| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Udsivning af spildevand fra afløbssystemer

3. Litteraturgennemgang

3.1 Sammenhænge mellem indsivning og udsivning

Mange af de publikationer, der vedrører utætte kloaksystemer, sætter ikke fokus på udsivning (exfiltration) fra rørene, men beskæftiger sig med indsivning (infiltration). Det kan dreje sig om indsivende grundvand, i de tilfælde, hvor grundvandsspejlet ligger over afløbssystemet, eller om regnvand, der siver ud fra regnvandsledninger og ind i spildevandsledninger. Risikoen for denne overlækning er størst i jordtyper med lav hydraulisk ledningsevne, fordi vandet dermed nemmere siver ind gennem utætheder i ledningen end ned gennem jorden. I forbindelse med kraftig nedbør kan der forekomme direkte indsivning til afløbssystemet, når regnvandet siver ned gennem jorden. De væsentligste former for uvedkommende vand i afløbssystemet er vist på Figur 3-1 (Miljøstyrelsen, 1992a).

Figur 3-1:
De væsentligste former for uvedkommende vand (Miljøstyrelsen, 1992a)

Infiltration af vand i kloakrør øger vandmængden, der bliver transporteret til rensningsanlægget. Denne mængde kan overstige den tørvejrsvandmængde, både afløbssystemet og rensningsanlægget er blevet dimensioneret efter. Dette er særlig kritisk i separatsystemer, idet konsekvensen af kapacitetsoverskridelser kan bestå i såkaldte sanitary sewer overflows, overløb fra separate spildevandsledninger til recipienten. Denne mulige konsekvens af infiltration af vand i kloakrør har givet anledning til en række publikationer og en konference (USEPA, 1995). I fællessystemer og i separate regnvandssystemer udgør det indsivede vand typisk kun 1-2% af den maksimale kapacitet. Der kan dog opstå kapacitetsproblemer i afskærende ledninger, som ikke er dimensioneret til ekstra vandmængder (Miljøstyrelsen, 1992a).

Generelt har indsivning af vand i afløbsledningerne været årsag til en række drifts- og miljømæssige problemer (Miljøstyrelsen, 1992a). For eksempel kan indsivningen bevirke, at fyldmaterialet i ledningsgraven skylles ind i afløbssystemet og dermed bliver årsag til dannelse af lunker, som vist på Figur 3-2. Denne proces kan føre til rørsammenbrud og sammenstyrtning af veje. På renseanlæggene medfører indsivningen en øget hydraulisk belastning og en lavere procestemperatur (Miljøstyrelsen, 1992a). Spildevandsafgiften for kommunerne vil stige proportionalt med indsivningsmængden. Indsivning er dermed ikke længere kun et teknisk og miljømæssigt problem, men også en økonomisk belastning (Petersen og Napstjert, 1996). Indsivning af grundvand til afløbssystemet vil betyde en sænkning af grundvandsspejlet, hvilket indirekte kan være årsag til en mindsket vandføring i vandløbene (Härig, 1991; Miljøstyrelsen, 1992a).

Ifølge Jensen og Nilsson (1993) kan den drænende effekt af utætte kloakker under grundvandsspejlet også have positive miljøeffekter: Indsivningen og den resulterende grundvandssænkning kan reducere eller hindre nedsivning af kemikalier til grundvandsmagasinet, for eksempel under affaldsdepoter og gamle industrigrunde. Den fungerer dermed som en utilsigtet og ukontrolleret afværgeforanstaltning mod grundvandsforurening. Desuden kan det indsivede vand forbedre selvrensningen i afløbssystemet og mindske svovlbrintedannelsen (Miljøstyrelsen, 1992a).

Figur 3-2:
Dannelse af lunker som konsekvens af indsivning (Miljøstyrelsen, 1992a; Reynolds, 1994)

I 1999 er der indberettet oplysninger om indsivning eller udsivning for 755 danske renseanlæg, som i alt repræsenterer 81% af den samlede vandmængde på alle danske renseanlæg (Miljøstyrelsen, 2000). På de 755 anlæg udgør indsivningen gennemsnitlig 29% af vandmængden. Indsivning på de fleste anlæg ligger mellem 10 og 50% af den samlede vandmængde på et renseanlæg (Tabel 3-1). I den sidste kolonne ses den tilsvarende vandmængde for de renseanlæg, der er repræsenteret i det pågældende interval, i forhold til den samlede vandmængde på de 755 renseanlæg. Der er kun registreret fire anlæg, hvor der samlet over året er negativ vandbalance, svarende til en forventet udsivning (Tabel 3-1).

Tabel 3-1:
Fordeling af indsivningsmængder på 755 danske renseanlæg (Miljøstyrelsen, 2000).

Indsivningsmængden er direkte afhængig af, hvor højt grundvandsspejlet står i forhold til afløbssystemet. Den er normalt lille i sommerperioden og stor i vinterperioden (Miljøstyrelsen, 1992a; Reynolds, 1994). Petersen og Napstjert (1996) undersøgte indsivningsmængderne i forhold til tørvejrsvandføring i tilløbet til fem danske renseanlæg. I vinterhalvåret 1994/95, hvor nedbørsmængderne var over gennemsnittet, kom mængden af uvedkommende vand op på 300-700% af tørvejrsvandføring (Petersen og Napstjert, 1996). I efterår/vinter 1995/96 var nedbørsmængderne ekstremt lave og tilløbsvandføringen var omtrent lig med spildevandsmængden. Figur 3-3 giver et eksempel på en stor mængde infiltrationsvand i tilløbet til et dansk rensningsanlæg.

Figur 3-3:
Tørvejrsflow i tilløbet til et dansk rensningsanlæg. Infiltrationsvandet er estimeret til at være det laveste flow over døgnet.

Vandbalancen for Sjælland, hvor grundvandsressourcerne på nuværende tidspunkt er fuldt udnyttet, viser at den indsivende vandmængde er af samme størrelsesorden som vandforbruget (Jensen og Nilsson, 1993). 85% af det indsivende vand ville ellers være tilgået recipienterne, mens 15% ville have bidraget til grundvandsressourcen. Dette svarer til en mulig forøgelse på 15-20% af den eksisterende udnyttelige ressource. Bennike og Jensen (1996) gennemførte en undersøgelse i Støvring Kommune og konstaterede diffus indsivning i 20% af Støvring bys kloaksystem. I en samleledning forekom både diffus og lokal indsivning. Den diffuse indsivning skete via mange utætte samlinger, mens den lokale indsivning havde sin oprindelse i utætte stikledninger, tilsluttede bygningsdræn og markdræn.

Undersøgelser i udlandet viser de samme problemer og tendenser: I Berkshire (England) udgjorde infiltrationsmængden af grundvand i kloaknettet 30-95% af tørvejrsflowet, afhængig af nedbørsmængden (Reynolds, 1994). Ellis (2001) opgiver infiltrationsrater på 15-50% af tørvejrsvandføring samt 10-20% af flowet under regn i Storbritannien. Årgennemsnit for infiltrationen i St. Gallen (Schweiz) lå på 25% af spildevandsmængden (Boller og Häflinger, 1996). Mull (1996) konstaterede at indsivning i Hannover (Tyskland) årligt udgjorde 29% af spildevandet i tilløbet til et rensningsanlæg.

En af USEPA’s håndbøger fastlægger en grænseværdi for indsivende vand relateret til rørets diameter på 185,2 l cm-diam.^-1 km^-1 dag^-1 (svarer til 200 gal in-diam.^-1 mi^-1 day^-1) (USEPA, 1977). Engelske vejledninger tager højde for infiltrationen, idet 10% af ledningskapaciteten skal reserveres til indsivende vand (Water Authority Association) (Reynolds, 1994). Ifølge Ellis (2001) er denne antagelse dog alt for lav, især i områder med højt grundvandsspejl. I alt er 23% af afløbssystemet i Storbritannien i en kritisk tilstand, men kun 2% blev renoveret eller udskiftet mellem 1990 og 1998 (Ellis, 2001).

Ud over direkte indsivning af grundvand eller regnvand må også tilsluttede dræn anses for at bidrage med uvedkommende vand i afløbssystemet (Figur 3-1). De største forbedringer i forhold til indsatsen opnås ved afskæring af drænsystemer (Petersen og Napstjert, 1996).

En billig løsning til at reducere indsivningen af grundvand i utætte kloakledninger er grundvandssænkende dræn (Miljøstyrelsen, 1992b). I Fjerritslev blev drænvandet således afledt til en kloakgrøft. Efter at grundvandsstanden var blevet sænket, blev der konstateret et forhøjet bakterietal i drænvandet, der blev tilskrevet udsivning af spildevand. Da der 3 måneder senere blev taget en yderligere prøve, var bakterietallet igen normalt, hvilket blev tilskrevet selvtætning af kloakledningen.

Som supplement til vedligeholdelse af ledningerne forslår Field og O’Conner (1996), at øge afløbssystemets og rensningsanlæggets kapacitet samt metoder identiske med dem, der allerede er etableret til kontrol af overløb. Ifølge Reynolds (1994) anvendes der forskellige metoder til infiltrationskontrol i USA: Modtagelse af statsstøtte til etablering af et rensningsanlæg kræver f.eks., at infiltrationsmængden ikke overskrider grænseværdien (Federal Water Pollution Control Act Amendments).

Generelt vil der i perioder, hvor grundvandsspejlet ligger under ledningen, ske udsivning af spildevand. De udsivende vandmængder må dog antages at være mindre end indsivningsmængderne, fordi vandtrykket i røret er lavt, mens det udvendige vandtryk ved højt grundvandsspejl kan være betydeligt. Udsivningen kan modvirkes af indsivningen i dybere liggende spildevandsledninger, så udsivningen vil ikke afsløres af vandbalancen (Miljøstyrelsen, 1992a).

Sammenfatning: Indsivning i utætte kloakrør finder sted, hvis grundvandsspejlet ligger over det beskadige afløbssystem. Ligeledes kan vandmængden i rørene forøges i tilfælde af overlækning, dræn eller fejlkoblinger. De øgede vandmængder giver anledning til en række drifts- og miljøproblemer, f.eks. overløb i separatsystemer, dannelse af lunker og rørsammenbrud, øget belastning på renseanlæg og grundvandssænkning. Mængden af uvedkommende vand i Danmark ligger gennemsnitligt på 29% af spildevandsmængden, men det er målt op til 700% af tørvejrsflowet. Som foranstaltninger mod indsivning er der foreslået renovering af ledningerne, afskæring af drænsystemer og grundvandssænkende dræn. Hvis grundvandsspejlet ligger under ledningen, vil der kunne ske udsivning af spildevand gennem utæthederne.

3.2 Konstaterede udsivninger

Gennem de seneste år er der blevet gennemført en række undersøgelser både i Danmark og i udlandet, med det formål at bestemme den beskadigede del af afløbssystemet samt de udsivende vandmængder. De resultater, der foreligger fra disse undersøgelser, opgiver udsivningsmængder dels som vandføring per kilometer ledningsstrækning, dels som en samlet udsivningsmængde på årsbasis. Udsivningsmængderne bliver ikke nødvendigvis sat i forhold til den totale spildevandsmængde. Resultaterne fra de enkelte undersøgelser er derfor ofte vanskelige at sammenligne.

Eiswirth et al., (1994), Eiswirth og Hötzl (1994; 1995) angiver, at der i Tyskland siver flere 100 millioner m³ spildevand ud af afløbssystemet årligt. Ingen af kilderne angiver dog, hvorfra dette overslag stammer, eller hvordan det er fremkommet. Eiswirth og Hötzl (1994) anslår, at udbedring af systemet i givet fald ville koste 50-80 milliarder DM.

Tabel 3-2:
Udsivningsrater i Hannover (Härig, 1991).

Härig (1991) estimerede den samlede udsivning af spildevand i det undersøgte opland til 5-8 mio. m³ år^-1. Mull (1996) slår dog senere fast, at undersøgelsen er behæftet med store usikkerheder, idet en række af de bagvedliggende antagelser er usikre. Endvidere synes sporstofmålingerne at være tvivlsomme, idet der er ringe korrelation mellem bor og sulfat. Mull (1996) vurderer, at andre kilder – så som forurenede industrigrunde – formentlig er væsentligere i forhold til den urbane grundvandskvalitet end kloaksystemet.

Når man betragter de tre metoder ved hvilke Härig (1991) og Härig og Mull (1992) har bestemt udsivningen, må man tilslutte sig Mull (1996)’s senere vurdering, nemlig, at undersøgelsen på visse punkter er behæftet med væsentlige usikkerheder. F.eks. er det en ganske grov antagelse, at den hydrauliske ledningsevne ved udsivning er lig den ved indsivning, idet der i de to situationer er tale om vand med væsentligt forskelligt partikelindhold.

Trauth og Xanthopoulos (1996) foretog en monitering af grundvandskvaliteten i et delopland i Karslruhe, Tyskland. I forbindelse med bestemmelse af vandbalancen for oplandet, analyserede de eksisterende informationer om afløbssystemet så som TV inspektioner, ledningernes alder og dets materialer. Herudfra vurderede Trauth og Xanthopoulos (1996), at udsivende spildevand bidrog til grundvandsfornyelsen med 10%.

Ved en kombination af sporstofmålinger på udvalgte ledningsstrækninger og opstilling af vandbalancen for landsbyen Rønbjerg i Skive Kommune fandt Jensen og Madsen (1996), at udsivningen af spildevand udgjorde omtrent 1/4 af landsbyens samlede spildevandsproduktion. Den største udsivning som Jensen og Madsen (1996) målte på en enkelt ledningsstrækning var 1,3 l s^-1 km^-1.

I Viby, Århus Kommune, fandt Knudsen et al. (1996) ved sporstofmåling på en 1600 m lang afskærende ledningsstrækning med enkelte sidetilløb, en gennemsnitlig udsivning på knap 3 l s^-1 km^-1. Fra en enkelt af ledningsstrækningerne blev der målt 43 l s^-1 km^-1. Sammenholdes dette med vandføringen i ledningen, viste målingerne, at der i alt sivede cirka 1/4 af det tilledte spildevand ud af systemet på den betragtede ledningsstrækning. Der kunne ikke findes et entydigt sammenhæng mellem de forudgående TV inspektioner og udsivningsmålingerne.

Ohlsen og Genders (1993) undersøgte afskærende kloakledningernes tæthed i Birkerød Kommune under tørvejrsforhold ved anvendelse af sporstofmålinger og under regn ved trykprøvning. Ved tørvejrsvandføring var der udsivning fra fire af de seks undersøgte strækninger. Når ledningerne var under tryk, var der en betydelig udsivning fra alle strækningerne. Udsivningen i tørvejr lå mellem 0 og 5 l s^-1 km^-1. Under regn var udsivningen altid større end 5 l s^-1 km^-1, og kunne i et enkelt tilfælde ikke måles, idet ledningen var så utæt, at det nødvendige overtryk ikke kunne opretholdes.

I forhold til indsivningen reducerer udsivningen spildevandsafgift samt omkostninger til behandling af spildevand og påvirker ikke ledningernes stabilitet i samme omfang som indsivning (Figur 3-2). Til gengæld har udsivningen et potentiale for forurening af jord og grundvandsressourcen (Reynolds, 1994).

Sammenfatning: Der rapporteres om betydelige udsivninger fra afløbssystemer. En del af disse studier indikerer, at store dele af det producerede spildevand siver ud før det når renseanlægget. Nogle af disse undersøgelser er dog baseret på indirekte bestemmelser af udsivningen, der tager udgangspunkt i en lang række mere eller mindre usikre antagelser. Undersøgelsernes konklusioner må derfor ligeledes anses for usikre. Der er dog også foretaget direkte målinger af udsivningen ved hjælp af forskellige sporstofteknikker og i et enkelt tilfælde ved trykprøvning. Disse undersøgelser viser ligeledes nogle ganske store udsivninger. Tages afløbssystemets samlede længde og den tilledte spildevandsmængde i betragtning, så må det dog formodes, at udsivning ikke generelt forekommer i et sådant omfang, idet vi i modsatte fald ville se oplande, hvor al spildevand blev nedsivet og der dermed slet ikke blev udledt spildevand. En mulig forklaring på de store målte udsivningsmængder kan være, at vandføringsmålinger med sporstof ikke er uproblematiske at udføre på grund af usikkerheder i massebalancerne. Selvom en direkte måling principielt må anses for værende "bedre" end en indirekte bestemmelse, gør vanskelighederne ved præcis flowmåling under feltforhold, at konklusionerene herfra må benyttes med forsigtighed.

3.3 Detektionsmetoder og indikatorer for udsivning

3.3.1 TV-inspektion

Den mest almindelige måde at kontrollere kloakledningernes tilstand på er TV-inspektion (Afsnit 2.3). Med hensyn til udsivningen er konklusioner fra TV-inspektionen dog begrænsede: De lækager, der bidrager til udsivningen, stemmer ikke nødvendigvis overens med de synlige skader (Eiswirth og Hötzl, 1994; Eiswirth et al., 1994; Knudsen et al., 1996). En række visuelt konstaterede skader, som var blevet klassificeret som klasse 1 skader (højeste skadeklasse), bidrog ikke til udsivningen, mens udsivning også foregik på strækninger, hvor TV-inspektionen ikke havde vist graverende fejl (Eiswirth og Hötzl, 1994; Ohlsen og Genders, 1993). En klassifikation af skaderne og en vurdering af disses udsivningspotentiale kun på grundlag af TV-inspektionen er derfor ikke tilstrækkelig. TV-inspektioner er dermed ikke et tilstrækkeligt grundlag for en risikoanalyse for jord- eller grundvandsforureninger (Eiswirth og Hötzl, 1994; 1995; Eiswirth et al., 1994).

I tilfældet af fuldtløbende rør kan den udsivende vandmængde bestemmes ved trykprøvning, dvs. på grundlag af den vandmængde, der skal tilføres for at opretholde trykket (Ohlsen og Genders, 1993). Den samme metode kan anvendes til bestemmelse af udsivning fra stikledninger, idet forbindelsen til ledningen nedstrøms bliver lukket og stikledningen bliver fyldt med vand (Ellis, 2001). Metoden forudsætter, at der ikke sker indsivning i fuldtløbende ledninger. Udsivningens størrelse kan ikke bestemmes, hvis skaderne er så store, at trykket ikke kan opretholdes.

3.3.2 Sporstofmålinger

Gennem de senere år er der blevet anvendt forskellige metoder til detektion af udsivning og bestemmelse af den udsivende vandmængde, f.eks. sporstofmålinger (tracer). Det drejer sig om stoffer, som ikke forekommer i hverken spildevandet, den omgivende jord eller i grundvandet.

I nogle danske undersøgelser blev der benyttet to forskellige sporstoffer til en samtidig måling af den tilførte og den udsivende vandmængde (Ohlsen og Genders, 1993; Jensen og Madsen, 1996; Knudsen et al., 1996). Måleprincippet er illustreret i Figur 3-4. Det første sporstof doseres opstrøms strækningen, der skal undersøges. Det andet sporstof tilsættes umiddelbart nedstrøms strækningen inden for det tidsrum, hvor den første puls passerer doseringsstedet. Hvis der ikke optræder udsivning fra den undersøgte strækning, vil forholdet mellem de doserede mængder og forholdet mellem de mængder, der genfindes i et nedstrøms tværsnit, have samme værdi. Afhængig af strømningsforholdene kan sporstoftabet omregnes til et tab af spildevand fra ledningen.

Figur 3-4:
Principskitse for udsivningsundersøgelser ved anvendelse af sporstoffer (Knudsen et al., 1996).

Ohlsen og Genders (1993) brugte de radioaktive isotoper ⁸²Br og tritium som sporstoffer, Knudsen et al. (1996) arbejdede med farvestoffer. Udvalget af farvestoffer omfattede naphthionat, pyranin, eosin, sulforhodamin og amidorhodamin G. Sporstofmetodens usikkerhed bliver af kilderne selv vurderet som 2% (Ohlsen og Genders, 1993) og 10% (Jensen og Madsen, 1996) af det aktuelle flow. Knudsen et al. (1996) angiver, at resultaterne bliver unøjagtige ved tilløbsvandmængder på over 5% af det samlede flow på strækningen.

Hvis spildevand tilsættes et sporstof, kan sporstoffets fordeling i jord eller grundvand give oplysning om placering af en lækage, den udsivende vandmængde og dens udbredelse i jord eller grundvand. Enhver tilsætning af kemiske stoffer til spildevandet forudsætter en godkendelse fra myndighederne (Armbruster et al., 1992a). Arbejdet med radioaktive sporstoffer kræver derudover en meget omhyggelig håndtering. Alle sporstoffer er ikke lige egnede til bestemmelsen af udsivningsmængden eller udbredningsmønstret i jord: Nogle farvestoffers intensitet er afhængig af pH-værdien, så de ikke kan bruges til kvantitative undersøgelser. Eiswirth og Hötzl (1995), der brugte NaCl og farvestoffer til sporing af udsivning, rapporterer desuden tydelige dispersionseffekter under farvestoffernes transport gennem jord. NaCl har en dispergerende effekt på organisk stof og kan dermed forandre strømningsforholdene i jord.

Andre undersøgelser er baseret på stoffer, som forekommer i spildevand i forholdsvis høje koncentrationer og som ikke optræder i grundvand eller den omgivende jord. Formålet med denne fremgangsmåde er ikke en kvantificering af udsivningsmængden, men en opsporing af spildevandets udbredelse i jord eller grundvand. Härig (1991) og Mull (1996) brugte sulfat som tracer, idet sulfat fandtes i høje koncentrationer i spildevandet i undersøgelsesområdet. Sulfat bindes ikke til jordpartikler i væsentligt omfang. Til gengæld kan koncentrationerne i forvejen være høje, hvis der forekommer en gipsholdig undergrund eller byggeaffald i området. Under anaerobe forhold, f.eks. forårsaget af en omsætning af organisk stof i nærheden af lækagen, kan der ske en omsætning af sulfat til sulfid.

Härig (1991) og Traut og Xanthopoulus (1996) brugte bor som tracer for udsivningen til grundvandet. Høje bor-koncentrationer stammer fra vaskemidler og kan derfor føres tilbage til spildevand som forureningskilde. Bor omsættes ikke, men bindes til jordpartikler. Adsorptionen er afhængig af jordens pH-værdi og dermed vanskelig at kvantificere i modelberegninger. Mull (1996) bedømte derfor bor som uegnet. Trauth og Xanthopoulus (1996) vurderede, at bor var bedst egnet i forhold til kalium og ethylendiamintetraacetat (EDTA) til sporing af udsivende spildevand.

Kalium er ikke et entydigt sporstof for spildevand, fordi øgede koncentrationer også kan stamme fra landbruget. Desuden bindes kalium meget stærkt til lermineraler. Upåvirket grundvand indeholder kaliumkoncentrationer mellem 1 - 5 mg l^-1 (Trauth og Xanthopoulus, 1996). EDTA kan direkte relateres til spildevand. Ifølge Trauth og Xanthopoulus (1996) er EDTA dog ikke særlig mobil.

Ellis (2001) foreslår målingen af stabile isotoper, med en d ¹⁵N-værdi > 10‰ som indikator for fækal forurening. Metoden kræver isotopfraktionering og fører muligvis ikke altid til entydige resultater i forhold til jordens baggrundsværdier mellem 1 og 7‰. Bestemmelsen er ydermere påvirket af denitrifikationsprocesser.

3.3.3 Geofysiske og geologiske metoder

Det udsivende vands temperatur kan bruges som en naturlig tracer. Temperaturforskellen i jord omkring ledningerne giver mulighed for at lokalisere udsivning af spildevand. Temperaturprofiler i jord er målt ved hjælp af en kæde med flere temperatursensorer, der bliver hejst ned i jord gennem et rør. 15-20 minutter er nødvendige for en pålidelig temperaturmåling. Metoden kan dog først anvendes under 2 m dybde, fordi overfladens mikroklima ellers vil forstyrre målingerne og skjule eventuelle temperaturforskelle. Dybden er begrænset til 10 m. Temperaturdifferencen varierer med årstiderne og er ikke særlig udpræget om foråret og efteråret (Armbruster et al., 1992a).

Armbruster et al. (1992a) kunne ikke påvise udsivningen kun på grundlag af overfladetemperaturen, som f.eks. kan måles ved hjælp af infrarødscanning. I andre tilfælde vil måling og vurdering af overfladetemperaturen være fordelagtig, fordi der ikke skal nedføres instrumenter eller prøveudtagningsudstyr til området, hvor udsivningen finder sted.

Ud over de nævnte geofysiske, geologiske og hydrokemiske metoder målte Eiswirth (1995) CO₂, O₂, CH₄ og H₂S i poregas og kunne relatere forøgede CO₂- og mindskede O₂-koncentrationer til udsivning af spildevand. Ændringer i poregassens sammensætning var forårsaget af mikrobiel omsætning af organisk stof i det udsivende spildevand. Analyserne bliver suppleret med målinger af pH, redoxpotentiale, elektrisk ledningsevne, alkalinitet og temperatur. Forekomsten af CO₂ og O₂ i poregas varierer med årstiderne: Temperaturen påvirker den biologiske aktivitet i jord og opløsning af gasser i vand. Ændringer i gassammensætningen er derfor tydeligst om sommeren.

Sammenligning af gas- og sporstofundersøgelserne har vist, at det er hensigtsmæssigt at kombinere flere metoder: Sporstofmålingerne har indikeret en særlig hurtig transport af spildevandet fra en lækage til grundvandet, sandsynligvis gennem makroporer. I modsætning til udsivningen fra andre lækager blev denne hurtige transport ikke ledsaget af øgede CO₂-koncentrationer (Eiswirth, 1995). Hvis poregasanalyser havde været den eneste analysemetode, ville udsivningen ikke være bemærket.

Som særlig succesrige og effektive vurderer Eiswirth (1995) de følgende målemetoder:

Sammenfatning: Skader på afløbsledninger kan konstateres ved hjælp af TV-inspektion. En vurdering af ledningernes udsivningspotentiale kun på grundlag af TV-inspektionen er formentlig ikke tilstrækkelig, idet det f.eks. ikke entydigt kan sluttes, om pakningsmateriale mangler i en samling. Udsivningsmængden kan bestemmes ved hjælp af sporstofmålinger på strækninger, hvor udsivning formodes at forekomme. Undersøgelser af spildevandets udbredelse i jord er ofte baserede på opsporing af bestemte stoffer, der er typiske for spildevand. På grund af stoffernes omsætning eller sorption samt bidrag fra andre kilder end spildevand er resultaterne dog ikke entydige. Såfremt sporstofmålinger, poregasanalyser og geofysiske metoder bliver kombineret, skabes der en mulighed for mere omfattende undersøgelser af vandets bevægelse i jorden. Multisensorsonder kan supplere TV-inspektion til lækagedetektion.

3.4 Miljøfremmede stoffer i spildevand

Udenlandske resultater inkluderes ikke i nærværende litteraturgennemgang, idet der foreligger en række danske målinger og udenlandske målinger ikke nødvendigvis vil være repræsentative for danske forhold.

Tabel 3-3:
Miljøfremmede stoffer i spildevand ved indløb til renseanlæg. Numre henviser til Miljøprojekter. Alle koncentrationer er anførte i µg l^-1.

Tabel 3-4:
Bidraget fra husholdninger til belastning på renseanlæg (Miljøstyrelsen, 1997)

Sammenfatning: Under Miljøstyrelsens undersøgelsesprogram "Intensivt måleprogram for miljøfremmede stoffer og hygiejnisk kvalitet af kommunalt spildevand" er der gennemført en analyser for en række miljøfremmede stoffer i spildevandet. Prøverne blev dels taget i tilløbene til renseanlæg, dels i boligområder. Der er konstateret væsentlige forskelle i indholdet af miljøfremmede stoffer i husspildevand og spildevand med afledning fra industriområder.

3.5 Stoftransport og –tilbageholdelse i sand og jord

3.5.1 Tilclogningsprocessen

Om udsivning af spildevand fra utætte kloakledninger påvirker jordsystemet og grundvandskvaliteten, er afhængig af de processer, der foregår i det omgivende sandlag og i jorden. Udsivningen af spildevand ind i sandlaget kan i nogen grad sammenlignes med behandling af spildevand i sandfiltre. Opløste indholdsstoffer kan adsorberes og nedbrydes, og partiklerne kan blive tilbageholdt på grund af filtration (Urbonas, 1999). USEPA (1980) anbefaler et filtermedium med et uensformighedstal mindre end 4,0 og en effektiv størrelse mellem 0,25 og 1,5 mm. Tabel 3-5 viser en oversigt over virkningsgrader for stoffjernelse for overfladevand i sandfiltre. Tabellen gengiver den "most common data range", der er rapporteret i litteraturen. Afhængig af sandfiltrenes udformning, kan den virkelige virkningsgrad også ligge uden for den opgivne spredning. Med hensyn til BOD angiver Miljøstyrelsen (2000) for biologiske sandfiltre en gennemsnitlig udløbskoncentration på 4,3 mg l^-1. I forhold til en typisk indløbskoncentration på 250 mg l^-1 svarer dette til en rensningsgrad på 98%.

Tabel 3-5:
Virkningsgrad af sandfiltre for overfladevand (Urbonas, 1999).

* MCR: most common data range

Eftersom filtrationen af partiklerne sker tæt på lækagen, kan den medføre en tilclogning af lækagen i kloakrøret. På denne måde vil den udsivende vandmængde kunne aftage med tiden. Adskillige undersøgelser har vist, at der er en tendens til at sandfiltre, hvortil der kontinuerligt tilføres ubehandlet spildevand, clogger til i løbet af nogle uger eller måneder (Jenssen, 1986; Tomasek et al., 1987; Harrington, 1989; Urbonas, 1999).

Figur 3-5 viser, hvordan tilclogningsprocessen påvirker strømningsforholdene i jorden. Vandet kan sive ned gennem alle porerne i søjle A, som ikke er clogget til. I denne søjle opstår der mættede betingelser. I søjlerne B og C tiltager aflejringen på toppen af jordmaterialet, hvilket reducerer flowet igennem søjlerne. Flowraten er mindre end jordens hydrauliske ledningsevne. De største porer er tomme, og der opstår umættede betingelser (USEPA, 1980).

Figur 3-5:
Skitsering af vandtransporten gennem tre søjler med tilclogning af forskellig udstrækning (USEPA, 1980).

Ishizaki et al. (1996) gennemførte en systematisk undersøgelse af tilclogning af nedsivningsanlæg for overfladevand ved hjælp af søjleforsøg. De konstaterede, at tilclogning forløb i to faser: en langsom og en hurtig reduktion af den hydrauliske ledningsevne (Figur 3-6). Den første, langsomme fase blev forklaret med en akkumulation af partikler fra vandet, som reducerer jordens permeabilitet og derved ledningsevnen. Efterhånden dannes der en biofilm på overfladen af søjlen, som er ansvarlig for den anden fase med stærkt reduceret ledningsevne. Det samme forløb blev beskrevet af Jenssen (1986).

Figur 3-6:
Relation mellem stoftilførsel til forsøgssøjler og hydraulisk ledningsevne (Ishizaki et al., 1996).

Dannelsen af biofilmen var knyttet til anaerobe betingelser på infiltrationsoverfladen: At udsætte søjlernes overflader for luft var en effektiv måde at undgå tilclogningen på. En intermitterende vandforsyning havde den samme effekt (Ishizak et al., 1996). Højere infiltrationsrater som følge af genluftning blev også nævnt af USEPA (1980) og Jenssen (1986). Ved siden af temperaturen er genluftning den vigtigste faktor i drift af sandfiltre (USEPA, 1980).

Hvis dannelse af biofilm også fører til en tilclogning af lækager i kloakrør, kunne lufttilførsel eller et intermitterende spildevandsflow følgelig tænkes at påvirke udsivningen. Intermitterende betingelser foreligger for eksempel i de tilfælde, hvor spildevandsmængden om natten er stærkt reduceret. Ifølge USEPA (1980) er en dannelse af biofilm, der nedsætter infiltrationsraten, nødvendig for en behandling af spildevand i sandfiltre. Ellers opstår der mættede betingelser, hvilket er ensbetydende med en accelereret transport til grundvandet. I størrelsesordenen 0,6-1,2 m umættet jord vil være tilstrækkelig til en reduktion af bakterier og virus til et acceptabelt niveau (USEPA, 1980).

Så vidt vides er det ikke systematisk undersøgt, om en tilsvarende tilclogningsproces også fører til en reduktion af udsivningen fra et utæt kloakrør. Nogle undersøgelser formoder at årsagen til en uventet lille udsivningsmængde og et aftagende bakterietal i grundvandet kan være en tætning af ledningen med tiden (Jakobsen, 1992; Jensen og Madsen, 1996). Ifølge Rauch og Stegner (1994) er tilclogning af porøse medier en kendsgerning i forbindelse med infiltration af vand, der indeholder store mængder partikler. Denne effekt reducerer miljøpåvirkningen af spildevandsudsivningen (Rauch og Stegner, 1994).

Rauch og Stegner (1994) konstaterede i laboratorieundersøgelser en hurtig reduktion af den udsivende spildevandsmængde. Flowet gennem et rektangulært hul af størrelsen 5 x 3 cm blev regnet om til en leakage factor pr. arealenhed og pr. trykenhed. Denne faktor faldt fra 0,1-0,2 l s^-1 m^-2 (m vandsøjle)^-1 til et steady-state flow på mindre end 0,01 l s^-1 m^-2 (m vandsøjle)^-1 i løbet af få minutter. Spildevandet sivede ud i et ensformigt materiale af 20 cm tykkelse. En variation af kornstørrelsen fra 2-40 mm påvirkede ikke den hurtige reduktion af flowet. Filtrationen gennem materialet førte til en reduktion af partiklerne og organisk stof, dog ikke af ammonium (Tabel 3-6). "Filtreret spildevand" betegner det vand, der sivede igennem det 20 cm tykke materiale under lækagen. Akkumuleringen af partikler fandt sted i de øverste 5 cm af materialet, som indeholdt ca. 5-10% organisk stof.

Tabel 3-6:
Spildevandets indholdsstoffer (Rauch og Stegner, 1994).

a) ASS: amount of settleable solids

På grund af jordens heterogenitet er processerne mere komplekse i selve råjorden. Jenssen (1986) undersøgte infiltrationen af spildevand i otte forskellige norske jordtyper over fire år. I alle tilfælde faldt flowet med tiden. Resultaterne antydede, at flowet efterhånden nærmer sig nul, men i nogle tilfælde kunne det ikke udelukkes, at der opstod stationære forhold med en ligevægt mellem aflejring og omsætning af organisk stof. En ligevægtstilstand med en konstant flowrate er også konstateret for sandfiltre (USEPA, 1980).

Forsøgene viste tydelige forskelle på infiltrationsraten mellem jordtyper med en hydraulisk ledningsevne mindre eller større end 2500 cm d^-1 (svarer til 2,89 10^-4 m s^-1). Alle jordtyperne med en ringe hydraulisk ledningsevne nåede en infiltrationsrate på ca. 1,5 cm d^-1, hvilket betyder, at tilclogningsprocessen og ikke jordtypen kontrollerede infiltrationsraten. Infiltrationsraten var noget større i jordtyper med høj hydraulisk ledningsevne (ca. 5 cm d^-1).

En forøgelse af trykket på søjlernes overflade, forårsaget af en opstuvning af vandet, fører til et brud i biofilmen og til et øget flow (USEPA, 1980; Jenssen, 1986). Fænomenet var kun kortvarigt, men bevirkede et større gennembrud af spildevandskomponenter gennem søjlerne (Jenssen, 1986).

Sammenfatning: Ud fra drift af anaerobe sandfiltre foreligger der den erfaring, at filtrene efterhånden clogger til, forårsaget af en aflejring af partikulært materiale samt en efterfølgende dannelse af en anaerob biofilm. Processen fører til en betydelig reduktion af flowet. Nogle undersøgelser i forbindelse med udsivning fra afløbsledninger henviser til en tilsvarende selvtætning af systemet. Om udsivning dermed kan standses helt eller om der opstår en ligevægtssituation mellem aflejring og omsætning af organisk stof, kan ikke afgøres i de foreliggende undersøgelser. Tilclogningsprocessen og ikke jordtypen kontrollerer infiltration i jord. Flowet kan stige, hvis trykket på overfladen forøges, f.eks. gennem opstuvning af vand.

3.5.2 Transport af miljøfremmede stoffer, bakterier og virus

Sorption til jordpartikler har stor betydning for stoffernes mobilitet. Udstrækningen af sorption er afhængig af jordens egenskaber, f.eks. indhold og art af organisk stof og lermineraler, samt substansens egenskaber, f.eks. dens hydrofobicitet. Da de fleste af de organiske miljøfremmede stoffer er hydrofobe, er sorptionsprocessen af særlig betydning for deres transport gennem jord. Hydrofobe molekyler har en højere affinitet til overflader end til vand (Koskinen og Harper, 1990).

De fleste naturlige mineraloverflader er polære, med en kombination af hydroxyl- og oxylgrupper på overfladen. På disse polære overflader sker der derfor først og fremmest interaktioner, som indeholder brintbindinger (hydrogen bonds), f.eks. adsorption af vandmolekyler. Disse processer kan være af betydning for tungmetaller og relativt polære organiske molekyler, f.eks. phenoler eller organiske syre, som næppe sorberer til det organiske materiale i jorden (Mikkelsen et al., 1994). Til gengæld kan phenoler reagere med organisk stof og dermed danne irreversible bindinger (Sabbah og Rebhun, 1997)

På trods af de hydrofobe molekylers affinitet til overfladen er det energimæssigt ugunstigt at udskifte dem med vandmolekyler (Schwarzenbach et al., 1993). En optagelse af organiske molekyler i organisk stof kræver derimod ingen bytning af stærkt bundne vandmolekyler. Det naturlige organiske stof består af organiske kæder, der danner kugleformede enheder. På denne måde bliver den hydrofobe overflade over for vandfasen minimeret (Wershaw, 1986; Piccolo et al., 1996; de Paolis og Kukkonen, 1997).

Chiou et al. (1986) beskriver sorptionen af organiske molekyler som en fordelingsproces mellem vandfasen og det organiske materiale. Andre forfattere beskriver en adsorptionsproces, der er baseret på van-der-Waals-kræfter, brintbindinger, dipol-dipol-interaktioner, ionbytning m.m. Ifølge Ou et al. (1996) er adsorptionsmekanismen for lineære alkylbenzylsulfonater (LAS) ikke en fordeling eller en hydrophob interaktion, men en sorption på grund af elektrostatiske bindinger, ionbytning eller brintbindinger. Jordens adsorptionskapacitet for LAS afhænger hovedsageligt af dens indhold af lermineraler (Ou et al., 1996).

Et vigtigt spørgsmål i denne henseende er reversibiliteten af sorptionsprocessen. En række publikationer beskriver irreversible bindinger af pesticider til jordpartikler (Huber et al., 1992; Klaus et al, 1998; Benoit et al., 1999). Dette fænomen bliver betegnet som bound residues. De grundlæggende mekanismer er de førnævnte sorptions- og fordelingsprocesser samt diffusion i partikler og indeslutning i små porer (Hatzinger og Alexander, 1995). Bound residues er tæt knyttet til den såkaldte ældning (ageing) af organiske miljøfremmede stoffer, hvilket betyder, at den ekstraherbare mængde af stoffet aftager med tiden (Pignatello et al., 1993; Luthy et al., 1997; Liu et al., 1998). Calderbank (1989) og Hatzinger og Alexander (1995) beskriver processen som en hurtig adsorption i starten, fulgt af en langsom dannelse af stærkere bindinger. Ifølge Sabbah og Rebhun (1997) er sorptionen af trichlorphenol på kunstige ler-humus-komplekser fuldstændig reversibel, men viser en stærk irreversibilitet for naturlig jord.

Transporten af bakterier bliver påvirket af jordens egenskaber samt bakteriernes egenskaber. Miljøstyrelsen (1979) refererer undersøgelser af spildevand spredt på agerjord, der tyder på, at coliforme bakterier kun bevæger sig få meter ned i jorden, og at selv i groft sand og grus bevæger disse bakterier sig højest 50-60 meter. Tilledes spildevand i høje koncentrationer som f.eks. ved nedsivningsbassiner for husspildevand, kan bakterier transporteres og overleve væsentligt længere, idet anaerobe forhold fremmer visse bakteriers overlevelse (Miljøstyrelsen, 1979). På grund af cellernes størrelse har filtrationen en større betydning i forhold til transporten af miljøfremmede stoffer. Filtration bliver en vigtig mekanisme, hvis udstrækningen af cellen er større end 5% af middeldiameteren af jordpartiklerne (Herzig et al., 1970). Dermed kan bakterierne også bliver udelukket fra mikroporer, som miljøfremmede stoffer muligvis vil diffundere ind i. Bakterier bliver mindre under næringsfattige forhold og kan så transporteres længere (Newby et al., 1999).

Ifølge McKay et al. (2000) findes der en optimumstørrelse for kolloidtransport, der lå mellem 0,5 og 1 µm i deres undersøgelser. Herbold-Paschke et al. (1991) konstaterede, at bakterier blev transporteret gennem sand hurtigere end opløste stoffer. De opløste stoffer har højere diffusionskoefficienter og vil dermed diffundere hurtigere ind i immobilt porevand i den finkornede matrix. Forekomsten af en optimumstørrelse svarer til kolloid filtrationsteori, udviklet for granulære medier (Yao et al., 1971).

Situationen er anderledes for virus, som er betydeligt mindre end bakterier. Transporten i jord bliver primært styret af sorptionsprocesser (Newby et al., 1999; Holben og Ostrom, 2000). Undersøgelser af Bales et al. (1993) og Dowd et al. (1998) viser en stor variabilitet i transporten af forskellige bakteriofager (virus der angriber bakterier). Sorptionen af fager er afhængig af pH-værdien, eftersom deres isoelektriske punkter dækker et stort pH-spektrum. For små bakteriofager er sorptionen direkte korreleret (negativ korrelation) med fagernes isoelektriske punkt. Transporten af store fager bliver påvirket af yderlige faktorer, f.eks. fagernes størrelse. I modsætningen til bakterietransporten drejer det sig dog ikke om en filtration af partiklerne (Dowd et al., 1998).

Herbold-Paschke et al. (1991) konstaterede, at de to undersøgte sandfraktioner ingen indflydelse havde på transporten eller adsorptionen af virus eller bakterier. Adsorberede fager kan desorberes og dermed udgør en længerevarende trussel for grundvandskvaliteten (Newby et al., 1999). McKay et al. (2000) konstaterede en desorption af bakteriofager under regn og forklarede det med en ændring af vandets sammensætning, idet retentionen af bakteriofagerne er følsom over for ændringer i flowraten eller ionstyrke. Både bakterier og virus kan hurtigt transporteres i makroporer (preferential flow), som beskrevet for de miljøfremmede stoffer.

Viden om stabilitet af bakterier og virus i jord er endnu forholdsvis begrænset. Miljøstyrelsen (1979) angiver, at i gennemsnit må patogene bakterier anses for at være decimeret til et antal uden sundhesmæssig betydning i løbet af 2-3 måneder. Ifølge Newby et al. (1999) sker der et hurtigt henfald af bakterier i jord, på grund af mangel på næringsstoffer og reducerede omgivelsesbetingelser. Sorption på overflader eller ophold i nærheden af rødder kan forlænge overlevelsen. De to bakteriofager overlevede i et grundvandsreservoir ved 12°C i fem dage (McKay et al., 2000). Henfaldsraten af virus fordobles ved en temperaturforøgelse på 10°C (Gerba og Bitton, 1984).

Hvis bakterieceller dør (lysis), kan deres genetiske materiale alligevel transporteres eller sorberes til kolloider, hvor det er beskyttet mod nedbrydning (Ogram et al., 1988). Holben og Ostrom (2000) beskriver derimod en stærk binding af nukleinsyrer og proteiner til jord og sedimenter. I deres undersøgelser blev det opløste (lysed) cellemateriale tilbageholdt i jorden, mens omtrent halvdelen af de intakte celler blev transporteret igennem borekernen.

Eiswirth og Hötzl (1995) undersøgte to lækager på den samme ledningsstrækning i afløbssystemet i Karlsruhe (Tyskland) og fandt både en langsom (7 dage) og en hurtig (15 timer) transport af det udsivende spildevand til grundvandet. Den hurtige transport skyldtes flow i såkaldte makroporer (preferential flow). For at vurdere transporten i uforstyrret jord, må der altid tages højde for denne mulighed af et ekstremt hurtigt flow i makroporer.

Sammenfatning: De fleste af de organiske miljøfremmede stoffer, der har været i fokus i forbindelse med spildevand, er undersøgt i relation til deres evne til akkumulering i spildevandsslam jf. slambekendtgørelsen. Disse stoffer er derfor hydrofobe og sorptionsprocesser bliver af særlig betydning for deres transport gennem jorden. Sorptionen til organisk stof kan være næsten irreversibel og tiltage med tiden, som vist for pesticider. Ikke hydrofobe (hydrofile) organiske, miljøfremmede stoffer har kun i ringe grad været undersøgt. Sådanne stoffer må imidlertid forventes transporteret over lange afstande afhængig af stoffernes nedbrydningsmønster. For transporten af partikler og kolloider findes der en optimumstørrelse: Store partikler bliver filtreret fra vandfasen, mens meget små partikler bliver tilbageholdt i små porer. Filtration er en vigtig mekanisme for bakteriernes tilbageholdelse. Transport af virus bliver styret af reversible adsorptionsprocesser. I uforstyrret jord må der derudover altid tages højde for en hurtig transport gennem makroporer.

3.6 Omsætning i jord af udsivende stof

Undersøgelser i infiltrationssystemer for spildevand har vist en hurtig denitrifikation indenfor 3 d ved 30°C og en NO₃^--koncentration på 40 mg l^-1. Denitrifikationsraten faldt dog betydeligt ved temperaturer under 15°C og et ringe indhold af opløst organisk kulstof i spildevandet. Hvis vandmængden blev forøget til 150 - 170 mm d^-1, risikeres der en udvaskning af nitrat (Yamaguchi et al., 1990). En fuldstændig nitrifikation af NH₄⁺ varede ca. 9 uger ved 10°C og var begrænset til kvælstofmængder under 1 g N m^-2 h^-1 (Yamaguchi et al., 1996).

Miljøfremmede stoffer bliver i en vis udstrækning omsat på renseanlæg. Nogle af de miljøfremmede stoffer i spildevandet bliver dog ikke eller kun delvist nedbrudt under spildevandets behandling i rensningsanlæg (Miljøstyrelsen, 1994; Miljøstyrelsen, 1996; DMU, 1997). De akkumulerer i slammet og bliver returneret til markerne, hvis slammet spredes som gødning (Knudsen et al., 1999). De undersøgelser, der har beskæftiget sig med nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord, har i de fleste tilfælde opereret ud fra denne indfaldsvinkel. Miljøfremmede stoffer, der er adsorberet på eller indelukket i slamflokker kan forholde sig anderledes end stoffer i spildevandet. De foreliggende publikationer danner derfor kun et udgangspunkt til en vurdering af stoffernes omsættelighed i jord.

En mikrobiel nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord er ofte baseret på forekomsten af uspecifikke enzymer, som er fælles for mange organismer. Alternativt bliver miljøfremmede stoffer nedbrudt i bakteriernes co-metabolisme, fordi de ligner et naturligt forekommende substrat. Der kan ikke forventes en målrettet nedbrydning af miljøfremmede stoffer, som 1) forekommer i små mængder, 2) delvis har en toksisk virkning (Matsumara og Benezet, 1978).

Roslev et al. (1998) undersøgte den mikrobielle nedbrydning af DEHP og phthalsyre (PA) i landbrugsjord forsynet med slam. Ca. 45-50% af DEHP og 85% af PA var mineraliseret efter 90 dage. Nedbrydningen var lavere i jordsystemerne end i renkulturer. Nedbrydningen i jord-slam-systemerne blev relateret til de mikroorganismer, der befandt sig i slammet.

Madsen et al. (1999) undersøgte, hvordan ilt, temperatur og DEHP koncentration påvirker nedbrydningskinetikken for DEHP i jord forsynet med slam. Nedbrydningen var mindre følsom over for temperaturen i jorden uden slam. DEHP blev nedbrudt under både aerobe og anaerobe forhold. Den aerobe nedbrydningsrate var dog over fem gange højere end nedbrydningsraten under anaerobe forhold. Under anaerobe forhold steg DEHPs halveringstid til over et år. DEHPs stabilitet under anaerobe forhold blev bekræftet af Battersby og Wilson (1989), O’Conner et al. (1989) og Bauer (1997). Anaerobe betingelser kan dermed resultere i en akkumulering af DEHP og stabile nedbrydningsprodukter.

Nedbrydningen af andre phthalater er afhængig af deres kædelængder: Jo kortere sidekæderne er, desto hurtigere forløber hydrolysen (Seager og Tucker, 1976; Kurane, 1986).

Gejlsbjerg et al. (in press) undersøgte nedbrydningen af LAS, nonylphenol (NP)og nonylphenol-ethoxylater (NP2EO) samt 1,4-dichlorbenzol (DCB), DEHP og pyren i jord og i forskellige blandinger af jord og slam. Under aerobe forhold blev LAS, NP og NP2EO omsat relativt hurtigt. Mineraliseringsraten efter to måneder lå mellem 50% og 81%. Omsætningen af DEHP og pyren forløb betydeligt langsommere. Tilsætningen af slam førte til anaerobe betingelser, hvor nedbrydningsraten var tydeligt lavere for alle substanserne, bortset fra DCB. En nedbrydning af NP og NP2EO under aerobe forhold blev også beskrevet af Maguire (1999). Under anaerobe forhold var stofferne stabile. NP blev også detekteret i grundvand, med en mulig opholdstid på over 30 år (Maguire, 1999).

Klinge et al. (in press) konstaterede en hurtigere nedbrydning af pyren i systemer med jord og slam i forhold til udelukkende jord. Dette skyldes sandsynligvis en kombineret effekt: I slam forekommer der mikroorganismer, som har været udsat for pyren og som derfor kan nedbryde pyren. Desuden bliver vækstbetingelserne for jordbakterier forbedret, idet slammet indeholder yderlige næringsstoffer.

Sammenfatning: Omsætning af organisk stof kan føre til anaerobe forhold i nærheden af lækagen, hvor denitrifikation kan finde sted. En mikrobiel nedbrydning af miljøfremmede stoffer er knyttet til forekomsten af uspecifikke enzymer eller en omsætning i organismernes co-metabolisme. Nogle undersøgelser antyder, at nedbrydningen af mange miljøfremmede stoffer, med undtagelse af klorede substanser, forløber hurtigere under aerobe betingelser. Nedbrydningsprocesserne fører dog ikke nødvendigvis til en fuldstændig mineralisering.

3.7 Forekomst af forurening i jord og grundvand

Udsivningen af spildevand fører til en øget stofbelastning af grundvandet (Härig, 1991). Figur 3-7 viser resultatet af modelberegninger til udbredelsen af sulfat i spildevand, som følge af en udsivning på 5 l s^-1 km^-1 og en sulfatkoncentrationen i spildevandet på 200 mg l^-1. En prøveudtagning i forskellige dybder vil føre til forskellige stofkoncentrationer. Jo dybere filteret er placeret i brønden, desto større er afstanden til forureningskilden. Det dybe grundvand i lækagens umiddelbare omgivelse vil ikke give nogle oplysninger om forureningskilder. En fuldstændig opblanding af forureningen i grundvandet sker først efter en strækning på ca. 10-15 gange grundvandslederens lodrette udstrækning (Härig, 1991).

Figur 3-7:
Transport af sulfat i grundvandet (Härig, 1991).

På grundlag af en estimeret årlig udsivningsmængde på 6,5 mio. m³ og typiske stofkoncentrationer i spildevand beregnede Härig (1991) en årlig massestrøm til grundvandet (Tabel 3-7). Sammenlignet med andre kilder udgør udsivning af spildevandet i denne situation en væsentlig andel af stoftransport til grundvandet.

Tabel 3-7:
Massestrøm til grundvandet (Härig, 1991).