Bilvaskehaller 3. Miljøpåvirkning3.1 Kilder til miljøskadelige stoffer i spildevand og
slam 3.1 Kilder til miljøskadelige stoffer i spildevand og slamKilder Kilderne til de miljøfremmede stoffer i spildevandet fra bilvaskehaller kan inddeles i de stoffer, der kommer fra:
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:
Udvælgelse af stoffer De enkelte stoffer, der indgår i NOVA, er udvalgt på grundlag af:
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! 3.1.1 Biler 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! 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:
Selve gummimassen er sammensat af:
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. 3.1.2 Atmosfærisk nedfald og overfladeafstrømning Forbrændingsprocesser 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, NOx, 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). Analyser 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! Phthalater, PAH Koncentrationen af phthalater og P-triestere i vand fra overfladeafstrømning og vejvand ligger på niveau med koncentrationerne i husholdningsspildevand, mens PAH, der stammer fra atmosfærisk nedfald og bilernes forbrændingsprocesser, findes i højere koncentrationer i vejvand end i husholdningsspildevand. Følgende PAH’er er fundet i vand fra overfladeafstrømning: Methylnaphtalener, flouranthen, pyren, triphenyl, benz(b+j+k)flouranthen. 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. Tabel 3.1.4
Sammenligninger 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 mg/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 bilvaskehallerSammensætningen 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
Ovenstående faktorer vil i varierende omfang have indflydelse på de målte stofkoncentrationer i spildevandet. Tabel 3.2.1 Se her! 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). Tabel 3.2.2
*) 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! 3.3 Affald fra sandfang og olieudskillerI 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). Sandfang 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. Olieudskiller 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. Priser for afhentning af slam og olie/vand-affald 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). 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 EnergiforbrugEnergiforbruget 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
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.
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||