Bilvaskehaller

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.

Typiske 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.

Fabikater

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).

Vandforbrug

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.

Undervognsvask

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

Antal vask pr. år

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.

Sandfang og olieudskiller

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.

Tømning

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.

Bilvaskekemikalier

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).

Vandur

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.

Magnetinduktive flowmålere

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.

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

Prøvetagningsforløb

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

Registreringer 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!
Antal vask under måleperioden. Døgn med rengøring af vaskehal er skraveret.

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.

Tabel 4.5.2 Se her!
Fordeling af bilvask på vaskeprogrammer under måleperioden.

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.

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.

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.

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.

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.

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 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.

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!
Middelkoncentration af Total-N og Total-P i spildevand fra bilvaskeanlæg i tilløb til renseanlæg og fra boligområder.

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).

Nedbør

Tirsdag den 02.03 og lørdag den 06.03.99 faldt der henholdsvis 9-10 og 17-23 mm regn. Tungmetalkoncentrationen på disse dage var tilsyneladende ikke lavere, hvilket umiddelbart kunne forventes, hvis der tilføres regnvand til afløbssystemet, hvorved der sker en fortynding af vaskevandet. På tørvejrsdage efter en nedbørsperiode kunne man omvendt forvente højere tungmetalkoncentrationer i spildevandet, men dette er tilsyneladende heller ikke tilfældet.

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

Figur 4.8.2
Blykoncentrationer målt i udløb fra bilvaskehaller. 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.

Cadmium
For cadmium ses, at for alle tre anlæg var der en enkelt dag, hvor cadmium-belastningen var større end 0,5 mg/bilvask. For vaskeanlæggene hos Shell og Statoil fandt den maksimale belastning sted på de dage, hvor vaskehallen blev rengjort.

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.

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:

Konklusion

• 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.

Fire miljøfremmede stoffer
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.

Figur 4.9.1
Koncentrationer af DEHP (µg/l) i spildevand fordelt på de enkelte måledøgn. R = rengøring.

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.

Tabel 4.9.2
Beregnede afledninger af DEHP fra bilvaskehaller og udvaskning fra PVC-gulve samt samlet tilledning 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.

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