| Indhold |

Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning nr. 11, 2001

Miljøkonsekvenser ved nedsivning af spildevand renset i økologiske renseanlæg sammenlignet med traditionel nedsivning

Indhold

Forord

Dette projekt blev igangsat og udført under "Aktionsplan til fremme af økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, Tema 1: Økologisk håndtering af spildevand i det åbne land"

Projektet blev gennemført med velvillig assistance fra flere ejendomme, der har stillet deres nedsivningsanlæg til rådighed for Miljøstyrelsen, og i den forbindelse accepteret gener fra borearbejder, prøveudtagninger m.v. ved nedsivningsanlægget og udfyldt spørgeskemaer for karakterisering af de seneste års belastning af anlæggene.

Projektet har generelt været præget af praktiske problemer i forbindelse med lokalisering af egnede anlæg, udførelse af boringerne og udtagning af tilstrækkeligt store vandprøver for det meget omfattende analyseprogram. Endvidere blev der gennemført en del flere litteratursøgninger end forudsat helt frem til afslutningen af projektet, idet det viste sig, at der i litteraturen stort set intet findes rapporteret om undersøgelser i felten af konsekvenserne af nedsivning af miljøfremmede stoffer med husspildevand under forhold som i Danmark.

Projektet blev fulgt af en styringsgruppe bestående af:

Sammenfatning og konklusioner

Projektet har haft til formål, ved undersøgelser i marken, at vurdere miljøkonsekvenserne fra nedsivning af husspildevand ved traditionel nedsivning, herunder forhøjede anlæg, og efterfølgende at vurdere effekten af en eventuel økologisk rensning af spildevandet eller fraseparering af det sorte spildevand inden nedsivning.

Projektet behandler primært miljøfremmede stoffer, men der er også medtaget overordnede vurderinger af påvirkningen med organisk stof, ammonium, nitrat, fosfor, tungmetaller og patogener.

Undersøgelsen beskriver, via feltundersøgelser, de faktiske forhold i Danmark og via et litteraturstudie sammenlignes med erfaringer fra undersøgelser udført i Danmark eller andre steder med tilsvarende klima, jord og grundvandsforhold, specielt fra nordiske lande.

Litteraturstudiet:

Kun lidt litteratur

Der blev kun identificeret ganske få artikler og rapporter, som beskriver forekomst og opførsel af miljøfremmede stoffer i forbindelse med nedsivning af spildevand gennem jord. Der blev kun fundet én dansk reference inden for emnet, en specialerapport fra Roskilde Universitets Center (Højenvang et al. 1999).

Der er også gennemgået andre relevante feltundersøgelser af visse miljøfremmede stoffers opførsel ved nedsivning under andre klimatiske forhold, kunstig grundvandsdannelse ved infiltration m.v..

6 anlæg undersøgt

Der blev undersøgt 6 nedsivningsanlæg for husspildevand. Disse er opbygget i overensstemmelse med retningslinierne i Miljøstyrelsens vejledning om nedsivningsanlæg. Anlæggene har været i brug i 3-12 år.

8 boringer pr anlæg

Ved hvert anlæg blev udført 6 stk. prøveboringer under/omkring anlægget samt 2 stk. referenceboringer placeret 10-20 meter opstrøms anlægget.

Principplacering af boringerne fremgår af Figur 1.

Figur 1:
Principplacering af boringerne

Filtersætning

Først blev udført geotekniske boringer tæt ved anlægget og ved referencepunktet. Efter et par uger blev disse boringer pejlet for bestemmelse af grundvandsspejlets beliggenhed og verificering af grundvandsstrømningen. På basis heraf blev udført seks 1" rammeboringer med filtersætning 0-20 cm under det aktuelt pejlede grundvandsspejl.

Prøveudtagning

Tabel 1:
Nøgleoplysninger om de undersøgte anlæg

5 anlæg med ler

Kornkurverne for jorden ved de seks anlæg viser, at kun anlæg 6 kan karakteriseres som egnet til nedsivning i h. t. Miljøstyrelsens vejledning for nedsivningsanlæg. De øvrige anlæg har en del af kornkurven liggende udenfor felt B, som gælder for nedsivning under vanskelige forhold. Specielt anlæg 2 og 3 har meget tætte jordtyper og må karakteriseres som uegnede til nedsivning.

Fordelersystemet er baseret på pumpning ved fire af anlæggene (1, 4, 5 og 6). Der blev kun rapporteret driftsproblemer for anlæg 2, hvor vandet i perioder ikke har kunnet sive væk tilstrækkelig hurtigt.

Usikkerhed

Omfanget af fortyndingen af de udtagne prøver med "upåvirket" grundvand er vurderet udfra hydrogeologiske beregninger.

Lille fortynding af prøver

For fire ud af de fem anlæg i lerede jorde er fundet, at kun 2-8% af den udtagne prøvemængde stammer fra "upåvirket" grundvand. Ved anlæg 2, er indholdet af "upåvirket" grundvand 18-22% og ved anlæg 6 på sandjord, 28-53%.

Nær detektionsgrænsen

Mange analyseværdier, for specielt miljøfremmede stoffer, ligger tæt ved detektionsgrænsen. Resultaterne bør tages som indikationer, mere end eksakte værdier, idet der, på trods af stor omhyggelighed, er relativt store usikkerheder knyttet til prøveudtagningen, behandlingen af prøverne og selve analysen, når der arbejdes med så små koncentrationer, som dem der findes i bl.a. grundvandsprøverne.

Analyseresultater

I Tabel 2 er angivet det samlede gennemsnitlige resultat af analyserne for miljøfremmede stoffer. Koncentrationerne angivet under "renset spildevand" er den teoretisk beregnede koncentration i spildevandsdelen af porevandet umiddelbart over grundvandsspejlet i den mest påvirkede boring.

Kravene til drikkevand er kun angivet til sammenligning af størrelsesordenen af påvirkningen, og indikerer ikke, at kravet til drikkevand bør være opfyldt umiddelbart under et nedsivningsanlæg.

Tabel 2:
Miljøfremmede stoffer, Gennemsnitlige koncentrationer i indløb, referenceboring, grundvand og renset spildevand (beregnet)

*) Beregningen giver negativt resultat
**) Gælder anioniske detergenter, hvoraf LAS i dette projekt udgør ca. 40%

Tolkning af resultater

Høj rensegrad

De fleste undersøgte stoffer og patogener reduceres meget ved passagen af den umættede zone. De fleste stoffer nedbrydes eller tilbageholdes/bindes således i den umættede zone med op til 100%. Koncentrationerne i det mest forurenede grundvand under anlæggene ligger ofte tæt på eller under detektionsgrænsen for stofferne. Hvor stofferne forekommer i højere koncentrationer, er det for de fleste stoffers vedkommende med værdier, der ligger under kravet til drikkevand.

Høje LAS værdier

Den største direkte påvirkning af grundvandet, vurderet udfra kravene til drikkevand, er påvirkningen med anioniske detergenter (LAS) fra bl.a. vaskemidler. Selvom der i den umættede zone sker en nedbrydning på 90-99% af LAS i de seks anlæg, er det ikke tilstrækkeligt til at komme ned på kravet til drikkevand. Fortyndingsberegninger viser at koncentrationen i den mættede zone kan nedbringes til niveauet for drikkevandskravet 20-50 meter nedstrøms anlægget (hvis der alene tages hensyn til fortyndingen, mens den fortsatte nedbrydning/binding i den mættede zone ikke medtages).

Gennemsnitsværdien for benz(a)pyren ligger beregningsmæssigt på grænsen til kravet til drikkevand, der igen svarer til detektionsgrænsen. Benz(a)pyren er kun påvist i een ud af ni grundvandsprøver, men på grund af beregningsmetoden for gennemsnit (ikke påvist = 0,5 gange detektionsgrænse) og et krav lig med grænsen ser det ud som om kravet er overskredet, selvom stoffet reelt ikke er påvist.

N, P og NH₃/NH₄-N

For de øvrige parametre er det næringssalte og de bakteriologiske parametre, især kimtallet, der giver den største påvirkning set i forhold til kravet til drikkevand. Indholdet af fosfor er dog allerede i referenceboringerne en del højere end kravet til drikkevand, ligesom koncentrationen af NH₃/NH₄-N ligger omkring kravværdien. Kimtallet ligger generelt 10-50 gange højere under anlæggene end i referenceboringerne, og på et niveau ca. 130 gange højere end kravværdien til drikkevand.

For flere tungmetaller findes, at indholdet i det nedsivende spildevand er lavere, end indholdet i referenceboringerne, hvilket reelt vil sige at spildevandet fortynder grundvandet for disse tungmetaller (bly, cadmium, chrom).

Økologisk forrensning

Begrænset effekt

Ved økologisk forrensning under aerobe forhold ændres sammensætningen af spildevandet, idet de fleste let nedbrydelige stoffer omsættes mer eller mindre, mens visse stoffer evt. bindes kemisk til det valgte filtermedie. De fleste stoffer er dog allerede ved traditionel bundfældning bragt ned på et niveau, der giver acceptable værdier efter nedsivning. En øget forrensning vil således have en begrænset effekt, set i relation til kravene til drikkevand.

For de anioniske detergenter, herunder LAS, kan øget forrensning være en fordel, idet indholdet af LAS bliver halveret ved passage af et rodzoneanlæg, som i denne forbindelse er sidestillet med økologisk rensning. Ønskes kravet til drikkevand opfyldt umiddelbart under anlægget, skal koncentrationerne af anioniske detergenter dog reduceres noget mere. Hvordan den ændrede sammensætning af spildevandet påvirker reaktionerne under nedsivningen gennem den umættede zone har ikke været undersøgt.

Nedsivning af gråt spildevand

Højt BI₅/N-forhold

Nedsivning af gråt spildevand alene vil tilsvarende medføre at sammensætningen af spildevandet bliver væsentlig forskellig fra det, der er målt på i dette projekt. Det høje BI₅/N-forhold i det grå spildevand (20-40 mod 1-4 i husspildevand), kan således evt. betyde at de biologiske processer vil blive begrænset af mangel på kvælstof. Der er dog ikke fundet eksempler på målinger der kan bekræfte dette.

Stadig meget LAS

Det største problem ved nedsivning af gråt spildevand knytter sig til de anioniske detergenter, herunder LAS. Koncentrationerne er noget højere end i almindeligt spildevand, samtidig med at der tillades nedsivning over et 40% mindre areal end almindeligt spildevand. Mængdemæssigt kan påvirkningen eventuelt være mindre end ved nedsivning af alt spildevand (er ikke dokumenteret ved undersøgelser).

Samlet vurdering

De miljømæssige konsekvenser ved nedsivning af husspildevand er begrænsede og knyttet til ganske få parametre i et forholdsvis begrænset nærområde under og umiddelbart nedstrøms anlægget.

Renseeffekten er særdeles god for de fleste parametre, uanset jordtype, hvis anlægget i øvrigt etableres i overensstemmelse med nedsivningsvejledningen. Resultaterne antyder, at der i lerjorden under flere af de undersøgte anlæg findes sprækker, rodhuller, ormehuller og lignende, som øger afledningsmulighederne i forhold til det teoretisk opnåelige, samtidig med at de bidrager til rensningen, evt. som følge af øget ilttilførsel.

Summary and conclusions

The main objective of the project was to assess environmental impacts from percolation of domestic wastewater using traditional percolation methods, including mound systems. Further, the objective was to assess the effect of a possible ecological treatment of the wastewater or separation of the black (toilet) wastewater before percolation.

The focus in the project was on organic micropollutants. However, assessments have also been made on the impact from general organic matter, ammonia, nitrate, phosphorus, heavy metals and pathogens.

The study describes the actual conditions in Denmark. By means of a literature survey, these conditions were compared with studies in Denmark and abroad at locations with similar climate, soil and groundwater conditions, primarily in Scandinavia, Northern Germany and the Netherlands.

Literature Survey:

Limited literature available

Few articles and reports were identified that described occurrence and behaviour of organic micropollutants in connection with percolation of wastewater into soil. Only one Danish reference was identified dealing with this subject, a thesis work from Roskilde University (Højenvang et al., 1999). Therefore, other relevant field investigations were examined dealing with percolation under different climatic conditions, artificial groundwater formation at infiltration etc.

Six plants investigated

Six percolation plants for domestic wastewater were investigated. These plants were all constructed in accordance with the Danish EPA's guidelines on percolation plants. All these plants had been in operation for between 3 and 12 years.

Eight drillings per plant

Six test drillings were conducted underneath/around each plant and 2 reference drillings 10-20 metres upstream.

Tests

Analysis programme

High treatment efficiency

Most substances and pathogens examined were considerably reduced at the passage of the unsaturated zone. The results showed that most substances were decomposed/transformed or retained up to 100% in the unsaturated zone. The concentrations in the most polluted groundwater underneath the plants were generally close to or below the detection limit for the relevant substances. Where substances occurred in concentrations above the detection limit, the values were generally below the requirements for drinking water.

Conclusion

1.1 Baggrund

Der foreligger kun beskeden viden om tilbageholdelse/omsætning af bl.a. miljøfremmede stoffer i jord ved nedsivning eller rensning af spildevand i økologiske renseanlæg. Indholdet af bl.a. miljøfremmede stoffer i husspildevand er undersøgt i "Miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand", Miljøprojekt 357,(Jepsen, S-E, Grüttner, H. 1997) men der foreligger kun meget begrænset viden om fordelingen på sort og gråt spildevand.

Det er fra flere sider blevet fremhævet, at traditionel nedsivning af spildevand udgør en trussel mod grundvandet, herunder forurening med miljøfremmede stoffer. Samtidig forventes der i de kommende år etableret omkring 30.000 traditionelle nedsivningsanlæg i det åbne land, jvf. "Betænkning om spildevandsafledningen i det åbne land m.v.".

Under "Aktionsplan til fremme af økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, Tema 1: Økologisk håndtering af spildevand i det åbne land", blev derfor iværksat denne undersøgelse af de mulige konsekvenser ved nedsivning af husholdningsspildevand.

1.2 Formål

Projektet har til formål ved udvalgte undersøgelser i marken, at vurdere miljøkonsekvenserne fra nedsivning af husspildevand ved traditionel nedsivning og nedsivning ved forhøjede anlæg (høj grundvandsstand og/eller tæt jord) og efterfølgende vurdere effekten af en eventuel økologisk rensning af spildevandet inden nedsivning.

Undersøgelsen omfatter vurderinger af forureningsbelastningen på grundvandet fra husspildevand, hvor dette, efter at have passeret den umættede jordzone under nedsivningsanlæg, tilføres grundvandet.

Undersøgelsen behandler primært risikoen for forurening af grundvand med miljøfremmede stoffer, men der er også medtaget overordnede vurderinger af påvirkningen med organisk stof, ammonium, nitrat, fosfor, tungmetaller og patogener.

2.1 Generelt

Undersøgelsesprogrammet er generelt koncentreret om at afdække faktiske danske forhold og via litteraturstudie at supplere disse oplysninger med erfaringer fra undersøgelser udført andre steder med tilsvarende klima, jord og grundvandsforhold, specielt fra nordiske lande.

2.2 Udvælgelse af anlæg

Placeringen af de enkelte boringer fremgår af bilag 1.
Typer af boringer, filtersætning m.v. er nærmere beskrevet i bilag 3.

Ved hver anlæg er udført i alt 8 boringer:

2 stk. referenceboringer placeret minimum 10 meter opstrøms anlægget
6 stk. prøveboringer under/omkring anlægget

Principplacering af boringerne fremgår af Figur 2.

Figur 2:
Principplacering af boringerne

Proceduren ved placering og udførelse af boringerne har været følgende:

Først blev udført en referenceboring og en boring direkte under anlægget til en dybde 1-2 meter under grundvandsspejlet på udførelsesdagen. Boringerne blev udført som geotekniske boringer. Der blev udtaget jordprøver for hvert skift i jordtype, dog mindst en jordprøve hver halve meter. Filtersætning ca. 0-50 cm under grundvandsspejlet.

Referenceboringen blev placeret opstrøms nedsivningsanlægget udfra en umiddelbar vurdering af retningen for grundvandsstrømningen. Denne vurdering blev foretaget på basis af topografiske forhold, det overordnede grundvandspotentiale, cirkeldiagramkort samt vurderinger på stedet udfra lokale forhold og eventuelle oplysninger fra ejeren eller naboer.

Alle jordprøver blev undersøgt i laboratoriet og karakteriseret. For jordprøverne udtaget i niveau med bunden af nedsivningsanlægget blev endvidere lavet sigteanalyser (hydrometeranalyse) for optegning af kornkurve.

Efter et par uger blev disse boringer pejlet for bestemmelse af grundvandsspejlets beliggenhed og verificering af grundvandsstrømningen. På basis heraf blev udført seks 1" rammeboringer med filtersætning 0-20 cm under det aktuelt pejlede grundvandsspejl. En boring blev placeret som reference ved referenceboringen for jordprøver, en boring blev placeret midt i anlægget og de resterende fire boringer placeret 2-3 meter fra "hjørnerne" af nedsivningsarealet.

Til alle boringer, foringer, filtersætninger og prøveslanger blev anvendt rengjorte materialer, som ikke indeholdt stoffer, der kunne påvirke analyseresultaterne.

2.4 Prøveudtagning

For nogle anlæg og prøvesteder blev udtaget en ekstra prøveserie til kontrol og forbedret dokumentation af de fundne resultater der blev fundet i første omgang.

Prøver fra boringer blev udtaget ved meget langsom pumpning, hvor det blev sikret at der aldrig forekom vakuum, ikke blev suget luft ind og at grundvandsspejlet ikke blev sænket mere end ca. 10 cm i og omkring boringen. Dette skulle sikre at prøverne kun indeholdt det helt øverste og direkte påvirkede grundvand uden ret megen fortynding. Principielt skal prøven repræsentere det spildevand der umiddelbart har forladt den umættede zone.

Prøver fra udløb fra septictanke, indløb- og udløb fra rodzone anlæg blev udtaget som enkeltprøver.

Alle prøver blev udtaget og opbevaret efter laboratoriets forskrifter og emballeret i udstyr udleveret fra laboratoriet.

Inden prøveudtagningen ved de enkelte anlæg blev alle 8 boringer pejlet for verifikation af grundvandsstømmens retning og der blev målt ledningsevne (klorid) for bestemmelse af den mest påvirkede boring.

Et enkelt sted resulterede denne verifikation i at det blev valgt at etablere en ny referenceboring.

Ved de to anlæg hvor der samtidig med grundvandsprøverne blev udtaget prøver af udløbet fra septictank/fordelerbrønd, skal man være opmærksom på at det analyserede grundvand stammer fra tilledninger, der ligger flere dage eller uger tilbage i tiden. Der er således ikke en direkte sammenhæng mellem den udtagne indløbsprøve og grundvandsprøven. Det kan dog med stor sikkerhed antages at indløbsprøven er rimeligt repræsentativ for det spildevand der normalt afledes fra ejendommen, idet der normalt sker en stor udligning/opblanding i septictanken hvilket bl.a. bekræftes af længere analyseserier (Højenvang, J.C. et al. 1999).

2.5 Analyseprogram

Miljøfremmede stoffer:

*) 2 for rene prøver og 20 for spildevandsprøver

En nærmere beskrivelse af analysemetoderne m.v. findes i bilag 2.

3. Miljøfremmede stoffers binding og omsætning i jord og grundvand

Kommunalt spildevand indeholder et stort antal miljøfremmede stoffer i varierende koncentrationer. Stofferne hidrører dels fra virksomheder tilsluttet det offentlige spildevandsnet, men også i betydeligt omfang fra den generelle brug af kemiske stoffer og produkter, der finder sted overalt i det moderne samfund, herunder i de private husholdninger. Dette er f.eks. dokumenteret i Miljøprojekt 357 (Miljøstyrelsen 1997), der afrapporterer resultaterne af en konkret dansk undersøgelse og i en publikation fra Nordisk Ministerråd (1993), hvori eksisterende nordiske data om miljøfremmede stoffer i kommunalt spildevand er sammenstillet.

Ved nedsivning af spildevand fra private husholdninger vil der ske en tilførsel af miljøfremmede stoffer til jordmiljøet og dermed også potentielt til grundvandet. Det er derfor afgørende for grundvandskvaliteten under og i nærheden af sådanne anlæg, at de miljøfremmede stoffer nedbrydes og/eller tilbageholdes (sorberes) så godt som muligt inden det rensede spildevand får kontakt med grundvandsmagasinet.

Den væsentligste stoffjernelse (nedbrydning og/eller sorption) må naturligvis antages at finde sted i forbindelse med selve den aktive spildevandsrensning, men derudover er det af betydning at vide, i hvilket omfang den efterfølgende passage gennem den umættede zone kan bidrage til en yderligere reduktion af de restkoncentrationer af stoffer, der stadig vil være til stede i det nedsivende, rensede spildevand.

Det ligger uden for rammerne af denne opgave at give et generelt overblik over den eksisterende viden om miljøfremmede stoffers omsætning og binding i jordmiljøet, men der er gennemført en målrettet litteratursøgning i en række bibliografiske databaser for at opspore eksisterende, relevante undersøgelser af sådanne stoffers opførsel i forbindelse med rensning af spildevand ved nedsivning eller ved kunstig grundvandsdannelse ved infiltration, dvs. feltstudier. Der gives i det følgende et kort resumé af resultaterne af litteratursøgningen.

3.1 Skæbne af Miljøfremmede stoffer ved nedsivning af spildevand

Der er kun identificeret ganske få artikler og rapporter, der beskriver forekomst og opførsel af miljøfremmede stoffer i forbindelse med nedsivning af spildevand gennem jord. Der er kun fundet én dansk reference inden for emnet, en specialerapport fra Roskilde Universitets Center (Højenvang et al. 1999).

Rapporten omhandler en begrænset undersøgelse af LAS i spildevand fra et 2 år gammelt anlæg med kun en enkelt husstand tilsluttet. Husspildevandet ledes efter rensning i en 3-kammer bundfældningstank via en fordelerbrønd til nedsivning gennem to nedsivningsdræn der hver er 15 meter lange. Der er analyseret for LAS i det første kammer i 3-kammertanken, i fordelerbrønden (» udløbet fra 3-kammertanken) og i jorden under nedsivningsanlægget.

På grundlag af et beregnet LAS-input til systemet og målte værdier i udløbet blev rensegraden i 3-kammersystemt beregnet til ca. 95%, mens der ved sammenligning af LAS-koncentrationer i 1. kammer og fordelerbrønd kun blev fundet en rensegrad på 65%. LAS-koncentrationen i fordelerbrønden var relativt stabil idet den i måleperioden på 3 dage (7 målinger) kun svingede mellem 2,0 mg/l og 2,8 mg/l med et gennemsnit på 2,4 mg/l.

I en porevandsprøve fra jordlaget 25-30 cm under bunden af sivedrænrøret (60 cm under terræn) blev der målt en koncentration af LAS på 0,85 mg/l. Prøven var fremstillet ved at centrifugere en jordprøve ved 5000 omdrejning/minut. Ud fra denne værdi synes der at ske en yderligere fjernelse af LAS på mindst 50% ved spildevandets passage gennem 25-30 cm jord, som dels består af nøddesten udlagt som drænlag rundt om selve drænrørene (første 15 cm) og dels af helt eller delvis oxideret smeltevandsler. Jordprøver fra samme lag indeholdt 2-3 mg LAS/kg jord, mens indholdet i jordprøver taget yderligere ca. 0,5 meter dybere (130-140 cm under terræn) var faldet til 1,2 mg LAS/kg. Belastningen af systemet stammer fra en enkelt husstand, men er i øvrigt ikke nærmere beskrevet.

Der er ikke lokaliseret andre relevante artikler fra Europa, og generelt forekommer interessen for kunstig infiltration (grundvandsdannelse bl.a. ved hjælp af nedsivning af spildevand eller flodvand) naturligt nok at være størst i de dele af verden, hvor den naturlige grundvandsdannelse er begrænset og utilstrækkelig (aride og semi-aride områder som f.eks. Israel og det sydvestlige USA).

Dog er der rapporteret et enkelt, temmelig omfattende projekt fra den tempererede del af verden, nemlig nær Cambridge, Ontario i Canada, hvor man har foretaget en række undersøgelser af transport, nedbrydning og tilbageholdelse af miljøfremmede stoffer fra et septic-tank system fra en enkelt husstand (4 pers.). Det undersøgte system består, ud over selve septic-tanken, af et drænsystem af PVC-rør med et areal på ca. 100 m². Rørene ligger parallelt i 0,6 meters dybde med en indbyrdes afstand på 2 meter. Grundvandsspejlet i det øvre magasin, der består af smeltevandssand, ligger i 2-2,5 meters dybde (Robertson, 1994).

De relevante delundersøgelser omfatter en generel beskrivelse af geokemien i mættet og umættet zone (Wilhelm et al., 1994), et studie af tilbageholdelse af dichlorbenzen (Robertson, 1994), bionedbrydning af LAS og NTA (Shimp et al., 1994) samt sorption og transport af anioniske og kationiske detergenter (McAvoy et al., 1994).

I det generelle geokemi-studie (Wilhelm et al., 1994) observerede man 90% fjernelse af DOC (Disolved Organic Carbon) i den umættede zone under drænsystemet og en næsten fuldstændig omdannelse af NH₄⁺ til NO₃^-, hvilket medførte en betydelig sænkning i niveauet af opløst ilt i det nedsivende vand. I den mættede zone nåede iltkoncentrationen ned under 1 mg/l. Nitratniveauet forblev >10 mg/l i hele forureningfanens længde, dvs. >130 meter.

Man undersøgte endvidere tilbageholdelsen af dichlorbenzen (DCB) (o,m,p-ratio: 74:11:15), som bl.a. anvendes i afløbsrensemidler (Robertson, 1994). Der blev målt en koncentration af DCB i selve tanken på op til ca. 3,5 mg/l, op til 0,65 mg/l 0,45 meter under drænet og 0,013 mg/l ved grundvandsspejlet i 2 meters dybde. Imidlertid faldt sidstnævnte koncentration efter et stykke tid (ca. 70 dage) til under detektionsgrænsen på 0,001 mg/l. Det gode resultat tilskrives dels de fremherskende aerobe forhold og dels den relativt lange opholdstid (60 dage) i umættet zone.

Skæbnen af vaskemiddelstofferne LAS og NTA i det samme system blev undersøgt af Shimp et al. (1994). Man påviste hurtig bionedbrydning under og nær drænsystemet efter en opholdstid på 15-30 dage, men langsommere nedbrydning længere væk, hvor koncentrationerne var lavere. Det blev derfor konkluderet, at adaptation var en vigtig proces. Halveringstiderne i den umættede zone under og tæt ved drænsystemet var 9-17 dage for LAS og 1-3 dage for NTA. Tilsvarende hurtig nedbrydning blev påvist i grundvandet i umiddelbar nærhed af drænsystemet.

Endelig undersøgte McAvoy et al. (1994) sorption og transport af LAS og de kationiske detergenter DTDMAC og DSDMAC. For LAS observerede man den kraftigste sorption i den umættede zone under drænfeltet (K_d = 17 l/kg) og lavest i grundvandszonen (K_d = 1 l/kg). Sorptionen var positivt korreleret til indholdet af organisk stof og lerfraktionen i undergrunden. Sorptionen af DTDMAC/DSDMAC var betydeligt højere (K_d = 25-62 l/kg) end for LAS, men viste ingen aftagende tendens med stigende afstand til drænfeltet. Tilbageholdelsesmekanismen blev derfor antaget at være ionbytning knyttet til lermineralerne. Koncentrationen af LAS i grundvandet var altid mindre end 0,05 mg/l og oftest lavere end detektionsgrænsen på 0,01 mg/l, mens koncentrationen af DTDMAC i grundvandet på intet tidspunkt oversteg detektionsgrænsen (0,004 mg/l).

Fra Arizona, USA foreligger således et studie af kunstig infiltration af spildevand, der først var renset ved en aktiv-slam proces med efterfølgende kloring (Bouwer 1991). Der indgik to lokaliteter med sandet overjord og sand/grus i de dybere lag og en typisk infiltrationsrate på 90-100 m/år. Man undersøgte den reducerende virkning af infiltrationen på et antal vandkvalitetsparametre, herunder et mindre antal organiske miljøfremmede stoffer. For ikke-halogenerede organiske stoffer fandt man en reduktion på 50-99%, mens reduktionen generelt var mindre for halognerede stoffer så som chlorerede methaner og ethaner, chlorphenoler og chlorbenzener.

Generelt konstaterede man en betydelig reduktion i stofkoncentrationer ved infiltration, men ikke en komplet fjernelse. Et betydeligt antal stoffer kunne påvises, om end i meget lave koncentrationer, efter infiltration. Konklusionen var, at kvaliteten af det infiltrerede, på forhånd rensede spildevand var acceptabel til vandings- og rekreative formål, men ikke som drikkevand uden yderligere rensning (f.eks. rensning med aktivt kul og omvendt osmose).

Krueger et al. (1998) undersøgte nedbrydningen af LAS i grundvand, der var kontamineret som følge af infiltration af mekanisk/biologisk renset spildevand gennem en 60-års periode (1936-1995) nær Falmouth, Massachusetts. Infiltrationsmatricen bestod af morænesand/-grus med omkring 6 meter til grundvandsspejlet. Infiltrationen havde resulteret i en 6 km lang, 1,5 km bred og 30 meter dyb spildevandskontamineret fane. Der blev påvist nedbrydning af LAS i grundvandsmagasinet ved 1 mg O₂/l med en 1. ordens hastighedskonstant på 0,002-0,08 dag^-1, hurtigst for de lettest nedbrydelige isomere. Som forventet var nedbrydningen desuden hurtigst i de eksperimenter, hvor iltkoncentrationen var højest. Det nævnes i artiklen, at der i litteraturen er fundet hastighedskonstanter for LAS-nedbrydning i grundvand på 0,03-0,06 dag^-1.

I Israel er infiltration af renset spildevand et udbredt fænomen. Også der konstaterer man, at der sker en betydelig reduktion i koncentrationen af miljøfremmede stoffer ved infiltration, men ikke en fuldstændig fjernelse. Zoller (1994) studerede fjernelse af non-ioniske detergenter ved infiltration af mekanisk/biologisk (aktiv-slam) renset byspildevand fra Tel Aviv gennem sandjord i Dan regionen nær Tel Aviv. Der renses 60 mill. m³ spildevand/år i området. Han fandt en fjernelsesgrad på 69-81 % for disse stoffer ved aktiv-slam rensning og 97% for den samlede proces (aktiv slam + infiltration). En rest af mere persistente non-ioniske detergenter kunne påvises i grundvandet efter infiltration i en koncentration på 22-25 m g/l.

I Mexico ledes (urenset?) spildevand fra Mexico City til et område ca. 80 km uden for byen, hvor det benyttes til overrisling af landbrugsarealer i et område (Tula) med høj grundvandsstand. I en undersøgelse af Downs et al. (1999) er der bl.a. analyseret for ca. 90 miljøfremmede stoffer, heraf 23 chlorerede pesticider. Der blev foretaget 6 prøvetagninger og hver gang identificeret 3-11 af de valgte stoffer i koncentrationer på 1-2 m g/l. Desuden forekom i prøverne 1-2 stoffer, der tentativt kunne identificeres og 2-9 uidentificerbare. Der blev kun én gang påvist et chloreret insecticid (chlordan), mens PCB i lave koncentrationer (max. 36 pg/l (1pg = 1 picogram = 10^-12 g) per enkeltkomponent; op til ca. 120 pg/l i alt) blev påvist ved hver prøvetagning. Der er ingen angivelser af jordtype eller belastningskarakteristika i artiklen.

Øvrige referencer fundet ved litteratursøgningen beskæftiger sig ikke med miljøfremmede stoffer, men kun med fjernelse af generelt organisk stof og næringssalte, bakterier og vira samt, i nogen grad, tungmetaller.

3.2 Skæbne af Miljøfremmede stoffer ved kunstig infiltration af overfladevand

Der er ved litteratursøgningen fundet et antal undersøgelser, der omhandler kunstig grundvandsdannelse med overfladevand enten ved kunstig infiltration fra jordoverfladen gennem den umættede zone ("artificial recharge") (AR) eller indvinding direkte fra en flod eller en sø gennem den mættede zone ("bank infiltration") (BI). Et mindre antal af disse stammer fra undersøgelser i Holland og Tyskland og omhandler også miljøfremmede stoffer.

Stuyfzand (1989) og Stuyfzand & Kooiman (1996) har undersøgt begge typer infiltrationssystemer, der anvendes i Holland til rensning af vand fra Rhinen og andre floder med henblik på fremstilling af drikkevand. Rensningen foregår generelt gennem sandlag med fin-medium kornstørrelse og lavt indhold af ler (0,5%). De to undersøgelser demonstrerer overordnet, at begge typer rensning resulterer i signifikant reduktion af niveauerne af miljøfremmede stoffer, men ikke i komplet fjernelse. Blandt andet blev et antal hydrofile pesticider påvist. Der blev samlet påvist flere organiske forureninger i grundvand fra "bank infiltration" end i grundvand fra kunstig infiltration (Stuyfzand & Kooiman 1996).

Man fandt i forbindelse med "bank infiltration" under anoxiske forhold (sulfat hhv. (meta)stabil og reduceret) (Stuyfzand 1989), at organisk bundet chlor (AOCl) i kort afstand fra Rhinen (25-110 m) hurtigt blev reduceret fra 65 m g/l (i floden) til 18 m g/l (i grundvandet), men at denne koncentration ikke blev væsentligt nedsat ved længere passage gennem grundvandsmagasinet (880-1020 m fra Rhinen), hvor koncentrationen var 7-11 m g/l. Specifikke organiske stoffer forekom kun i koncentrationer <2 m g/l efter 25-110 m "bank infiltration" og <1 m g/l efter 800-1020 m.

Piet & Zoeteman (1980) undersøgte ligeledes både BI- og AR-systemer til fremstilling af drikkevand i Holland ud fra flodvand. Man konstaterede ligeledes generelt reduktioner og også komplet fjernelse af visse stoffer (f.eks. chlornitrobenzener). Til gengæld fandt man, at et antal chlorerede opløsningsmidler så som tri- og tetrachlorethylen, chlorerede ethaner m.fl. var både mobile og persistente. Halogenerede methaner kunne ikke påvises efter rensning ved infiltration.

Hrubec & van Delft (1981) undersøgte i et pilotanlæg opførslen af NTA (nitrilotrieddikesyre; kompleksdanner i vaske- og rengøringsmidler mv.) ved simuleret kunstig infiltration (0,25 m³/m² per dag) for at se, om stoffet kunne medføre mobilisering af tungmetaller. Man fandt, at NTA blev fjernet fuldstændigt ved koncentrationer op til 2 mg/l i en sand-matrix (d₁₀ = 0,11 mm) , både under aerobe og let anaerobe forhold og også ved lave temperaturer (3-5 grader). En vis akklimatisering af de tilstedeværende mikroorganismer var dog nødvendig og kunne tage nogle få uger. Nedbrydning af NTA var vigtigere for NTA-fjernelsen end sorption. Risikoen for mobilisering af tungmetaller ved kunstig infiltration med NTA-kontamineret vand blev anset for at være lille.

Zullei-Seibert (1996) konstaterer i et studie af kunstig infiltration af vand fra floden Ruhr i Tyskland, at artificial recharge dels resulterer i en udjævning af koncentrationsforskelle, der kan påvises i flodvandet og dels generelt sænkede koncentrationer af påviste stoffer til under drikkevandskriterierne.

Den eneste identificerede danske rapport om miljøfremmede stoffer i forbindelse med kunstig infiltration er udarbejdet af Københavns Vand (2000) og beskriver infiltrationsanlægget på Arrenæs ved Arresø i Nordsjælland. Infiltrationsanlægget har en størrelse på ca. 4000 m² og der infiltreres 25-60 m³/m² om året. Søvand og vand fra moniteringsboringer er blevet analyseret for pesticider (i alt 49 incl. metabolitter) og andre miljøfremmede stoffer. I Arresø blev der påvist i alt 9 pesticider og 3 metabolitter, mens der i moniteringsboringerne i alt blev påvist 4 pesticider og 2 metabolitter i lave koncentrationer. BAM (metabolit af ukrudtsmidlet dichlobenil) var det hyppigst påviste enkeltstof, det forekom i koncentrationer <0,09 m g/l (et resultat på 0,35 m g/l stammer fra en brønd, der ikke anses for at være påvirket af infiltrationsprojektet). Pesticider anses på baggrund af de foretagne målinger ikke for at udgøre noget stort problem.

Med hensyn til andre miljøfremmede stoffer, er kun få blevet påvist og næsten ikke siden 1996. DEHP blev dog påvist i 1996 og 1997 op til 4,6 m g/l, men er ikke påvist i hverken i 1998 eller 1999. Koncentrationsniveauet for anioniske detergenter har ligget fra under detektionsgrænsen på 0,003 mg/l og op til 0,016 mg/l (grænseværdi 0,1 mg/l).

3.3 Sammenfatning af litteratursøgningen

Litteratursøgningen har vist, at den internationale viden om miljøfremmede stoffers opførsel i jord og grundvand i forbindelse med nedsivning af spildevand eller kunstig infiltration af overfladevand er meget begrænset. De fleste undersøgelser er mere af moniterings- end af procesorienteret karakter. Der er således kun identificeret to artikler, hvori hastighedskonstanter for fjernelse af et stof (begge for LAS) i grundvandszonen er beregnet (Shimp et al., 1994 og Krueger et al. 1998). Den mest grundige, samlede undersøgelse stammer fra Ontario, Canada og vedrører et septictank system (beskrevet af Robertson 1994).

Derved ligger resultatet af denne litteratursøgning meget på linie med den søgning, der blev foretaget i forbindelse med Miljøprojekt 408: "Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand" (Miljøstyrelsen 1998). Her kunne man heller ikke identificere nedbrydningskonstanter for stoffer i umættet zone, og kun for et meget begrænset antal stoffer (primært BTEX og chlorerede opløsningsmidler) i mættet zone. Der var store forskelle (op til flere størrelsesordener) mellem de rapporterede hastighedskonstanter.

Til undersøgelsesprogrammet i dette projekt er udvalgt en række miljøfremmede stoffer inden for grupperne PAH, blødgørere, detergenter, phenoler og chlorphenoler samt alkylerede benzener (se kapitel 2). Mekanismerne for stoftilbageholdelse for disse grupper i forbindelse med rensning ved nedsivning (dvs. umættet zone, aerobe betingelser) kan oversigtsmæssigt skitseres som følger:

PAH er en gruppe af stoffer med aromatiske ringstrukturer af varierende størrelse. Den mindste PAH, naphthalen, består således kun af to benzenringe, mens de største PAH’er (man miljøregulerer på) har strukturer med seks ringe. De små PAH’er er generelt lettere nedbrydelige end de store og som tommelfingerregel stiger betydningen af binding til jord/organisk stof (sorption) som tilbageholdelsesmekanisme med antallet af benzenringe i molekylstrukturen. For naphthalen og methylerede naphthalener vurderes betydningen af biologisk nedbrydning således at være stor, mens f.eks. benz(a)pyren og benz(ghi)perylen (med hhv. 5 og 6 benzenringe) langt overvejende må forventes at blive tilbageholdt ved sorption.

For blødgørergruppen forventes nedbrydning for alle stoffer at være mindst lige så vigtig som sorption, idet sidstnævnte dog bliver tiltagende vigtig jo større sidekæden på molekylet er, dvs. vigtigst for DEHP og DEHA.

Den non-ioniske detergent NPE er i virkeligheden en blanding af nært beslægtede stoffer, hvor forskellen består i længden af molekylets sidekæde, polyethoxykæden. Denne nedbrydes ved successiv fraspaltning af ethoxygrupper indtil man ender med stoffet nonylphenol, som ikke er let nedbrydeligt, men til gengæld i betydeligt omfang vil bindes til organisk stof. Den anioniske detergent LAS er derimod ret let nedbrydelig under aerobe forhold og vil også tilbageholdes ved sorption.

For phenol, cresoler og mono-, di- og trichlorerede chlorphenoler vil den dominerende tilbageholdelsesmekanisme være biologisk nedbrydning, idet dog sorption også vil have en del betydning for trichlorphenolerne. Tilbageholdelse af alkylbenzener vil altovervejende være bestemt af den biologiske nedbrydning af stofferne.

4. Beskrivelse af de undersøgte nedsivningsanlæg

4.1 Oversigt

Det blev tilstræbt at få en jævn fordeling mellem anlæg med tætte og åbne jordarter samt anlæg med sandmile. Af bl.a. praktiske årsager lykkedes det ikke at få den tilsigtede fordeling.

I stedet er der kommet en overvægt af anlæg med forholdsvis tætte jordarter. Denne fordeling er dog rimeligt repræsentativ for landets nedsivningsanlæg for ukloakerede områder, eksklusive sommerhusområder og kolonihavehuse, idet det på basis af "Punktkilder 1999" fra Miljøstyrelsen er skønnet at ca. 70% af de eksisterende nedsivningsanlæg ligger på forholdsvis tætte jorde. Da der endvidere hidtil har været stillet spørgsmålstegn ved renseevne for anlæg på tætte jordarter, er den anvendte fordeling af anlæg måske bedre til at belyse de sandsynlige konsekvenser af den eksisterende nedsivning af husspildevand i Danmark.

Nøgleoplysninger om de undersøgte anlæg er angivet i nedenstående Tabel 3.

Tabel 3:
Nøgleoplysninger om de undersøgte anlæg

4.2 Jordbundsforhold

Fem ud af de seks anlæg er placeret på tætte jordtyper, der må karakteriseres som ler, selvom den fremherskende kornstørrelse i h. t. kornkurverne er silt til fint sand.

To af anlæggene, heraf det ene på sandjord, har nedsivningsdrænene placeret i en sandmile så bund af nedsivningsfaskinen ligger 0,2-0,3 m over oprindeligt terræn.

Kornkurverne for jorden ved de seks anlæg viser, at kun anlæg 6 kan karakteriseres som egnet til nedsivning i h. t. Miljøstyrelsens vejledning for nedsivningsanlæg. De øvrige anlæg har en større eller mindre del af kornkurven liggende udenfor felt B, som gælder for nedsivning under vanskelige forhold. Specielt anlæg 2 og 3 har meget tætte jordtyper.

Jordbundsforholdene ved de undersøgte anlæg fremgår af Tabel 4.

Tabel 4:
Jordbundsforhold ved de undersøgte anlæg

4.3 Opbygning af nedsivningsanlæggene

De seks anlæg er grundlæggende opbygget ens, men er alligevel meget forskellige når der ses på jorddækning, fordelersystem og alder.

To af anlæggene har sandmile, som hæver "nedsivningsbunden" 0,2 – 0,3 m over oprindeligt terræn. Begrundelsen for sandmilen er for anlæg 6 på sandjord at afstanden til grundvandet er lille, mens begrundelsen ved anlæg 5 på lerjord endvidere er at opnå en forrensning og bedre fordeling af spildevandet over lerjorden.

Jorddækningen af sivedrænene varierer mellem 0,4 og 1 meter.

Fordelersystemet er baseret på pumpning ved fire af anlæggene. Dette skulle give en bedre fordeling og stødvis belastning end fordeling ved gravitation, specielt for små vandmængder. Fordelingen af spildevandet ved gravitation i anlæg 2, med 150 meter dræn fordelt på 6 strenge, og en lille hydraulisk belastning må således formodes at være ringe. Anlæg 3, som også fungerer ved gravitation, har en højere hydraulisk belastning og kun 60 meter dræn, hvilket burde give en bedre fordeling af spildevandet. Anlæg 3 har endvidere en mindre sandfilterbrønd til efterpolering af spildevandet efter passagen af septictanken. For begge anlæg gælder, at længden af sivedrænene er væsentlig længere end anbefalet for gravitationsanlæg i Miljøstyrelsens vejledning (max. 15 meter).

Tre af anlæggene har været i funktion i 2-3 år mens de øvrige har kørt i 10-13 år.

Der er kun rapporteret driftsproblemer for anlæg 2, hvor der i perioder har været problemer med at vandet ikke har kunnet sive væk tilstrækkelig hurtigt.

Tabel 5:
Opbygning og alder af anlæg

4.4 Belastning af anlæggene

Belastningen af anlæggene er opgjort på basis af oplysninger fra brugerne af anlæggene suppleret med oplysninger fra vandværker om de seneste års vandforbrug.

De fleste anlæg er belastet med spildevand fra en normal husstand.

Af afvigelser herfra kan nævnes anlæg 3, som betjener 2 husstande, anlæg 4, hvor der i ejendommen er indrettet en frisørsalon med to pladser samt anlæg 6, der de seneste år kun har været belastet med spildevand fra een fastboende person.

I nedenstående Tabel 6 er belastningen af anlæggene angivet og sammenholdt med belastningsforudsætningerne i Miljøstyrelsens vejledning for nedsivningsanlæg . Det er forudsat at 1 meter sivedræn svarer til et effektivt nedsivningsareal på 1 m².

Tabel 6: Belastning af nedsivningsanlæggene, sammenholdt med nedsivningsvejledningens forudsætninger og anbefalinger

For at illustrere de aktuelle belastningsforhold for de undersøgte anlæg i forhold til nedsivningsvejledningens retningslinier, er i nedenstående Tabel 7 angivet jordartens egnethed til nedsivning. Endvidere er den aktuelle belastning angivet som procent af den i nedsivningsvejledningen forudsatte maksimalbelastning for den pågældende jordtype (angivet med fed skrift). Til orientering er procentsatserne også angivet for andre typer jord.

Det skal bemærkes at kun anlæg 6 falder indenfor kategorien "egnet til nedsivning" i h. t. nedsivningsvejledningen, mens de øvrige anlæg ikke er velegnede til nedsivning. Anlæg 1, 4 og 5 kommer dog tæt på kategorien "nedsivning under vanskelige forhold, Type B", hvorfor der er angivet procentsatser med fed for disse anlæg under type B.

Tabel 7:
Belastning i forhold til nedsivningsvejledningens anbefalinger

Af skemaet fremgår bl.a. at anlæg 6, på sandjord, i forhold til nedsivningsvejledningens anbefalinger er ca. 1/3 belastet m.h.t. organisk stof og ca. halvt belastet hydraulisk.

Anlæggene 1, 4 og 5, som ligger på jord der ikke er egnet til nedsivning, er belastet meget forskelligt i forhold til nedsivningsvejledningens anbefalinger for den bedre jordtype B, både organisk og hydraulisk. Anlæg 1 er kun belastet med ca. 1/3 i forhold til anbefalet for type B, mens anlæg 4 og 5 er belastet svarende til eller hårdere end anbefalet for type B. På basis af belastningstallene kan der således forventes problemer ved anlæg 4 og 5, der belastes væsentligt mere end teoretisk forsvarligt.

For anlæg 2 og 3, som er beliggende på tætte jorde og klart uegnede til nedsivning i h. t. nedsivningsvejledningen, ses at anlæg 3 belastes 20% hårdere med organisk stof end nedsivningsvejledningens anbefalinger for væsentligt bedre jordtyper, mens anlæg 2 kører med en forholdsvis lav belastning. Der burde derfor teoretisk være store problemer med funktionen af anlæg 3.

4.5 Grundvandsforhold

Umættet zone 1-5 meter

Afstanden fra terræn til grundvandet for de seks anlæg varierer fra 1-5 meter, hvilket sammenholdt med en jorddækning på 0,4-1 meter og et par sandmiler, giver en resulterende afstand mellem grundvandet og bunden af anlægget på 1,2-4 meter umættet zone.

Ses på den hydrauliske belastning af grundvandet og den umættede zone findes den aktuelle belastning med spildevand at udgør mellem 1 og 23 liter pr. kvadratmeter pr. døgn, eller en tilførsel på mellem 1 og 14 liter spildevand pr. døgn pr. m³ umættet jord direkte under nedsivningsanlægget.

Tabel 8:
Afstand til grundvand

Fortynding af prøve

For at vurdere hvor fortyndede de udtagne prøver af det øverste grundvand er, i forhold til det spildevandspåvirkede porevand, der tilføres grundvandet fra den umættede zone, er gennemført hydrogeologiske beregninger af den sandsynlige fortynding af porevandet med upåvirket grundvand.

Det er antaget at der sker en opblanding med vertikalt infiltreret regnvand og en opblanding med horisontalt strømmende grundvand under hvert anlæg. Vurderingerne er gennemført individuelt for de enkelte anlæg udfra hydrogeologiske forhold og nedbøren i området.

Den vertikale infiltration (nettonedbøren) regnes at ske over et areal svarende til nedsivningsarealet plus en 1 meter bred bræmme omkring anlægget.

Den horisontale opblanding regnes at svare til den vandmængde der passerer et tværsnit med en dybde på 0,2 meter og en bredde svarende til nedsivningsanlæggets bredde på tværs af strømningsretningen plus 2 meter.

Vurderingerne er baseret på resultaterne af de udførte boringer og pejlinger, jordartskort, potentialekort og erfaringer fra tilsvarende jordtyper.

Der er gennemført en realistisk vurdering samt en "værste situation", svarende til den største opblanding hvis alle vurderinger gennemføres ultra konservativt.

For at kunne sammenligne med belastningstallene for anlæggene er den vertikale og horisontale vandføring i Tabel 9 omskrevet til en vandføring pr m² nedsivningsareal.

Tabel 9:
Grundvandsfortynding af prøver under anlæggene

Som det ses, er der for fire ud af fem anlæg i lerede jorde en meget beskeden opblanding af prøverne under anlæggene, idet kun 2-8% af den udtagne prøvemængde vil være"upåvirket" grundvand. Ved anlæg 2, med den meget lille spildevandsbelastning, vil prøven dog indeholde 18-22% "upåvirket" grundvand.

For anlæggene i lerjord gælder at fortyndingen næsten udelukkende skyldes den vertikale infiltration, mens opblandingen med horisontalt strømmende grundvand er begrænset.

Ved anlæg 6, som ligger i sandjord er infiltrationsraten noget større, og opblandingen med horisontalt strømmende grundvand er væsentlig. Dette resulterer i et indhold på 28-53% "upåvirket" grundvand i de udtagne prøver, afhængig af hvor konservative vurderinger der lægges til grund.

"renset spildevand"

I afsnit 6 er i flere skemaer angivet koncentrationer for "renset spildevand". Disse koncentrationer er rent teoretiske og er beregnet udfra bl.a. ovenstående fortyndinger for de enkelte anlæg i den "værste situation" i Tabel 9.

3 bidrag i prøver

De udtagne grundvandsprøver består af en blanding af følgende tre bidrag:

1. horisontalt strømmende grundvand (Q_inf-h)
   med en koncentration som referencevandet (C_ref),
2. vertikalt nedsivende regnvand, nettonedbør, (Q_inf-v),
   med en koncentration som referencevandet (C_ref) og
3. nedsivende spildevand (Q_spv)
   med koncentrationen "renset spildevand", (C_spv)

Var i stedet udtaget en porevandsprøve i den umættede zone umiddelbart over grundvandsspejlet, ville denne bestå af en blanding af bidrag 2 og 3, og ville derfor også være fortyndet med nedsivende regnvand. En porevandsprøve vil således heller ikke direkte kunne vise hvor meget koncentrationerne i det nedsivende spildevand reduceres ved nedbrydning og sorption.

Af de tre bidrag, hver bestående af en vandmængde gange en koncentration, er det kun koncentrationen af "renset spildevand", Q_spv, der ikke kendes, hvorfor denne teoretiske værdi kan beregnes.

C_målt x (Q_spv + Q_inf-v + Q_inf-h) = C_spv x Q_spv + C_ref x Q_inf-v + C_ref x Q_inf-h

og

Q_inf = Q_inf-v + Q_inf-h ,

giver at

C_spv = C_målt + (C_målt - C_ref) x Q_inf/Q_spv

I skemaerne i den resterende del af rapporten er betegnelsen "renset spildevand" anvendt for det teoretisk beregnede bidrag 3), hvor koncentrationen, C_spv , er beregnet efter ovenstående formel. Ved beregninger er anvendte vandføringer i l/m²/døgn for "den værste situation", som angivet i Tabel 9.

5. Analyseresultater

5.1 Generelt om resultaterne

Alle analyser er udført af Miljøkemi og prøverne er udtaget af COWI efter laboratoriets anvisninger. Alle prøver blev emballeret i præparerede beholdere udleveret fra laboratoriet og transporteret hurtigst muligt til analyse.

Usikkerhedsfaktorer

Mange analyseværdier for specielt miljøfremmede stoffer ligger tæt ved detektionsgrænsen, hvorfor resultaterne bør tages som indikationer, mere end eksakte værdier. Dette skyldes at der, på trods af stor omhyggelighed, er relativt store usikkerheder knyttet til prøveudtagningen, behandlingen af prøverne og selve analysen, når der arbejdes med så små koncentrationer, som dem der findes i bl.a. grundvandsprøverne.

I det følgende angives kun hovedresultaterne af analyserne (gennemsnit, max. og min. samt typisk interval), mens der henvises til bilag 4 for en detaljeret oversigt over samtlige analyser.

Den første prøve af grundvandet under anlæg 2 viste sig at være direkte påvirket af spildevand. Dette skyldes evt. en opstuvning af spildevand i et lag af nedrivningsmaterialer fra en byggetomt, hvilket kan have givet direkte forbindelse mellem nedsivningsfaskinen og boringen. Analyseresultaterne lå for visse parametre dekader fra de værdier der blev fundet i andre boringer og den senere ekstra prøve fra samme boring. Analyseresultaterne fra denne første prøve, kaldet 2G, mærket RB64, er derfor udeladt af de følgende vurderinger.

Mest påvirkede prøve

Grundvandsprøverne blev udtaget i den boring, der havde den højeste ledningsevne og dermed formodentlig det største kloridindhold, hvilket indikerer en spildevandspåvirkning. Ved flere anlæg var kloridindholdet i referenceboringen dog højere end i det påvirkede grundvand, og i en enkelt grundvandsprøve var kloridindholdet meget lavt. Der er ikke analyseret for andre stoffer, der vil kunne bruges som tracer.

Generelt er det de boringer, der ligger i den nedstrøms ende af anlæggene (længst fra referenceboringen), der ved hjælp af ledningsevnemålingerne blev fundet at være "mest påvirkede prøve". Dette bestyrker at prøven med stor sandsynlighed er udtaget i den mest koncentrerede spildevandsfane fra anlægget. Uanset om denne prøve ikke repræsenterer punktet med det absolut mest påvirkede grundvand, er den en god indikator for det niveau af forurening, der kan forventes at findes under et nedsivningsanlæg. Ved beregningerne i afsnit 6, er det antaget at den fundne maksimal værdi for forurening i den "mest påvirkede prøve" optræder i grundvandet under hele nedsivningsanlægget og en bræmme på 1 m omkring anlægget.

Drikkevandskrav

I flere af skemaerne er angivet værdier for krav til drikkevand. Disse værdier er alene anført for at gøre det nemmere at forholde sig til størrelsesordenen af de fundne koncentrationer, og er på ingen måde udtryk for at kravene skal kunne opfyldes af nedsivende spildevand umiddelbart over grundvandsspejlet.

De anførte værdier svarer til drikkevandsdirektivet fra EU og den nye bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg. Hvor der angives "vv" ved kravet, svarer dette til "værdi ved afgang fra vandværk" og indeholder direktivet ikke en sådan værdi, anvendes i stedet "ejd" svarende til "værdi ved indgang til ejendom".

LAS/anioniske det.

Kravværdien angivet for LAS er bekendtgørelsens kravværdi for "anioniske detergenter", der omfatter mere end LAS. I almindeligt forekommende husspildevand fra større samlede bebyggelser udgør LAS omkring 10% af de anioniske detergenter (Miljøprojekt nr. 357, 1997). LAS koncentrationer, fundet i Miljøprojekt nr. 357, ligger dog 7 gange højere end resultaterne fra denne undersøgelse af spildevand fra enkelt-husholdninger, og 4 gange højere end fundet ved undersøgelsen ved en enkelt husstand (Højenvang et al. 1999). Ses på mængden af LAS pr. person pr. dag fås tilsvarende resultater. Antages at mængden af LAS fundet ved dette projekt er korrekt, og antages at mængden af de øvrige anioniske detergenter svarer til niveauet fundet ved Miljøprojekt nr. 357, findes at mængden af LAS i indløbsvandet i dette projekt udgør ca. 40% af de anioniske detergenter. Hvordan forholdet er, efter passagen af den umættede zone, kan ikke umiddelbart vurderes.

5.2 Miljøfremmede stoffer

5.2.1 Belastning fra husstande med septictank

Der blev udtaget prøver på udløbene fra septictankene ved anlæg 2 og anlæg 4. Anlæg 2 betjener en almindelig ejendom med to personer, samt et toilet som anvendes af en ansat. Anlæg 4 betjener, ud over familien på 4 personer, en frisørsalon med to pladser i ejendommen.

Der blev analyseret to gange med ca. 3 måneders mellemrum. Ved den sidste prøverunde blev kun analyseret for de grupper af parametre, hvor der var store afvigelser mellem de to anlæg eller store afvigelser fra forventede niveauer.

Af analyserne ses, at der som forventeligt findes lidt højere koncentrationer af visse miljøfremmede stoffer i spildevandet ved anlæg 4 med frisøraktiviteten end ved anlæg 2. Største afvigelse findes for alkylbenzenerne, hvor niveauet er ca. 10 gange højere ved anlæg 4 (dog ikke for toluen). For gruppen af blødgørere er koncentrationen af DEHP ca. 4 gange højere ved anlæg 4 end 2. I gruppen af detergenter ligger niveauerne for nonylphenoler og LAS lidt højere ved anlæg 4 end ved 2. Summen af PAH-forbindelser ligger til gengæld lidt lavere ved anlæg 4 end anlæg 2.

Sammenlignes med urenset husspildevand fra kloakerede områder ses at de fundne værdier for PAH og NPE ligger på samme niveau som i urenset spildevand. Der i det mekanisk rensede spildevand fundet ca. halvt så meget DEHP som i urenset spildevand, mens mængden af LAS ligger 7 gange højere.

I nedenstående Tabel 10 er resultaterne fra analyserne af indløbene til anlæg 2 og 4 angivet sammen med resultater fra Miljøprojekt nr. 357 og de standardværdier der er opgivet for råt spildevand i Spildevandsrensning (Henze et al.)

Tabel 10:
Miljøfremmede stoffer i husspildevand fra bundfældningstanke/septictanke

5.2.2 Referenceniveau i grundvandet

Ved alle anlæg blev der i en referenceboring udtaget prøver af de øverste 0-20 cm grundvand. Referenceboringerne formodes at være upåvirkede af nedsivningen af spildevand fra det pågældende anlæg, idet boringerne blev placeret 10-20 meter opstrøms for anlæggene.

Ved referenceboringerne blev der kun fundet begrænsede spor af miljøfremmede stoffer. Der er dog i de fleste boringer påvist mindre mængder af naphthalen, PAH, toluen og xylener. LAS ligger i de fleste boringer under detektionsgrænsen. Et enkelt sted er fundet en værdi på 3,4 µg/l, hvilket er langt under kravværdien på 100 µg/l for summen af anioniske detergenter drikkevand. Phenol er påvist i to boringer, hvoraf den højeste værdi lå halvdelen af kravværdien for drikkevand.

I nedenstående Tabel 11 er hovedresultaterne af analyserne af vand fra referenceboringerne angivet.

Tabel 11:
Resultat af analyser af vand fra referenceboringer