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

Udsivning af spildevand fra afløbssystemer

5. Resultater og diskussion

5.1 Vandføring fra lækager

Der blev i alt udført 12 forsøg i pilotopstillingerne. Ved samtlige forsøg blev vandføringen ud af søjlerne bestemt. Forsøgene A-E blev udført i opstilling F1 og forsøgene F-L i opstilling F2 (Tabel 4-2 og Tabel 4-3).

5.1.1 Udsivningens afhængighed af sandtypen

I en ledningsgrav lægges afløbsrøret typisk i et udligningslag af sand. Betydningen af den anvendte sandtype blev undersøgt ved forsøgene A, B og C (Tabel 4-2). For disse 3 forsøg blev fire forskellige sandtyper valgt, nemlig to sandtyper med en meget stejl kornkurve og to med en fladere kornkurve (Figur 4-7). Resultaterne fra disse tre forsøg ses i Figur 5-1.

Figur 5-1:
Betydningen af sandtypen i udligningslaget for udsivningens størrelse.

I forsøg A blev der ikke observeret nogen vandtransport gennem søjlen med sand I, hvilket formentlig skyldtes at søjlen ikke har været fuldstændig vandmættet før forsøget blev sat i værk. I forsøg B blev søjlen med sand III standset efter 16 døgn idet spildevand sprøjtede op af udluftningshullet (Foto 4-5).

I alle forsøg og for alle sandtyper var udsivningen i begyndelsen af forsøgene relativ høj, men aftog dog hurtigt til et noget lavere og konstant niveau. Af og til steg udsivningen kraftigt, for derefter at falde tilbage til det oprindelige, lave niveau. Årsagen hertil kendes ikke, men formodes at relatere sig til gennembrud af et tilclogningslag dannet i skaden. Efter 2-3 døgn var den gennemsnitlige udsivning omkring 0,3 l d^-1. En hurtig reduktion af udsivningen til et konstant niveau blev også observeret af Rauch og Stegner (1994). Miljøstyrelsen (1992b) konstaterede et aftagende bakterietal nogen tid efter sænkning af grundvandsspejlet omkring en utæt spildevandsledning og formodede derfor, at skaderne på rørene efterhånden cloggede til. Tidsrummet til opnåelsen af en konstant udsivning må antages at være afhængig af en række forhold som bl.a. skadernes størrelse, spildevandets sammensætning og de hydrauliske forhold i ledningen. I Rauch og Stegners (1994) undersøgelse – der kun havde en varighed på op til 1 time – blev et nogenlunde konstant niveau opnået indenfor denne time. I nærværende undersøgelse blev et konstant niveau opnået indenfor 1-3 døgn.

En sammenligning mellem de 4 sandtyper viser ingen systematisk forskel i udsivningen, efter at det konstante niveau er opnået, selvom sandtypernes kornstørrelsesfordelinger og dermed deres hydrauliske egenskaber adskiller sig væsentligt (Figur 4-7). Dette tyder på, at begrænsningen i udsivningsmængden findes i og omkring selve lækagen, og at den hydrauliske ledningsevne her er uafhængig af hvilket sandmateriale røret er lagt i.

5.1.2 Udsivningens afhængighed af den underliggende jordtype

Under udjævningslaget findes ofte jord med mindre hydraulisk ledningsevne. For at undersøge effekten af dette, blev der udført et forsøg med et udligningslag bestående af sand III og to forskellige underliggende jorde (Tabel 4-1).

Som det ses af Figur 5-2, når udsivningen også i dette forsøg et konstant niveau efter nogle få døgn, nemlig omtrent 0,08 l d^-1, og dermed omtrent 4 gange lavere end i forsøgene A, B og C. Der forekom dog ingen afdræning af vand gennem studsen i bunden af udjævningslaget (Figur 4-4), hvorfor den reducerede vandføring ikke kan tilskrives jordlaget under udligningslaget. Det må derfor antages, at forskellen i udsivningen skyldes andre forhold, så som spildevandets sammensætning samt den noget længere varighed af forsøget.

Figur 5-2:
Udsivning gennem et udligningslag af sand på 11 cm tykkelse efterfulgt af et jordlag (forsøg D).

5.1.3 Udsivningens afhængighed den biologiske aktivitet

Den kraftige reduktion i udsivningen efter nogen tid må skyldes dels fysiske og dels biologiske processer i og omkring lækagen. For at belyse den relative betydning af disse to kategorier af processer, blev der udført et forsøg hvor den biologiske aktivitet blev inhiberet (Tabel 4-4). Til dette forsøg blev kun sand III og IV anvendt.

Som det ses af Figur 5-3, når vandføringen et konstant niveau på omtrent 1,5 l d^-1. Dette niveau er højere end i forsøgene med biologisk aktivt spildevand, nemlig cirka 5 gange så højt som i forsøgene A, B og C og cirka 20 gange så højt som i forsøg D.

Figur 5-3:
Udsivning af biologisk inaktivt spildevand (forsøg E).

Der skal dog tages hensyn til, at dette forsøg (af praktiske årsager) blev udført uden konstant udskiftning af spildevand, hvilket medførte, at temperaturen i spildevandet steg til 31ºC. For at kunne sammenligne dette forsøg med forsøg hvor den biologiske aktivitet ikke var inhiberet, må udsivningen korrigeres med forholdet mellem vands viskositet ved 31ºC og viskositeten ved den temperatur, som de øvrige forsøg var udført ved (7ºC).

Sammenlignes i stedet de således korrigerede værdier fås, at udsivningen var omtrent en faktor 3 (forsøg A, B og C) henholdsvis 12 (forsøg D) større når den biologiske aktivitet blev inhiberet.

Forsøgene viser, at en lækage clogger til og at udsivningen reduceres selv når den biologiske aktivitet inhiberes. Dog nås ikke et niveau svarende til biologisk aktivt spildevand. Det må derfor vurderes, at det er et samspil mellem fysiske og biologiske processer, der får tilclogningsprocessen til at forløbe.

5.1.4 Simulering af regnhændelser

Der blev i alt udført 5 forsøg hvor regnhændelser blev simuleret ved at hæve vandføring og tryk i røret. Herved søgtes det at efterligne de forhold der optræder i en ledning i et fælleskloakeret opland under regn. Forsøgene blev udført med forskellige skadetyper og –areal (Tabel 4-2, Figur 5-2 og Figur 5-3). Figur 5-4 viser et detaljeret udsivningsforløb lige før, under og efter en overtrykshændelse.

Figur 5-4:
Udsivning ved simulerede, gentagne regnhændelser og forskellige lækager, nemlig tæring i bund på 15 cm² (F); tæring i bund på 46 cm² (I); revne i bund (G) og forskudt samling (H). Bemærk at akserne ikke er ens.
      

Figur 5-5:
9 successive simulerede regnhændelser. Den første graf viser udsivning fra en tæring i bund, og den anden graf udsivning fra en forskudt samling. Bemærk at y-akserne ikke er ens.

Som det fremgår af Figur 5-4 og Figur 5-5, så giver de første overtryk anledning til den største udsivning. Ved de første overtryk stiger udsivningen op til flere hundrede gange. Efter at overtrykket er fjernet, falder udsivningen dog indenfor få timer til samme niveau som før. Gentages forsøgene med overtryk mange gange (Figur 5-6), aftager udsivningen ikke yderligere for hvert overtryk. Udsivningen fra overtryk til overtryk synes at nå et konstant niveau.

Figur 5-6:
Forløb af udsivning under og efter det andet overtryk i forsøg G, søjle 2.

Antages det at Darcy’s lov gælder, samt at udsivningen foregår gennem et semi-permeabelt lag, skal en trykforøgning på en faktor 20 (fra ca. 5 cm vandsøjle til ca. 100 cm vandsøjle), alt andet lige give en øgning i vandføringen på den samme faktor. I forsøg J er dette tilfældet i den sidste del af forsøget med tæring i bund, idet vandføringen som gennemsnit over de sidste 5 overtryk stiger med en faktor 20. Det samme gør sig dog ikke gældende for de forskudte samlinger i samme forsøg, idet vandføringen her stiger med en faktor 56. Dette skyldes formentlig, at området fra hvilket der kan ske udsivning ved den forskudte samling når fra rørbund – hvor vandtrykket er omtrent 5 cm vandsøjle – til vandspejl – hvor vandtrykket er 0 cm vandsøjle. Med andre ord, så er den gennemsnitlige trykforøgelse ved denne type lækage en del større end den føromtalte faktor 20.

5.1.5 Simulering af kloakspuling

I slutningen af forsøgene F, G og H blev kloakspuling simuleret ved, at ledningen blev spulet/skrubbet grundigt. Herved kunne det visuelt konstateres, at den biofilm der sad i selve lækagen var blevet fjernet. Som det ses af udsivningsforløbet efter disse spulinger (Figur 5-7), så stiger udsivningen noget lige efter spulingen, men falder efter få timer tilbage til det oprindelige niveau. Det må formodes, at højtryksspuling, som det udføres i virkelige ledninger, har en noget kraftigere effekt end den gennemførte spuling og skrubning.

Figur 5-7:
Spuling af kloakrør i slutningen af forsøgene F, G og H.

5.1.6 Simulering af variation i grundvandsspejl

Det blev forsøgt at simulere indsivning med tæring i bund (lækagearealer på 84 og 46 cm²). Disse forsøg mislykkedes dog, idet hævningen af grundvandsspejlet til 10 cm over røret medførte, at sandet i søjlerne blev vasket ind i røret med sammenstyrtning af det overliggende sand til følge. Kun forsøget med forskudt samling lykkedes (Figur 5-8).

Figur 5-8:
Udsivning efter at der har været indsivning i cirka et døgn.

Det ses, at udsivningen når op på 20-30 l d^-1 umiddelbart efter, at indsivningen er ophørt. Dog falder udsivningen indenfor et døgns tid atter ned på niveauet fra før indsivningen.

5.1.7 Betydningen af skadetype og skadeareal.

Som det er fremgået af de ovenfor beskrevne forsøg, er skadetypen og skadearealet af betydning for hvilken udsivning der opnås fra en lækage. Forsøg L blev udført specielt med henblik på at undersøge effekten af udsivningens areal på de udsivende mængder (Figur 5-9).

Figur 5-9:
Udsivning fra tæring i bunden af ledningen. Dobbeltbestemmelse med to lækagearealer (forsøg L).

Efter 2 døgn var der opnået en nogenlunde konstant udsivning fra alle 4 søjler. Herefter var gennemsnittet af udsivningen fra søjlerne med et lækageareal på 46 cm² på 2,9 l d^-1, mens det tilsvarende tal for søjlerne med et lækageareal på 84 cm² var på 2,1 l d^-1. Forskellen er ikke statistisk signifikant, idet variabiliteten i de målte udsivninger er stor.

For at sammenligne udsivningen fra søjlerne med hvad der kan forventes at forekomme i virkelige systemer, skal der ses bort fra udsivningen i begyndelsen af forsøgene. Dette skyldes, at forsøgene påbegyndes med udsivning til rent, utilclogget sand – en situation der yderst sjældent vil forekomme i virkeligheden. I stedet skal en situation simuleres, hvor udsivningen har stået på gennem længere tid, og en tilclogningszone har fået tid til at etablere sig.

Sammenlignes udsivningerne i slutningen af forsøgene A, B, C, D, F, G, H, I, J og L indbyrdes, fås et noget uklart billede af sammenhængen mellem udsivningsarealet og udsivningen (Figur 5-10). Tallene viser en stor variation, men der ses dog en tiltagende udsivning med et tiltagende skadeareal. Antages et lineært sammenhæng mellem udsivningen og lækagearealet fås, at udsivningen var 0,04 l d^-1 cm^-2. Til sammenligning fandt Jenssen (1984), at infiltrationskapaciteten for spildevand i jord under laboratoriebetingelser for sandmaterialer rangerende fra sandig moræne til sandigt grus, lå mellem 0,001 og 0,02 l d^-1 cm^-2.

Figur 5-10:
Sammenligning af skadeareal med udsivningen for alle lækagetyper. For forsøg F, G, H, I og J blev udsivningen lige før overtryksperioderne anvendt i sammenligningen.

Der var dog en klar forskel mellem udsivningen fra den forskudte samling og udsivningen fra bunden af ledningen (revnen og tæringerne). Den forskudte samling gav anledning til en udsivning per arealenhed, der ligger i den lave del af spektret, typisk 0,02 l d^-1 cm^-2, mens revnen og tæringerne gav anledning til udsivning i den høje del, typisk 0,06 l d^-1 cm^-2. En stor del af denne forskel kan forklares ved forskellen i den drivende trykhøjde, idet det gennemsnitlige vandtryk på tilclogningszonen i den forskudte samling er lavere end i tæringerne og revnen i bunden af røret.

Fra forsøg J synes det endvidere at fremgå, at udsivningen under højere tryk også bevæger sig mod en konstant værdi. Dog er værdien ikke den samme for de to lækagetyper. Om de udsivninger der nås under overtrykkene ville have været konstante, hvis dette overtryk blev opretholdt længe, kan ikke siges med sikkerhed. Endvidere giver udsivningen under tryk i forsøg F (tæring i bund) anledning til omtrent den samme udsivning som i forsøg I (tæring i bund), selvom skadearealet i forsøg F kun er 1/3 af skadearealet i forsøg I.

5.1.8 Sammensætningen af materialet i og omkring lækagen

Når rørene i forsøgsopstillingerne blev taget ud af søjlerne, var det tydeligt, at materialet i og omkring selve lækagen havde en anden karakter end materialet i det underliggende sand. Materialet var sort (anaerobt) og indeholdt tydeligt organisk materiale. Materialet i og lige ved skaderne blev undersøgt for 6 af forsøgene, og viste et indhold af organisk stof mellem 1,5% og 24%. Foto 5-1 og Foto 5-2 viser en forskudt samling set dels fra oven efter at cirkulationen af spildevand er standset og dels nedefra efter at røret er taget ud af søjlen.

I forsøg J blev indholdet af organisk materiale bestemt ned gennem søjlen med 1 cm mellemrum (Figur 5-11). Lige under lækagen var indholdet af organisk materiale højt for alle 4 søjler, men aftog så hurtigt til sandtype III’s naturlige indhold af organisk stof (0,4% jf. bilag A).

Figur 5-11:
Organisk indhold i sandet under lækagerne i forsøg J.

5.1.9 Sammenfatning vedr. vandtransport ud af en lækage

Samtlige forsøg viste, at vandtransporten ud af lækagerne i rørene i forsøgsopstillingerne aftog med tiden og under konstante flowforhold nærmede sig et konstant niveau. Dette niveau var uafhængig af sandtypen til hvilken udsivningen foregik, men bestemt af zonen lige omkring lækagen. Her var indholdet af organisk stof højt, og der herskede anaerobe forhold. Der blev på baggrund af de opnåede resultater opstillet udtryk til kvantificering af udsivningens størrelse, afhængig af lækagetype. I udtrykkene er udsivningen proportional med lækagearealet og vanddybden over lækagen, der indgår som den drivende kraft for udsivningen.

Når flowforholdene blev varieret, kom der efterfølgende en stigning i udsivningen. Denne stigning var reversibel, idet udsivningen i løbet af kort tid fandt tilbage til niveauet fra før variationen var blevet påført.

5.2 Stoftransport fra lækager

Undersøgelserne omfattede E. coli, kvælstofforbindelserne NH₄-N, NO₂-N og NO₃-N, COD samt de tre udvalgte phthalater DMP, DBP og DEHP. Enkelte prøver blev endvidere analyseret for LAS og klorede opløsningsmidler.

5.2.1 E. coli

Prøver fra forsøg A, B, C og D blev analyseret for E. coli, idet E. coli betragtes som indikatororganisme for fækale patogener. Som det fremgår af Figur 5-1 og Figur 5-2, så aftog antallet af E. coli i udløbet fra søjlerne i forsøgopstillingen hurtigt til nul. De høje niveauer i begyndelsen af forsøget skyldtes formentlig, at opstillingen ikke har været steril før forsøgene startede. I forsøg A blev der kun taget prøver fra de tre af søjlerne, idet søjlen med sand I ikke gav anledning til udsivning. Resultaterne indikerer, at der i begyndelsen af forsøgene var en større transport af bakterier gennem sand med stejl kornkurve (sand I og II, Figur 5-12). Dette fænomen optrådte dog ikke senere i forsøgene, hvor der ikke længere kunne skelnes mellem de 4 sandtyper.

Ifølge Herzig et al. (1970) er filtrationen den vigtigste mekanisme til reduktion af bakterietransport gennem jord. Derfor er porestørrelsesfordelingen i jorden af stor betydning. Den ensformige porestørrelsesfordeling i sand I og II kan være fordelagtig for bakteriernes transport. Dette bekræftes dog kun i begyndelsen af forsøgene, idet de 4 sandtyper ikke viste nogen systematisk forskel ved transport af bakterier efter nogen tid. Årsagen hertil kan være, at materialet lige under lækagen var styrende for bakterietransporten ved, at aflejringer i porerne reducerede porevolumenet. Følgelig vil sand I og II kunne føre til en større bakterieudledning ved brud på det aflejrede materiale end sand III og IV.

Forsøget med jord under et lag af sand III (forsøg D) viste ligeledes, at der kun blev transporteret et ringe antal bakterier gennem søjlerne. I dette forsøg var koncentrationen af E. coli dog ikke høj i begyndelsen af forsøget. Dette skyldtes muligvis en længere gennemskylning med postevand og/eller en mere grundig rengøring af forsøgsopstillingen forud for forsøget. Den ene af søjlerne med jord I blev standset efter 2 uger, idet der blev konstateret en forurening af prøven med spildevand. Det samme var årsagen til den kraftige stigning sidst i forsøget i den ene søjle med jord II.

Figur 5-12:
E. coli i forsøg A, B og C.

Typiske koncentrationer af E. coli i spildevand er på 10⁴ – 10⁵ E. coli ml^-1 (Tchobanoglous and Burton, 1991), dermed sker der i alle forsøg en væsentlig reduktionen i antallet i E. coli – selv i begyndelsen af forsøgene, hvor E. coli transporten er størst.

Figur 5-13:
E. coli i forsøg D.

Transporten af colifager (virus) blev undersøgt i forsøg B og C. Resultaterne viste den samme tendens som bakterietallene: Høje koncentrationer i begyndelsen af forsøgene efterfulgt af en kraftig reduktion i løbet af en uge. Testens følsomhed var dog ikke høj, hvorved dens anvendelse blev begrænset. I begyndelsen af forsøget var koncentrationerne højest for sand II (20 - 80 vira ml^-1). For sand I var antal vira næsthøjest med ca. 5 - 20 vira ml^-1. Tallene var lavest for sand III og IV med værdier tæt på detektionsgrænsen (1 virus ml^-1). Efter en uge var værdierne på eller under detektionsgrænsen. Det var altså sandtyperne med de stejleste kornkurver der – ligesom ved bakterietransport – tillod den største virustransport. Dog forsvandt denne forskel efter nogen tid, og sandtyperne havde ikke længere nogen indflydelse på hvor mange vira der blev transporteret. Dette skyldes formentlig de samme fænomener som beskrevet for bakterietransport.

5.2.2 Kvælstof

I forsøgene hvor sandtyperne blev sammenlignet (forsøg A-C), blev der konstateret et gennembrud af ammonium gennem en række af søjlerne. Det var sand II og til en mindre grad sand I, der tillod ammonium at passere. Disse sandtyper har en stejl kornkurve, med Sand II som det groveste materiale (Figur 4-7). Sand III og IV (naturlige sandtyper) – der har en noget fladere kornkurve – tillod ikke ammonium at passere (Figur 5-14, Figur 5-15 og Figur 5-16).

I nogle af søjlerne med sand I og II aftog ammonium dog efter nogen tid (sand II i forsøg B og C). Dette antages at skyldes, at ammonium er blevet nitrificeret i sandet. Nitrat, og dermed nitrifikation, blev også observeret i sand III og IV, altså uden et forudgående gennembrud af ammonium (se f.eks. sand III og IV i forsøg B).

I forsøg D – hvor et lag af sand III var placeret over jord I og II – blev der observeret lave koncentrationer af ammonium i søjlerne, men ikke et egentligt gennembrud af ammonium (Figur 5-17). Til gengæld blev der observeret en stigning i nitratkoncentrationen i slutningen af forsøget.

Figur 5-14:
Kvælstof i forsøg A.
     

Figur 5-15:
Kvælstof i forsøg B.
      

Figur 5-16:
Kvælstof i forsøg C.
      

Figur 5-17:
Kvælstof i forsøg D.

Forekomsten af nitrifikationen under transport af spildevand gennem jord blev også konstateret for hurtige infiltrations systemer. Yamaguchi et al. (1996) observerede, at ved 10ºC og 15 - 20% ilt i jordporerne begyndte nitrifikationsprocessen efter en forsinkelse på 20 dage.

5.2.3 COD

I forsøgene med de forskellige sandtyper var COD-koncentrationerne generelt højest for sand med de stejle kornkurver (Figur 5-18). Gennemsnitlig lod sand I og II 29 g COD m^-3 passere, mens det tilsvarende tal for sand III og IV (naturlige sandtyper) var 6 g COD m^-3. Der var tilsyneladende ikke sammenhænge mellem COD fjernelse og f.eks. bakterie- eller ammoniaktransport.

For udsivning gennem jord med et overliggende lag af sand III (Figur 5-19), var COD værdierne høje i forhold til de tilsvarende forsøg udelukkende med sand III (Figur 5-18), nemlig i gennemsnit for jord I 37 g COD m^-3 og for jord II 14 g COD m^-3. Altså tillod den mest grovkornede af jordene den største COD transport. Det vides dog ikke, om noget af COD-indholdet stammer fra en frigivelse af det organiske materiale i selve jorden. Endvidere må det for COD analyserne generelt bemærkes, at der er væsentlige usikkerheder i analyserne, idet målingerne i flere tilfælde ligger tæt på detektionsgrænsen.

Figur 5-18:
COD i forsøg A-C.

Nitrifikation af NH₄⁺ i sandlaget, der omgiver kloakledninger, kan have konsekvenser for grundvandskvaliteten. Hvis NH₄⁺ siver ned til den underliggende råjord, kan der forventes en adsorption til de lermineraler der typisk forefindes. Denne adsorption kan være forholdsvis stærk, idet NH₄⁺ nemt kan dehydratiseres og dermed transporteres ind i lermineralernes tetraederstruktur. På denne måde når NH₄⁺ tæt på den negative ladning i lermineralet og kan ikke udbyttes mod andre kationer (Schachtschabel et al., 1992). Hvis NH₄⁺ imidlertid bliver omsat til NO₃^- inden den når den lerholdige jord, kan der ikke forventes en tilbageholdelse. Nitrifikation af det udsivende spildevand kan dermed bidrage til en forøgelse af nitratkoncentrationen i grundvandet.

Figur 5-19:
COD i forsøg D

5.2.4 Miljøfremmede stoffer

Koncentrationerne af phthalater var meget lave og lå kun lige over detektionsgrænsen. DEHP kunne identificeres i alle de undersøgte prøver i koncentrationer på ca. 0,6 - 1,5 µg l^-1. Koncentrationerne faldt i løbet af forsøget og synes at være lavest for sand III. Resultaterne var dog af samme størrelsesorden som blindværdien, der var baseret på destilleret vand. Resultaterne kan derfor ikke anses for sikre. DBP eller DMP blev ikke fundet i prøverne. I spildevandet var DEHP-koncentrationen omtrent en faktor 10 højere, nemlig 10 - 15 µg l^-1. Der er dermed sket en reduktion af DEHP under transporten gennem sandet. For forsøg D lå alle phthalatmålinger – inklusiv DEHP – under detektionsgrænsen.

Resultaterne for anioniske detergenter og klorede opløsningsmidler er opsummeret i Tabel 5-1. De anioniske detergenter blev tydeligt reduceret under transporten. De klorerede opløsningsmidler ser også ud til at være blevet reduceret, dog er der stor usikkerhed i målingerne idet spredningen på de gennemførte dobbeltbestemmelser er af samme størrelsesorden som måleværdierne.

Tabel 5-1:
LAS og klorerede opløsningsmidler i forsøg B.

5.2.5 Sammenfatning vedr. stoftransport ud af en lækage

Målingerne viser, at der generelt forekommer en væsentlig reduktion af stof under transport gennem søjlerne. E. coli, COD og visse miljøfremmede stoffer tilbageholdtes i stort omfang, og der sås ingen eller kun en meget beskeden transport heraf. Miljøfremmede stoffer blev dog kun undersøgt i begrænset omfang, og en del af stofferne forekom ikke, eller kun i beskedent omfang i spildevandet. I det omfang vandopløselige miljøfremmede stoffer forekommer i væsentlige mængder i spildevand må det antages, at de vil kunne sive ned til grundvandet. Det skal dog bemærkes, at hvis jorden er ensartet og grovkornet, kan der forventes en større transport af bakterier og miljøfremmede stoffer i forbindelse med driftsvariationer. F.eks. vil ændring af tryk i ledningen, spuling eller variationer i grundvandspejlet omkring ledningen kunne give anledning til en forøget udsivning – både stof- og vandføringsmæssigt.

De forureningsparametre, der efter nogen tid blev konstateret i det udsivende vand fra søjlerne, var en beskeden mængde organisk stof (fra 6 til 37 g COD m^-3) og nitrat. Nitrat blev observeret efter 2 til 6 ugers udsivning. Hvis der er iltede forhold omkring kloakrøret, må det antages, at stort set al udsivende ammonium vil kunne nitrificeres til nitrat.

5.3 Feltforsøg

Ved opgravning af en kloakledning i Strøybergsvej i Aalborg, blev der frilagt en strækning på cirka 3 meter indeholdende en brønd og 5 rørsamlinger (Figur 5-20). I ingen af samlingerne var der nogen form for tætningsmateriale, og der kunne observeres sorte zoner under alle samlinger. For selve brønden kunne der konstateres gennemtæring af bundløbet. Det vurderes, at skaderne på ledningen er meget gamle idet ledningen formentlig er fra 1930’erne.

Figur 5-20:
Betonbrønd og betonledningen i Strøybergsvej, Aalborg. Øverst ses TV-inspektionsbilleder af brønd (TV) og ledning(TH), nederst ses samme under udgravningen.

Under udgravningen blev jorden under brønden delvis kontamineret med spildevand, hvorfor prøver fra de øverste lag blev forkastet. I stedet blev fokus sat på en af de åbne samlinger. Der var ca. 1,5 m mellem brøndvæggen og den undersøgte åbne samling. Figur 5-21 viser en skitse af, hvor prøverne blev taget. De fleste prøver blev taget i niveau med rør- og brøndbund (Foto 4-8). Dog blev rør 28 og 30 taget 40 cm under rørbund, idet der på dette sted blev gravet længere ned. Dermed blev den samlede prøvetagningsdybde under samlingen på omtrent 40 cm og under brønden på omtrent 80 cm. Der blev endvidere taget 2 blindprøver i siden af udgravningen.

Figur 5-21:
Skitse over prøvetagningssteder set fra oven. Numrene henviser til prøvetagningsrør. Prøverne blev taget i niveau med rørbunden med undtagelse af rør 28 og 30, der blev taget i en dybde af 40 cm under brøndbund.

Jorden under de to skader blev analyseret for E. coli, Clostridium perfringens bakterier og sporer samt for bor. Clostridium perfringens og især dets sporer formodes at have en bedre overlevelsesevne i jord end E. coli, hvorfor de kan benyttes til vurdering af en noget ældre forurening. Bor forekommer kun i lave koncentrationer i danske jorde, men forefindes i spildevand i form af borater. En ophobning af bor i jorden under en lækage vil derfor være et indicium for, om udsivning har fundet sted i større eller mindre omfang.

Umiddelbart under den åbne samling og såvel opstrøms som nedstrøms for samlingen fandtes der E. coli i jorden. Men udenfor selve bundløbet, eller lidt nede i jorden under røret, blev der i ingen tilfælde fundet E. coli (Tabel 5-2). Et tilsvarende billede ses for Clostridium perfringens bakterier (Tabel 5-3) samt for Clostridium perfringens sporer (Tabel 5-4). Bor viste en anelse forhøjede værdier, aftagende med dybden (Tabel 5-5).

Tabel 5-2:
Antal E. coli per gram jord (tørstof) under den åbne samling. Dybde angiver dybde under rørbund.

      
Tabel 5-3:
Antal Clostridium perfringens per gram jord (tørstof) under den åbne samling. Dybde angiver dybde under rørbund.

- analyse ej udført

Tabel 5-4:
Antal Clostridium perfringens sporer per gram jord (tørstof) under den åbne samling. Dybde angiver dybde under brøndbund.

- analyse ej udført

Tabel 5-5:
Bor per gram jord (tørstof) under den åbne samling. Dybde angiver dybde under rørbund. Blindprøver for bor viste 1,2 og 1,8 ?m g^-1.

Udsivning fra tæringen i bunden af brønden blev også undersøgt, dog med et lavere prøvetal, og kun ved analyser for E. coli og bor. Idet der var taget prøver i to dybder, var det her muligt at spore stofferne længere ned gennem jordsøjlen. Ligesom ved den åbne samling var der heller ingen E. coli i de dybere lag under brønden. På samme vis aftog bor med dybden, og var i en dybde af 40-45 cm under detektionsgrænsen og under de værdier der var blevet bestemt ved blindprøverne (1,2 og 1,8 mg g^-1).

Tabel 5-6:
Antal E. coli per gram jord (tørstof) under brønden. Dybde angiver dybde under brøndbund.

- analyse ej udført

Tabel 5-7:
Bor per gram jord (tørstof) under brønden. Dybde angiver dybde under brøndbund. Blindprøver for bor viste 1,2 og 1,8 ?m g^-1.

- analyse ej udført

Feltundersøgelsen viste følgelig, at der sivede spildevand ud af de undersøgte skader, men at de målte forureningskomponenter (bakterier, bakterie sporer og bor) kun kunne påvises i umiddelbar nærhed af skaden. Det må derfor antages, at udsivningen fra ledningen i Strøybergsvej har været beskeden.