|
Biologiske effekter af toksiske stoffer i regnbetingede udløb 4. Resultater4.1 Prøvetagning af vand og sediment4.1.1 VejvandUdstyret til prøvetagning af vejvand var i begge oplande (Lyngbyvej og Plantagevej) i funktion i perioden fra 17. oktober 2000 til 5. november 2000. Prøver til kemiske analyser og økotoksikologiske test blev udtaget hhv. den 24. oktober, den 31. oktober og den 5. november 2000. Prøverne fra de to sidstnævnte datoer blev sammenstukket til én samleprøve for at have vand nok til de yderligere test, der blev gennemført på vandprøver i 2. runde. Perioden op til første prøvetagning den 24. oktober var en tørvejrsperiode idet det sidste forudgående regnvejr fandt sted den 11. oktober, altså 13 døgn tidligere. To ganske små nedbørsepisoder i dagene op til den 24. oktober resulterede i våde vejbaner, men gav ingen afstrømning, der kunne registreres af flowmålerne. Den prøvetagede regnepisode, som gav i alt ca. 7 mm regn, fandt sted kl. ca. 2.30-4 om morgenen og afhentning af prøver skete samme dag om formiddagen inden næste regnskyl satte ind ca. kl. 13. De opsamlede prøver repræsenterede den første del af den registrerede nedbør, nemlig ca. 35% af totalen på Lyngbyvej og ca. 40% på Plantagevej. I den følgende periode blev der registreret en række mindre byger den 25., 28. og 29. oktober samt en lidt kraftigere regnepisode (ca. 5 mm) om aftenen den 30. oktober. Vejvandet i prøvetagerne fra sidstnævnte blev indsamlet den 31. oktober og sat på køl indtil indlevering på laboratoriet. Prøven fra Lyngbyvej repræsenterede 100% af den registererede nedbør (som ikke havde været ret kraftig på denne lokalitet), men kun 25% af nedbøren på Plantagevej. Derefter fulgte nogle dage uden nedbør inden der om aftenen den 3. november faldt yderligere ca. 5 mm regn, som blev indsamlet den 5. november og blandet sammen med prøven fra den 31. oktober for at give en stor nok samleprøve så et udvidet analyse- og testprogram i forbindelse med 2. prøvetagningsrunde kunne gennemføres. Samleprøven blev indleveret til laboratorierne den 6. november. Prøverne repræsenterede hhv. 35% (Lyngbyvej) og 20% (Plantagevej) af den samlede registrerede nedbør i de to oplande. Den opsamlede nedbør kan således ikke decideret kaldes first flush, men repræsenterer dog (på nær et tilfælde) den første del af nedbørsforløbet, der overordnet må antages at have højere stofkoncentrationer end gennemsnittet af en hel nedbørsepisode. Flowmålernes registreringer af afstrømmende regnvand fra de to oplande fremgår af Figur 4.1.
Figur 4.1 4.1.2 SedimentEn sedimentprøve blev udtaget i bassinet ved Helsingørmotorvejen den 3. oktober 2000. Den samlede prøve, der blev fordelt til de to laboratorier, var på ca. 3 liter. Sedimentet fremstod som sort, finpartikulært og lidt fedtet/olieagtigt med tegn på liv i form af trådalger og cyklops. Samme dag blev en sedimentprøve fra Gentofte sø udtaget som referenceprøve til den økotoksikologiske testning. Denne prøves karakter afveg betydeligt fra sedimentprøven fra udligningsbassinet ved at være grønbrun, løsere og åbenlyst bestå af henrådnende plantedele og alger. Sedimentprøve nr. 2 (i alt ca. 4 liter) blev udtaget i bassinet ved Motorvej 04 (Klovtoftegrenen) den 17. november 2000. Prøven var af samme karakter som prøven fra Helsingørmotorvejen, dvs. bestående af sort, fedtet, finpartikulært materiale, der dog havde lidt "løsere" konsistens og ikke rummede synlige tegn på liv. 4.1.3 SpildevandSpildevandsprøven fra Lundtofte Renseanlæg blev udtaget den 6. november 2000 og indleveret umiddelbart efter til de to laboratorier til videre behandling. 4.2 Resultater af kemisk karakterisering4.2.1 VandprøverEn oversigt over resultaterne af karakteriseringen af vejvandsprøver fra Lyngbyvej og Plantagevej er vist i Tabel 4.1. Resultater er vist både for første og anden prøvetagningsrunde (hhv. 24.10.00 og 05.11.00). Prøverne er i alle tilfælde analyseret som totalprøver. Ved indleveringen af prøverne blev i første prøvetagningsrunde bemærket en svag lugt af benzin/små aromater i prøven fra Plantagevej, mens prøven fra Lyngbyvej var lugtfri. I anden prøvetagningsrunde var begge prøver lugtfri. Man bemærker af resultaterne i Tabel 4.1 en tendens til højere stofkoncentrationer i prøverne fra Lyngbyvejen, der er meget mere trafikeret end villaområdet omkring Plantagevej. Der er dog enkelte markante undtagelser fra den overordnede tendens. Der er således et markant højere indhold af kobber i begge prøver fra Plantagevej, et forhold der ikke umiddelbart kan gives en forklaring på. Resultatet er også i modstrid med Miljøprojekt 355 (Miljøstyrelsen 1997), hvor der generelt blev observeret et klart højere kobberindhold i afstrømningen fra motorvejsstrækningen i forhold til villakvarteret. Der er også et højere indhold af små aromater i vandet fra Plantagevej, hvilket er overraskende, men stemmer overens med den observerede benzinlugt i prøven. Endelig er også indholdet af NVOC højere på Plantagevej, hvilket formentlig hænger sammen med en større påvirkning med biologisk materiale i form af henfaldne plantedele og lignende fra de omkringliggende haver. Med hensyn til forholdet mellem stofkoncentrationerne i 1. og 2. prøverunde er resultaterne modstridende. På Lyngbyvej var prøve 2 generelt "tykkere" end prøve 2, mens det omvendte var tilfældet med prøverne fra Plantagevej. Tabel 4.1
I anden prøverunde blev prøven fra Lyngbyvej, ud over at blive analyseret som totalprøve (Tabel 4.1), også benyttet til at fremstille to andre delprøver, der henholdsvis skulle simulere vejvand efter passage af et udligningsbassin og overløbsvand fra et fælleskloakeret system. Til det første formål blev vejvandsprøven hensat til sedimentering af suspenderet stof i et døgn førende den ovenstående væske blev dekanteret fra og taget i arbejde. Til formålet som overløbsvand blev prøven opblandet med urenset spildevand fra Lundtofte Renseanlæg i forholdet 5 : 1. Resultaterne af karakteriseringen af disse to prøver er vist i Tabel 4.2. Tabel 4.2
Som resultat af bundfældningen ses et markant fald i indholdet af de stoffer, der vides at have affinitet til lerpartikler og fint, organisk materiale. Omvendt er indholdet af opløste stoffer, udtrykt ved hhv. ledningsevne og chlorid, uændret. Ved simuleringen af overløb ses en forøgelse af COD, NVOC og total kulbrinter samt en tendens til højere indhold af kobber og zink. Disse forskelle kunne forventes, hvorimod det lavere indhold af suspenderede stoffer efter tilsætning af urenset spildevand ikke giver nogen mening. Det er dog ikke muligt at gentage denne bestemmelse med et meningsfyldt resultat. 4.2.2 SedimentprøverResultatet af karakteriseringen af sedimentprøver fra udligningsbassiner for vejvand ved henholdsvis Helsingørmotorvejen ved Lundtofte og Motorvej 04 ved Albertslund er vist i Tabel 4.3. Tabel 4.3
De generelle parametre (jf. tabel 4.3) bekræfter det visuelle indtryk af sedimentet i bassinet ved Motorvej 04 i Albertslund som stærkt anaerobt. Det lave tørstofindhold i sedimentet fra Helsingørmotorvejen må skyldes, at en del ovenstående vand er blandet ind i prøven i forbindelse med prøvetagningen, da sedimentet i lejring ikke fremstod som så vandigt. Indholdet af tungmetaller markant højere i sedimentet fra Motorvej 04/Albertslund end i sedimentet fra Helsingørmotorvejen, mens det er Helsingørmotorvejens sediment, der synes at være mest belastet med kulbrinter og miljøfremmede stoffer som DEHP og PAH. I begge tilfælde må sedimenterne dog betegnes som så kontaminerede, at de bør bortskaffes ved kontrolleret deponering eller forbrænding. 4.3 Resultater af økotoksikologisk testningI nogle resultattabeller og figurer for den økotoksikologiske testning af vandprøver benyttes forkortelsen "L" for Lyngbyvej og "P" for Plantagevej samt suffixerne "1" og "2" til at betegnes hhv. 1. og 2. prøvetagningsrunde. For sedimentprøver er tilsvarende anvendt forkortelserne "H", "A" og "G" til at betegne prøverne fra hhv. Helsingørmotorvejen, Motorvej 04 ved Albertslund og referencestationen Gentofte sø. 4.3.1 VandprøverResultater af toksicitetstestene på vandprøver er opsummeret i tabel 4.4 for algetesten og tabel 4.5 for såvel dafnie- som bakterietesten. Resultaterne er opgivet som LC10- eller EC10- værdier samt LC50- eller EC50-værdier, idet LC10 og EC10 fortolkes som den koncentration, hvor de toksiske effekter med sikkerhed er indtruffet. LC50 og EC50 er de traditionelt anvendte værdier for toksiske effekt, men i nærværende undersøgelse var det kun et fåtal de testede prøver, der var så toksiske, at LC50 eller EC50 kunne fastlægges. Tabel 4.4
i.k.: Ikke kvantificerbart Tabel 4.5
I første prøvetagningsrunde udviste prøven fra Lyngbyvej (L1) en hæmmende effekt på algernes vækstrate, og EC10-værdien blev bestemt til 580 ml/l prøve, dvs. prøven skulle fortyndes 1,7 gange for at reducere toksiciteten til en nedgang i algernes vækstrate på 10%. Hverken i dafnietesten eller i bakterietesten udviste prøve L1 toksiske effekter. Prøven fra Plantagevej (P1) gav effekt i samtlige tests i det anvendte testbatteri.
Figur 4.2 Som vist i figur 4.2 medførte de højeste koncentrationer af prøve 70-100%’s effekt i både alge- og dafnietesten, og i sidstnævnte test resulterede en 2,2 gange fortynding af prøven stadig i 100%’s immoblisering af testorganismerne. Ud fra koncentration-respons kurverne blev en EC50-værdi på 370 ml/l prøve blev bestemt i algetesten, og sammenlignes denne værdi med LC50-værdien for dafnietesten kan det konstateres, at prøven var mere end dobbelt så toksisk over for dafnier (LC50, 48 h = 170 ml/l prøve). På 10%-effektniveau er forskellen i toksicitet næsten udlignet (tabel 4.4 og tabel 4.5), og i begge tests skulle prøven fortyndes ca. 15 gange for at nå ned på 10%’s effekt. I bakterietesten udviste prøve P1 også effekt, omend prøven var knap så toksisk over for bakterier (EC10 = 570 ml/l prøve). Prøverne fra anden prøvetagningsrunde udviste ikke akut toksiske effekter over for dafnier i de testede koncentrationer af prøve (højest mulige testkoncentration var 900 ml/l prøve). For den ubehandlede prøve fra Lyngbyvej blev observeret en 10% hæmning i bakterietesten ved en koncentration på 570 ml/l prøve, mens ingen af de øvrige prøver fra anden prøvetagningsrunde medførte toksiske effekter over for bakterierne. I figur 4.3 er vist koncentrations-respons kurver for algetests udført på prøver fra anden prøvetagningsrunde. Alle prøver medførte hæmning af algernes vækstrate, og EC10-værdier fra 190-510 ml/l prøve blev observeret. Den største toksicitet blev fundet i prøverne Lyngbyvej 2 og Lyngbyvej 2/bundfældet. De ufortyndede prøver medførte således hæmninger på hhv. 45% og 70%, men bedømt ud fra EC10-værdierne var der ikke signifikant forskel på Lyngbyvej 2 og Lyngbyvej 2/bundfældet. Tilsætningen af spildevand til Lyngbyvej 2 medførte en reduktion i toksiciteten fra EC10 = 170 ml/l prøve (Lyngbyvej 2) til EC10 = 510 ml/l prøve (Lyngbyvej 2/overløb). Den ufortyndede prøve indsamlet på Plantagevej i anden prøvetagningsrunde medførte en ca. 20%’s hæmning af algernes vækstrate og prøven skulle fortyndes ca. 2,5 gange for at nå ned på en hæmning på 10%.
Figur 4.3 4.3.2 SedimentprøverI tabel 4.6 er opsummeret resultater af biotest udført på sedimenter fra de to vejvandsbassiner (Helsingørmotorvejen; Motorvej 04 ved Albertslund) og referenceprøven fra Gentofte Sø. Tabel 4.6
Referenceprøven fra Gentofte sø (G1) medførte ikke toksiske effekter i testede koncentrationer, hverken når G1 blev undersøgt som suspension eller som porevand. Som vist i tabel 4.6 og i figur 4.4 medførte porevandet fra H1 og A1 betydelige effekter på algernes vækstrate. Det ses, at porevandet fra vejvandsbassinet på Helsingørmotorvejen (H1) var det mest toksiske (EC10), men EC50-værdien kunne ikke bestemmes, da den maksimalt mulige testkoncentration på 40 g/l kun medførte ca. 30%’s hæmning. Det ufortyndede porevand fra sedimentprøven fra bassinet i Albertslund (A1) medførte 70-100%’s hæmning, og en EC50-værdi på 111 g/l kunne bestemmes. Ved de udførte algetest på suspensioner af A1 udviste prøven langt større toksicitet end i porevandstesten. Der blev observeret en større spredning på testresultaterne end ved test af porevand, og koncentrations-respons kurven kunne således ikke beskrives ved Weibull-modellen. De EC10- og EC50-værdier, der er angivet i tabel 4.6, bør derfor blot ses som vejledende værdier, der angiver størrelsesordenen af toksiciteten af A1 testet som suspension. Det er værd at bemærke, at disse EC-værdier ligger mere end 100 gange under de EC-værdier, der fremkom ved testning af porevandet. Ved de højst anvendte koncentrationer af H1 i suspensionstesten (1,25 g/l) blev der ikke observeret nedgang i algernes vækstrate. Ved dafnietest af porevandet fra G1 og A1 blev der ikke observeret toksiske effekter ved de anvendte koncentrationer (højeste koncentrationer: G1: 60 g/l; A1: 86 g/l). Således var alle dyr i alle koncentrationer levende efter de 48 timers inkubation.
Figur 4.4
|
|||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
