af slam fra sandfang samt én prøve af oliefasen fra olieudskiller. Prøvetagningsmetoder ved de enkelte lokaliteter fremgår af tabel 4.2.1.

Prøvetagningsmetoder fordelt efter prøvetagningslokalitet.

Ved de flowproportionale prøvetagninger blev der anvendt transportable magnetinduktive flowmålere. Udstyret udmærker sig ved at være driftssikkert, og flowet bestemmes med en usikkerhed på under 5%. Som prøvetagere blev der anvendt tryk/vakuum-prøvetagere. Hele prøvetagningsforløbet blev gennemført som akkrediteret prøvetagning.

Oliefasen fra olieudskillerne blev udtaget ved, at overfladevandet fra olieudskillerne blev opsamlet. Oliefasen udgjorde i praksis kun en tynd oliefilm på vandoverfladen.

Bundslam fra sandfanget blev udtaget med en slamprøvetager, som blev stukket ned i slammet. Prøverne havde en tørstofprocent på 40-70%.

4.3 Analyseparametre og -metoder

Måleprogrammet omfattede følgende hovedgrupper af analyseparametre:

• Alm. spildevandsparametre: COD, BOD, Total-N, Total-P, SSTS, SSGT, mineralsk olie og pH (ledningsevne)

• Tungmetaller: Ag, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb og Zn
• Miljøfremmede organiske stoffer: Slambekendtgørelsens fire stoffer NPE, DEHP, PAH og LAS samt langkædede NPE’er. Hertil kom GC-MS-screening for 115 miljøfremmede stoffer

De specifikke analyseparametre og metoder fremgår af tabel 4.3.1.

Måleprogrammmets analyseparametre og –metoder.

Alle analyser blev gennemført i VKI’s laboratorium.

De enkelte døgn med flowproportional prøvetagning samt fordelingen af de gennemførte analyser fremgår af tabel 4.4.1.

Tabel 4.4.1 Se her!
Måleprogrammets prøvetagning og analyser. Nedbørsdata er baseret på DMI’s observationer i hovedstadsregionen.

Tung.: Analyse for de otte tungmetaller
MF: Miljøfremmede stoffer (NPE, DEHP, LAS, PAH og langkædede NPE’er)
Olie: Analyse for mineralsk olie
Multi.: GC-MS-multiscreening
AS1 = Almindelige spildevandsparametre: COD, BOD, TN og TP
AS2 = Almindelige spildevandsparametre: COD, BOD, TN, TP, SSTS, SSGT

Prøvetagningen forløb i store træk som planlagt. Vejret var i prøvetagningsperioden fra den 01.03 til den 10.03.99 præget af regnvejr, som det fremgår af tabellen. Fra den 11.03.-12.03 var det tørt klart vejr, og temperaturen faldt til under frysepunktet (-0,2 til -2,2 ifølge middeltemperatur fra DMI). Med det formål at belyse dette frostvejrs indflydelse på spildevandssammensætningen blev det besluttet at fortsætte prøvetagningen i to døgn (den 11.03-12.03) ved et enkelt vaskeanlæg (Statoil, Hundige).

Den manglende prøve ved Q8, Rødovre den 02.03.99 skyldtes en demonteret slange på prøvetageren. Prøven fra den 05.03.99 blev ikke analyseret for miljøfremmede stoffer og tungmetaller på grund af overløb på prøvetagningsdunken.

4.5 Aktiviteter under måleprogram

Under prøvetagningerne blev der af hensyn til tolkningen af analyseresultaterne registreret følgende driftsparametre:

• Antal vaskede biler pr. døgn fordelt på vaskeprogrammer
• Tidspunkt for rengøring af vaskehal
• Vandforbrug pr. døgn (beskrives i afsnit 4.6)
• Bilernes alder samt periode siden sidste bilvask (spørgsmål til kunde)

Endvidere fik de tre servicestationer tømt olieudskiller og sandfang omkring én måned før igangsætning af måleprogrammet. Tømning blev foretaget den 26.01.99 hos Q8 i Rødovre, den 02.02.99 hos Statoil i Hundige og den 03.02.99 hos Shell i Kirke Såby.

Det registrerede antal vask ved de tre bilvaskeanlæg fremgår af tabel 4.5.1. Ved alle tre vaskehaller foretages halrengøring omkring 10 gange pr. år med brug af rengøringskemikalier. Døgn med rengøring under måleperioden fremgår også af tabellen.

Hos Q8 i Rødovre blev halrengøringen ikke foretaget under måleperioden. Seneste rengøring af denne vaskehal inden måleperioden blev foretaget den 02.02.99. Der foregik dog en daglig overspuling af gulvet i vaskehallen uden brug af rengøringskemikalier.

Tabel 4.5.1 Se her!
Varierende vaskeaktivitet

Tabel 4.5.1 viser, at vaskeaktiviteten var stærkt varierende. Generelt lå vaskeaktiviteten i måleperioden lavere end normalt på grund af den megen nedbør. Normalt ligger antallet af vask højere i weekenden. Lørdag den 06.03 var dog præget af kraftigt nedbør, hvilket resulterede i få vask ved Q8 (10 vask) og Shell (6 vask). Ved Statoil i Hundige lå vaskeaktiviteten dog højt (50 vask), hvilket kan skyldes andre lokale vejrforhold.

Fordelingen af de gennemførte bilvask på vaskeprogrammer i måleperioden fra den 01.03.-08.03.99 er vist i tabel 4.5.2.

Se her!

Det fremgår, at guldvask totalt set har været det mest populære vaskeprogram under måleperioden med i alt 139 vask. Specielt ved Q8, Rødovre var der overvægt af guldvask. Efter guldvask blev der vasket flest program 1 (132 vask) og 2 (130 vask), som typisk består af skumforvask, undervognsvask og uden anvendelse af konserveringsvoks.

De børsteløse vask ved Statoil’s kombinationsanlæg udgjorde 27% (62 vask) ud af anlæggets i alt 234 vask under måleperioden.

4.5.2 Bilernes alder og periode siden sidste vask

Som en del af måleprogrammet gennemførte servicestationerne interviews med bilvaskekunderne på to udvalgte dage. Kunderne blev spurgt om bilernes alder (over/under seks år), og perioden siden sidste vask (under én uge, mellem én uge og én måned eller over én måned).

Flest nye biler vaskes

Spørgsmålet vedrørende bilernes alder viste, at det hovedsageligt (74%) var nyere biler under seks år, som blev vasket. Andelen af nye biler er tilsyneladende størst (82%) ved Statoil, Hundige. Gennemsnitsalderen for danske biler var ifølge Danmarks Statistik 8,1 år i 1998 (Danmarks Statistik, 1998).

Spørgsmålet om periode siden sidste vask viste, at for kun omkring 10% af de vaskede biler var det over én måned siden, at bilen sidst blev vasket. Dvs. at det er hovedsageligt biler, der vaskes jævnligt, som bliver vasket i vaskeanlæggene.

Ud over alder og periode siden sidste vask blev kunderne spurgt, om de brugte private (eller lånte) vaskemidler til fælge, lygter el. lign., inden bilen køres ind i vaskehallen. Det var specificeret, at man her ikke tænkte på vaskevand fra stationens spandpåfylder. Spandpåfylder betragtes i denne undersøgelse som en del af bilvasken.

Anvendelse af private vaskemidler inden vask.

Det fremgår af tabel 4.5.4, at der anvendes private eller lånte bilvaskemidler ved omkring 11-35% af de foretagne bilvask. Størst er forbruget ved Q8, Rødovre (35%), hvilket skyldes, at det her er muligt at låne vaskemidler til fælge, etc. af stationen. Private eller lånte bilvaskemidler indgår ikke i projektets kemikalievurdering og kan indeholde stoffer, som er udfaset i de undersøgte kemikalier.

4.6 Vandmængder og flow

Registreringer

Vandforbrug og afledte spildevandsmængder blev målt ved de tre vaskeanlæg fra den 01.-14.03.99. Måleperioden varierede for de enkelte vaskehaller, hvilket fremgår af tabel 4.4.1. Hver morgen blev vandmåleren, der var tilknyttet det enkelte vaskeanlæg, aflæst. Samtlige registreringer af udløbsvandmængder og vandforbrug er vist i bilag 1. De anførte minimum-, maksimum-, middelværdier og standardafvigelser gælder for perioden 01.-09.03.99. Det skal bemærkes, at de anførte middelværdier (l/bil) for vandforbrug og udledte vandmængder er beregnet som vægtede middelværdier.

I tabel 4.6.1 er vist en oversigt over de vægtede middelværdier for udledte vandmængder pr. bil og vandforbrug pr. bil.

Udledt vandmængde og vandforbrug målt i liter pr. bil.

Vandmængder pr. bil

Som det fremgår af tabel 4.6.1, er der udført beregninger af udledt vandmængde pr. bil på baggrund af data fra 01.-09.03.99. For de to anlæg med børstevask lå det registrerede vandforbrug under den udledte vandmængde pr. bil, mens det registrerede vandforbrug for kombivasken var større end den udledte vandmængde. Forskellene mellem de udledte vandmængder og vandforbruget kan skyldes, at vand til rengøring af vaskehallen ikke indgik i det målte forbrug på de to anlæg med børstevask, og at der under regn ledes vand fra overfladeafstrømning til sandfang og olieudskiller. Forskellene er dog så små (<10%), at de alene kan være begrundet i usikkerhed på registreringer af vandforbrug og flowmålinger.

Leverandøroplysninger

Sammenlignes leverandørernes oplysninger om vaskeanlæggenes vandforbrug pr. vasket bil med de udledte vandmængder, ses, at angivelserne af vandforbruget pr. bil for børstevask stemmer overens med de udledte vandmængder pr. bil (tabel 4.6.1). For kombivasken ligger den udledte vandmængde og det registrerede vandforbrug indenfor det interval, leverandøren har opgivet om vandforbrug.

Døgnflow

Figur 4.6.1 viser resultatet af flowmåling i udløbet efter olieudskilleren fra vaskeanlægget med børstevask i Kirke Såby. Flowet varierede mellem 0 og 2,5 m³/time i løbet af dagen. Den pågældende dag blev der vasket 41 biler, og der blev i alt udledt 6,0 m³ spildevand svarende til 146 l/bilvask.s

Figur 4.6.1 Se her!
Flow registreret i udløbet fra vaskeanlæg med børstevask (Shell, Kirke Såby) tirsdag den 02.03.99.

Flowmønsteret på de to andre vaskeanlæg adskilte sig ikke fra flowmønsteret ved anlægget hos Shell i Kirke Såby. Det maksimale flow hos Statoil, Hundige og Q8, Rødovre var henholdsvis 3,7 og 2,3 m³/time.

Tirsdag den 02.03.99 faldt der 9-10 mm nedbør, men udløbet fra vaskeanlægget hos Shell i Kirke Såby var tilsyneladende ikke påvirket af vand fra overfladeafstrømning, hvilket også fremgår af figur 4.6.1.

Rengøring

Ud over at der i vaskeanlæggene anvendes vand til selve bilvasken, benyttes vand til rengøring af vaskehallen. På de tre anlæg skete rengøringen på varierende måder i måleperioden. Hos Q8 i Rødovre blev vaskehallen ikke rengjort i måleperioden, men blev hver dag spulet med rent vand uden tilsætning af rengøringsmidler.

Hos Shell blev vaskehallen rengjort torsdag den 04.03.99. Samme dag blev der registreret 251 l vand i udløbet pr. vasket bil. Middelværdien for hele måleperioden 01.-09.03.99 var 163 l/bil.

Børstevask

Figur 4.6.2 viser, at den udledte vandmængde fra anlægget med børstevask hos Shell i Kirke Såby var størst den dag, hvor der blev udført rengøring af vaskehallen. Figuren bekræfter, at vand til rengøringen går uden om vandforbrugsmåleren. I øvrigt lå vandforbruget og den udledte vandmængde for Shells vaskeanlæg generelt under den værdi, leverandøren havde opgivet som vandforbrug pr. bilvask.

Kombivask

Figur 4.6.3 viser, at der for kombianlægget hos Statoil var god overensstemmelse mellem leverandørens opgivelse af vandforbruget for vaskeanlægget, det registrerede vandforbrug og den faktisk udledte vandmængde. Dog skal det bemærkes, at vandforbruget ligger tæt på den øvre værdi for det forventede vandforbrug, der gælder for børstefri vask. Andelen af børstefri vask lå i måleperioden på ca. 27%. Set i denne sammenhæng må vandforbruget betragtes som relativt højt. Ifølge leverandøren California Kleindienst kan dette forklares ud fra, at anlægget ikke – som normalt for denne type anlæg – anvender genbrugsvand i alle skylletrinnene.

Vandforbrug og udledt vandmængde pr. bil ved kombivask (Statoil). Markering af leverandørens opgivelse af vandforbrug pr. vask (120-250 l). R = rengøring.

Hos Statoil blev vaskehallen rengjort mandag den 08.03.99, hvilket resulterede i en forøget udledning af spildevand pr. vasket bil. Den udledte vandmængde pr. bil var på rengøringsdagen 358 l sammenlignet med middelværdien på 237 l/bil i perioden 01.-09.03.99. På Statoil-stationen, hvor vaskeanlægget er et kombianlæg, registreredes den mindste forskel mellem vandforbrug og udledt vandmængde.

Vandforbrug og udledt vandmængde pr. bil ved børstevask (Q8). Markering af leverandørens angivelse af vandforbrug pr. vask (95-135 l).

Kun på en enkelt dag lå vandforbrug og udledt vandmængde hos Q8 over det interval, leverandøren har opgivet for vandforbrug. Årsagen til det højere vandforbrug (220-250 l/bil) torsdag den 04.03.99 kendes ikke.

Vandforbrug - konklusion

Samlet har registreringerne af vaskeanlæggenes vandforbrug og de udledte vandmængder vist, at:

• ved de to anlæg med børstevask var de udledte vandmængder henholdsvis 120 og 163 l/bil, mens vandforbruget måltes til 111 og 152 l/bil i middel
• vandforbruget pr. bilvask varierede mellem 70 og 217 l ved børstevask
• vandforbruget og dermed også den udledte vandmængde var ca. 1,2 gange større ved kombivasken sammenlignet med børstevasken
• ved kombivasken måltes den udledte vandmængde og vandforbruget i middel til henholdsvis 237 og 248 l/bil
• usikkerheden på flowmålingerne i udløbene fra vaskeanlæggene forventes med den anvendte teknik (magnetisk induktiv flowmåler) at være under 5%
• ved to vaskeanlæg blev vandforbrugsmålerne aflæst i hele m³. Beregnes vandforbruget pr. bil ud fra disse tal, kan det resultere i en afvigelse på op til 25% i forhold til det faktiske forbrug, når det udregnes på baggrund af en enkelt dags målinger

4.7 Almindelige spildevandsparametre

Analyseparametre

Resultaterne fra analysering af døgnprøver for de almindelige spildevands parametre (COD, BOD, Total-N, Total-P, mineralsk olie, SSTS, SSGT, pH) er præsenteret i bilag 6, mens middel-, minimum- og maksimumværdier samt standardafvigelser fra alle tre anlæg under ét er vist i tabel 4.7.1 sammen med Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier for SSTS (suspenderet tørstof), pH samt COD/BOD-forholdet.

Når det er valgt at behandle alle data fra de tre anlæg under ét, skyldes det, at standardafvigelserne for alle parametre undtagen Total-P er små sammenlignet med middelværdierne, og at der ikke er nogen væsentlig forskel på koncentrationerne de tre anlæg imellem.

Koncentration (mg/l) af almindelige spildevandsparametre i udløbet fra bilvaskeanlæg. Enhed for ledningsevne: mS/m.

Standardafvigelsen var stor for Total-P, som var den eneste parameter, hvor der var en væsentlig forskel mellem koncentrationerne målt i afløbene fra de tre anlæg, hvilket fremgår af figur 4.7.1.

Koncentrationen af Total-P målt i udløbene fra tre vaskeanlæg. R = rengøring.

Koncentrationen af mineralsk olie lå i middel under den vejledende grænseværdi på 10 mg/l. Ud af 22 bestemmelser af mineralsk olie lå ni af bestemmelserne over den vejledende grænseværdi. Høj hydraulisk belastning af olieudskillerne kan forøge udledning af mineralsk olie.

Total-P

Torsdag den 04.03.99, hvor vaskeanlægget hos Shell blev rengjort, steg koncentrationen af Total-P fra ca. 1,5 mg/l den foregående dag til 73 mg/l. De efterfølgende dage faldt koncentrationen langsomt, og efter fire dage var den nede på 18 mg/l. Data viser, at fosfat indgår i de vaskemidler, der benyttes til rengøring af vaskeanlægget. Samtidigt viser koncentrationsmålingerne, hvor lang tid der går, inden fosfaten igen er vasket ud af sandfang og olieudskiller. Miljømæssigt har de høje fosforkoncentrationer kun ringe betydning, idet langt størsteparten vil blive fjernet kemisk og/eller biologisk på renseanlægget, hvortil spildevandet ledes.

På de to anlæg hos Shell og Statoil anvendtes osmosevand til sidste skyl. Koncentratet fra osmoseanlægget ledes ud før olieudskilleren og indgår derfor i spildevandet, hvorfra der blev udtaget prøver. Ledningsevnen i spildevandet fra Shell og Statoil var højere (301-410 mS/m) end ledningsevnen målt hos Q8 (142-147 mS/m). Ledningsevnen i drikkevand ligger omkring 75 mS/m.

COD/BOD

COD/BOD-forholdet blev i middel for alle tre anlæg målt til 3,6. Generelt betragtes værdier på over 3 som et udtryk for, at spildevandet indeholder vanskeligt nedbrydelige stoffer, og at årsagen til det forhøjede COD/BOD-forhold bør undersøges nøjere. COD/BOD-værdier målt på de enkelte anlæg er vist på figur 4.7.2.

COD/BOD-forholdet registreret i spildevandet fra tre vaskeanlæg. COD/BOD = 3 er markeret med en stiplet linie. R = rengøring.

I udløbet fra Statoil-anlægget blev der mandag den 08.03.99, hvor vaskeanlægget blev rengjort, konstateret et tydeligt forhøjet COD/BOD-forhold, der indikerer, at vaskemidlerne indeholder tungtnedbrydelige organiske stoffer.

Sammenligning

Sammenlignes koncentrationerne af COD, BOD, Total-P og mineralsk olie målt i afløbet fra de tre danske anlæg med koncentrationer målt på svenske anlæg, var spildevandet på de danske anlæg mindre koncentreret med hensyn til COD og BOD, mens koncentrationen af Total-P som tidligere nævnt var høj for et enkelt af de danske anlæg (se tabel 4.7.3). Dog er der på et enkelt svensk anlæg også målt koncentrationer af Total-P på op til 220 mg/l.

Tabel 4.7.2 Se her!
Koncentration af COD, BOD, Total-P i spildevand fra bilvaskeanlæg.

Middelkoncentrationerne vist i tabel 4.7.3 og figurerne 4.7.3 og 4.7.4 understreger de tendenser, der er beskrevet ovenfor, nemlig at koncentrationen af COD, BOD og Total-N var lav sammenlignet med koncentrationer i tilløb til renseanlæg og i spildevand fra boligområder.

Tabel 4.7.3 Se her!.
Middelkoncentrationer (mg/l) af almindelige spildevandsparametre for spildevand fra bilvaskeanlæg tilført renseanlæg samt fra boligområder.

Olie
For mineralsk olie gælder, at to af de tre vaskeanlæg i middel overholder den vejledende grænseværdi, mens der i spildevand fra Q8 i fem stikprøver i middel blev målt 14,8 mg olie/l

Figur 4.7.3 Se her!.
Middelkoncentration af COD og BOD i spildevand fra bilvaskeanlæg, i tilløb til renseanlæg og fra boligområder.

Figur 4.7.4 Se her!

Konklusion
Samlet har målingerne af almindelige spildevandsparametre i afløbene fra vaskeanlæggene vist, at:

• koncentrationerne af COD, BOD, Total-N og suspenderet stof var lave sammenlignet med svenske målinger og sammenlignet med koncentrationerne i husholdningsspildevand
• COD/BOD-forholdet, der lå over 3 i middel, antyder, at spildevandet indeholder tungtnedbrydelige organiske forbindelser
• nogle af de vaskemidler, der anvendes til rengøring af vaskehallerne, indeholder fosfater i høje koncentrationer
• den vejledende grænseværdi for udledning af mineralsk olie i perioder blev overskredet på alle tre bilvaskeanlæg

4.8 Tungmetalkoncentrationer og –mængder

4.8.1 Tungmetalkoncentrationer

I bilag 2 er præsenteret alle resultaterne fra tungmetalanalyserne udført på spildevandsprøver udtaget efter olieudskillerne på de tre vaskehaller i perioden 01.-14.03.99. For hver vaskehal er der anført minimum-, maksimum- og middelværdier samt standardafvigelse.

Tabel 4.8.1 viser bearbejdede data fra bilag 2 sammen med Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier for udledning af industrispildevand til det offentlige kloaknet. Der blev udført tungmetalanalyser (Ag, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn og Hg) på i alt 26 spildevandsprøver.

Forhøjede koncentrationer
Middelværdierne for alle tungmetallerne lå under de vejledende grænseværdier. For cadmium, bly og zink blev der målt henholdsvis 2, 2 og 3 enkeltværdier over de vejledende grænseværdier. Ud af 26 analyser af hvert tungmetal blev fire ud af de forhøjede koncentrationer målt i spildevandet fra vaskeanlægget i Kirke Såby, der ligger i et landdistrikt. Cadmium forekommer som følgestof i zink, og det var derfor forventet, at de forhøjede cadmiumkoncentrationer ville forekomme på de samme dage som de forhøjede zinkkoncentrationer, men dette er ikke tilfældet. Cadmium i spildevandet forventes derfor at stamme både fra kilder, der indeholder zink, og kilder der indeholder cadmium alene (bremsebelægninger, bremsevæske, dæk, maling/lak, plast, undervognsbelægning, se tabel 3.1.2).

Chrom, kobber, nikkel
Chrom, kobber og nikkel blev målt i middelkoncentrationer på henholdsvis 46, 210 og 17 µg/l, det vil sige langt under de vejledende grænseværdier på henholdsvis 300, 500 og 250 µg/l.

Sølv, kviksølv
Sølv og kviksølv blev i henholdsvis 15 og 18 prøver ud af 26 målt i koncentrationer under detektionsgrænserne på 0,2 og 0,3 µg/l. Disse to tungmetaller må derfor med det foreliggende datagrundlag betragtes som uden betydning i relation til spildevandsbelastningen fra bilvaskehaller.

Cadmium, bly, zink
For cadmium, bly og zink, hvor der blev påvist forhøjede koncentrationer i spildevandet, er der på figurerne 4.8.1- 4.8.3 vist samtlige analyseresultater fra de tre vaskehaller. På figurerne er indtegnet den vejledende grænseværdi.

Resultaterne fra bilag 2 viser, at tungmetalkoncentrationerne var højere på de dage, hvor der blev vasket flest biler. Dette gælder specielt vaskehallen i Rødovre (Q8).

tungmetalkoncentrationer i spildevandet, men dette er tilsyneladende heller ikke tilfældet.

Figur 4.8.1
Cadmiumkoncentrationer i udløb fra vaskanlæg. R = rengøring.

Svenske målinger

I tabel 4.8.2 er vist resultater af svenske målinger af tungmetaller i spildevand fra bilvaskehaller fra 1991 til 1998. De svenske målinger er tidligere beskrevet i afsnit 3.2. Her er udelukkende foretaget en sammenligning med resultaterne fra tungmetalanalyserne på de tre bilvaskehaller, der indgår i denne undersøgelse. Resultaterne er præsenteret som intervaller afgrænset af minimum- og maksimumværdierne. Der er ingen væsentlige forskelle mellem de koncentrationsintervaller, der er fundet for de svenske og de danske vaskeanlæg.

Prøvetagning
En væsentlig forskel mellem de svenske undersøgelser og den danske, er, at der har været anvendt flowproportional prøvetagning ved den danske undersøgelse. Ved de svenske undersøgelser har der været anvendt enten stikprøver eller tidsproportional prøvetagning. Når både flow og stofkoncentration varierer sådan, som det er tilfældet i udløbet fra bilvaskehallerne, er det nødvendigt at anvende flowproportional prøvetagning. Samtidig skal vandmængden mellem udtagning af delprøver være forholdsvis lille (100 l), ellers underestimeres stofkoncentrationen i de udtagne prøver.

Tabel 4.8.2 Se her!
Tungmetalkoncentrationer i spildevand fra bilvaskeanlæg i Sverige og middelkoncentrationer beregnet for de tre anlæg i denne undersøgelse.

I tabel 4.8.3 er vist tungmetalkoncentrationer i vejvand registreret ved undersøgelser i Tyskland, Sverige og Danmark. Desuden er der i tabellen vist data for tungmetalkoncentrationer i drikkevand i Danmark samt vejledende kvalitetskrav til drikkevand.

Tabel 4.8.3 Se her!
Tungmetalkoncentrationer (µg/l) i afløb fra bilvask, i vejvand og i drikkevand.

Sammenlignes intervaller for tungmetalkoncentrationer i spildevand fra bilvaskeanlæg i denne undersøgelse med koncentrationerne i vejvand, ses, at spildevandet især er belastet med zink og i mindre grad med cadmium og chrom, mens koncentrationerne af de øvrige tungmetaller ligger indenfor de koncentrationsintervaller, der er fundet i vejvand.

De vejledende kvalitetskriterier for drikkevand og tungmetalkoncentrationer målt i drikkevand er medtaget i tabellen for at kunne sammenligne vandkvaliteten ind og ud af et bilvaskeanlæg.

4.8.2 Tungmetalmængder

Beregninger
For hvert vaskeanlæg er mængden af tungmetaller udledt pr. bilvask beregnet for hver dag. Alle mængdeberegningerne samt mimimum-, maksimum- og middelværdier samt standardafvigelser er præsenteret i bilag 3. I tabel 4.8.4 er minimum-, maksimum- og middelværdier samt standardafvigelser beregnet på baggrund af samtlige døgnværdier. Disse værdier er vist sammen med svenske etapemål for udledning af cadmium, zink og chrom + nikkel + bly samt mineralsk olie fra bilvaskeanlæg (Naturvårdsverket, 1996).

Tabel 4.8.4 Se her!
Udledte tungmetalmængder fra bilvaskeanlæg og svenske målsætninger for belastning målt i mg/bilvask. Værdier over de svenske etapemål er angivet med fed.

Middelbelastning
Middelbelastningen fra de tre danske bilvaskeanlæg ligger for alle tre tungmetalparametre over de svenske etapemål. Det skal bemærkes, at de svenske mål er baseret på, at der kun udledes 50 l vand/bilvask, hvor der fra de danske anlæg udledes mellem 2,4 og 5 gange så meget vand pr. bilvask. Etapemålene er således ikke direkte sammenlignelige med belastningen fra de tre vaskeanlæg, idet disse ikke har en recirkuleringsgrad som forudsat i de svenske etapemål.

Figurerne 4.8.4-4.8.6 viser samtlige målinger af cadmium, zink og bly.

Figur 4.8.4
Mængden af cadmium udledt pr. bilvask. R = rengøring.

Zink
Zinkbelastningen lå for alle vaskeanlæg og på alle dage over det svenske etapemål på 50 mg/bilvask. Zinkbelastningen var ligesom cadmiumbelastningen størst på de dage, hvor der blev gennemført rengøring af vaskeanlæggene hos Shell og Statoil.

Figur 4.8.5
Mængden af zink udledt pr. bilvask. R = rengøring.

Summen af belastningen med chrom, nikkel og bly lå ligeledes for alle tre vaskeanlæg over det svenske etapemål på 10 mg/bilvask.

Figur 4.8.6
Mængden af bly udledt pr. bilvask. R = rengøring.

Med den teknologi, som er anvendt på de tre danske vaskeanlæg, der indgår i denne undersøgelse, kan de svenske etapemål for vandforbrug og tungmetalbelastning pr. bilvask ikke overholdes. En væsentlig faktor for størrelsen af belastningen er dog rengøring af vaskehallerne, under hvilken der sker en betydelig forøgelse af belastningen med cadmium, chrom, kobber, nikkel, bly og zink.

Belastning på renseanlæg
Med udgangspunkt i, at det samlede antal bilvask pr. år i Danmark var 11,5 mio. i 1998, og tungmetalbelastningen ligger mellem minimum- og maksimumværdierne for de tre vaskeanlæg, der indgår i undersøgelsen, er den samlede tungmetalbelastning fra alle anlæg i Danmark beregnet. Data er præsenteret i tabel 4.8.5 sammen med tungmetalbelastningen i tilløb og afløb på et stort dansk renseanlæg – Herning Centralrenseanlæg – som modtager spildevand svarende til 150.000 PE. 70% af spildevandsbelastningen på Herning Centralrenseanlæg er industrispildevand, og derfor er belastningen med tungmetaller generelt høj. Sammenlignes belastningen på Herning Centralrenseanlæg med belastning fra bilvaskeanlæggene, er det især belastningen med zink og kobber, som er forhøjet.

For kobber og bly findes data for den samlede årlige tilledning til renseanlæg i Danmark (Lassen, 1996). Beregnes vaskeanlæggenes andel af belastningen vist i tabel 4.8.5, fås, at belastning med kobber udgør mellem 0,4 og 1,3%, mens belastningen med bly udgør mellem 0,2 og 1,6%. For cadmium og zink kan vaskeanlæggenes andel beregnes ud fra middeltilledningen (middel af (Jepsen, 1997) og (Grüttner, 1994)) og en samlet spildevandsmængde til danske renseanlæg på 700 mio. m³/år. På denne baggrund kan belastningen for cadmium beregnes til mellem 0,1 og 1,2%, mens belastningen for zink kan beregnes til mellem 0,3 og 3,3%. Døgn med rengøring er ikke medtaget i disse beregninger. I stedet er de næsthøjeste værdier anvendt som angivet i parentes i tabel 4.8.5.

Vurderingerne i de to foregående afsnit af tungmetalkoncentrationer og -mængder i spildevand fra bilvaskeanlæg kan sammenfattes i følgende hovedkonklusioner:

• Alle målte koncentrationer af sølv, chrom, kobber, nikkel og kviksølv lå under Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier for udledning af industrispildevand til det offentlige kloaknet
• Middelkoncentrationerne for cadmium, bly, og zink lå ligeledes under de vejledende grænseværdier, men i enkeltprøver blev der målt cadmium-, bly- og zinkkoncentrationer over de vejledende grænseværdier
• På de to vaskeanlæg, hvor der blev udført rengøring af anlæggene i måleperioden, var tungmetalbelastningen tydeligt forhøjet på dage med rengøring
• Set i forhold til den samlede belastning med kobber på danske renseanlæg udgør belastningen fra bilvaskeanlæggene mellem 0,4 og 2,6%
• Tungmetalbelastningen målt i mg/bilvask oversteg for alle anlæggene de svenske etapemål for cadmium og zink samt summen af chrom, nikkel og bly. Resultaterne skal dog sammenholdes med, at den udledte vandmængde fra de danske vaskeanlæg var op til fem gange større end det svenske etapemål på 50 l/bilvask. Etapemålet skal nås gennem intern rensning og recirkulering af vaskevandet
• Tungmetalkoncentrationerne i spildevandet afviger ikke markant fra de koncentrationer, der er fundet i tilsvarende svenske undersøgelser
• Koncentrationen af cadmium, chrom og zink var i spildevandet forhøjet i forhold til koncentrationen i vejvand

4.8.4 Tungmetalkoncentrationer i oliefase og slam

Sandfang og olieudskillere

I måleperioden blev der i sandfang og olieudskiller tilknyttet vaskeanlæggene udtaget prøver af slam i sandfang og oliefasen i olieudskilleren. Analyseresultaterne er vist i tabel 4.8.6 sammen med grænseværdier for tungmetalkoncentrationer i jord, der skal deponeres på en kontrolleret losseplads eller renses (Amterne på Sjælland og Lolland/Falster, 1997). Den væsentligste grund til, at slammet skal afleveres som farligt affald til deponering, er dog indholdet af olie (jf. afsnit 3.3).

Tabel 4.8.6 Se her!
Tungmetalkoncentrationer i slam fra sandfang og i oliefasen fra olieudskiller.

Tungmetalkoncentrationerne i oliefasen er præsenteret sammen med grænseværdier for afledning til kloaknettet. Kun koncentrationen af bly lå over den vejledende grænseværdi. Oliefasen i sig selv må dog ikke afledes i kloaknettet på grund af indholdet af mineralsk olie.

Tømning
Slamfang og olieudskiller blev tømt 4-5 uger før prøvetagningen. Hos Q8 skete tømningen en uge tidligere end de to andre steder (Shell og Statoil). Som det fremgår af tabellen, var slammet fra sandfanget hos Q8 langt mere belastet end slammet fra de to andre sandfang. Årsagen kan være både det længere tidsrum fra tømningsdagen til dagen for prøvetagning, men også at der i vaskeanlægget i den forløbne periode kan være gennemført flere vask end på de to andre anlæg.

Tungmetalkoncentrationer
Slam fra sandfangene skal - jf. afsnit 3.3 - ved tømning håndteres som farligt affald. Det forventes, at tungmetalkoncentrationerne i slammet stiger, jo længere tid der forløber fra tømning. Koncentrationen af kobber og zink i slammet fra sandfanget fra Q8 var så høj, at slammet må betegnes som kraftigere forurenet jord til deponering eller jordrensning, når det som farligt affald bortskaffes. Slammet fra de øvrige vaskeanlæg kan i relation til tungmetaller karakteriseres som lettere forurenet, jf. klasseinddelingerne af jord i (Amterne på Sjælland og Lolland/Falster, 1997).

Tabel 4.8.6 viser for oliefasen fra olieudskilleren, at det kun var hos Statoil og kun for et enkelt tungmetal – bly – at der blev målt koncentrationer over den vejledende grænseværdi. Det skal tilføjes, at oliefasen ved tømning af systemet også bortskaffes som farligt affald på grund af indholdete af mineralsk olie.

Sammenligning
Sammenlignes tungmetalkoncentrationerne målt i slam ved denne undersøgelse med tungmetalkoncentrationer fundet ved svenske undersøgelser af slam fra sandfang (se tabel 3.3.1), viser det sig, at tungmetalkoncentrationerne er nogenlunde ens. Dog blev der ved denne undersøgelse målt lidt højere chromkoncentrationer (29-129 mg/kg TS) mod 15-44 mg/kg TS ved den svenske undersøgelse. Som tidligere nævnt forventes prøvetagningstidspunktet i forhold til tømningstidspunktet at have væsentlig indflydelse på tungmetalkoncentrationerne, men der er ikke i litteraturen fundet resultater, der dokumenterer den tidsmæssige udvikling i tungmetalkoncentrationerne i henholdsvis slam og oliefasen.

Det skal bemærkes, at der i undersøgelsen ikke er foretaget ændringer af indholdet af mineralsk olie i henholdsvis slam fra sandfang og oliefasen fra olieudskilleren, men på baggrund af de svenske undersøgelser – og ud fra et forsigtigshedsprincip - vurderes det, at begge dele bør bortskaffes som farligt affald (jf. afsnit 3.3).

4.9 Miljøfremmede organiske stoffer

4.9.1 Spildevand

I det nedenstående er resultaterne af analyserne for miljøfremmede organiske stoffer præsenteret. Der blev analyseret i alt 26 prøver for Slambekendtgørelsens fire miljøfremmede stoffer og fire ugeblandprøver blev analyseret for 115 stoffer ved multiscreening. Samtlige resultater fremgår af bilag 4 og 5.

Resultater af analyser for Slambekendtgørelsens fire miljøfremmede stoffer fremgår af tabel 4.9.1. Til sammenligning er typiske stofkoncentrationer i husholdningsspildevand angivet (Jepsen, 1997).

Tabel 4.9.1 Se her!
Spildevandets indhold af Slambekendtgørelsens fire miljøfremmede stoffer. Målte koncentrationer over koncentrationen i typisk husholdningsspildevand er angivet med fed.

LAS
Tabel 4.9.1 viser, at koncentrationen af LAS blev målt til omkring en tredjedel af den typiske koncentration i husholdningsspildevand ved Q8 i Rødovre. Dette tyder på, at der ikke her blev anvendt LAS-holdige vaskemidler i måleperioden. Ved både Shell i Kirke Såby og Statoil i Hundige blev der målt højere LAS-koncentrationer i døgn efter rengøring, hvilket indikerer, at der anvendes LAS-holdige vaskemidler ved rengøring (jf. bilag 4). Endvidere blev der ved Statoil, Hundige generelt målt forhøjede koncentrationer af LAS sammenlignet med koncentrationen i husholdningsspildevand. Middelkoncentrationen for døgn uden rengøring var her 3.700 µg/l, hvilket peger på, at der blev anvendt LAS-holdige vaskemidler.

DEHP
Blødgøreren DEHP blev i 20 ud af 26 døgnprøver målt i koncentrationer, som lå over koncentrationen i husholdningsspildevand. DEHP udvaskes sandsynligvis fra PVC-komponenter på bilerne, herunder især undervognsbelægningerne, som på nye biler består af blød PVC. DEHP optræder på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen, 1998). Figur 4.9.1 viser resultaterne af målingerne for DEHP ved de tre bilvaskeanlæg.

Stor variation
Figur 4.9.1 viser, at koncentrationerne af DEHP var stærkt varierende fra døgn til døgn. Der ses ingen sammenhæng mellem døgn med rengøring og høje koncentrationer. Dette underbygger formodningen om, at kilderne til DEHP skal findes i bilernes plastkomponenter og ikke i snavs, der ophobes i vaskehallen og skylles ud ved rengøring.

Det har ikke været muligt at påvise en entydig sammenhæng mellem antal undervognsvask i måleperioden og koncentrationen af DEHP i spildevandet.

Udvaskning og temperatur
Der sker ifølge (Hoffmann, 1996) en øget afdampning af DEHP fra blød PVC ved stigende temperatur. På samme måde forventes udvaskningen af DEHP fra bilkomponenterne at være temperaturafhængig. Dette indikeres også af, at de laveste koncentrationer af DEHP blev målt ved Statoil i Hundige på de to dage med frostvejr. Temperaturen var - ifølge DMI - i landsgennemsnit -2,2 og -0,2° C henholdsvis torsdag den 11. og fredag den 12.03.1999. Middeltemperaturen var for de øvrige døgn i måleperioden 3,2° C (DMI, 1999). På denne baggrund kan der forventes større udvaskning af DEHP i sommerhalvåret.

Tidligere dansk undersøgelse
En tidligere dansk undersøgelse af spildevand fra to bilvaskehaller i Roskilde viste middelkoncentrationer af DEHP på 112 µg/l og et minimum-maksi-mum-interval på 5,2-760 µg/l (DMU, 1998 og kapitel 3). Spildevandsprøverne ved DMU’s undersøgelse blev udtaget før sandfang/olieudskiller og blev udtaget som stikprøver fra den enkelte vask, hvorfor resultaterne er vanskelige direkte at sammenligne med denne undersøgelses resultater. Koncentrationsniveauerne svarer dog til koncentrationerne fra denne undersøgelse. Prøverne blev udtaget november 1997 og januar 1998.

Svensk undersøgelse
En svensk undersøgelse af spildevand fra 31 vaskehaller, hvor der blev udtaget stikprøver efter olieudskiller i perioden fra 1990 til 1992, viste en middelkoncentration af DEHP på 520 µg/l og et minimum-maksimum-interval på 20-4.100 µg/l (Paxéus, 1996). Koncentrationerne fra denne undersøgelse ligger altså på et højere niveau end den svenske undersøgelse, men direkte sammenligning er igen vanskelig på grund af, at undersøgelsen var baseret på stikprøver. Årstiden for udtagning af stikprøverne var ikke specificeret.

Estimeret samlet afledt mængde
I bilag 4 er den afledte mængde DEHP pr. bilvask beregnet. Med udgangspunkt i den afledte minimummængde (4,1 mg/bil) og maksimummængden (66,4 mg/bil) samt en antagelse om, at der foretages 11,5 mio. vask pr. år i danske bilvaskehaller kan den afledte mængde estimeres til mellem 50 og 760 kg/år.

I tabel 4.9.2 er den årlige belastning opstillet sammen med den årligt beregnede belastning fra vask af det samlede areal af danske PVC-gulve, overfladeafstrømning fra befæstede arealer til danske renseanlæg samt den beregnede samlede tilledte mængde til danske renseanlæg.

Andel af belastning
På baggrund af ovenstående beregninger kan bilvaskehallernes andel af den samlede belastning med DEHP til danske renseanlæg estimeres til 0,2–2,4%. Dette interval er baseret på vintermålingerne fra denne undersøgelse, og som nævnt forventes udvaskningen af DEHP øget ved stigende temperatur.

Trafikbelastning
Kilderne til DEHP i overfladeafstrømningen fra befæstede arealer til danske renseanlæg antages fordelt med halvdelen fra den atmosfæriske baggrundsbelastning og den anden halvdel fra trafikbelastningen. Dette baseres på målinger fra henholdsvis trafikbelastede og ikke-trafikbelastede områder (Kjølholt, 1997). Dvs. at trafikbelastningen fra den danske bilpark kan estimeres til omkring 1.500 kg DEHP/år. Trafikbelastningen antages at stamme fra slitage og udvaskning ved regnvejr fra bilernes plastkomponenter.

NPE
Med hensyn til NPE viser tabel 4.9.1, at NPE med 1- og 2-ethoxylater blev konstateret i spildevandet fra Shell i Kirke Såby og Statoil ved Hundige. Der blev i alt målt NPE i seks ud af 26 døgnprøver. NPE er et overfladeaktivt stof, som primært forventes at stamme fra anvendelse af vaskemidler, men NPE indgår også i visse smøreolier og maling/lak. NPE optræder på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer (Miljøstyrelsen, 1998).

Figur 4.9.2 viser koncentrationen af NPE (1- og 2-ethoxylater) ved de tre vaskeanlæg fordelt på enkeltdøgn i måleperioden.

Figur 4.9.2
Koncentration af NPE (1- og 2-ethoxylater) fra de tre vaskeanlæg. R = rengøring.

NPE og rengøring
Det fremgår af figur 4.9.2, at koncentrationen af NPE (1- og 2-ethoxylater) steg, efter at der blev foretaget rengøring ved Shell, Kirke Såby og Statoil, Hundige. Det formodes derfor, at der er blevet anvendt vaskemidler med NPE ved begge rengøringer.

Den højeste koncentration i spildevandet blev målt ved Shell, Kirke Såby (maksimum: 82 µg/l) torsdag den 04.03.1999. De efterfølgende dage faldt koncentrationen langsomt og var efter fem døgn under detektionsgrænsen. Der blev ikke foretaget rengøring ved Q8, Rødovre i måleperioden.

Langkædede NPE’er
Analyserne for langkædede NPE’er viste, at koncentrationerne generelt fulgte NPE (1- og 2-ethoxylater), men i lavere koncentrationer (se tabel 4.9.1 og bilag 4). Ved Shell, Kirke Såby og Statoil, Hundige blev der konstateret langkædede NPE’er, hvilket fulgte rengøringen ved de to stationer, som blev gennemført henholdsvis den 04.03.1999 og 08.03.1999.

NPE optræder som langkædede NPE’er i vaskemidler. De langkædede forbindelser nedbrydes mikrobielt i kloaksystemet og renseanlægget til NP (nonylphenol) og NPE (1- og 2-ethoxylater), som er bioakkumulerbare og mere toksiske end de oprindeligt langkædede forbindelser. Denne første nedbrydning af de langkædede forbindelser kan forløbe indenfor nogle få timer til over én måned afhængigt af den biologiske aktivitet (Shang, 1999).

En første biologisk nedbrydning af de langkædede forbindelser i sandfang og olieudskiller kan på denne baggrund forklare, at de langkædede forbindelser blev målt i lavere koncentrationer end de kortkædede NPE’er (1- og 2-ethoxylater).

PAH
Total PAH blev målt i koncentrationer under detektionsgrænsen i spildevandet fra de tre vaskehaller.

Multiscreening
Multiscreeningen viste, at der – ud over DEHP – forekom en række andre blødgørere i spildevandet i mindre koncentrationer (se bilag 5). Herunder blev der som de højeste koncentrationer målt 4,2-5,5 µg/l diethyladipat og 4,3-18 µg/l di-n-butylphthalat. Diethyladipat vurderes som A-stof efter Industrispildevandsvejledningens principper (NOVA, 1999 og kapitel 2). A-stoffer er uønskede i kloaksystemet. Di-n-butylphthalat vurderes som C-stof, dvs. at det antages nedbrydeligt i renseanlæg (NOVA, 1999), men stoffet mistænkes samtidigt for at have østrogenlignende effekter (Hoffmann, 1996).

4.9.2 Slam fra sandfang og oliefase fra olieudskiller

Under måleperioden blev der udtaget stikprøver af slam fra sandfang og af oliefase fra olieudskillere (se figur 4.4.1). Analyseresultaterne for Slambekendtgørelsens fire miljøfremmede stoffer er vist i tabel 4.9.3. Slambekendtgørelsens afskæringsværdier samt koncentrationer i husholdningsspildevand (Jepsen, 1997) er angivet til sammenligning for at illustrere størrelsesordenen. Slam fra sandfang og oliefase fra olieudskiller skal bortskaffes som farligt affald (jf. afsnit 3.3).

Dobbelt prøvetagning
Ved prøvetagningen blev der udtaget dobbeltprøver ved både sandfang og olieudskiller. Det ene sæt prøver blev analyseret for de fire miljøfremmede stoffer fra Slambekendtgørelsen ved GC-MS og LC-MS (langkædede NPE’er), mens det andet sæt prøver blev analyseret ved GC-MS multiscreening for 115 stoffer. Blandt de 115 stoffer indgår også NPE, DEHP og PAH’er. Resultaterne fra multiscreeningen for disse parametre er derfor medtaget i tabel 4.9.3. Der blev ikke gennemført multiscreening på slam og oliefase fra Q8, Rødovre.

Tabel 4.9.3 Se her!
Miljøfremmede stoffer i slam fra sandfang og i oliefasen fra olieudskilleren. Resultater fra multiscreening er markeret med: *. Værdier over henholdsvis Slambekendtgørelsens afskæringsværdier og typisk hushold- ningsspildevand er angivet med fed.

"Historiefortællere"
Slamfang og olieudskillere kan betragtes som "historiefortællere", hvor stoffer - adsorberet til faste partikler eller opløst i oliefasen - ophobes. Det drejer sig om stoffer, hvis octanol-vand-koefficient (log P_ow) er over 3,8 (adsorberes til partikler) eller over 3 (potentielt bioakkumulerbare). Det betyder, at anvendelse af visse miljøbelastende stoffer (f.eks. NPE, log P_ow 3-4,2) forud for måleperioden vil kunne genfindes i slam og oliefase.

Det er dog tilsyneladende beskedne andele af de afledte stoffer, som tilbageholdes i sandfang og olieudskiller. I en svensk undersøgelse blev der gennemført spildevandsmålinger før og efter sandfang/olieudskiller ved en bilvaskehal. Målingerne viste reduktionsprocenter på henholdsvis 22 for DEHP og 8 for NPE (Paxéus, 1996).

LAS
Tabel 4.9.3 viser, at koncentrationen af LAS i sandfangene var lav sammenlignet med Slambekendtgørelsens afskæringsværdier. Dette er i overensstemmelse med de lave koncentrationer af LAS målt i spildevandet i to af vaskehallerne i døgn uden påvirkning fra rengøring. I oliefasen fra olieudskilleren ved Statoil, Hundige ses en forhøjet koncentration (5.600 µg/l), i forhold til typisk husholdningsspildevand, hvilket stemmer med, at der fra denne vaskehal generelt blev målt forhøjede koncentrationer af LAS, jf. tabel 4.9.1.

DEHP
DEHP blev målt i koncentrationer over Slambekendtgørelsens afskæringsværdier i slam fra Shell, Kirke Såby og Q8, Rødovre. I oliefasen fra Statoil, Hundige og Q8, Rødovre blev målt betydelige koncentrationer af DEHP (faktor 60-90 højere end typisk husholdningsspildevand). Dette stemmer overens med, at det også var ved disse to stationer, at de højeste koncentrationer af DEHP blev målt i spildevandet.

NPE og rengøring
NPE blev konstateret i betydelige koncentrationer (650-1.600 og 730 µg/l) i oliefasen fra Statoil, Hundige. Dette formodes at stamme fra rengøringen af vaskehallen. Rengøringen under måleperioden blev foretaget den 08.03.1999, dvs. efter prøvetagningen af oliefasen den 03.03.1999. Den målte NPE formodes derfor at stamme fra en tidligere rengøring foretaget den 18.02.1999. Olieudskilleren blev tømt den 02.02.1999. Tilførslen af NPE er altså sket efter dette tidspunkt.

Der blev fundet relativt lave koncentrationer af NPE (19-29 og 20 µg/l) i slam- og oliefasen ved Shell, Kirke Såby på trods af, at det var her, at de højeste koncentrationer af NPE blev målt i spildevandet i forbindelse med rengøring. Dette kan forklares ud fra, at rengøringen blev foretaget den 04.03.1999, hvilket er dagen efter, at prøvetagningen af oliefasen blev foretaget. Der blev ikke foretaget rengøring af vaskehallen mellem tømning af olieudskilleren og prøvetagningen.

Endvidere blev målt NPE i slam og oliefase (35 mg/kgTS og 47 µg/l) ved Q8, Rødovre. Disse koncentrationer kan forklares ud fra en tidligere rengøring den 02.02.1999, som blev gennemført efter tømningen af olieudskilleren den 26.01.1999.

PAH’er
Med hensyn til summen af PAH’er blev der målt en koncentration (6,4 mg/kgTS) over Slambekendtgørelsens afskæringsværdi (3 mg/kgTS) ved Q8, Rødovre. I oliefasen blev der generelt målt relativt høje koncentrationer set i forhold til spildevandet, hvilket skyldes, at PAH’erne generelt vil befinde sig i olie/fedt-fasen fremfor vandfasen (høj log P_ow).

Multiscreening
Multiscreeningen af sand fra sandfang og oliefasen fra olieudskillerne viste – som for spildevandet – at der ud over DEHP forekom en række andre blødgørere. De højeste koncentrationer blev målt i oliefasen, og her drejede det sig som for spildevand især om diethyladipat (7,2-63 µg/l) og di-n-butyl-phthalat (16-19 µg/l). Heruover blev der målt 55-838 µg/l di-isononyl-phthalat og 2,8-38 µg/l di-n-octylphthalat.

Di-isononylphthalat vurderes som C-stof (NOVA, 1999), men foreslås af en nordisk arbejdsgruppe klassificeret som miljøfarligt ved direkte udledning til recipient (Hoffmann, 1996). Di-n-octylphthalat vurderes som A-stof (NOVA, 1999).

4.9.3 Sammenfatning vedrørende miljøfremmede organiske stoffer

Vurderingerne i de foregående afsnit om miljøfremmede organiske stoffer i spildevand, slam og oliefase kan sammenfattes i følgende hovedkonklusioner:

• Koncentrationen af LAS i spildevandet lå over koncentrationen i typisk husholdningsspildevand efter døgn med rengøring. Koncentrationen af PAH’er var i spildevandet under detektionsgrænsen
• DEHP blev i middel målt i koncentrationer på 2 til 5 gange koncentrationen i husholdningsspildevand. Den samlede DEHP-belastning fra danske bilvaskeanlæg kan ud fra målingerne estimeres til mellem 0,6 og 2,4% af den samlede tilledning til danske renseanlæg
• Vaskevandets temperatur er formodentlig en væsentlig faktor ved udvaskning af DEHP fra PVC. Der sker sandsynligvis en øget udvaskning ved stigende temperatur
• NPE blev kun målt i spildevandet i forbindelse med rengøring af vaskehallerne. De målte koncentrationer var op til otte gange højere end i husholdningsspildevand. Dette indikerer, at der anvendes NPE-holdige vaskemidler ved rengøring
• De miljøfremmede organiske stoffer - herunder DEHP og NPE - ophobes typisk i slam fra sandfanget og i oliefasen fra olieudskilleren,. Dette understreger vigtigheden af, at slam og oliefase bortskaffes som farligt affald
• Multiscreeningen viste, at der også forekommer andre blødgørere end DEHP i spildevand og slam/oliefase i lavere koncentrationer

4.10 Sammenfatning på måleprogram

Måleprogrammets resultater kan sammenfattes i følgende hovedkonklusioner.

Målingerne af vandforbrug og de udledte vandmængder viste, at de to børsteanlæg i middel afledte henholdsvis omkring 120 og 160 l/vask, og at kombinationsvasken (børster + højtryk) afledte omkring 240 l/vask. De afledte vandmængder lå indenfor leverandørernes oplysninger om vandforbrug for de pågældende anlægstyper.

På baggrund af spildevandsanalyserne kan der udpeges en række miljøkritiske spildevandsparametre. Disse spildevandsparametre fremgår af tabel 4.10.1.

COD/BOD-forholdet blev i middel for alle tre anlæg målt til 3,6. Værdier >3 betragtes som udtryk for, at spildevandet indeholder vanskeligt nedbrydelige stoffer. Cadmium, bly og zink blev i enkeltdøgn målt i koncentrationer over Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier.

DEHP blev i middel målt i koncentrationer på to til fem gange koncentrationen i typisk husholdningsspildevand, og NPE blev målt i koncentrationer op til otte gange koncentrationen i typisk husholdningsspildevand i forbindelse med rengøring.

Mulige forureningskilder for de enkelte parametre er angivet i tabel 4.10.1. En nærmere beskrivelse af kilderne er givet i kapitel 3.

Miljøkritiske spildevandsparametre med angivelse af mulige forureningskilder.

På baggrund af tabel 4.10.1 kan kilderne til forureningsparametrene opdeles i tre hovedgrupper:

• Bilvaskekemikalier (både til vask og rengøring)
• Biler (udvaskning/korrosion fra komponenter samt snavs, som stammer fra atmosfærisk nedfald og vejbelægning)
• Vaskeanlæg og -hal (udvaskning/korrosion fra anlæg og bygninger)

Måleprogrammet viser på denne baggrund, at en reduktion af spildevandsbelastningen fra vaskehallerne kræver en flerstrenget strategi, hvor mulighederne for reduktioner bør ses i relation til de enkelte kildegrupper.

I kapitel 6 er mulige reduktionsstrategier diskuteret og beskrevet.

5. Recirkuleringsteknologier

5.1 Direkte genbrug og recirkulering
5.2 Barrierer for genbrug og recirkulering
5.3 Recirkuleringsteknologier
5.4 Vandkvalitetsmatrice
5.5 Konklusioner

De fleste bilvaskeanlæg genanvender i dag vaskevandet direkte til undervognsvask. En reduktion i vandforbruget kan således kun nås ved at anvende genbrugsvand til vask og skyl af overvognen. Kun omkring 5% af bilvaskehallerne er udstyret med recirkuleringsanlæg, som producerer en vandkvalitet, der er egnet til overvognsvask. Disse bilvaskehaller kan drives med et meget lille vandforbrug pr. bilvask.

Ca. 30% af alle bilvaskeanlæg med børstevask anvender i gennemsnit 570 l vand pr. bilvask. De øvrige ca. 70% anvender i gennemsnit 1.200 l vand pr. bilvask. Forskellen på de to typer vask ligger i undervognsvasken, som det ses af tabel 5.1.1.

Vandet til undervognsvask er oftest genbrugsvand, behandlet i sandfang - og nogle steder også i olieudskiller - før genbrug. Dette genbrug omtales i det følgende som "Direkte vandgenbrug".

De 130 l til vask af overvogn samt de 20 l til det følgende skyl er oftest hanevand fra ledningsnettet, og disse 150 l/vask udledes - efter behandling i sandfang og olieskiller - fra vandfasen i olieskiller til kommunale renseanlæg.

Enkelte vaskehaller har etableret overvognsvask - enten permanent eller som forsøg - med genbrugsvand produceret i recirkuleringsanlæg. Genbrug af vand til overvognsvask og/eller skyl ved hjælp af recirkuleringsanlæg omtales i det følgende som "Recirkulering".

5.2 Barrierer for genbrug og recirkulering

I figur 5.2.1 illustreres vandforbrug, vandgenbrug og vandrecirkulering i bilvaskehallerne. På X-aksen er afsat rentvandsindtaget (= spildevandsafledningen) pr. vask. Når rentvandsforbruget reduceres, bevæger man sig altså fra højre mod venstre i diagrammet. På Y-aksen aflæses det totale vandforbrug pr. vask. Kurverne i diagrammet viser forskellige grader af vandgenbrug (henholdsvis 0% genbrug (ind=ud), 80% genbrug, 90% og 95%) i vaskehallen beregnet efter:

Se her!

De fleste vaskehaller i Danmark har direkte genbrug af vaskevand til undervognsvask. Kravet til vandkvaliteten er lavt indhold af suspenderet materiale og sand. I figur 5.2.1 repræsenterer ellipsen mærket "Super" bilvaskeanlæg med super-undervognsvask, og ellipsen mærket "Standard" vaskeanlæg med standard-undervognsvask. Begge anlæg har et rentvandsforbrug på mellem 140 og 150 l/vask til overvognsvask og skyl og med et vandgenbrug på henholdsvis 88% og 75%. Da vandforbruget til undervognsvask udgør den største andel af det totale vandforbrug, er vandgenbrugsprocenten stærkt afhængig af, hvor meget vand der bruges til undervognsvask.

Yderligere reduktion af rentvandsforbruget i bilvaskeanlæg kan kun nås gennem recirkulering af vand til overvognsvask. Hertil ønskes vand af høj kvalitet, bedst illustreret ved, at et stadigt voksende antal vaskehaller - i dag omkring 50% - blødgør hanevandet, før det anvendes til vask af overvognen. At producere genbrugeligt vaskevand fra det brugte vaskevand kræver implementering af et internt renseanlæg, som kan reducere indholdet af de stoffer, der kan forringe vaskeprocessen. Det drejer sig først og fremmest om indholdet af snavs, hårdhed og voksprodukter. Omkring 5% af alle vaskehaller har recirkulering af vaskevand til overvognsvask, og disse repræsenteres i figur 5.2.1 af ellipserne mærket "Recirkulering" - med et rentvandsforbrug på mellem 30 og 35 l/vask og et vandgenbrug på henholdsvis 97% og 94%. Da vandforbruget til overvognsvask stadig ligger på omkring 150 l/vask, drives recirkuleringsanlæggene altså med mellem 75% og 80% recirkulering. Den reelle genbrugsprocent er noget lavere, da disse vaskehaller af og til - især om vinteren på grund af saltindholdet - må dumpe det brugte vaskevand som spildevand for at opnå et tilfredsstillende vaskeresultat.

Hvis genbrugsvand også introduceres til de sidste skyl efter vask, nærmer man sig en lukning af vandsystemet omkring vaskeanlægget. I sin yderste konsekvens svarer dette til en lukning af afløbet fra vaskehallen og dermed til et punkt på Y-aksen (Rentvandsindtag = 0) i figur 5.2.1. Til sidste skyl anvendes en særdeles høj vandkvalitet, bedst illustreret ved, at omkring 50% af vaskehallerne i Danmark i dag er udstyret med omvendt osmose-anlæg til produktion af skyllevand fra blødgjort hanevand. Der er så vidt vides ikke recirkuleringsanlæg i funktion i Danmark, som muliggør en længerevarende lukning af spildevandsudledningen fra bilvaskehaller. Kravet til et sådant recirkuleringsanlæg er, at det kan reducere indholdet af stoffer, der kan forringe skylle- og tørreprocesser, især snavs, salte og detergenter.

I de svenske "Allmänna Råd" (Naturvårdsverket, 1996) er de første etapemål et minimum på 80% genbrug og maksimalt 50 l spildevand pr. vask. De danske vaskehaller, der har etableret recirkuleringsanlæg, vil kunne overholde disse krav i dag.

Ifølge de svenske etapemål sættes der over en årrække gradvist skærpede krav til, hvad der må udledes med spildevandet fra vaskehallen. Et fremtidigt krav om, at en større andel af vaskevandets komponenter holdes inde i vaskehallens vandsystem, vil betyde, at kvaliteten af genbrugsvandet til direkte genbrug bliver ringere, hvilket vil medføre øgede krav til rensningseffektivitet i recirkuleringsanlæg til vaskehaller.

Hvis der i fremtiden optræder komponenter i spildevandet fra vaskehallerne, der nødvendiggør lokal rensning i recirkuleringsanlæg, vil det være en bedre forretning at genbruge det rensede vand til vask, hvis det er muligt, end at aflede dette til kloak. Det er derfor interessant at se på, hvilke vandkvalitetskrav der må sættes til vaskevandet i vaskehallen.

Kvalitetskravene til recirkulerbart vand i bilvaskehallen må anskues fra en såvel vasketeknisk (kvalitetsmæssig), økonomisk og miljømæssig synsvinkel. Hvis baggrunden for etablering af recirkuleringsanlæg er vandbesparelser, vil kvalitetskrav rette sig mod det stofindhold, der kan påvirke vaske- og skylleprocesser. Er baggrunden for etablering af recirkuleringsanlæg udelukkende miljømæssige, vil kvalitetskrav til vandet også relatere sig til det i måleprogrammet identificerede problematiske stofindhold.

Kvalitetskrav relateret til vask og skyl er vist i tabel 5.2.1. Kravene er ansat meget restriktivt, idet udgangspunktet har været, at kunderne i danske bilvaskehaller ønsker og gerne betaler for en vask af høj kvalitet afsluttet med voksbehandling og tørring. Omkring halvdelen alle etablerede samt alle nyinstallerede vaskeanlæg vasker overvognen i blødgjort vand og skyller efter med afsaltet vand. Bilvask kan gennemføres med vaske- og skyllevand af ringere kvalitet, men vaskeresultatet lever ikke op til kundernes ønsker. Til vask ønskes således blødt vand, og til skyl ønskes blødt og afsaltet vand for at opnå et optimalt efterbehandlings- og tørreresultat.

Det kan bemærkes, at en andel af tilsatte vaske- og voksprodukter ikke vil forbruges i vaskeprocessen, men vil ledes uforbrugte til opsamlingstank. Potentielt er der således en mulighed for at genbruge ikke forbrugte vaske- og voksprodukter, men dette vil som minimum kræve, at vaskevand og skyllevand adskilles og ikke sammenblandes.

0 = uden særlig betydning; + = fordelagtigt, ž = kun særdeles ringe koncentrationer kan accepteres.

Vejledende kravværdier til afledningsvandet samt relevante stofreduktionsmål for fremtidigt recirkuleringsanlæg er vist i tabel 5.2.2. Som det beskrives i kapitel 2, 3 og 4, optræder der adskilligt flere miljøproblematiske stoffer i vand fra bilvaskehaller, men disse stoffer er direkte relateret til anvendte kemikalier i vaskehallen, og indholdet af disse stoffer burde kunne reduceres væsentligt ved substitution.

* Beregnet interval for vejledende grænseværdi for DEHP baseret på overholdelse af Slambekendtgørelsens afskæringsværdi (50 mg/kg TS) og et vandkvalitetskriterium på 0,1 m g/l.

De miljømæssigt set problematiske stoffer kan placeres i to grupper - en gruppe tungmetaller (cadmium, bly og zink) samt en gruppe organiske stoffer (DEHP og mineralsk olie). Dertil kommer en række organiske stoffer, der har ringe biologisk nedbrydelighed i det kommunale renseanlæg, dvs. COD/BOD-forholdet er større end 3.

Ved at sammenligne tabel 5.2.1 og 5.2.2 ses, at der ikke er mange sammenfald mellem stofgrupper relateret til vasketeknik og miljø. Afledningskrav vedrører ikke vigtige vaske/skylletekniske parametre som indholdet af vejsalt, hårdhedsdannende salte samt indholdet af organisk stof – blot dette er letnedbrydeligt og ikke er mineralsk olie. Til gengæld ville det formodentlig ikke berøre vaske/skylleprocessen væsentligt med et ringe indhold af tungmetaller eller DEHP.

5.3 Recirkuleringsteknologier

Mulige teknikker

Syv forskellige separationsteknologier vurderes at være relevante til reduktion af indholdsstoffer i spildevand fra bilvaskehaller. I tabel 5.3.1 er givet en kort beskrivelse af separationsmekanisme og anlægstyper samt en indledende vurdering af væsentlige styrker og svagheder ved hver teknologi. Det bemærkes, at beskrivelserne i tabel 5.3.1 er baseret på rent teoretiske overvejelser. Det er reelt ikke muligt at fremsætte et kvalificeret skøn, førend en række laboratorieforsøg er udført.

Økonomi = Vandøkonomi

I tabel 5.3.1 er "økonomi" sat under "væsentlig styrke", hvis teknologien ventes at kunne producere vand til en pris væsentligt under prisen for at købe vand af kommunen samt aflede det til kommunalt renseanlæg. Omvendt er "økonomi" sat under "væsentlig svaghed", hvis teknologien ventes at producere vand til en pris væsentligt over den samlede indkøbs- og afledningspris. Er økonomi ikke nævnt, ventes teknologien at producere vand til omkring den samme pris som den samlede indkøbs- og afledningspris.

Energiforbrug

Ned gennem tabel 5.3.1 vokser energiforbruget pr. behandlet m³ vand. Sedimentation og adsorption har kun et meget ringe energiforbrug. Konventionel filtrering og kemisk fældning samt mikro- og ultrafiltrering har et noget højere, men stadig relativt ringe energiforbrug. Energiforbruget til nanofiltrering og omvendt osmose - specielt omvendt osmose af saltholdigt spildevand - kan tilskrives ca. halvdelen af omkostningerne pr. m³ behandlet vand. Ved biofiltrering - og i særdeleshed for vandbehandling ved hjælp af ozongenerator eller inddampning og destillation - dominerer omkostninger til energiforbruget helt behandlingsomkostninger pr. m³ vand, med mindre der i anlægskonstruktionen er gjort specielt energibesparende tiltag. Inddampningsanlæg kan f.eks. konstrueres som modstrømsanlæg, hvorved energiforbruget kan reduceres væsentligt.

Affald

Alle de nævnte teknologier vil producere et koncentrat af de indholdsstoffer, der er separeret fra vaskevandet – forventeligt i området 0,1-1% af udgangsvolumen. Som det er tilfældet i dag med affald fra sandfang og olieudskillere, må det forventes, at affald fra recirkuleringsanlæg skal bortskaffes som farligt affald til en forventelig pris mellem 800 og 1.000 kr/m³ (kapitel 3.3).Udgifterne til slambehandling vil derfor ligge i området 0,8 – 10 kr/m³ vaskevand, der behandles i recirkuleringsanlægget. Den samlede økonomi i recirkulering af vaskevand i vaskehallerne er derfor afhængig af, hvor meget vaskevandets indholdsstoffer kan opkoncentreres. Hvis det kun er muligt at opnå koncentrering til omkring 1% af startvolumen, vil slambehandling være en betydende udgift i det totale regnskab og omvendt, hvis koncentratet kun udgør omkring 0,1% eller mindre af startvolumen, er udgifterne til slambehandling kun af marginal betydning. Det forventes ikke, at affald fra recirkuleringsanlæg vil være årsag til en væsentlig udgiftsstigning i det eksisterende budget for tømning af sandfang og olieudskiller ved vaskehallerne.

Producerede vandkvaliteter

I tabel 5.3.1 er endvidere givet et bud på, hvorvidt det kan forventes, at det behandlede vand:

• V: er egnet til vask af overvogn (tabel 5.2.1)
• S: er egnet til skyl og efterbehandling (tabel 5.2.1)
• M: har et reduceret indhold af miljøkritiske parametre (tabel 5.2.2)

Notationen i tabel 5.3.1 er sådan, at hvis en teknologi forventes at kunne producere vand egnet til recirkulering eller kunne reducere miljøkritiske parametre, angives dette som en "Væsentlig styrke". Modsat, hvis en teknologi ikke forventes at kunne producere vand egnet til recirkulering eller ikke forventes at kunne reducere kritiske miljøparametre, angives dette som en "Væsentlig svaghed".

Phthalater

Et af de miljømæssigt mest problematiske stoffer er DEHP. Renseteknisk er dette stof det mest ukendte. DEHP tilhører gruppen af phthalater, der både anvendes i undervognsbehandling og i plastkomponenter. Phthalater er ikke reaktive og er som sådan ikke bundet i materialet, men har tværtimod en tendens til migration (vandring) over i tilstødende materialer og til udvaskning til omgivende væsker. Denne migration og udvaskning vil ske gennem hele produktets livscyklus. Phthalater er organiske molekyler med ringe molekylvægt (DEHP omkring 390 g/mol), lavt damptryk (DEHP har kogepunkt omkring 420°C) og meget ringe opløselighed i vand (for DEHP angives 0 g/l), og høj opløselighed i olie (O/W (octanol/vand). Forholdet for DEHP er omkring 7,6. Af disse egenskaber er det det lave damptryk eller det høje O/W forhold, der skal udnyttes til separation. Ved destillation vil phthalater ikke dampe af, og phthalater vil følge oliefasen, hvis denne separeres.

Se her!

Mulige teknologier til recirkulering af vaskevand i bilvaskehaller.

Som tabellen viser, er det kun membranfiltrering og inddampning, der forventes at levere recirkulerbart vand til både vask og skyl samtidig med, at vandet kan overholde krav til reduktion af de miljømæssige problematiske parametre.

Adsorption og biofiltrering forventes at kunne levere vand, der er anvendeligt til vask og samtidig være en miljømæssig forsvarlig løsning, men vandet vil ikke være egnet til skyl og efterbehandling. Det kan være hensigtsmæssigt at kombinere disse teknologier med rent vand til skyl og efterbehandling.

V som væsentlig styrke

Det er nok muligt at producere vand, der er anvendeligt til overvognsvask ved tilstrækkelig fin filtrering eller ved kemisk behandling, men vandet vil ikke være egnet til skyl og efterbehandling og vil ej heller være en miljømæssig god løsning.

Kombinationsanlæg

Det vurderes ikke for muligt at konstruere recirkuleringsanlæg baseret på en enkel teknologi, der kan leve op til stofreduktioner som anført i tabel 5.2.1 og 5.2.2. Recirkuleringsanlæg til bilvaskehaller må derfor være kombinationsanlæg af to eller flere forskellige anlæg af samme teknologi eller to eller flere separationsprincipper samlet i ét anlæg.

recirkuleringsanlæg

Der er primo 1999 foretaget en kortlægning af recirkuleringsanlæg i bilvaskehaller i Danmark. I tabel 5.3.2 ses resultatet af kortlægningen.

Se her!

Recirkuleringsanlæg ved personbilsvaskehaller i Danmark (Olieselskaber, 1999).

Som det ses i tabel 5.3.2, er hovedparten af de anvendte recirkuleringsanlæg baseret på dosering af ét eller flere fældnings-, spaltnings- eller flotations- kemikalier, efterfulgt af flotation eller filtrering. Biofiltrene fra Ninki er etableret som forsøgsanlæg på to servicestationer. Det mest avancerede recirkuleringsanlæg etableret i Danmark i fuldskala er Biokleen-anlægget, forhandlet af Wesumat. I Biokleen-anlægget gennemføres en kombination af adsorption, biologisk behandling samt fældning/flotation.

Målet er vandbesparelser

Om hovedparten af anlæggene i Danmark oplyses det, at de er installeret for at give bilvaskehallen en mere miljøvenlig profil, men at man også håber, at det økonomisk vil vise sig at være en god forretning. En del anlæg er installeret på grund af begrænsninger i vandforsyningen fra det lokale vandværk i spidsbelastningsperioder.

Dokumentation er sparsom

Dokumenterede driftsdata på anlæggene er sparsomme. Det bedst dokumenterede anlæg er RC25AC fra ReClean A/S, hvor driftsforhold bl.a. er dokumenteret gennem en standardiseret "Referencefunktionskontrol" i Sverige (IVL, 1998).

Som det fremgår af tabel 5.3.2, har indehaverne af servicestationerne meget forskellige erfaringer og opfattelse af anlæggene. Omkring 1/3 af stationerne angiver, at anlæggene fungerer helt tilfredsstillende. For de resterende anlæg, der står stille i kortere eller længere perioder, angives det som et problem, at recirkuleringsanlæggene dagligt kræver tilsyn og vedligehold, om end i begrænset omfang. Mange servicestationer har ikke teknisk personale ansat, og ofte tilses anlæggene af ansatte i stationernes dagligvarebutikker, og nødvendige vedligeholdelsesfunktioner og journalføring tilsidesættes. Anlæggene kan derved let komme til at tilstoppe, og en oprensning og genstart kræver professionel teknisk bistand. En vedligeholdelsesløsning er, at der tegnes en serviceordning med leverandøren af recirkuleringsanlægget. Imidlertid reducerer en sådan ordning de økonomiske fordele, der skulle være ved anlægget. Generelt er tilliden i oliebranchen til driftssikkerheden af eksisterende recirkulationsanlæg ikke stor, hvilket også understøttes i (Naturvårdsverket, 1996), hvor der konstateres et behov for udvikling af ny teknologi.

Nye recirkuleringsanlæg

På baggrund af oplysninger fra projektdeltagerne samt kontakt til potentielle anlægsleverandører - hovedsagelig identificeret gennem messen "AUTO Mechanica" i efteråret 1998 - beskrives et antal recirkulationssystemer i bilag 9. De 24 anlæg er evalueret efter følgende kriterier:

• Enkelt rensetrin til recirkulering af genbrugsvand, som supplerer eksisterende sand-, slam- og olieskiller

• Flertrins renseanlæg til recirkulering af genbrugsvand, som supplerer sand-, slam- og olieskiller, herunder:

Kemisk fældning og flotation

Biologiske anlæg

Diverse kombianlæg

• Recirkuleringsanlæg, der erstatter konventionel sand-, slam- og olieskiller, installeret direkte på udgående vaskevand fra vaskehallen

Oplysningerne i bilag 9 er alene baseret på forhandlerens salgsmateriale. Uvildig dokumentation er sparsom, og kun i enkelte tilfælde har det været muligt at få en karakterisering af vandkvaliteten, dog uden at kunne få dokumenteret, under hvilke forhold prøver til analyse er udtaget.

Der er ikke grund til at tro, at anlæggene ikke kan producere vand egnet til bilvask, men de fleste anlæg vil producere en vandkvalitet, der er væsentlig ringere end den i tabel 5.2.1 skitserede til vask og skyl.

Miljømæssig vurdering

Som tidligere nævnt anses det for nødvendigt at anvende de relativt avancerede recirkuleringsanlæg, som består af flere forskellige enheder, hvis de miljømæssigt problematiske indholdsstoffer skal separeres. Det er sandsynligt, at flere af de i bilag 9 skitserede anlæg vil kunne løse opgaven. Flere af anlæggene har et rensetrin, hvor aktivt kul indgår, og recirkuleringsanlæg baseret på biofiltre er under hastig udvikling. Aktivt kul er velkendt for stor adsorptionskapacitet over for tungmetaller og organiske stoffer, og biofiltre har i andre sammenhænge udvist gode resultater til nedbrydning af selv svært nedbrydelige organiske stoffer.

To teknologier med potentiale for separation af de miljømæssigt problematiske stoffer er ikke godt repræsenteret blandt de identificerede anlæg. Det drejer sig om membranfiltrering og inddampning. Begge teknologier er under udvikling og bliver år for år mere økonomisk fordelagtige at anvende.

Teknisk vurdering

De kommercielt tilgængelige recirkuleringsanlæg er alle så godt som fuldautomatiske. Driften af disse anlæg kan varetages via en serviceordning, eventuelt via en automatisk alarm direkte til servicefirmaet. Det skulle derfor være muligt at bestyre bilvaskehaller med recirkulationsanlæg, uden at have teknisk personale ansat på den enkelte servicestation.

Økonomisk vurdering

Den nødvendige investering for et recirkuleringsanlæg (incl. tanke og rørføringer), som kan producere recirkulerbart vand, der kan overholde miljøkrav til udledning, anses at ligge i størrelsesordenen kr. 200.000 - 300.000. Dette svarer til 30-40% af investeringen i en bilvaskehal incl. vaskemaskine. Installering af recirkuleringsanlæg vil således være årsag til en væsentlig udgiftsstigning pr. bilvask, formentlig i størrelsesordenen 30-40%.

Besparelsespotentialet for recirkulering af 150 l vaske- og skyllevand pr. vask ved en almindelig vaskehal med 10.000 bilvask/år og en samlet pris på vand ind/ud af vaskehallen på mellem 20 og 30 kr/m³ vil ligge mellem 30.000 og 45.000 kr/år. Tilbagebetalingstiden for de mere avancerede og tilgængelige recirkuleringsanlæg i prisklassen 300.000 kr. vil strække sig over 7-10 år, hvis vandbesparelserne alene skal finansiere investeringen.

5.4 Vandkvalitetsmatrice

Vandtyper

En vandkvalitetsmatrice er en kortlægning og gruppering af vandtyper. Formålet med vandkvalitetsmatricen er, at den i det videre arbejde, branchen står over for, kan anvendes til at "holde styr" på de enkelte vaske- og skyllevandstyper. Både de vandtyper der behandles i recirkulereringsanlæg, de vandtyper der produceres internt i de enkelte delanlæg i recirkuleringsanlægget samt vandtyper og affaldsprodukter ud af recirkuleringsanlægget.

Kvalitetsparametre

På baggrund af analyserunden beskrevet i kapitel 4 skulle det være muligt at udarbejde en nettoliste for relevante:

• Kvalitetsparametre til bedømmelse af afløbsvand og affaldsstoffer

• Kvalitetsparametre til anvendeligt genbrugsvand

Eksakte kravværdier til relevante kvalitetsparametre for afløbsvand er beskrevet i kapitel 6.

Bruttoliste

Det er ikke muligt generelt at udelade parametre til vurdering af recirkulerbart vand på grundlag af den nuværende viden. For det første anvendes der i dag forskellige vandkvaliteter til overvognsvask, og det er ikke muligt at generalisere på et overordnet niveau, så længe der ikke er enighed om, hvilken vandkvalitet der kan anvendes. De forskellige recirkuleringsteknologier vil yderligere kræve måling af teknologispecifikke parametre under test. Derfor bibeholdes den oprindelige bruttoliste. I forbindelse med specifikke forsøg med recirkuleringsanlæg og vask med det herfra producerede vand kan listen tilpasses aktuelle forhold. Der er i listen i tabel 5.4.1 givet forslag til enkelte kravværdier som inspiration.

Skabelon til vandkvalitetsmatrice til brug i arbejdet med at reducere vandforbrug og implementere recirkulationsteknologier.

5.5 Konklusioner

Vandmængder

Det nødvendige vandforbrug til vask og skyl af overvognen på en personbil ligger erfaringsmæssigt på omkring 150 l, fordelt med 130 l til børstevask og 20 l til skyl.

Vandkvaliteter til vask af overvogn

Kvalitetskravene til vaskevand er for omkring halvdelen af vaskeanlæggenes vedkommende blødgjort hanevand. Der anvendes dog nogle steder vandkvaliteter, som er produceret i recirkuleringsanlæg ud fra det brugte vaskevand fra det lovpligtige sandfang/olieskiller anlæg med tilfredsstillende vaskeresultat.

Vandkvaliteter til skyl af overvogn

Kvalitetskravene til skyllevandet er for omkring halvdelen af vaskeanlæggenes vedkommende blødgjort og afsaltet hanevand. Andelen af vaskeanlæg med denne skyllevandskvalitet er voksende og er tilsyneladende en kvalitetsparameter, der efterspørges af kunderne. Den mængde vand, der fordamper eller følger den vaskede bil ud af hallen, er i dag mindre end skyllevandsmængden. Brug af friskvand til skyl vil således føre til en - om end ringe - spildevandsudledning.

Renseanlæg ved vaskehallen kan blive nødvendigt

Hvis der i spildevandet fra bilvaskehaller optræder komponenter, der ikke må udledes, og/eller komponenter der ikke kan undgås ved ændret materiale- eller kemikalievalg i vaskehallen, vil en vandrensning ved vaskehallen være nødvendig.

Genbrugsvand egnet til vask

Konsekvensen af en rensning af det brugte vaskevand for tungmetaller, phthalater og mineralsk olie - stoffer der i første omgang er fokus på i miljømæssig sammenhæng - vil formodentlig være en vandkvalitet, der vil kunne recirkuleres direkte til bilvask uden for sæsoner med vejsaltning. Dette genbrugsvand vil ikke være egnet til skyllevand.

Eksisterende anlægstyper

Der findes et stort antal kommercielt tilgængelige recirkuleringsanlæg på markedet, men kun ganske få anlægstyper er implementeret ved relativt få vaskehaller. Generelt er tilliden i branchen til driftssikkerheden af eksisterende recirkuleringsanlæg ikke stor. Hvorvidt de tilgængelige anlæg er i stand til at begrænse udledning af de miljøproblematiske stofgrupper er ikke undersøgt, specielt er det interessant, om de etablerede fældings/flotations-anlæg reelt gør det i dag.

Nye anlægstyper

Teknologier som adsorption på aktivt kul eller biofiltre samt membranfiltrering eller inddampning har potentialet hertil. Adskillige tilgængelige anlæg har et rensetrin, hvor aktivt kul indgår. Recirkuleringsanlæg baseret på biofiltre er under hastig udvikling. Disse to teknologier kunne sammen med membranfiltrering og inddampning med fordel inddrages i branchens løbende udviklingsarbejde indenfor recirkuleringsanlæg for vaskehaller.

dokumentation

Teknisk set mangler der dokumentation for, hvilke vandkvaliteter de forskellige recirkuleringsanlæg kan producere ud fra det brugte vaskevand.

Manglende miljømæssig dokumentation

De miljømæssige fordele ved at implementere lokale recirkuleringsanlæg, hvor flere teknologier tages i anvendelse til recirkulering af vaskevand, kan være store, idet man undgår en spredning af en række tungmetaller samt en række meget tungt nedbrydelige og bioakkumulerbare stoffer. Med i betragtningen må imidlertid også tages det ressourceforbrug og de miljøbelastninger, der vil stamme fra produktion og drift af et recirkuleringsanlæg.

Lang tilbagebetalingstid

Ud fra en ren økonomisk vurdering er recirkulering af vaskevand i bilvaskehaller med dagens teknologi en langsigtet investering. Et recirkuleringsanlæg, der kan reducere det miljømæssigt problematiske stofindhold i det brugte vaskevand og give en anvendelig vandkvalitet, forventes, hvis anlægget alene skal afskrives ved vandbesparelser, at have en tilbagebetalingstid på mellem 7 og 10 år. Alternativt skal prisen på bilvask forøges med 30-40%.

6. Strategier for spildevandsregulering og renere teknologi

6.1 Forslag til strategi for kommunal spildevandsregulering
6.1.1 Forslag til mål for emissionsparametre
6.1.2 Forslag til mål for bilvaskekemikalier
6.2 Forslag til strategier for reduktion af spildevandsbelastningen
gennem renere teknologi
6.2.1 Bilvaskekemikalier og substitution
6.2.2 Ændringer af vaskeproces
6.2.3 Ændringer af vaskeanlæg og –hal, herunder rengøringsrutiner 6.2.4 Recirkuleringsteknologier
6.2.5 Konklusion og anbefalinger

Fokus på miljøkritiske spildevandsparametre

I kapitel 2, 3 og 4 blev de miljøkritiske spildevands- og affaldsstofparametre i forhold til bilvaskehaller identificeret. Dette kapitel giver forslag til strategier for kommunal spildevandsregulering efterfulgt af forslag til strategier for reduktion af miljøpåvirkninger. Fokus er rettet mod reduktion af de miljøkritiske spildevandsparametre, som er opsummeret i tabel 6.0.1. I sandfang og olieudskiller opkoncentreres spildevandets indholdsstoffer. Affaldsstofparametre behandles derfor ikke separat, da det vil væe de samme miljøkritiske parametre som forekommer i spildevandet. Affaldet fra sandfang og olieudskiller bortskaffes som farligt affald på grund af indholdet af mineralsk olie (jf. afsnit 3.3). Vaskeanlæggenes energiforbrug vurderes at være af marginal betydning.

Tabel 6.0.1. viser for hver af de miljøkritiske spildevandsparametre resultatet af projektets måleprogram overfor Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier. Endvidere viser tabellen Miljøstyrelsens vejledende krav til de A-, B- og i.v.-stoffer, som blev identificeret ved kemikalievurderingen i kapitel 2. Endelig er kilderne til de enkelte spildevandsparametre angivet ud fra følgende tre hovedgrupper:

• Bilvaskekemikalier (både til vask af bil og rengøring af hal)
• Biler (afsmitning/korrosion fra komponenter samt snavs, der stammer fra atmosfærisk nedfald og vejbelægning)
• Vaskeanlæg og –hal (afsmitning/korrosion fra anlæg og bygninger)

Miljøkritiske spildevandsparametre for bilvaskehaller.

* Beregnet interval for foreløbig vejledende grænseværdi for DEHP baseret på overholdelse af Slambekendtgørelsens afskæringsværdi (50 mg/kgTS) og et vandkvalitetskriterium på 0,1 µg/l.

Tabel 6.0.1 viser, at de udvalgte miljøkritiske spildevandsparametre overskrider Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier ved maksimum- og/eller middelværdier.

6.1 Forslag til strategi for kommunal spildevandsregulering

Afledning af spildevand fra bilvaskeanlæg sker normalt til offentlige renseanlæg. Kommunen skal - ifølge Miljøbeskyttelsesloven (Miljøministeriet, 1998) - give tilladelse til en sådan spildevandstilslutning til et offentligt renseanlæg.

Med det formål, dels at tilstræbe en ensartet spildevandsregulering af bilvaskeanlæg på tværs af landets kommunegrænser, dels at anbefale en regulering, som ikke modarbejder, men understøtter de i afsnit 6.2 beskrevne reduktionsstrategier, er der nedenfor opstillet forslag til strategi for den kommunale spildevandsregulering af bilvaskeanlæg.

Det skal bemærkes, at den kommunale miljømyndighed i henhold til Miljøbeskyttelsesloven er forpligtet til at foretage en konkret miljømæssig vurdering af den enkelte spildevandsafledning set i forhold til det lokale renseanlæg og vandområde. Nedenstående skal derfor læses som et overordnet forslag til strategi for kommunens spildevandsregulering. Den kommunale miljømyndighed skal fortsat foretage en konkret vurdering i forhold til de lokale forhold.

Forslag til målsætning

Den overordnede målsætning for forslaget til strategi for kommunal spildevandsregulering er stabil overholdelse af Miljøstyrelsens vejledende krav (Miljøstyrelsen, 1994). Kravoverholdelsen foreslås sikret gennem opnåelse af konkrete mål for de miljøkritiske spildevandsparametre opdelt på:

• Forslag til mål for emissionsparametre
• Forslag til mål for bilvaskekemikalier

De vejledende grænseværdier fra Miljøstyrelsen er opgivet som koncentrationsværdier. Dette gælder tungmetaller, organiske miljøfremmede stoffer og mineralsk olie. Ved fastsættelse af emissionskrav til bilvaskehaller foreslås emissionskravene omregnet til mængdekrav pr. vasket bil, fordi det for disse stoffer er mængden af stof, der afledes, som er afgørende for miljøpåvirkningen og ikke koncentrationen. Mængdekrav pr. vasket bil vil yderligere medvirke til, at vandbesparelser ikke medfører overskridelser af kravene.

Anvendelse af mængdekrav pr. vasket bil forudsætter, at der fastsættes et maksimum for det antal biler, som bilvaskehallen vasker årligt, således at der er fastsat et loft for den absolutte årlige forureningsmængde. Endvidere bør der tages forbehold for afledning af koncentrerede spildstrømme fra renseforanstaltninger. Koncentrerede spildstrømme bør vurderes og bortskaffes i henhold til Affaldsbekendtgørelsen (Miljøstyrelsen, 1997). Endelig bør der altid etableres tælleværk for antal vaskede biler i vaskeanlægget.

Stabil overholdelse af Miljøstyrelsens vejledende grænseværdier er, ifølge projektets måleprogram, ikke mulig på nuværende tidspunkt. Samtidigt står mange kommuner i øjeblikket over for at skulle udarbejde tilslutningstilladelser til vaskehallerne. Det foreslås derfor, at kommunerne først fastsætter midlertidige kravværdier, hvorefter kravværdierne efter en periode – hvorunder mulige reduktionsstrategier kan afdækkes – skærpes efter de vejledende grænseværdier.

Ved fastsættelse af midlertidige kravværdier kan kommunen anvende projektets måleprogram (kapitel 4) eller et lokalt gennemført indledende måleprogram på den aktuelle vaskehal. De midlertidige kravværdier kan som udgangspunkt fastsættes således, at vaskehallen overholder kravværdierne ved normal vask af biler, men samtidig bør der foretages en konkret vurdering af belastningen i forhold til det lokale renseanlæg og vandområde.

Eksempler på konkrete vilkårsformuleringer fremgår af bilag 8.

Det foreslås som mål, at bilvaskehaller bør overholde de i tabel 6.2.2 angivne forslag til målværdier. Forslag til målværdier er fastsat ud fra, at der afledes 150 l spildevand fra en konventionel bilvask uden recirkulering ganget med Miljøstyrelsens vejledende koncentrationsgrænseværdier. Den acceptable afledte forureningsmængde defineres altså ud fra, at branchens typiske / konventionelle afledte spildevandsmængde bør kunne overholde de vejledende koncentrationsgrænseværdier. Ved at anvende forureningsmængde pr. vasket bil kan spildevandsmængden reduceres, uden at den tilladte forureningsmængde pr. vasket bil overskrides.

* Interval baseret på beregnet vejledende grænseværdi for DEHP (jf. tabel 6.0.1).

Overholdelse af målværdierne vil kræve reduktioner i størrelsesordenen op til 15 - 90% for de enkelte parametre (jf. tabel 5.2.2). Disse reduktioner vil kræve en teknologiudvikling indenfor branchen. En tidsfrist for kravoverholdelse bør derfor koordineres med denne teknologiudvikling. Behovene for teknologiudvikling er nærmere beskrevet i forslag til reduktionsstrategier i afsnit 6.2.

Konkret kan kommunerne revidere gældende tilslutningstilladelser, når der foreligger resultater af undersøgelser, som viser, hvordan målværdierne kan opnås. På baggrund af undersøgelsesresultaterne kan kommunerne foretage en konkret vurdering af mulighederne for at skærpe kravværdierne til de foreslåede målværdier.

Som tidligere beskrevet viste måleprogrammet, at COD/BOD-forholdet i middel var større end tre (se tabel 6.0.1). Et COD/BOD-forhold større end tre indikerer – ifølge Miljøstyrelsens vejledning (Miljøstyrelsen, 1994) – at der forekommer tungt nedbrydelige organiske stoffer i spildevandet, og at der bør igangsættes undersøgelser af, hvilke potentielt miljøfarlige stoffer der kan være årsagen til dette.

Tungt nedbrydelige stoffer fra visse bilvaskekemikalier er formodentlig baggrunden for de høje COD/BOD-forhold. Substitution af A-stoffer fra bilvaskekemikalier - og begrænsning af B-stoffer - forventes derfor at medføre COD/BOD-forhold mindre end tre.

6.1.2 Forslag til mål for bilvaskekemikalier

Afledning af A-stoffer til offentlige renseanlæg bør - ifølge industrispildevandsvejledningen (Miljøstyrelsen, 1994) - elimineres eller minimeres til et absolut minimum. A-stoffer er uønskede i spildevand.

Forslag til mål: Ingen A-stoffer i bilvaskekemikalier

Projektets kemikalievurdering viste, at der årligt – konservativt vurderet – afledes op til 28 tons A-stoffer gennem bilvaskekemikalier. Målet er på denne baggrund, at danske bilvaskekemikalier ikke bør indeholde A-stoffer.

Forslag til mål: Ingen i.v.-stoffer i bilvaskekemikalier

Bilvaskekemikalier med i.v.(ikke vurderede)-stoffer kan potentielt indeholde A-stoffer. På denne baggrund forslås det ud fra et forsigtighedsprincip som mål, at danske bilvaskekemikalier ikke indeholder i.v.-stoffer.

B-stoffer bør kun afledes i mængder, som ikke medfører, at miljømæssige kvalitetskrav overskrides, fordi B-stoffer ikke er let-nedbrydelige, og fordi de er giftige over for vandlevende organismer.

Det foreslås derfor som mål, at B-stofferne enten substitueres fra bilvaskekemikalierne, eller at kemikalieleverandøren gennem en konkret vurdering dokumenterer, at anvendelsen af B-stofferne ikke er problematisk. Dette kan kemikalieleverandøren gøre ved at dokumentere, at de forekommende B-stoffer renses fra inden afledning (hvis der er etableret renseanlæg på vaskehallen), eller at de afledte mængder ikke vil medføre overskridelser af lokale vandkvalitets- eller slamkrav.

Forslag til mål: Substitution eller dokumentation for rensning/kravoverholdelse

På denne baggrund er målet for B-stofferne, at de substitueres fra vaskekemikalierne, eller at der fremlægges konkret dokumentation for rensning/-ingen overskridelser af kvalitetskrav. B-stofferne bør prioriteres efter A- og i.v.-stoffer, da disse foreslås prioriteret først i reduktionsstrategierne, jf. afsnit 6.2.1.

Målopfyldelsen kræver produktudvikling

Gennemførelse af ovenstående mål for bilvaskekemikalier kræver i de fleste tilfælde produktudvikling. Enkelte produkter indenfor autoshampoo, skum- produkter og produkter til rengøring af vaskehal er – jf. kapitel 2 – allerede nu fri for A-, B- og i.v.-stoffer. Men for de øvrige produkttyper er der behov for produktudvikling for at fremstille produkter uden de miljøproblematiske indholdsstoffer. Forslag til fremgangsmåde for produktudvikling er nærmere beskrevet i afsnit 6.2.1 som en del af forslag til reduktionsstrategier.

Efter produktudvikling kan der stilles krav til produkter

Når der med tiden er udviklet alternative produkter indenfor de enkelte produktkategorier, som opfylder ovenstående forslag til mål, kan kommunerne gennem tilslutningstilladelserne stille krav om, at det er disse produkter, som skal anvendes i vaskehallerne.

NPE

Projektets måleprogram viste forekomster af NPE i spildevandet efter rengøring af vaskehallerne. NPE er A-stoffer, som ifølge en brancheaftale mellem brancheforeningen SPT og Miljøstyrelsen fra 1987, skulle være udfaset fra danske vaskemidler (Miljøstyrelsen, 1987). NPE (eller andre alkylphenolethoxylater) bør derfor ikke forekomme i bilvaskekemikalier. NPE indgår også i visse smøreolier og maling/lak, som dermed også kan udgøre kilder til NPE i spildevandet (jf. afsnit 4.9.1).

6.2 Forslag til strategier for reduktion af spildevandsbelastningen gennem renere teknologi

Målsætning

Det overordnede mål for forslagene til reduktionsstrategier er – som for reguleringsstrategierne – at sikre stabil overholdelse af Miljøstyrelsens vejledende krav (se tabel 6.0.1). Princippet er, at reduktionen i videst muligt omfang bør ske ved kilden. Dvs. at mulige reduktionspotentialer ved ændringer i anvendelsen af vaskemidler, ændringer af vaskeprocessen samt ændringer i opbygningen af vaskeanlæg og –haller skal undersøges sideløbende med eventuelle recirkuleringsteknologier.

Recirkuleringsteknologierne har med de nuværende vandpriser generelt lange tilbagebetalingstider (7-10 år) og udgør på denne baggrund et begrænset økonomisk potentiale. Men da det næppe er realistisk at reducere alle kritiske forureningsparametre ved kilderne, kan rensning af spildevandet måske vise sig nødvendigt.

Den rigtige strategi vil på denne baggrund være en flerstrenget strategi, hvor undersøgelse af mulighederne for at reducere ved kilderne sker sideløbende med, at egnede recirkuleringsteknologier identificeres.

Afgrænsning til bilvaskehallen

Nedenstående forslag omhandler selve bilvaskehallen og de muligheder, som ejerne af bilvaskehaller, samt vaskeanlægs- og kemikalieleverandører har for at foretage ændringer. Dvs. at f.eks. mulige ændringer af bilkomponenter til mindre miljøbelastende komponenter ikke vil blive behandlet. Ændringer af bilkomponenter er en langsigtet proces, som f.eks. kan påvirkes gennem EU-regler. Miljøstyrelsen arbejder gennem "Handlingsplan for at reducere og afvikle anvendelsen af phthalater i blød plast" på at påvirke EU og bilindustrien til at standse anvendelsen af PVC med blødgørere i undervogne (Miljøstyrelsen, 1999).

Forslag til reduktionsstrategier beskrives indenfor følgende områder:

• Bilvaskekemikalier og substitution
• Ændringer af vaskeproces
• Ændringer af vaskeanlæg og –hal, herunder rengøringsrutiner
• Recirkuleringsteknologier

6.2.1 Bilvaskekemikalier og substitution

I kapitel 2 blev bilvaskekemikalierne miljøvurderet og indholdsstofferne blev grupperet i kategori A, B og C efter miljøfarlighed. Endvidere blev stoffer, som ikke kunne vurderes på grund af for ringe datagrundlag, grupperet som i.v.(ikke vurderede)-stoffer.

A-stoffer

A-stoffer er uønskede i spildevand. Det skyldes, at A-stoffer er karakteriseret ved potentielt at kunne medføre uhelbredelig skade på mennesker, ikke at være let-nedbrydelige i vandmiljø, og samtidig er meget giftige over for vandlevende organismer eller er bioakkumulerbare.

For A-stoffer (sum af A og a, se kapitel 2) viste kemikalievurderingen, at der – konservativt vurderet – afledes op til 28 tons/år fordelt på:

• Voksprodukter. Op til 15 tons/år af kationiske tensider, siloxanforbindelser samt en enkelt type nonioniske tensider
• Skumprodukter. Op til 4,5 tons/år af nonioniske tensider
• Insekt- og fælgrens. Op til 4,7 tons/år af nonioniske tensider
• Rengøringsprodukter til vaskehaller. Op til 3,9 tons/år af råoliedestillat samt kationiske og amfotere tensider

B-stoffer

B-stoffer bør kun afledes i mængder, som ikke medfører, at miljømæssige kvalitetskrav overskrides, fordi B-stoffer ikke er let-nedbrydelige, og fordi de er giftige over for vandlevende organismer.

For B-stoffer (sum af B og b) viste kemikalievurderingen, at der – konservativt vurderet – afledes op til 39 tons/år fordelt primært på:

• Skumprodukter. Op til 11 tons/år af kompleksbindere samt anioniske og nonioniske tensider
• Voksprodukter. Op til 9 tons/år af nonioniske tensider
• Insekt- og fælgrens. Op til 8,5 tons/år af kompleksbindere og anioniske tensider

i.v.-stoffer

Endvidere viste undersøgelsen, at der afledes op til 63 tons/år af i.v.-stoffer. Dvs. stoffer, som det ikke har været muligt at miljøvurdere på grund af for ringe datagrundlag. Disse stoffer er ud fra et forsigtighedsprincip potentielt miljøfarlige, og der bør igangsættes indsamling af de fornødne data.

Konklusion:

Kemikalievurderingen viste altså, at der er en række A-stoffer, som bør subsitueres, og en række B-stoffer som bør begrænses ved bedste tilgængelige teknologi, samt at der bør indsamles data for en række i.v.-stoffer, der efterfølgende bør miljøvurderes.

substitution

Det foreslås, at ejerne af bilvaskehaller indgår i samarbejde med leverandører af vaskekemikalier om substitution af A-stoffer og begrænsning af indholdet af B-stoffer samt om indsamling af miljødata og miljøvurdering af i.v.-stofferne.

A-og i.v.-stoffer i første omgang

Da det ikke er realistisk, at alle A- og B-stoffer kan substitueres eller begrænses med det samme, bør indsatsen prioriteres. Det foreslås, at samarbejdet i første omgang bør omhandle mulighederne for substitution af A-stoffer samt indsamling af miljødata om i.v.-stoffer. A-stofferne omfatter specifikke stoffer indenfor følgende stofgrupper:

• Kationiske tensider
• Nonioniske tensider
• Amfotere tensider
• Siloxanforbindelser
• Råoliedestillat

Ved samarbejdet bør der udarbejdes handlingsplaner med fastlæggelse af tidsplaner for substitution af de problematiske indholdsstoffer.

Produktdokumentation

Ved substitution af A- og B-stoffer bør vaskemiddelleverandørerne dokumentere, at erstatningsstofferne ikke også er miljøfarlige. En mulig fremtidig model kan være, at vaskemiddelleverandørerne fremover dokumenterer, at deres produkter ikke indeholder A- eller i.v.-stoffer, og hvilke mængder af B-stoffer der indgår i produkterne.

Målinger i forbindelse med substitution eller begrænsning

I forbindelse med substitution af A-stoffer - eller begrænsning af B-stoffer gennem rensning – foreslås, at der gennemføres spildevandsmålinger på udvalgte anlæg. Målingerne kan dokumentere, om COD/BOD-forholdet reduceres som forventet i takt med, at A- og B-stoffer substitueres. Forekomster af C-stoffer, som er tungt nedbrydelige og har lav giftighed, kan dog medføre, at COD/BOD-forholdet ikke falder som forventet. I så fald søges dette dokumenteret. Målinger kan eventuelt også dokumentere, om A- og B-stoffer, som det i første omgang ikke er lykkedes at substituere, kan begrænses via renseteknologier.

Private vaskemidler

I forbindelse med spildevandsundersøgelsen blev vaskekunderne spurgt, om de brugte private (eller lånte) vaskemidler til fælge, lygter el.lign., inden bilen blev kørt ind i vaskehallen. Hertil svarede 11-35%, at de anvendte private eller lånte vaskemidler inden vask. Disse vaskemidler er ikke miljøvurderet, og derfor kan de potentielt være miljøkritiske og kan dermed udgøre en miljøbelastning, som ikke kan kontrolleres af ejerne af vaskehallerne. Samtidig udgør de private bilvaskemidler en væsentlig potentiel miljøbelastning i forbindelse med de ca. 50% af samtlige bilvask i Danmark, som foretages udenfor vaskehallerne.

Konklusion:

Det foreslås, at der igangsættes tilsvarende miljøvurdering af de mest udbredte bilvaskekemikalier til privat brug (manuel vask), som det er sket for bilvaskekemikalier til vaskehaller. Olieselskaberne kan fremme salget af bilvaskekemikalier uden A- og B-stoffer ved at anbefale forbrugerne at købe produkter mærket med Svanen, når der foreligger mærkede produkter. Svanemærkede produkter vil efter det nye kriteriesæt ikke indeholde A- og B-stoffer (SIS, 1999).

Kilderne til forureningsparametre i spildevandet fra selve vaskeprocessen kan opdeles i udvaskning/korrosion fra bilkomponenter samt afvaskning af snavs og smuds på bilen.

Bilkomponenter er primære kilder til udvaskning af blødgøreren DEHP fra PVC-plast (især fra undervognsbelægning) samt tungmetallerne cadmium, bly og zink fra maling/lak, dæk og bremsebelægninger. Hertil kommer olie/bremsevæsker, som bidrager med afledninger af mineralsk olie.

Afledningerne af DEHP fra vaskehallerne er - som tidligere beskrevet - betydelige. Spildevandsmåleprogrammet viste, at spildevandet fra vaskehallerne som middelværdi ikke vil kunne overholde den beregnede foreløbige grænseværdi.

Det bør undersøges, om vaskemetoderne kan gøres mere skånsomme på steder, hvor det antages, at udvaskning af forurenende stoffer er størst. Her tænkes specielt på udvaskning af DEHP fra undervognsvask og dermed, om undervognsvasken nødvendigvis skal have det omfang, som den i mange tilfælde har i dag.

Et superundervognsskyl anvender omkring 1 m³ genbrugsvand pr. skyl. Er det ud fra et vasketeknisk synspunkt nødvendigt at vaske moderne plastbelagte undervogne i dette omfang?

Det foreslås, at der igangsættes en undersøgelse af undervognsvaskens betydning for spildevandets indhold af DEHP. Undersøgelsen kan gennemføres i to trin. Gennem første trin undersøges, hvorvidt undladelse af undervognsskyl reducerer indholdet af DEHP i spildevandet. Hvis dette er tilfældet, kan der igangsættes et trin to, hvor de vedligeholdelsesmæssige begrundelser for undervognsskyllet søges dokumenteret.

Snavs og smuds på bilerne stammer primært fra vejbelægning og atmosfærisk nedfald. De miljøkritiske parametre herfra er cadmium, bly og zink samt DEHP fra atmosfærisk nedfald, som stammer fra afdampning fra PVC.

Afvaskning af snavs og smuds er vanskelig at begrænse, da det jo er formålet med bilvasken at vaske bilen ren for snavs og smuds. Eventuelle forslag til ændringer af vejbelægningens sammensætning, eller til begrænsning af atmosfærisk nedfald, ligger uden for dette projekts rammer.

Det samlede forbrug af skyllevoks bidrager med ni ud af de i alt 15 tons A-stoffer pr. år, som afledes gennem voksprodukter. De resterende fire tons/år afledes gennem forbrug af konserveringsvoks. På denne baggrund kan det overvejes, om forbruget af skyllevoks kan reduceres ved at tilbyde vaskeprogrammer uden tørring af bilerne efter vask.

Skyllevoksen kaldes også tørrehjælp og anvendes til at gøre tørring efter vask mulig. Hvis ikke der anvendes skyllevoks, vil vandet ikke "perle", og tørring vil ikke være mulig med de eksisterende tørreanlæg. Derfor kan det overvejes, om tørreprocessen er nødvendig for et fornuftigt vaskeresultatet. Der ligger endvidere et mindre potentiale for energibesparelse på ca. 1 kWh, som tørringen anvender pr. vask.

Det foreslås, at der igangsættes en undersøgelse af vask uden tørring som et muligt tilbud, forbrugerne kan vælge (vaskeprogram uden tørring). Undersøgelsen skal belyse vaskeresultatet uden tørring og eventuelle begrænsninger for, hvornår tørring kan undværes (f.eks. frostvejr, hvor der kan dannes islag). Dette bør kombineres med en mindre forbrugerundersøgelse, som afdækker, om der er et marked for bilvask uden tørring, og hvilke virkemidler (f.eks. lavere pris og miljøhensyn) der kan anvendes for at få forbrugeren til at foretrække vask uden tørring.

Måleprogrammet viste, at der generelt var forhøjede koncentrationer af forurenende stoffer i spildevandet på dage med rengøring af vaskehallerne. Det var specielt tungmetallerne zink og bly, der var forhøjet på dage med rengøring. Dette henledte opmærksomheden på rengøringsrutinerne og på konstruktionen af vaskeanlæg og vaskehallerne. Rengøring fortages typisk af et eksternt rengøringsfirma 10-15 gange pr. år.

Metalemner i vaskehallen inkluderer både selve vaskeanlægget (maskinen, rørføringer, etc.), anlægget til undervognsskyl, som typisk er varmforzinket, samt andre metalemner på vægge og gulv.

Ved både rengøring og almindelig vask anvendes basiske og sure vaskemidler, som kan medføre korrosion af metalemnerne.

Det skal bemærkes, at koncentrationerne af DEHP ikke var forhøjet på dage med rengøring. Dette underbygger, at kilderne til DEHP skal findes i bilernes plastkomponenter og ikke i snavs, der ophobes i vaskehallen og skylles ud ved rengøring.

Det foreslås, at der igangsættes en undersøgelse, hvor metalemnernes betydning for spildevandets indhold af tungmetaller afklares. Herunder kan betydningen af ændringer i vaskehallens konstruktion samt anvendelsen af sure/-basiske vaskemidler afklares. En økonomisk vurdering af omkostningerne ved eventuelle ændringer af konstruktioner (f.eks. skift til rustfrie stålemner) samt vaske- og rengøringsrutiner bør endvidere gennemføres.

6.2.4 Recirkuleringsteknologier

Stabil overholdelse af de vejledende grænseværdier for cadmium, bly, zink, DEHP samt mineralsk olie kan sandsynligvis ske gennem anvendelse af recirkuleringsteknologier med rensning af spildevandet.

Konklusion:

På baggrund af projektets indledende tekniske, økonomiske og miljømæssige vurdering af mulige recirkuleringsteknologier (kapitel 5) foreslås det, at der igangsættes undersøgelser af en række udvalgte recirkuleringsteknologiers evne til at rense for de miljøkritiske spildevandsparametre. Følgende recirkuleringsteknologier bør undersøges:

• Biologiske anlæg
• Membranfiltrering
• Adsorptionsprocesser
• Fældningsanlæg
• Inddampning

6.2.5 Konklusion og anbefalinger

Forslag til reduktionsstrategier beskrevet ovenfor kan opsummeres i følgende punkter:

• Substitution af A-stoffer og indsamling af data for i.v.-stoffer efterfulgt af substitution af, eller dokumentation for B-stoffer samt undersøgelse af stofsubstitutionernes betydning for COD/BOD-forholdet
• Miljøvurdering af mest udbredte bilvaskekemikalier til privat brug
• Undersøgelse af undervognsvaskens betydning for spildevandets indhold af DEHP
• Undersøgelse af muligheder for bilvask uden tørring samt mindre markedsundersøgelse
• Undersøgelse af materialevalgets betydning for spildevandets indhold af tungmetaller ved konstruktion af vaskehaller
• Undersøgelse af udvalgte recirkuleringsteknologiers evne til at rense for de miljøkritiske spildevandsparametre

Efterfølgende projekt

Det foreslås, at reduktionsstrategierne undersøges gennem et efterfølgende projekt. Herigennem vil det kunne afdækkes, hvilken effekt de enkelte forslag til strategier har for spildevandets kvalitet.

Reduktionsstrategierne foreslås fulgt op af en samlet evaluering, som kan resultere i anbefalinger til, hvordan de miljøkritiske spildevandsparametre mest fordelagtigt kan reduceres set ud fra en teknisk, økonomisk og miljømæssig vurdering af samtlige strategiforslag.

Spildevandsmålinger på manuel vask

Hertil kommer, at et efterfølgende projekt også bør indeholde spildevandsmålinger på manual vask. Omkring 50% af bilvask i Danmark foretages som manuel vask. For at kunne opgøre den samlede belastning fra bilvask vil det være relevant at udføre et antal repræsentative spildevandsmålinger på manuel vask. Undersøgelsesresultaterne kan bruges til at opgøre, om der er en miljøgevinst ved at udføre flere vask i vaskehallerne.

7. Referencer

Amterne på Sjælland og Lolland/Falster samt Frederiksberg og Københavns kommuner (1997). Forurenet jord på Sjælland og Lolland/Falster. Vejledning i hentning og bortskaffelse af forurenet jord. Udgivet af amterne på Sjælland og Lolland/Falster samt Frederiksberg og Københavns kommuner, Februar 1997.

Aqua konsult ab (1999). Förstudie Bilvardsanläggningar. Rapport til SIS Miljömärkning AB, Stockholm, 12. jan. 1999.

Bødker, Jørn; Hansen, Ib K. (1990). Effektivisering af olieudskillere. Spildevandsforskning fra Miljøstyrelsen nr. 12 1990.

California Kleindienst (1999). Produktdatablad for CK 45 Combi fra California Kleindienst A/S.

CEN (1998). European Committee for standardization. Separator systems for light liquids (e.g. oil and petrol) – Part 2: Selection of nominal size, installation, operation and maintenance. September 1998.

Danmarks Statistik (1998). Statistisk årbog 1998.

Danske Bilvaskeanlægsleverandører (2000). Autovaskeanlæg i Danmark 1999. Januar 2000.

Danske Bilvaskeanlægsleverandører (1998). Opgørelse af vaskeanlæg pr. 22. september 1998 foretaget af California Kleindienst, Wesumat og AutoTank.

Danske Vandværkers Forening (1996). Miljøstyrelsen, GEUS Vandforsyningsstatistik 1996. Juni 1997.

DMI (1999). Danmarks Meteorologiske Institut. Ugeberetning 9-10 1999.

DMU (1998). National Environmental Research Institute. Sources of phthalatos and nonylphenoles in municipal waste water – a study in the local environment. NERI Technical Report No. 225, 1998-11-19.

Falster, Jørgen (1999). Personlig oplysning fra Jørgen Falster, California Kleindienst A/S. 14.07.1999.

Falster, Jørgen (1998). Personlig oplysning fra Jørgen Falster, California Kleindienst A/S. 17.11.1998.

FDM (1996). Guldvasken er ikke guldet værd. Motor 2/1996.

Grøn information (1995). Bilens pleje - miljøskadelige stoffer ender i naturen. April 1995 nr. 27.

Grüttner, Henrik (1996). Miljøfremmede stoffer i spildevand og slam. Miljøprojekt nr. 325. Miljøstyrelsen 1996.

Grüttner, Henrik (1994). Miljøfremmede stoffer i renseanlæg. Miljøprojekt nr. 278. Miljøstyrelsen 1994.

Herrmann R. et al (1992).Charakterisierung und Analyse der Verschmutzung des Niederschlages und des Niederschlagabflusses, Teilprojekt 1, Verbundprojekt Niederschlag 1. Universitäres Verbundprojekt des Bundesministers für Forschung und Technologie. Lehrstuhl für Hydrologie, Universität Bayreuth, Tyskland.

Hoffmann, Lone (1999). Personlig oplysning fra Lone Hoffmann, I/S Mokra. 13.07.1999.

Hoffmann, Leif (1996). Massestrømsanalyse for phthalater. Miljøprojekt nr. 320. Miljøstyrelsen 1996.

IVL, Instituttet för vatten- og luftvårdsforskning (1998). Funktionskontroll av referensanläggning för fordonstvätt ved Q8, Orminge. Rapport til Reclean A/S. Stockholm juni 1998.

Jensen, Leif M. (1999). Personlig oplysning fra medarbejder hos Leif M. Jensen. 13.07.1999.

Jepsen, Svend Erik (1997). Miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand. Miljøprojekt nr. 357. Miljøstyrelsen 1997.

Karlstad Kommun (1994). Undersökning av föroreninger i avlopps-vattnet från bilvardsanläggningar i Karlstad i vintern 93/94. Maj 1994.

Kemikalieinspektionen (1994). Nye Hjulspår – en produktstudie av gummidäck. Rapport udarbejdet i samarbete med länsstyrelsen i Göteborg. 6/1994.

Kjølholt, Jesper (1997). Miljøfremmede stoffer i overfladeafstrømning fra befæstede arealer. Miljøprojekt nr. 355. Miljøstyrelsen 1997.

Kommuner (2000). Københavns, Gladsaxe, Høje Taastrup, Hvidovre og Esbjerg kommuner omkring regulering af bilvaskehaller. Januar 2000.

Lassen, Carsten; Drivsholm, Thomas; Hansen, Erik (COWI); Rasmussen, Benthe; Christiansen, Kim (Krüger A/S) (1996). Massestrømsanalyse for kobber. Miljøprojekt nr. 323. Miljøstyrelsen 1996.

Lehmann Nikolaj K. J.; Holm, Peter E.; Christensen, Lars Bo; Nielsen, Ole Munk; Pihl, Knud A. (1998). Miljømålinger langs veje. Stads- og Havneingeniøren 9.

Lindblom, Ulf (1999). Personlig oplysning fra er Ulf Lindblom, Länsstyrelsen, Uppsala Län. August-september 1999.

Malmqvist, PA (1983). Urban Stormwater Pollutant Sources. Chalmers Tekniska Högskola, Göteborg, Sverige.

Miljø- og Energiministeriet (1997). Bekendtgørelse om miljøkrav i forbindelse med etablering og drift af autoværksteder m.v. Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 922 af 5. december 1997.

Miljøministeriet (1998). Lov om miljøbeskyttelse. Lovbekendtgørelse nr. 698 af 22. september 1998.

Miljøministeriet (1997). Bekendtgørelse nr. 801 af 23. oktober 1997 om klassificering, emballering, mærkning, salg og opbevaring af kemiske stoffer og produkter. Miljøministeriet, 1997.

Miljøministeriet (1997). Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 829 af 6. november 1997.

Miljøstyrelsen (1999). Handlingsplan for at reducere og afvikle anvendelsen af phthalater i blød plast.

Miljøstyrelsen (1998). Listen over uønskede stoffer. Orientering nr. 1 1998.

Miljøstyrelsen (1998). Bekendtgørelse om forbud mod salg og eksport af kviksølv og kviksølvholdige produkter. Bekendtgørelse nr. 692 af 22. sep. 1998.

Miljøstyrelsen (1997). Aftale mellem brancheforeningen SFT og Miljøstyrelsen om brug af nonylphenolethoxylater (NPEO).

Miljøstyrelsen (1996). Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet. Bekendtgørelse nr. 921 af 8. okt. 1996.

Miljøstyrelsen (1994). Tilslutning af industrispildevand til kommunale spildevandsanlæg. Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 6, 1994.

Miljøstyrelsen (1992). Bekendtgørelse om forbud mod salg, import og fremstilling af cadmiumholdige produkter. Bekendtgørelse nr. 1199 af 23. dec. 1992.

Miljøstyrelsen (1987). Aftale mellem brancheforeningen SPT og Miljøstyrelsen om brug af nonylphenolethoxylater (NPEO) af 21. december 1987.

Naturvårdsverket (1998). Underlag för kontrollprogram och egenkontroll vid anläggninger med fordonstvätt. Naturvårdsverkets Förlag 1998.

Naturvårdsverket (1998), 4952. Metaller i Stockholm. Kunskapssammenställninger av metalflöden via olika verksamheter i Stockholm.

Naturvårdsverket (1996). Fordonstvätt – Mål og riktvärden Almänna råd 96:1 (1996).

Nielsen, J. S. og Pedersen, B.P., dk-TEKNIK (1994). Vandforbrug i fremstillingsindustrien. Miljøprojekt nr. 259 1994. Miljøstyrelsen.

NOVA (1999). Nationalt program for overvågning af vandmiljøet 1998-2003 – Datablade for stoffer der indgår i NOVA 2003. Udkast. Miljøstyrelsen. Version af 23. marts 1999.

OECD (1993). OECD Guidelines for testing of chemicals, 1993.

OK (1995). OK Ekonomisk förening och Stockholm Vatten AB. Rening och recirkulering av biltvättvatten. Stockholm Vatten 1995.

Olieselskaber (1999). Dansk Shell A/S, Hydro-Texaco A/S, Q8 A/S og Statoil A/S. Opgørelse over recirkuleringsanlæg primo 1999.

Olieselskaber (1998). Dansk Shell A/S, Hydro-Texaco A/S, Q8 A/S og Statoil A/S. Opgørelse af danske bilvaskeanlæg pr. 22.09.1998.

Paxéus, Nicklas (1996). Vehiele Vashing as a source of organic pollutants in municipal wastewater. Wat.Sci.Tech., Vol. 33, No. 6, pp 1-8 1996.

Pedersen, Lars Borch (1999). Plast og miljø. Teknisk Forlag A/S 1999.

Petersson, David (1999). Fordonstvätt – marknaden för reningsutrustning. Kungliga Tekniska Högskolan. Stockholm 1999.

Plantedirektoratet (1997). Bekendtgørelse og tilsyn med kvaliteten af kommunalt spildevandsslam og komposteret husholdningsaffald m.m. til jordbrugsformål. Bekendtgørelse nr. 528 af 20. juni 1997.

Ruager, John (1998). Personlig oplysning fra John Ruager, California Kleindienst A/S. 12.11.1998.

SBI (1997). Afløbsinstallationer. SBI-anvisning 185. Statens Byggeforskningsinstitut, 1997.

Shang, Dayue Y. (1999). Persistence og Nonylphenol Ehoxylate Surfactants and Their Primay Degradation Products in Sediments from near a Munucipal Outfall in the Strait of Georgia, British Columbia, Canada. Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 1366-1372.

SIS, 1999. SIS-Miljömärkning. Kriteriedokument för miljömärkning av Bilvårdsmodel. Høringsforslag, 1999.

Sjöstrand, R., Glas, L.-E. (1999). Förstudie Bilvärdsanläggninger. Aqua konsult ab for AB SIS Miljömärkning AB. Aqua konsult ab, Sverige 1999.

Stockholm Vatten och AB Svenska Shell (1991). Olika tvättmetoders inverkan på avloppsvatten från en automatisk biltvätt. Stockholm juni 1991.

Stockholm Vatten, Ragn-Sells och AB Svenska Shell (1993). Om avloppsvatten från biltvätter. Stockholm juli 1993.

VA-verket, Malmö (1993). Leif Runeson. Avloppsvatten från personbilstvätt i Malmö. 1993:1.

VAV (1995). Norsk VA-verkforening. Avløp fra bilvaskeanlegg til kommunalt renseanlegg. Projektrapport 60/1995.

Vejle Amt (1994). Kemisk Ukrudtsbekæmpelse på landeveje og hovedlandeveje i Vejle Amt.

VKI (1997). Tilslutning af industrispildevand til offentlige renseanlæg. Udkast til vejledning. (Miljøstyrelsens spildevandsvejledning), VKI, marts 1997.

Westerlund K-G. (1998). Metalemission från Stockholmstrafiken gennom slitage av bromsbelägg. Stockholms luft- og bulleranalys. Miljöforvaltningen, Stockholm.

Referencer brugt ved ABC-scoring af kemikalier:

AQUIRE DATABASE (1998). US-EPA, Environmental Research Laboratory, Duluth, MN 55804.

Damborg, A. & N. Thygesen (1991). Overfladeaktive stoffer - spredning og effekter i miljøet. Miljøprojekt 166. Miljøstyrelsen.

Data of Existing Chemicals Based on the CSCL Japan. Ministry of International Trade and Industry (MITI) 1992.

Howard, P.H. (1989). Handbook of Environmental Fate and Exposure Data For Organic Chemicals. Lewis Publ. Vol. I (1989), II (1990), III (1991), IV (1993).

Hutzinger, O. (ed.) (1992). The handbook of environmental chemistry. Vol. 3. Part F: Anthropogenic Compounds, DETERGENTS. Springer-Verlag.

IUCLID (1996). International Uniform Chemical Information Database. Existing chemicals. 1 ed. European Chemicals Bureau. Environment Institute, Ispra (Italy).

Karsa, D.R. & M.R Porter (ed.) (1995). Biodegradability of surfactants. Chapmann & Hall, Great Britain.

Madsen, T. & F. Pedersen (1993). Vaskemidlers miljøpåvirkning. Tekniske meddelelser nr. 4/1993, side 2-8. Forbrugerstyrelsen.

Madsen, T. (1995). Miljøvurdering af maskinopvaskemidler. Tekniske Meddelelser nr. 10/1995, side 2-7. Forbrugerstyrelsen.

Madsen, T. (1995). Miljøvurdering af skyllemidler. Tekniske Meddelelser nr. 5/1995, side 2-7. Forbrugerstyrelsen.

Miljøministeriet (1997). Bekendtgørelse af listen over farlige stoffer. Miljø- og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 829 af 6. november 1997.

Nikunen et al. (1990). Environmental Properties of Chemicals. Ministry of Environment. Research Report 91. VAPK-Publ. Helsinki.

Pedersen, A.R & T. Madsen (1998). Miljøvurdering af hårshampoo og balsam. Tekniske Meddelelser nr. 1/1998, side 2-17. Forbrugerstyrelsen.

Pedersen, A.R & T. Madsen (1998). Miljøvurdering. Tekniske Meddelelser nr. 9/1996, side 18-24. Forbrugerstyrelsen.

Roth, L. (1994). Wassergefährdende Stoffe. Bind 1, 2 og 3. 23 udgave. Ecomed.

Tema Nord Database (1994). 643. Environmental Hazard Classification - classification of selected substances as dangerous for the environment (I), version 1.3a. Nordic Council of Ministers, Copenhagen.

The Merck Index (1996). 12. edition. Windholz, M. et al. editors. MERCK & CO. Inc. Rahway, N.J. USA.

Verschueren, K. (1997). Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals. 3. ed. Van Nostrand Reinhold Company.

Bilag 1 - Antal vask, udledte vandmængder og vandforbrug

Antal vask, udledte vandmængder og aflæst vandforbrug

Se her!

*) Beregninger for 5.-7. marts udført under ét.

Rengøring af vaskehal: Shell: 4. marts; Statoil: 8. marts 1999.

Bilag 2 - Tungmetalkoncentrationer

Olieselskab Shell

Fabrikat: Christ

Sted: Kirke Såby

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal.

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. marts 1999.

Olieselskab Q8

Fabrikat: Wesumat

Sted: Rødovre

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. marts 1999.

Olieselskab Statoil

Fabrikat: California Kleindienst

Sted: Hundige

Periode: 1.-14. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal.

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil gælder for perioden 1.-9. marts 1999. Antallet af vask d. 8. og 9. marts er vurderet ud fra flowmålinger de to dage.

Bilag 3 - Tungmetalmængder

Olieselskab Shell

Fabrikat: Christ

Sted: Kirke Såby

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. marts 1999.

Olieselskab Q8

Fabrikat: Wesumat

Sted: Rødovre

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. marts 1999.

Olieselskab Statoil

Fabrikat: California Kleindienst

Sted: Hundige

Periode: 1.-14. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal.

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. marts 1999. Antallet af vask d. 8. og 9. marts er vurderet ud fra flowmålinger de to dage.

Bilag 4 - Miljøfremmede organiske stoffer

Olieselskab Q8

Fabrikat: Wesumat

Sted: Rødovre

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

4.-7. marts 1999 for højt baggrundsflow ved flowmålinger.

* Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9. Marts 1999.

Olieselskab Shell

Fabrikat: Christ

Sted: Kirke Såby

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

* Rengøring af vaskehal.

** Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder perioden 1.-9. Marts 1999.

Olieselskab Statoil

Fabrikat: California Kleindienst

Sted: Hundige

Periode: 1.-14. marts 1999

Se her!

* Rengøring.

** Beregninger for 5.-7. marts er udført under ét.

*** Beregninger for vand er for d. 5.-7. marts udført under ét.

Bilag 5 - Multiscreening

Der blev foretaget GC-MS multiscreening på i alt fire spildevandsblandprøver, to stikprøver fra sandfang og to stikprøver fra olieudskiller (se tabel 4.4.1).

Parametre med værdier over detektionsgrænsen er opstillet i nedenstående skemaer for henholdsvis spildevand, sand fra sandfang og oliefase fra olieudskiller.

Spildevand

Slam fra sandfang

Oliefase fra olieudskiller

Bilag 6 - Almindelige spildevandsparametre

Olieselskab Shell

Fabrikat: Christ

Sted: Kirke Såby

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal.

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9.marts 1999.

Olieselskab Q8

Fabrikat: Wesumat

Sted: Rødovre

Periode: 1.-9. marts 1999

Se her!

*) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9.marts 1999.

Olieselskab Statoil

Fabrikat: California Kleindienst

Sted: Hundige

Periode: 1.-14. marts 1999

Se her!

*) Rengøring af vaskehal.

**) Middelværdiberegninger for vand (l/bil) gælder for perioden 1.-9.marts 1999.

Bilag 7 - ABC-scorer tildelt enkeltstoffer/stofgrupper

* CAS nr. er bekendt, men er af fortrolighedshensyn ikke opgivet her

** CAS nr. ikke kendt

Bilag 8 - Eksempler på vilkår i tilslutningstilladelser

Eksempler på vilkår i tilslutningstilladelser

I dette bilag gives eksempler på, hvordan vilkår i tilslutningstilladelser til bilvaskehaller kan udformes. Det drejer sig om udvalgte vilkår, som er centrale for tilslutningstilladelser til vaskehaller. Dvs. at de øvrige vilkår, som en tilladelse normalt bør indeholde, ikke er medtaget. For generel vejledning i udformning af tilladelser henvises til industrispildevandsvejledningen (Miljøstyrelsen, 1994).

Som tidligere beskrevet skal det understreges, at nedenstående vilkår er eksempler, som kan anvendes vejledende. Kommunen fastsætter de endelige vilkår efter en konkret vurdering af den enkelte spildevandsafledning i forhold til det lokale renseanlæg og vandområde.

Vilkår 1.1

Tungmetaller, DEHP og mineralsk olie

Mængden af afledt tungmetal - DEHP og mineralsk olie pr. vasket bil - må som middel over kalenderåret ikke overskride:

Det skal bemærkes, at forudsætningen om årlig vask af maksimalt xx.xxx biler pr. år – som angivet i den spildevandstekniske beskrivelse – ikke må overskrides uden forudgående aftale med kommunen.

Kontrolregel

Grænseværdierne er overholdt, hvis de målte afledte stofmængder – beregnet som anført i vilkår 3.1 - er under grænseværdierne vist i tabellen ovenfor.

Vilkår 2.1

Tælleværk

Bilvaskeanlægget skal have monteret tælleværk, som tæller antallet af biler, der vaskes i vaskehallen.

Vilkår 2.2

Vandmåler

Bilvaskehallen skal have monteret separat vandmåler, som måler vandforbruget til hele vaskehallen, inkl. vandforbrug til rengøring.

Vilkår 2.3

Driftsjournaler

Virksomheden skal løbende føre følgende driftsjournal for vaskehallen:

• Antal vaskede biler pr. måned
• Forbrug af vand pr. måned
• Forbrug af enkeltkemikalier, herunder rengøringskemikalier pr. måned
• Tømning af olieudskiller og sandfang. Kvitteringer arkiveres

Driftsjournalerne skal opbevares tilgængelige for myndigheden i mindst fem år.

Vilkår 3.1

Måleprogram

Vilkår 1.1 skal kontrolleres gennem udtagning af x stikprøve(r) pr. år udtaget efter olieudskiller inden afløb til kloak. Hver stikprøve sammenstikkes af 5 delprøver udtaget over vask af 5 biler på ét døgn. Stikprøverne udtages i januar-februar måned.

Der analyseres for nedenstående parametre:

* Analyseres som Slamplakken (Miljøstyrelsen, 1997) modificeret til spildevandsprøver.

Akkreditering

Prøverne skal udtages af et af DANAK akkrediteret prøvetagningsfirma og analyseres på et akkrediteret laboratorium.

Kontrolberegning

Forureningsmængderne beregnes ved at gange den pågældende uges gennemsnitlige spildevandafledning pr. vask (jf. vilkår 3.3) med den i prøven målte stofkoncentration. Herefter deles forureningsmængderne med antal vaskede biler i måleperioden (jf. vilkår 3.3). Kontrolværdien er således afledt forureningsmængde pr. vasket bil.

Vilkår 3.2

Justering af kontrol efter kravoverholdelse

Efter x på hinanden følgende års overholdelse af kravværdierne (vilkår 1.1) skal [virksomheden] efterfølgende foretage spildevandsmålinger (vilkår 3.1) hvert x år.

Vilkår 3.3

prøvetagning

I uger med prøvetagning (jf. vilkår 3.1) skal vandforbrug pr. døgn og antal vask pr. døgn registreres over ugens 7 døgn. På denne baggrund kan det gennemsnitlige vandforbrug pr. vask over disse 7 døgn beregnes. Der fratrækkes 5% (udslæb+fordampning) fra det gennemsnitlige vandforbrug pr. vask. Hermed fås den beregnede gennemsnitlige spildevandsafledning pr. vask til anvendelse i kontrolberegningen i vilkår 3.1.

Vilkår 3.4

Periode siden tømning af olieudskiller og sandfang

Spildevandsmålinger (vilkår 3.1) må tidligst gennemføres 6 uger efter tømning af olieudskiller og 2 uger efter tømning af sandfang.

Bilag 9 - Recirkuleringsteknologier

Bilag 9.1. Enkelt polertrin på genbrugsvand efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller.

Se her!

Bilag 9.1. Rensningsanlæg installeret efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller. Fældning/Flotation.

Se her!

Bilag 9.1. Rensningsanlæg installeret efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller. Fældning/Flotation.

Se her!

Bilag 9.2. Rensningsanlæg installeret efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller. Biologiske anlæg.

Se her!

Bilag 9.2. Rensningsanlæg installeret efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller. Biologiske anlæg.

Se her!

Bilag 9.3. Rensningsanlæg installeret efter konventionelle kombinationer af sand-, slam-, olieskiller. Kombinationsanlæg.

Se her!

Bilag 9.3. Rensningsanlæg installeret direkte på udgående vaskevand fra vaskehallen.

Se her!