Kildesporing af miljøfremmede stoffer i kloaknet  

3. Opstilling af koncept for kildesporing

3.1 Oversigt
3.2 Tør kildesporing
3.2.1 Introduktion
3.2.2 Generel viden om kemiske stoffer og deres anvendelser
3.2.3 Lokalspecifik viden om kloakoplandet
3.3 Våd kildesporing
3.3.1 Stategier for våd kildesporing
3.3.2 Analyser
3.3.3 Evaluering af eksisterende prøvetagningsstrategier og opsamlings-/opkoncentreringsteknikker
3.3.4 Indsamling
3.3.5 Prøvetype
3.3.6 Screening og alternative metoder
3.3.7 Resume af erfaringsopsamling i Danmark
3.3.8 Afprøvning af praktisk kildesporing
3.4 Valg af kildesporingsstrategi
3.5 Videre tiltag
3.5.1 Verifikation
3.5.2 Monitering
3.5.3 Muligheder for overordnet indsats over for problemkemikalier

3.1 Oversigt

Formål

Som nævnt i Kapitel 1 har intentionen med dette kildesporingsprojekt været at udvikle en generel systematik og nogle værktøjer til brug for kommuner og/eller renseanlæg ved konkrete kildesporinger af miljøfremmede stoffer i de kommunale afløbssystemer. Konceptet er udviklet til situationer, hvor der er tale om at opspore kilderne til et på forhånd defineret problemstof, dvs. for eksempel et stof, der uacceptabelt belaster spildevandsslam eller recipient.

Der kan naturligvis også være andre årsager til, at man lokalt ønsker at spore kilderne til et bestemt stof. Dette har for så vidt ingen implikationer for selve opsporingsprocessen, men måske nok for, hvor langt man vil gå og hvilke former for videre tiltag man vælger.

Afgrænsning

En anden relevant problemstilling, nemlig hvordan man opsporer/identificerer ukendte stoffer, der bevirker driftsforstyrrelser på renseanlæggene, vil kræve en helt anden strategi og er altså ikke omfattet af konceptet. Der er dog heller ikke tale om nogen modsætning, idet stofidentifikationsarbejdet kan opfattes som et "Trin 0" i en kildesporing, hvorefter der kan fortsættes med den egentlige opsporing efter nærværende koncept.

Grundlæggende bygger konceptet på filosofien, at det skal være praktisk anvendeligt i de kommunale miljøafdelinger i et bredt spektrum af situationer. Dette indebærer blandt andet, at konceptet skal være fleksibelt, således at det kan benyttes af både store og små kommuner med forskellige størrelser af problemer og ressourcer at sætte ind. Konkret betyder det for eksempel, at det har indgået i overvejelserne, at en teknisk egnet prøvetagningsmetode kan blive så dyr, at den i praksis forhindrer, at en kildesporing bliver udført.

To hovedfaser

Hensynet til praktisk gennemførlighed af en kildesporing, herunder et ønske om at begrænse de nødvendige ressourcer mest muligt, har medført et behov for en begrebsmæssig opdeling af konceptet for kildesporing i to hovedfaser:

1. Tør kildesporing:
   Udnyttelsen af eksisterende generel og lokalspecifik viden og erfaring til at indkredse den konstaterede forurenings kilde(r) mest muligt, eventuelt til et niveau, hvor aktion over for problemets årsag(er) er mulig direkte.
2. Våd kildesporing:
   Den, om nødvendigt, efterfølgende fase, hvor der på baggrund af den tørre kildesporings resultater gennemføres et praktisk, målrettet prøvetagnings- og analyseprogram til yderligere at indsnævre de mulige kilder til et antal, der muliggør en direkte indsats til afhjælpning af problemet.

Indledende screening

Før iværksættelse af en egentlig kildesporing bør der være en indledende screenings- og vurderingsfase, hvor man ved hjælp af lettilgængelige oplysninger søger at afklare, om en kildesporing overhovedet vil kunne føre til et brugbart resultat.

Disse overvejelser kan f.eks. dreje sig om:

• Problemets størrelse, herunder de miljømæssige konsekvenser af stoffets forekomst,
• hvorvidt det er sandsynligt, at tilførslen det pågældende stof til spildevandssystemet kan henføres til en eller flere punktkilder, eller om der er tale om diffus forurening,
• om der i givet fald kan gennemføres en våd kildesporing (er det f.eks. teknisk muligt at analysere for stoffet i en relevant koncentration), og om
• det vil være muligt at agere på baggrund af kildesporingens resultat.

Efterfølgende faser

Såfremt denne indledende vurdering falder ud til kildesporingens fordel går man videre med den tørre kildesporing og, om nødvendigt, efterfølgende med våd kildesporing. Afhængigt af resultatet kan der efterfølgende gribes ind over for kilden/kilderne på forskellig måde, hvorefter der kan iværksættes en monitering eller en opfølgning for at kontrollere effekten af den foretagne aktion. En skitse af det principielle kildesporingsforløb er vist i figur 3.1.

Figur 3.1
Principskitse af de forskellige trin og aktiviteter i en kildesporing.

3.2 Tør kildesporing

En implikation af den overordnede filosofi bag det kildesporingskoncept, der gennemgås nærmere i dette og de følgende afsnit er, at der lægges forholdsmæssig megen vægt på at nå så langt som muligt med den tørre del af kildesporingen, førend man iværksætter den våde. Dette er primært begrundet i et ønske om at minimere både det økonomiske, tidsmæssige og tekniske ressourcebehov mest muligt, og dermed øge muligheden for, at konceptet også vil blive anvendt i praksis andet end i helt særlige situationer i store, ressourcestærke kommuner.

Indledningsvis skal der gives en kort introduktion til spildevandsystemets komponenter, og et par principielt forskellige måder hvorpå miljøfremmede stoffer kan blive tilført systemet.

3.2.1 Introduktion

Forskellige kemiske stoffer, herunder de miljøfremmede, har vidt forskellige grader af anvendelighed og dermed udbredelse i samfundet. De spredes til omgivelserne via mange forskellige mekanismer, ad forskellige transportveje og på forskellige tidspunkter i deres såkaldte livscyklus, dvs. i produktionsfasen, i brugsfasen eller i bortskaffelsesfasen. Dermed være også sagt, at de langt fra alle vil komme ind i spildevandssystemet, selvom en stor del ender der (i varierende omfang) på grund af de mangeartede aktiviteter i vort samfund, der er baseret på brugen af vand (herunder ikke mindst vask og rengøring). Desuden betyder den store kompleksitet i spredningsvejene, at stofferne kan tilgå spildevandssystemet på forskellige steder, på forskellige tidspunkter og i forskellige koncentrationer.

Tre hovedkomponenter

Spildevand kan mht. til forureningskilder deles op i tre hovedkomponenter: Industrispildevand, husspildevand og overfladeafstrømning (vand fra veje, pladser og tage). I separatkloakerede områder findes naturligvis kun de to førstnævnte komponenter. Infiltrering af vand i ledningsnettet, der kan udgøre en ikke ubetydelig del af det samlede volumen, er ikke regnet med som en hovedkomponent i kildesporingssammenhæng, selvom der findes eksempler på, at stoffer fra forurenet jord er trængt ind i utætte rørsystemer.

Punkt- og diffuse kilder

Principielt består første trin i den tørre kildesporing i at henføre forekomsten af stoffet til en (eller flere) af spildevandets tre hovedkomponenter. På grund af tilførselsvejenes og - mekanismernes store kompleksitet vil det mest almindelige dog være, at et stof både har et punktbidrag og et diffust bidrag, og at det derfor vil kunne påvises i alle tre spildevandskomponenter, men på niveauer af forskellig størrelsesorden. På figur 3.2 (øverste halvdel) er det forsøgt at anskueliggøre dette i relation til spildevandets hovedkomponenter. De diffuse bidrag til systemet kan i denne sammenhæng principielt forekomme af to årsager:

• Enten er der et stort antal hver for sig begrænsede udledninger til spildevandssystemet af et stof, der er vidt udbredt i alle dele af samfundet, erhvervsmæssige som private, fordi det indgår i ganske almindelige produkter (eksempelvis plastblødgørere, phthalater, i blød PVC)
• eller stoffet spredes fra forskellige kilder ad andre transportveje, primært atmosfæren, og udvaskes i forbindelse med nedbørsepisoder fra befæstede overflader (veje og tage) til regnvandssystemerne (der i ca. halvdelen af de kloakerede områder blandes sammen med det øvrige spildevand).

De diffuse bidrag er vanskelige at komme ret langt med i en konkret, lokal kildesporing og kan tilsvarende være svære at agere overfor lokalt. Dog må det siges at være vigtigt at kunne fastslå, at der er tale om rent diffuse bidrag, og at der ikke skjuler sig et væsentligt punktkildebidrag i ens opland, også selvom der er tale om et stof, hvorom man ved, at der erfaringsmæssigt normalt er et stort diffust bidrag. Med hensyn til handlemuligheder over for diffuse kilder vil der ofte skulle centrale tiltag til for effektivt at kunne eliminere eller begrænse dem, men der er dog enkelte muligheder lokalt (afsnit 3.3).

Figur 3.2
Oversigt over typer af kilder til miljøfremmede stoffer i spildevandets hovedkomponenter samt, hvorledes viden på forskellige hierarkiske niveauer indgår i indkredsningen af mulige punktkilder.

Overview of types of sources of specific pollutants in the main components of municipal sewage, and how information at different hierarchic levels are used for identification of possible point sources.

Den videre gennemgang af tør kildesporing (og hele kildesporingskonceptet) koncentrerer sig om situationer, hvor man på forhånd skønner, at en væsentlig del af problemet skyldes tilførsel fra punktkilder.

Generel og lokalspecifik viden

Den tørre kildesporing bygger på, at man i størst muligt omfang udnytter eksisterende viden. Denne viden, der skal indsamles og efterfølgende sammenstilles, kan inddeles i to hovedgrupper:

1. Generel viden om kemiske stoffer og deres anvendelser.
2. Lokalspecifik viden om kloakoplandet, hvor kildesporingen skal foregå.

I afsnit 3.2.2 gives en kortfattet oversigt over, hvilke typer af generelle informationer, der er centrale inden for hver af de to grupper, samt nogle anvisninger på, hvor og hvordan sådanne informationer kan indhentes. Tilsvarende gives i afsnit 3.2.3 en oversigt over relevant lokalspecifik viden. For en mere udførlig beskrivelse af informationskilder henvises til Bilag 1 og 2.

3.2.2 Generel viden om kemiske stoffer og deres anvendelser

Med generel viden menes der i denne sammenhæng relevant viden om kemiske stoffer, forekomst og opførsel i miljøet og samfundsmæssige anvendelser, men hvis gyldighed ikke er snævert begrænset, hverken geografisk eller i tidsmæssig henseende.

Stofoversigter for 17 stoffer

Det skal indledningsvis nævnes, at der som en del af projektet er udarbejdet skematiske anvendelsesoversigter for 4 tungmetaller og 13 organiske miljøfremmede stoffer (heriblandt de fire slamstoffer). Disse oversigter sammenfatter den tilgængelige generelle viden om stoffernes anvendelse i Danmark, og kan således spare besværet med opsøgning af den type information, hvis problemstoffet er et af de 17 stoffer.

I kapitel 5 findes en oversigt over de gennemgåede stoffer sammen med en argumentation for udvælgelsen af dem. Selve oversigtsskemaerne findes i bilag 4 til rapporten.

Basale informationer om et stof

Stofegenskaber

Den mest basale information om et stof er den, der bruges til at identificere stoffet. Det vil sige, ud over et trivialnavn, også de vigtigste systematiske navne, primært i følge IUPAC og CA. Til sidstnævnte hører også det såkaldte CAS-nr, der entydigt definerer stoffet. Disse oplysninger er essentielle for den videre søgning efter informationer, herunder specifikke data.

De basale, specifikke data om et miljøfremmed stof omfatter:

- Strukturformel

- Molvægt (M_w, g/mol)

- Fysisk form (fast, flydende, gas)

- Smeltepunkt (° C)

- Kogepunkt (° C)

- Damptryk (Pa el. atm.)

- Opløselighed i vand (mg/l)

- Eventuelle syre/base egenskaber (pK_a/pK_b)

- Octanol/vand fordelingskoefficienten (log K_OW = Log P_OW).

Denne opremsning af nyttige data skal ikke opfattes som et absolut minimumskrav, en kildesporing kan sagtens gennemføres med færre oplysninger, men jo flere oplysninger, der er til rådighed fra starten, jo mere målrettet kan man gøre sin kildesporing.

Det gælder for den tørre kildesporing med henblik på at indsnævre antallet af potentielle kilder, men i nok så høj grad for den våde kildesporing, hvor disse data er uundværlige både når den overordnede sporingsstrategi skal lægges og når specifikke prøvetagnings- og analyseteknikker skal vælges. Derfor gennemgås spørgsmålet om stofkarakteristika mere detaljeret i afsnit 3.3 om våd kildesporing.

Oplysninger om stoffets forekomst og opførsel i miljøet

Forekomst og opførsel i miljøet

I umiddelbar forlængelse af oplysninger om et stofs basale fysisk-kemiske egenskaber følger ønsket om informationer om dets forekomst og opførsel i relevante dele af miljøet. Disse oplysninger anvendes til samme formål som nævnt ovenfor, og kommenteres derfor også yderligere i afsnit 3.3. Der tænkes primært på følgende typer af stofoplysninger:

• Sorptionsegenskaber, dvs. information om, hvorledes og i hvilket omfang stoffet kan tænkes at binde sig til fast, partikulært materiale som organisk stof, jord eller sediment. Udtrykkes ved ligevægtskonstanten K_d eller K_OC (betegnelser som K_F og K_P ses også). Herudfra kan det bedømmes om stoffet primært vil findes i vandfasen eller bundet til suspenderet stof når det udledes til kloaksystemet.
• Octanol/vand fordelingskoefficienten (log K_OW = Log P_OW). Denne fysisk-kemiske størrelse bruges som et mål for, i hvor høj grad et stof tenderer til at blive optaget i organismers fedtvæv (lipid). Herudfra kan en første vurdering af risikoen for bioakkumulering af stoffet gøres, men tallet kan også bruges til at vurdere sorptionsegenskaber i de (ret hyppige) tilfælde, hvor en K_d- eller K_OC-værdi ikke er til rådighed.
• Nedbrydning i miljøet. Oplysninger om muligheder for og hastighed af omdannelse af stoffet ved kemiske (hydrolyse eller fotolyse) eller mikrobiologiske processer i forskellige miljøer med vægt på vandmiljøer. Oftest vil der være tale om resultater af standard laboratorietest, f.eks. efter OECDs retningslinier for testning af kemikalier.
• Giftighed i miljøet. Data om påviste effekter over for vandlevende organismer. I relation til spildevandsslam vil oplysninger om effekter på terrestriske organismer være relevante, men svære, ofte umulige, at indhente.
• Resultater af undersøgelser i spildevandsmiljøer, slam og akvatiske recipienter specielt med hensyn til hvor og i hvilke koncentrationer stoffet tidligere er blevet påvist.

Tilsammen giver disse informationer indsigt i problemets mulige omfang og karakter til brug for den tørre kildesporing, og specifik viden om stoffets forekomst og opførsel til brug for gennemførelsen af den våde kildesporing.

Oplysninger om stoffets anvendelser

Oplysninger om anvendelser

Selvom ovenstående oplysninger er vigtige for den tørre kildesporing, især til at forstå det miljømæssige aspekt bedre og til at forudse de faldgruber, der kan være i forbindelse med selve kildesporingsøvelsen, er det selvfølgelig viden om, hvor og hvordan stoffet anvendes, der er central. Den følgende gennemgang er især relevant, hvis problemstoffet ikke er et af de 17, der er udarbejdet oversigter for i dette projekt (se bilag 4).

Informationer om et stofs mulige anvendelser kan deles op i tre niveauer:

• Branche/virksomhedstype niveau.
• Procesniveau.
• Produktniveau.

Øverste niveau i en beskrivelse af et stofs anvendelser, og dermed mulige kilder i spildevandssystemet, er, som beskrevet i afsnit 3.2.1 og illustreret på figur 3.2, en vurdering af den relative vigtighed af de tre hovedkomponenter i systemet og af punktkilders betydning i forhold til diffuse kilder.

På næste niveau følger indsamling og vurdering af informationer om stoffets anvendelse i sammenhænge, primært erhvervsmæssige, der kan give anledning til signifikante punktbidrag. På det generelle niveau drejer det sig om at identificere, i hvilke brancher og virksomhedstyper stoffet anvendes.

Virksomhedstyper

Af hensyn til muligheden for at kunne sammenligne de generelle informationer med den lokale registrering af virksomheder må man overveje, hvorledes de identificerede produktions- og andre virksomhedstyper passer ind i forhold til de registreringssystemer, der er almindeligt benyttede i kommunerne, f.eks. MISS-systemet (eller det nye MAS-system).

Da dette projekt har drejet sig om at udvikle et generelt koncept for kildesporing blev dette besluttet at gruppere virksomheder i forhold til kategorierne i bekendtgørelserne vedrørende liste- og anmeldevirksomheder (henholdsvis Bek. nr. 794 af 9. december 1991 og Bek. nr. 367 af 10. maj 1992 fra Miljø- og Energiministeriet) suppleret med autoværksteder o.lign. jf. branchebekendtgørelsen for denne gruppe virksomheder (Bek. nr. 922 af 5. december 1997 fra Miljø- og Energiministeriet) og enkelte yderligere kategorier for også at dække f.eks. hospitaler, institutioner og væsentlige, ikke-industrielle erhvervsvirksomheder samt offentlig administration. Den fuldstændige liste over benyttede virksomhedskategorier findes i Bilag 3 til rapporten.

Denne måde at organisere virksomhedsoplysninger på har den store fordel, at den giver mulighed for direkte kobling af generel viden med lokalt registrerede informationer (der baserer sig på de nævnte bekendtgørelser) og for at kunne etablere et database-baseret system, hvorved mange forskellige kombinationer af oplysninger kan afprøves med et overskueligt forbrug af tid og ressourcer (se kapitel 4 om, hvordan en database til formålet kan organiseres). Ulempen er, at der mistes noget specifik information når en speciel virksomhedskategori for et enkelt stof skal presses ind i et klassifikationssystem, der ikke fra starten er målrettet mod kildesporing.

Proces- og produkttyper

I en række tilfælde vil generelle anvendelsesoplysninger om et stof ikke direkte udpege virksomhedstyper, eller i hvert fald ikke samtlige, men snarere beskrive stoffets anvendelse til bestemte processer eller, hvordan det indgår i forskellige kemiske produkter og/eller materialer. Herfra skal der gerne kunne sluttes tilbage til, hvilke virksomhedstyper der anvender de pågældende processer eller bruger de pågældende produkttyper, hvilket dog i mange tilfælde er vanskeligt.

I dette projekt er det valgt at definere et antal standard proces- og produktkategorier med henblik på at kunne søge på tværs i databasen og kombinere stof-, virksomheds-, proces- og produktoplysninger på forskellig måde, der forventeligt også kan udstrække oplysningernes anvendelighed til andre formål i de kommunale miljøafdelinger end blot kildesporing i spildevandssystemer. Produktkategorierne er en forkortet udgave af Produktregistrets produktkategorier, der benytter en anvendelsesorienteret opdeling (f.eks. kølemidler, konserveringsmidler etc.) i modsætning til varestatistikker o.lign., der typisk er mere materialeorienterede og derfor mindre velegnede i denne sammenhæng. Proceskategorierne er afledt af produktkategorierne, idet der ikke har kunnet findes egnede standardkategorier for processer. Listerne over de anvendte proces- og produktkategorier findes i Bilag 3.

I øvrigt gælder der, som for virksomhedstyperne, at der ved at skulle anbringe et bredt spektrum af forskellige processer og produkter i et begrænset antal kategorier vindes noget med hensyn til oversigtlighed og kombinationsmuligheder for tværgående søgninger, men til gengæld tabes noget specifik information. Det må derfor understreges, at det er vigtigt hele tiden at forholde sig kritisk til søgeværktøjet, og hele tiden supplere med en selvstændig vurdering af standardinformationerne med hensyn til præcision og fortsat gyldighed.

Informationssøgning
Det skal indledningsvis understreges, at informationssøgning for mange (de fleste) miljøfremmede stoffer ikke er nogen enkel opgave, og at der for mange af stofferne ikke findes særlig detaljerede informationer, der samtidig er alment tilgængelige. Der er dog en række informationskilder, der kort skal nævnes herunder, men som omtales mere udførligt og med et antal eksempler i Bilag 1.

Informationskilder

De informationskilder, der er vigtigst, og som i forbindelse med dette projekt har været benyttet til at udarbejde oversigter over anvendelser af små 20 udvalgte miljøfremmede stoffer, kan inddeles i følgende hovedkategorier:

• Opslagsværker og håndbøger
• Rapporter og artikler
• Databaser og Internettet
• Videncentre.

Håndbøger o.lign.

Opslagsværker og håndbøger har primært deres berettigelse i den indledende fase af kildesporingen, idet der typisk kun kan hentes overordnede data om stoffernes egenskaber og anvendelser. Sådanne værker er meget sjældent danske og mange gange opdateres de kun med en del års mellemrum. Derfor vil især anvendelsessiden normalt have tendens til at være en slags bruttoliste over mulige kilder, og skal efterprøves både med hensyn til relevans for danske forhold og for, hvorvidt oplysningerne er tidssvarende.

Rapporter og artikler

Rapporter og artikler vil i sagens natur være mere specifikt rettede mod et bestemt stof eller en bestemt problemstilling, hvorfor relevansen af den enkelte rapport eller artikel til det konkrete formål lettere lader sig bedømme. Rapporter adskiller fra artikler ved ofte at tilhøre den såkaldte "grå litteratur", dvs. litteratur, der ikke er publiceret offentligt, ofte ikke i ret mange eksemplarer og mange gange ikke er registreret i bibliografiske databaser. Derfor er denne type litteratur ofte både svær at lokalisere og at fremskaffe. Der skal dog i denne sammenhæng peges på en rapportserie, der både kan søges og skaffes, og som samtidig rummer en række kildesporingsrelevante titler, nemlig Miljøstyrelsens Miljøprojektserie.

Databaser og Internettet

Databaser og Internettet er vigtige instrumenter til at lokalisere eksisterende viden, og der kan også i et vist omfang hentes relevant konkret viden og data direkte fra nettet. Hvad angår egentlige "hard core" data vil man dog ofte finde, at der på den ene eller den anden måde kræves betaling for oplysningerne.

Databaser kan deles op i to grupper: Faktadatabaser og bibliografiske databaser. Nogle faktadatabaser, f.eks. HSDB (Hazardous Substances DataBase), skal man abonnere på eller betale for at søge i, mens andre, især statslige miljømyndigheders (f.eks. US EPA), stiller informationer gratis til rådighed. Bibliografiske databaser indeholder ikke i sig selv megen konkret information, men bruges primært til, ved hjælp af søgeord, at lokalisere interessante titler, som så efterfølgende kan bestilles hjem. Man kan dog som regel få skrevet abstracts ud direkte. Søgninger i bibliografiske databaser er imidlertid ikke gratis og kan ofte være blevet ganske bekostelige, førend man har nået et brugbart resultat.

Internettet kan give en række, og et stadig stigende antal, informationer om kemiske stoffer, dog primært vedrørende disses fysisk-kemiske og miljømæssige egenskaber, mens anvendelsesoplysninger er svagere repræsenteret.

3.2.3 Lokalspecifik viden om kloakoplandet

Den anden, og mindst lige så vigtige, del af den tørre (og våde) kildesporing er indhentning og udnyttelse af den lokalspecifikke viden om spildevandsystemet og aktiviteterne i oplandet. Når disse informationer kobles med den føromtalte generelle viden om stoffer og deres anvendelser er man nået et betydeligt stykke gennem kildesporingen, eventuelt så langt, at man kan skride direkte til overvejelserne om, hvilke aktionsmuligheder, der er til rådighed.

Koblingen af de generelle og de specifikke oplysninger kan naturligvis foretages manuelt ved samling af informationer fra sagsmappers indhold af ansøgninger, tilladelser, tilsynsrapporter osv. Det vurderes dog, at processen bliver betydeligt mere overkommelig samtidig med, at flere søgekombinationer er mulige, hvis den tørre kildesporing understøttes af en PC-baseret database, der samtidig kan tjene andre formål i det kommunale miljøarbejde.

Fordelene ved at anvende den mere "højteknologiske" løsning bliver naturligvis større jo større og mere komplekst ledningsnettet og erhvervsstrukturen i oplandet er.

Typer af lokalspecifik viden

De lokalspecifikke informationer, der tænkes på i forbindelse med den tørre kildesporing, omfatter følgende:

• Kortmateriale i form af kommunekort og supplerende temakort, først og fremmest over ledningsnettet (med tilhørende data). Digitale grundkort kan bruges til at visualisere og dermed forøge overblikket i forbindelse med en databaseunderstøttet kildesporing (se kapitel 4). Digitale grundkort findes i flertallet af danske kommuner, mens det er betydelig mere ujævnt, i hvor høj grad grundkortene er udbygget med forskellige former for data som for eksempel en adressedatabase.
• Registrerede liste- og anmeldevirksomheder samt autoværksteder o.lign. i oplandet (navn, adresse og virksomhedskategori). Disse må suppleres med virksomheder og institutioner inden for de yderligere kategorier, der blevet omtalt under generel virksomhedsviden, og som er anført i Listen over virksomhedskategorier (Bilag 3). Liste- og anmeldevirksomheder findes registreret i alle kommuner, men under anvendelse af forskellige systemer. Desuden kan virksomheder være registreret i kategorier, der virker vildledende, eller i hvert fald ikke er informative, i kildesporingsøjemed.
• Registreringer af virksomhedernes vandforbrug og, om muligt, udledte mængder af spildevand. Vandforbrug er registreret i alle kommuner, men miljøafdelingen har langt fra altid direkte adgang til tallene. Data om spildevandsmængder er ikke almindelige at finde i særlig stor udstrækning.
• Spildevandsplaner, specielt angivelser af forskellige deloplandes bidrag til det samlede spildevandsvolumen og belastning. Sådanne planer er dog ikke nødvendigvis helt opdaterede og oplysningerne vil oftest skulle bearbejdes noget, før de kan bruges.
• Oplysninger fra miljøgodkendelser og udledningstilladelser (f.eks. om processer, krav til specifikke stoffer osv.), der kan bidrage til en mere nuanceret vurdering af, hvorvidt en given virksomhed er sandsynlig som potentiel kilde til et givet problemstof. Det er ofte begrænset, hvor meget yderligere, relevant information, der er indeholdt i miljøgodkendelser, og dette gælder i endnu højere grad for almindelige udledningstilladelser.
• Data fra tidligere undersøgelser eller moniteringsprogrammer af spildevand og/eller slam i kloaksystemet. Disse vil give vigtig information om typiske træk ved spildevandet og slammet, og om hyppigheden og størrelsen af fluktuationer. Mange kommuner har ikke gennemført sådanne undersøgelser af spildevandet, og slamanalyser for miljøfremmede stoffer er langt flertallet af steder et helt nyt fænomen, og omfatter kun de fire stoffer, der reguleres efter slam- og tilsynsbekendtgørelserne.
• Oplysninger om virksomheders anvendelse af kemiske stoffer fra miljøtilsyn eller særlige kampagner, der har været gennemført tidligere. Denne type oplysninger skønnes at findes i meget begrænset omfang i mange kommuner.

Komplicerende forhold

Det er, som ovenfor anført, meget forskelligt, hvor mange af de nævnte oplysninger, der findes i de enkelte kommuner, og hvor ofte de opdateres, men selv når de faktisk foreligger, er der gerne forskellige komplicerende forhold, der kort skal omtales:

• De forskellige oplysninger findes sjældent samlet i miljøafdelingen, og måske ikke en gang alene i teknisk forvaltning. Manglende tradition for samarbejde på tværs af afdelingerne kan komplicere processen. Ansvaret for kommunekort ligger således normalt uden for afdelingen, og mange steder har man separate spildevandsafdelinger, der ligger inde med de relevante oplysninger om nettet og dets opbygning. Oftest er der dog tæt samarbejde mellem miljø- og spildevandsafdelinger. Registrering af vandforbrug ligger et helt tredje sted, evt. uden for selve den kommunale forvaltning (dog bør oplysningerne under alle omstændigheder findes i skatteforvaltningen).
• Der kan eventuelt være juridiske problemer i forhold til registerloven, hvis der sker generel samkøring af nogle af de oplysninger, der er nævnt ovenfor, f.eks. af registrerede listevirksomheder og deres vandforbrug. Dette problem bør afklares nærmere.
• Lagrings- og arkiveringssystemer for de nævnte oplysninger er vidt forskellige, ikke blot fra kommune til kommune, men også mellem afdelinger inden for den samme kommunale forvaltning. Teknologisk drejer det sig om, at en hel del data, typisk vedrørende miljøgodkendelser og miljøtilsyn, ikke foreligger på en brugbar elektronisk form, men f.eks. i hængemappesystemer eller lignende. Med hensyn til arkiveringsystem er problemet, at der i forskellige sammenhænge bruges forskellige klassificeringsystemer for virksomheder. Dette hænger sammen med, at de enkelte afdelingers arbejde er hægtet op på forskellige lovgivningsmæssige og administrative grundlag med forskellige formål og traditioner.

3.3 Våd kildesporing

I dette afsnit behandles indsamlingsmetodik- og strategi på baggrund af kommentarer fra erfaringsopsamlingen og de praktisk erfaringer i projektet.

3.3.1 Stategier for våd kildesporing

Efter gennemførelse af en tør kildesporing kan der være utilstrækkelige oplysninger til at afdække kilderne i den enkelte kommune, og der må så gennemføres en våd kildesporing. Denne må vælge strategi efter formålet med kildesporingen.

Baggrund/formål

Som tidligere nævnt under tør kildesporing kan eksempler på baggrunden for opgaven være:

1. et politisk/administrativt ønske om flere kendsgerninger om virksomheders og husholdningers udledninger, som skal bruges i en holdningsbearbejdning eller kampagne,
1. et behov for udarbejdelsen af massebalancer for udledninger til brug overfor modtagere af spildevandet eller overfor en specifik kilde eller
1. en situation, hvor udgangspunktet kan være problemer med overholdelse af grænse- eller afskæringsværdier for recipienter eller slam.

I førstnævnte tilfælde kan selv ganske få og ukomplicerede målinger fra udvalgte knudepunkter i kloaknettet være tilstrækkelige, hvorimod udarbejdelse af massebalancer og endelig identifikation af en kilde kan kræve anvendelse af mere avanceret prøvetagningsudstyr, hyppigere prøvetagning m.m. Ved den sidstnævnte situation konstateres problemet med miljøfremmede stoffer langt fra kilden. Afhængig af hvor specifikt man kan henføre stoffet til en bestemt kilde, kan kildesporingen blive mere eller mindre omfattende. Det kan forekomme at et målt problematisk stof stammer fra en så genkendelig industriel proces, at der kan tages direkte kontakt til en eller få udledere, og der er slet ikke behov for en egentlig våd kildesporing. Ofte kan der dog være tale om så mange kilder, at der må gennemføres målinger i kloaknettet. En strategi kan da omfatte en fase (efter den tørre kildesporing), hvor der gennemføres målinger i udvalgte knudepunkter i en eller flere omgange. Kildesporingen kan muligvis afsluttes herefter, men hvis resultaterne "skal bruges i byretten" fortsættes der med tilsyn på den enkelte virksomhed.

Figur 3.3 : Se her
Flow diagram over trin og elementer i våd kildesporing.

Valg af strategi

Strategien må afhænge af det ønskede resultat, karakteristiske egenskaber ved problemstoffet og ved den måde stoffet udledes på, samt økonomien. Afhængig af hvor specifikt man vil henføre stoffet til en bestemt kilde, kan kildesporingen blive mere eller mindre omfattende.

Ved måling i kloaknettet bør en strategi omfatte en fase (baseret på den tørre kildesporing), hvor der udvælges knudepunkter, prøvetyper og metoder til måling afhængig af de aktuelle forhold. Herefter gennemføres målinger i udvalgte knudepunkter i oplandet. Efter vurdering af resultatet kan prøvetagningen justeres og sporingen kan gentages i en eller flere omgange i kloaknettet, eller der kan direkte skrides til aktion over for problemet.

Hvis resultaterne "skal bruges i byretten" vil tilsyn på den enkelte virksomhed være en del af sporingen, og her kan det være vigtigt for den nødvendige dokumentation, at der vælges laboratorier, som er akkrediteret til prøvetagning og analyse. Kildesporingen kan munde ud i en monitering af forholdene efter, at der er skredet ind mod udledningen.

Strategien for prøvetagning til kildesporing for forskellige stoftyper må justeres mht. til type af kilde (industri, hushold, regnvand), sandsynligt udlednings-mønster, særligt fordelagtige prøvematricer (vand, suspenderet stof, kloakhud) set i lyset af det enkelte stofs karakteristika samt eventuel omdannelse af stoffet undervejs i kloaknettet. Tabel 3.1 rummer en slags "checkliste" som bør indgå i valg af strategi for våd kildesporing i lokale oplande.

Tabel 3.1
Checkliste ved valg af strategi for våd kildesporing.

Check-list of issues regarding "wet" source identification strategy.

Der er et antal elementer i konceptet for den våde kildesporing, som hjælper med udvælgelse af praktisk strategi, og de er omtalt i dette afsnit:

• Forhold ved udledninger
• Egenskaber ved miljøfremmede stoffer
• Indsamlingsmetoder.

Forhold ved udledninger

Variationer i udledninger

Udledninger af spildevand følger i et vist omfang aktivitetsniveauet i husholdninger og industri og ændres med både korte og lange svingninger.

• Der vil typisk udledes mere fra husholdninger om morgenen og i eftermiddags/aftentimerne end midt på dagen eller om natten.
• Industriudledninger forventes at ske især på hverdage og ikke i weekenden.

Nogle udledninger kan altså forventes at variere med alt mellem timers og måneders intervaller. Ved planlægning af en våd kildesporing skal denne information indgå, ligesom vil det også være vigtigt, hvis der er informationer om at udledninger kan ske "batch-wise", for eksempel hvis der rengøres en gang om ugen, specielle produktioner sker i bestemte perioder eller forsinkelsesbassiner tømmes med bestemte frekvenser

Regnvejr under en kildesporing i fælleskloakerede områder kan skabe problemer og for eksempel medføre at prøver må kasseres, eller at resultater baseret på sådanne prøver er svære at fortolke.

Egenskaber ved de udledte stoffer
Et stofs fordeling i miljøet vil afhænge af de fysisk-kemiske forhold i miljøet og af stoffets (iboende) egenskaber. Disse basale informationer om et stof er beskrevet i afsnittet om tør kildesporing. Stoffer, som ikke er særlig vandopløselige (hydrofobe), vil søge mod faser, hvor vand er mindre dominerende, f. eks. i faser med organisk indhold såsom suspenderet partikulært stof, kloakhud o. lign. Organiske miljøfremmede stoffer er en uens gruppe af stoffer, som spænder fra simple vandopløselige organiske syrer (f.eks. trichloreddikesyre) til højmolekylære stoffer (f.eks. PAH'er, polystyren o. lign.), som har meget svært ved at opløses i vand.

Til brug for den våde kildesporing vil relevant information omfatte forhold som kan for indflydelse på valg af den indsamlede fase (vand, slam m.m.) indsamlingsmetodik, opbevaring af prøver osv. Det vil især være stoffets

• opløselighed og fordeling
• nedbrydning og omsætning
• specifikke stofmønstre

Vandopløselighed

Når et stofs vandopløselighed er høj bør stoffet findes opløst i vandfasen, og er opløseligheden lav sidder det sandsynligvis bundet på det suspenderede stof i spildevandet. Det kan være vanskeligt at skille de to faser fuldstændigt ad, og vandprøver repræsenterer ofte den samlede prøve. Når et stofs vandopløselighed er omkring 10 mg/L eller lavere er det sandsynligt, at det ikke længere findes i vandfasen i spildevandet, men i stedet bindes på det suspenderede stof. Stoffer med en logK_OW >3 har normalt en vandopløselighed på mindre end 1mg/L.

Stoffer, som er positivt eller negativt ladet, har betydelig større vandopløselighed end det tilsvarende stof uden ladning, og opløseligheden kan altså påvirkes af pH (se herunder).

Kemiske komplekser

Ioniske stoffer kan danne komplekser med mod-ioner, og komplekset kan være meget mindre vandopløseligt end begyndelsesstoffet. F.eks. er det velkendt at LAS danner komplekser med kalcium, som så fælder ud. Der findes også andre komplekser, som kan vanskeliggøre kildesporingen, blandt andet kan kationiske detergenter danne komplekser med den anioniske detergent LAS, som så ikke kan måles med visse målemetoder.

Fordelingskoefficienter

Oktanol-vand fordelingskoefficienten (K_OW) anvendes hyppigt til at karakterisere et stofs egenskaber. Typisk regnes stoffer med oktanol-vand koefficient over 1000 (logKow>3) for så fedtopløselige, at der er risiko for biokoncentration. Høj K_OW anvendes også hyppigt som indikator for sorption til partikler.

Oktanol-vand fordelingskoefficienter for ioniske stoffer (organiske syrer eller baser) ændres med pH. Når dissociationskonstanten (pK_a eller pK_b) af et stof er kendt kan dets fordeling mellem ladet og uladet form beregnes. F.eks. vil en syre med pKa 5,5 være fordelt i vand ved fem pH-værdier som vist nedenfor.

• 1% dissocieret ved pH 3,5
• 10% dissocieret ved pH 4,5
• 50% dissocieret ved pH 5,5
• 90% dissocieret ved pH 6,5
• 99% dissocieret ved pH 7,5

Da kun det udissocierede stof opløses i oktanol (99% ved pH 3,5 og 1% ved pH 7,5) kan viden om dette have stor betydning for vurdering af stoffets skæbne. Oplysninger om K_OW for disse stoffer bør være fra undersøgelser på det udissocierede stof.

Sorption til partikler

De neutrale organiske stoffer har som regel begrænset vandopløselighed og vil sætte sig på partiklerne i spildevandet. Partikel-vand fordelingskoefficienten, K_d (også nogle gange kaldet K_F eller K_p) eller den tilsvarende beregnet til organisk kulstof i partikelfasen (K_OC) er også vigtige kendetegn ved et miljø-fremmed stof. Det er sidstnævnte som for mange stoffer kan erstattes med K_OW. De partikelbårne stoffer er naturligvis de, som først giver anledning til problemer med slamkvalitet. Det suspenderede stof i spildevand kan opdeles i bundfældeligt og ikke-bundfældeligt. En del af det miljøfremmede stof vil dog følge svævestoffer, kolloider og lerpartikler, som er ikke bundfældelige (inden for den gængse standards to timer).

Typisk regnes stoffer med K_OW>1000 (logK_OW>3) for bioakkumulerbare, men høj K_OW antyder også at stoffet bindes til partikler. Binding til partiklers organisk kulstof (K_OC) kan ca. sættes lig K_OW og kan beregnes med fraktionen af organisk kulstof (f_oc) og K_d.

, hvor

De partikelbårne stoffer er naturligvis de som først giver anledning til problemer med slamkvalitet. Det suspenderede stof i spildevand kan opdeles i bundfældeligt og ikke-bundfældeligt. En del af det miljøfremmede stof vil dog følge svævestoffer, kolloider og lerpartikler, som er ikke-bundfældelige (inden for den gængse standards to timer).

Med kendskab til et stofs fordelingskoefficient, koncentrationen af partikler i spildevandet og af stoffet på partiklerne, kan den samlede mængde af stoffet i et spildevandsvolumen beregnes. Sammenholdt med spildevandstrømmen kan den samlede mængde beregnes til brug for massebalancer for stoffet.

Partikel fordelingskoefficienter (K_d) for ioniske stoffer (organiske syrer eller baser) ændres også med pH i lighed med K_OW. Da visse ioniserbare stoffer bindes til partikler i både ladet og uladet form (gennem forskellige processer især kationbytning og hydrofob sorption) må indflydelsen på K_d vurderes i det enkelte tilfælde. Det er dog især for stoffer, som har pK_a i samme område som spildevand (pH 6-9, oftest 7-8), at selv mindre ændringer i pH kan få stor betydning for stoffernes dissociering og dermed deres vandopløselighed, affinitet for partikler o. lign. Denne dramatiske forskel betyder, at hvis pH svinger meget eller ligger langt fra et stofs pK_a, skal det overvejes, om prøvetagningsmetoden vil indsamle den relevante fase.

Nedbrydning og omdannelse af stoffer

Organiske stoffer udsættes for at blive nedbrudt kemisk og biologisk, og i spildevand kan der være gunstige betingelser for begge typer processer. Hydrolyse er en kemisk spaltningsproces i vand, der er tæt koblet til temperaturen. Ikke alle stoffer kan hydrolyseres, men for de, som kan, er processen ofte ret hurtig og kan evt. finde sted mellem to målepunkter i spildevandsnettet. Et hurtigt hydrolyserbart stof udgør naturligvis i sig selv ikke et miljøproblem, men det resulterende stof kan være det.

Biologisk nedbrydning er relativt langsommere, men vil påvirke langt flere stoffer, da næsten alle organiske stoffer kan nedbrydes. Hvis opholdstiden i spildevandsnettet ikke er mere end et par timer, hvilket er langt det almindeligste, er det ikke sandsynligt, at et miljøfremmed stof vil blive nedbrudt biologisk undervejs til renseanlægget. Derimod vil der almindeligvis foregå en betydelig nedbrydning i de biologiske renseanlæg, hvor opholdstiden er længere, og hvor en stor og tilvænnet biomasse er til rådighed. Der er imidlertid mangel på systematiske data om specifikke nedbrydningskonstanter, hvilket bremser mulighederne for kvantitative vurderinger af eksponeringsrisikoen i forhold til recipienten.

Indsamling af spildevandsprøver foregår ofte over &eacuten til flere dage, og visse stoffer kan omdannes i prøvetageren i denne periode. Eksempelvis kan langkædede NPE successivt tabe ethoxygrupper og derved blive mere og mere kortkædede.

Opbevaring

Nedbrydning af miljøfremmede stoffer kan hæmmes ved lav temperatur og ved langvarige prøvetagninger vil køling af prøvemateriale være på sin plads. Dette vil også nedsætte fordampningen af flygtige stoffer.

Specifikke stofmønstre

Flere af de miljøfremmede stoffer, der typisk vil være relevante i kildesporingssammenhæng er reelt grupper af flere stoffer. Det gælder LAS, NPE og PAH.

LAS-molekylet består af en lineær alkylkæde og en benzen-ring med en sulfonsyre, som kan være forskelligt sammensat. De enkelte komponenter i LAS har typisk kulstofkædelængder mellem 9 og 13 kulstofatomer og dertil benzenringen med sulfonsyren placeret i forskellige positioner på kæden. Hvis der er tale om anvendelser af specielle LAS produkter kan mønsteret sandsynligvis lede mod kilden. Almindelig vaskemaskine-LAS kan ikke spores på denne måde, men kun på mængderne.

NPE opgøres som en sum af nonylphenol, nonylphenol-monoethoxylat og nonylphenol-diethoxylat, men i produkter anvendes oftest NPE'er med meget længere ethoxykæder (typisk 8, men ofte længere). En del af det målte NPE vil derfor være nedbrydningsprodukter, og det er ikke muligt i spildevandsstrømmen at kende forskel på en kortkædet NPE, som anvendes i denne form, og den tilsvarende bionedbrudte rest af en langkædet NPE. Man vil i øvrigt typisk se en stigning af koncentrationen af NPE i slam efterhånden som de langkædede ethoxyforbindelser nedbrydes. Dette gælder især under anaerobe betingelser i rådnetanke.

PAH'er er en lang række stoffer som blot har det til fælles, at de har to eller flere aromatiske ringe af kulstof og brint i deres molekyle. Kilderne til PAH kan deles i biogene, pyrogene og petrogene, som angiver om de er dannet ved henholdsvis biologisk aktivitet, ved varme (brand, vulkansk aktivitet) eller under dannelsen af fossilt brændstof. Biologisk dannet PAH skønnes ikke at være betydningsfuldt i kloaknet, men PAH mønsteret fra udsivning fra slagger og flyveaske vil sandsynligvis optræde forskelligt fra udsivninger fra olie. I særlige tilfælde kan PAH opdeles i enkeltstoffer, hvor f.eks. forholdet mellem phenanthren og dibenzothiophen kan pege mod en pyrogen kilde, en raffineret petrogen kilde eller en uraffineret petrogen kilde.

3.3.2 Analyser

Tilgængeligheden af tilstrækkelige analysemetoder er naturligvis essentiel for en våd kildesporing. Der er i de senere år sket store fremskridt og et antal laboratorier udbyder slamanalyser i "pakker", der er relevante for overvågning og afskæringsværdier. Der er dog stadig kun en håndfuld (5-6) egnede kommercielle laboratorier i Danmark, og hvis der er tale om mere specielle stoffer eller analyser af vand, kloakhud eller lignende anderledes matricer, bør der tages kontakt med analyselaboratoriet før igangsættelse af projektet.

Analyseparametre

Det eller de miljøfremmede stoffer, man ønsker at spore, skal naturligvis analyseres, men der er en række sideparametre som med fordel kan inkluderes, da de hjælper fortolkningen af data. Afhængig af valg af prøvetype kan eksempler være tørvægt, organisk kulstof (TOC), suspenderet stof, glødetab eller turbiditet, flow, pH o. lign. For nogle af de nævnte parametre findes der udstyr til kontinuert måling.

Analysemetodiske overvejelser

Det kan være relevant at anvende andre analysemetoder end standardmetoder, hvis særligt lave (eller høje) koncentrationer skal bestemmes, eller hvis særlige præcise stofmønstre ønskes afsløret. Relevante metoder bør drøftes med analyselaboratoriet når strategien planlægges.

Den typisk anvendte analysemetode for NPE er fokuseret på måling af de kortkædede NPE'er. De langkædede (poly-)NPE bliver ikke medbestemt, men er meget almindelige i produkter. Tæt ved udledningen forekommer NPE altså i en form som ikke måles, og ved en kildesporing kan man derfor komme til at stå i den barokke situation, at analysen, pga. stoffets nedbrydning, viser mere og mere af problemstoffet jo længere væk man kommer fra kilden. Udvikling af særlige analysemetoder for poly-NPE vides at være undervejs.

Nøjagtighed

De kemiske analysers følsomhed og præcision er generelt høj (typisk 5-20%), og oftest bedre end andre forhold som kan påvirke en kildesporing. F.eks. varierer indholdet af suspenderet stof 120-450 mg/L i tørvejr (~ faktor 4). Det skal ikke glemmes, at der tages prøver i et ganske lille tidsrum sammenlignet med det tidsrum, der regnes på (anslået samlet tid ved fire prøvetagninger i timen á 100 mL: max. 5 min.)

3.3.3 Evaluering af eksisterende prøvetagningsstrategier og opsamlings-/opkoncentreringsteknikker

Forskellige indsamlingsmetoder har været anvendt i de kildesporingsundersøgelser, som tidligere er blevet gennemført i Danmark (omtalt i kapitel 2). Erfaringerne er typisk hentet ved sporing af tungmetaller, men metoderne er relevante også med hensyn til miljøfremmede stoffer. Det er givet en vurdering af fordele og ulemper ved forskellige indsamlingsmetoder og prøvetyper i forhold til de søgte stoffers karakteristika, udledningsmønstre og kilder, behovet for tilsyn af prøveoptagerne, analytiske-kemisk og praktiske forhold ved forskellige metoder.

Ved valg af prøvetagningsmetode er det mindre vigtigt, hvilken metode der vælges, blot der på baggrund af målingerne kan opstilles en rimelig præcis massebalance. Valgmulighederne er derfor afhængige af kvaliteten af de eksisterende data, behovet for præcision og de aktuelle forhold i kloaknettet (samt naturligvis de ressourcer som er til rådighed). I særlige tilfælde kan stikprøver anvendes til kildesporing, hvor flow og sammensætning af spildevandsstrømmen er kendt. De mest almindelige prøvetagere er flow- og tidsproportionale vakuumprøvetagere, som automatisk suger en prøve op i en beholder afhængigt af vandføringen eller tiden.

3.3.4 Indsamling

Ved indsamling af prøver i kloaknettet vil der typisk blive skelnet mellem stikprøver og blandingsprøver, hvor blandingsprøverne kan være samlet af prøver udtaget med bestemte tidsintervaller (tidsproportionale) eller under hensyntagen til vandføringen i kloakken (flowproportionale). Her nævnes nogle almindelige metoder og nogle alternativer. Der findes generelle prøvetagningsprocedurer for kloakspildevand, men i større eller mindre grad har hidtidige projekter anvendt nye indsamlingsmetoder.

Ved våd kildesporing er det i øvrigt væsentligt, at der er en vis samtidighed over indsamlingen. Hvis indsamling løber over en uge kan det sandsynligvis accepteres, at prøvetagerne ikke startes præcis samtidigt eller med kompensation for spildevandets transporttid, men der er vigtig at der indsamles i lige mange dage, og at prøver er afstemt med hensyn til weekend og arbejdsdage.

Stikprøve En stikprøve er udtaget på &eacuten gang, f.eks. ved at sænke en prøveflaske ned i spildevandet. En stikprøve kan derfor kun give et øjebliksbillede af spildevandsstrømmens indhold - der åbnes kun et "smalt vindue" til den virkelige forekomst af miljøfremmede stoffer i spildevandet.

Stikprøver er lette og sikre at indsamle (billige) og kan sagtens bruges til kildesporing. Det kræver blot, at der er sikkerhed for at spildevandsstrømmen eller udledningen er konstant med hensyn til vandføring og indhold af de stoffer, der undersøges. Hvis udsvingene er store, vil en stikprøve give svært fortolkelige resultater, og forsøg på at opstille massebalancer m.v. for oplandet vil slå fejl.

Når det kan lade sig gøre at indsamle en stikprøve, som består af et repræsentativt udsnit af spildevandsstrømmen, en total vandprøve, vil den have den fordel at alt materiale i vandet er med, og at den kan konserveres og/eller analyseres med det samme.

Tidsproportional indsamling Blandingsprøver som er samlet af delprøver udtaget med bestemte intervaller er tidsproportionale, og de vil typisk være mere repræsentative for indholdet af miljøfremmede stoffer i spildevandsstrømmen end stikprøver. Det er dog en forudsætning at prøverne indsamles over så lang tid, at svingninger i udledningerne kommer med i prøvetagningen. Udledningsmønsteret er ofte forskelligt, i det omfang det overhovedet er kendt, og indsamlingen kan foregå over et par timer eller flere uger.

Indsamlingen kan foretages med henblik på (total) vandprøver, prøver af suspenderet materiale eller prøver af kloakhud, der alle kan regnes som tidsproportionale prøver.

Tidsproportionale prøver har dog det problem, at de er indsamlet uafhængigt af vandføringen i spildevandsledningen. Hvis for formålet med kildesporingen er at opstille massebalancer eller endegyldig identifikation af en udleder vil sådanne prøver ikke umiddelbart kunne anvendes uden en samtidig måling af flow og suspenderet stof, hvis der måles på denne fraktion. Erfaring fra afprøvninger af konceptet i Århus og Roskilde er, at det eksisterende materiale om vandføring m.m. ikke altid er tilstrækkelig.

I mere overordnede kildesporinger, hvor man er i dele af ledningsnettet med eksisterende vandføringsdata eller jævn vandføring, kan tidsproportional prøvetagning anbefales, da den er billig og simpel, og anvender materiel som muligvis allerede findes i kommunen i tilstrækkelig antal.

Flowproportionale prøver

En flowproportional prøve er sammenstukket af prøver som afspejler vandføringen i kloaknettet. Det kan være lige store prøver udtaget hyppigere ved stigende flow eller prøver udtaget med samme tidsinterval, men i forskellige volumener. Afhængig af omstændighederne kan prøven bestå af delprøver udtaget i løbet af et par timer eller over flere uger.

Den typiske flowproportionale prøvetager består af vakuumprøvetager, flowmåler og et rør med en manchet som passer til kloakken. Prøvetageren kræver, at al spildevandet ledes gennem et rør, hvor flowet måles og der suges prøver ud til opbevaringsdunke. Røret afpasses til spildevandsledningen ved hjælp af en gummimanchet som kan pustes op eller, hvis ledningen har for stor diameter, monteres røret på et skot eller anden opstemning. Denne form for prøvetagning anvendes derfor især i mindre spildevandsledninger nær en kilde. I Gladsaxe har der dog været anvendt flowproportinale prøvetagere i ledninger med store diametre.

I det omfang pumpestationer kan anvendes som strategiske knudepunkter, er det muligt at simple arrangementer, hvor spildevandspumperne styrer prøveudtagningen, vil give en flowproportional udtagning af velopblandede prøver.

Valg af indsamlingsmetode

Flow-proportional prøvetagning er det principielt korrekte, hvis der skal opstilles massebalancer for bidraget fra de enkelte målte oplande. I kildesporingssammenhæng i store oplande er det problematisk, at de hyppigt anvendte eksisterende modeller især egner sig til ret små rørdiametre (<20-50 cm). Da metoden beror på en opstuvning af spildevandet kan der være vanskeligheder i fælleskloakerede områder, hvor det risikeres, at prøvetageren rives løs og ender nedstrøms pga. vandpresset. Til måling af vandføring og til flow-proportional prøvetagning findes der målere, som løser nogle af disse problemer. Disse målere består af en ring, hvor spildevandet løber igennem og vandføringen måles, men de var tidligere ikke særligt nøjagtige. Det må vurderes i relation til de enkelte kildesporing, men de kan dog sandsynligvis anvendes i mange tilfælde.

Ved tilsyn på virksomheder og ved den endelige identifikation af udledere vil flow-proportional prøvetagning være det korrekte valg.

Automatisk prøvetagning, hvad enten der er tale om tids- eller flowproportional, rummer mulighed for store ærgrelser, fordi materiellet ikke altid fungerer under hele prøvetagningsperioden. Det kan medføre, at serier af prøvetagninger ikke bliver sammenlignelige, og må kasseres. Tidsproportionale prøvetagere er mindre komplicerede end flowproportionale, og er derfor mindre udsatte for nedbrud.

Resultaterne er dog følsomme over for svingninger i vandføringen og kan ikke på samme umiddelbare måde omsættes til massebalancer for kloaknettet som resultater fra flowproportionale prøvetagere. Tidsproportionale prøvetagere er i dag billigere og står til rådighed i flere kommuner end flowproportionale, men der udvikles til stadighed nye og formodentlig mere driftsikre prøvetagere, og det anbefales at tage kontakt med firmaer eller kommuner med erfaring i emnet.

Nøjagtighed

For de fleste automatiske prøvetagere er usikkerheden på prøvetagningen i størrelsesordnen 20-30%. Det skal huskes, at der kun tages prøver i et ganske lille tidsrum sammenlignet med det tidsrum, der regnes på (anslået samlet tid ved fire prøvetagninger á 100 mL i timen: samlet max. 5 min.).

Materialevalg

Miljøfremmede stoffer kan frigives fra mange af de produkter som kan anvendes i en prøvetager eller der kan være materialer i prøvetageren som binder stofferne til sig. Disse emner skal tages op med analyselaboratoriet.

Prøvetype

Total vandprøve

En vandprøve, som er indsamlet ved at fylde en prøveflaske med spildevand direkte i spildevandsstrømmen, vil typisk være let og billig at indsamle, og analyselaboratorier vil have stor erfaring med prøvetypen. Forudsætningen for at prøverne kan anvendes til kildesporing, er, foruden forholdene ved selve spildevandsstrømmen, at metoden indsamler en repræsentativ prøve. Det vil sige, at spildevandet skal være opblandet i kloakken, så suspenderet materiale er fordelt i hele vandsøjlens højde. Når strømhastigheden er for lav, vil partikler synke mod bunden, og stoffer som sidder på partiklerne vil blive underrepræsenteret i prøven, hvis den udtages nær vandspejlet. Omvendt vil der komme for mange partikler med, hvis prøvetageren skraber mod bunden eller siderne og hvirvler materiale op eller skraber kloakhud af.

Filtreret vandprøve

Undersøgelse af indholdet af miljøfremmede stoffer i vandfasen uden partikler eller svævestof kan være relevant, f.eks. hvor spildevandet undersøges med henblik på effekter i recipientens vandfase. Det er imidlertid vanskeligt at filtrere spildevandsprøver, da de har et meget højt indhold af suspenderet stof. Endvidere er den reelle koncentration af miljøfremmede stoffer i opløsning ofte meget lav, og man får derfor store problemer med analysemetodernes detektionsgrænser.

Suspenderede partikler

Oppumpning af spildevand med suspenderet materiale til en tank med overløb, hvor partikler kan bundfældes, er blevet brugt bl. a. af Århus Kommune til opsamling af partikelbundne metaller. Fordelen ved denne metode i relation til afskæringsværdier i slam er, at den indsamler det suspenderede materiale som jo senere i renseanlægget bliver til slammet. Der må dog ikke sættes lighedstegn mellem koncentrationen af (ej nedbrudte) miljøfremmede stoffer på suspenderet stof i kloaknettet og den (biologisk nedbrudte) koncentration på slam ved analyse før udbringning på landbrugsjord.

Der opsamles også typisk over flere dage således at der er mulighed for at opfange svingninger i udledningskoncentrationen. Af samme årsag som nævnt under total vandprøver er det vigtigt, at den sonde som indsamler prøven ikke er placeret hverken for tæt ved overfladen af spildevandsstrømmen eller for tæt ved bunden.

Kloakhud

Der er nogen uklarhed om sammensætningen og ensartetheden af kloakhud. Kloakhud formodes primært at bestå af bakterier, og findes i øvrigt ikke i alle spildevandsledninger. Matricen er muligvis bedst egnet for fedtopløselige persistente stoffer og metaller, som ikke omdannes ved mikrobiel aktivitet. Kloakhud er i princippet en tidsproportional prøvetager, som opsamler stoffer, der binder sig til slam og biofilm.

3.3.6 Screening og alternative metoder

Når der ønskes hurtig information om belastningen i forskellige knudepunkter kan det være en fordel at anvende simple metoder, som ikke nødvendigvis måler det stof, man i sidste instans er interesseret i, men indikatorstoffer på brancher, specifikke produktionsprocesser eller lignende. Et godt indikatorstof skal naturligvis kunne indsamles og analyseres let, billigt og hurtigt.

Andre metoder

For miljøfremmede stoffer er der i de senere år kommet flere alternative opkoncentreringsteknikker frem, som muliggør indsamling af prøver over længere eller kortere tidsrum. Nye in situ metoder er f. eks. udsætning af passive indsamlingsapparater, det vil sige, som ikke bruger overtryk, vakuum, eller energi i det hele taget til at opkoncentrere de ønskede stoffer.

Blandt de metoder, som kan være relevante til prøvetagning in situ, er de mange "solid phase extraction, SPE" kolonnemetoder, som anvendes i mange laboratorier. Der findes en lang række kolonner (f. eks. SEP-PAK o. lign.), som er designet til opsamling af grupper af stoffer (kationiske, anioniske, polære, neutrale, metaller). Senest er der udviklet " solid phase micro-extraction, SPME", som er blevet anvendt direkte i vandprøver. Fælles for disse metoder er, at det primært er vandfasen, som opsamles.

Test "kits"

Der findes et antal færdige pakker, "kits", på markedet til analyse af vandkvalitet, som kan erhverves hos kemikalie- eller instrumentleverandører. Detektionsgrænserne på disse test er højere end ved klassiske analyser, men de vil give svar hurtigt og, for nogle systemers vedkommende, allerede på stedet. Chrom, zink, kobber kan måles med forskellige farve- eller titreringstest, som i øvrigt også inkluderer andre relevante parametre. For organiske miljøfremmede stoffer findes der tilsvarende kolorimetriske testsystemer for phenol og anioniske detergenter.

Disse kits er dog ikke alle afprøvet på spildevand, men i undersøgelserne i Gladsaxe industrikvarter er der som screeningstest for spildevand anvendt Dr. Lange kit, som kan analysere zink og chrom inden for et døgn (VKI m.fl 1997).

For et antal af de klassiske parametre i spildevand (chlorid, pH, turbiditet m.fl.) findes der instrumenter, som tillader kontinuert overvågning af spildevandsstrømmen og opsamling af data. Tilsvarende instrumenter er ikke udviklet eller økonomisk overkommelige for miljøfremmede stoffer. Selektive ion-elektroder til måling af metaller er måske en mulighed for kontinuert overvågning i fremtiden. Et loop af hule fibre ("hollow fibres"), hvor organiske opløsningsmidler kontinuert ekstraherer vandfasen, bruges i overvågning af processtrømme i industrien. Et tilsvarende system ville kunne anvendes til overvågning af miljøfremmede stoffer i spildevandets vandfase.

Der er også en udvikling i gang inden for biosensorer, som forventes (inden for veldefinerede områder) at kunne måle koncentrationen af udvalgte milljøfremmede stoffer.

"Semipermeable membrane devices (SPMD)"

Metoden, der er baseret på passiv prøveindsamling, er udviklet i løbet af de sidste 10 år, og er begyndt at vinde indpas til vandovervågning især i USA, hvor den stammer fra. Den anvendte type er et lukket fladt polyethylenrør fyldt med et fedtstof, og kaldes SPMD (semipermeable membrane devices). Passive indsamlere, især SPMD, som på dansk kunne hedde "fedtfisk", kan bruges som delvis erstatning for konventionel vandovervågning.

SPMD'er er tynde polyethylenmembraner som omslutter en lipidopløsning bestående af triolein. Membranerne tillader samme molekylstørrelser at passere som en biologisk membran. SPMD'er er udviklet til anvendelse i overfladevand, men der er en række fordele især ved vurdering af episodiske udledninger og biotilgængelighed af miljøfremmede stoffer i matricer med højt partikelindhold.

Alle fedtopløselige stoffer (K_OW > 200) kan optages over membranen, men generelt optages stoffer som ikke er ioner. Man skal derfor være opmærksom på, om de stoffer, som er relevante for et projekt, er ioniseret ved miljøets pH. Her gælder det LAS, som muligvis ikke kan optages.

SPMD'er kræver ingen strøm eller mekanisk påvirkning, og tidsintegreret indsamling af prøver vil derfor være billig og simpel med stor sikkerhed for indhentning af intakte prøver

Afprøvning af SPMD

Afprøvning af SPMD som passiv indsamler af miljøfremmede stoffer i vandfasen blev gennemført i projektet og er beskrevet i bilag 5. Der var ikke umiddelbare vanskeligheder ved anvendelsen af SPMDer. Pilot-undersøgelsen viste:

• at SPMD'er indsamler reproduc&eacuterbart. Eksponering af to SPMD'er i samme prøve viste relative standard afvigelser for PAH'er mellem 6 og 12%. For trichlorbenzen, tributylphosphat, og nonylphenol m.m. lå RSD dog fra 24 til 39%,
• at SPMD indsamler hurtigt. Eksponering på 24 timer medførte optagelse af detekt&eacuterbare mængder af alle analyserede stoffer undtagen indeno(1,2,3 cd)pyren og trichlorbenzen,
• at SPMD'er forbedrer antallet af detekterbare stoffer sammenlignet med vandprøver. I en stikprøve måltes 9 stoffer ved vandanalyse og 13 i SPMD'en efter 24 timers eksponering,
• og at der dette pilot forsøg af ukendte årsager er en høj blindværdi for DEHP i SPMD, og kun i &eacuten eksponering er der sikker akkumulering af DEHP. Kontamineringen forventes dog at kunne afhjælpes i fremtidige undersøgelser. Der er ikke analyseret på LAS i SPMD'er.

3.3.7 Resume af erfaringsopsamling i Danmark

Våd kildesporing har ofte været forbundet med betydelige vanskeligheder, og betragtes ofte som en sidste udvej, når andet har slået fejl. Der er flere grunde til dette, men vanskelighederne ligger typisk inden for følgende områder:

• Det er vanskeligt at indsamle prøver, som er repræsentative for udsvingene i belastning.
• Der opleves hyppigt svigt af indsamlingsudstyr.
• Detektionsgrænser (for metaller) i vandfasen har været for ringe.
• Det er for dyrt i analyser og leje/anskaffelse af udstyr.
• Det er for arbejdsintensivt i forhold til udbyttet.

Det er således kun i et tilfælde lykkedes at udpege kontamineringskilden alene ved hjælp af våd kildesporing, men kildesporing er i flere tilfælde blevet brugt til at identificere små deloplande, hvor indsatsen for at begrænse udledninger kunne målrettes over for bestemte virksomheder.

Der er vigtigt at erkende, at en kildesporingsundersøgelse næppe vil lede til at en enkelt udleder identificeres og kan "trækkes i retten". En kildesporingsundersøgelse skal lokalisere problemet til et begrænset område eller bestemte virksomheder, give mulighed for, at kommunen kan sandsynliggøre over for virksomhederne, at der faktisk er et problem, der skal løses, og endelig give kommunen mulighed for, på sikker grund, at sætte en indsats i gang, som vil afhjælpe problemet.

3.3.8 Afprøvning af praktisk kildesporing

Baseret på erfaringsopsamlingen er et grundprincip i kildesporingen at minimere omfanget af prøvetagnings- og analyseprogrammet. Kommunens behov for dokumentation af udledninger, i forhold til fremtidige tiltag fra kommunens side, inddrages i udarbejdelsen af strategien. Efter udførelse af tør kildesporing kan en praktisk strategi for våd kildesporing være som følger:

• Fase 1. Ved en indledende screening i et lille antal strategiske brønde i de valgte oplande måles relevante stoffer.
• Fase 2. Efter screeningen identificeres problemoplande og de relevante (industri-)kilder. Der måles i et antal strategiske brønde eventuelt i mindre, velafgrænsede delplande.
• Fase 3. Der iværksættes en målrettet kampagne over for de formodede kilder. Hvis det skønnes nødvendigt kan en endelig kildesporing direkte ved formodet udleder iværksættes.

3.4 Valg af kildesporingsstrategi

I tabel 3.2 præsenteres en oversigtlig, forenklet liste af muligheder for valg af strategi, afhængig af formål, suppleret med nogle cost-benefit overvejelser. : Se her

3.5 Videre tiltag

Afhængigt både af det konkrete formål med at iværksætte en kildesporing og af resultatet af øvelsen, kan der være et antal muligheder for tiltag eller indgriben lokalt. Der skal dog igen erindres om, at kildesporingen væsentligst hjælper til at indkredse og sandsynliggøre nogle punktkilder eller deloplande, som giver særlige problemer, men at der til bevisførelse i juridisk forstand kræves en egentlig verifikation.

3.5.1 Verifikation

Verifikation gennem prøvetagning i kloaknettet kræver, at det er muligt at opsætte og drive en prøvetager så tæt på den formodede kilde, at der ikke er andre mulige tilledningpunkter mellem prøvetageren og kilden. Det er nødvendigt med flowproportional prøvetagning til opstilling af massebalance. Hvis resultaterne skal holde til retslig håndhævelse kræves akkrediteret prøvetagning og analyse.

Verifikation gennem prøvetagning og analyse, som beskrevet ovenfor, kan understøttes af viden om virksomhedens produktionsprocesser og råvareforbrug, f.eks. i form af råvarelister o.lign.

Samtidig med, at man beslutter sig for en afgrænset handling, der har til formål at reducere et konkret problem, bør det overvejes, hvorledes effekten af handlingen kan følges og evalueres. Karakteren og omfanget af den nødvendige monitering afhænger naturligvis både af selve handlingens eller indgrebets karakter og af dens målgruppe.

Har der været tale om et påbud eller lignende rettet mod &eacuten eller nogle få isolerede kilder kan moniteringen bestå i udtagning af stikprøver direkte i virksomhedens afløb.

Har tiltaget været rettet mod et større område, kan der etableres faste målepunkter i udvalgte knudepunkter, hvor det specifikke problemstof eller indikatorer for forureningsbelastningen i bredere forstand kan måles. I sidste ende kan effekten måles i indløbet til renseanlægget eller i det producerede slam.

Udfordring

Ud over en konkret indgriben over for et specifikt, afgrænset problem kan der være ønske om og behov for en længerevarende indsats med et bredere perspektiv, der rækker ud over kildesporingen i sig selv.

Den almindelige udvikling i produktionen og anvendelsen af nye kemikalier bevirker, at både håndtering af akutte problemer og langsigtet virksomhedsarbejde med renere teknologi og udvikling af nye produkter vil være på den kommunale dagsorden langt ind i det nye årtusinde. Den kommunale indsats og valg af løsninger er et spørgsmål om perspektiv, politik og ressourcer.

Perspektiv

Flere kommuner prioriterer investering i tekniske løsninger med udbygning af renseanlæg og slamhåndtering til varetagelse af kemiske miljøproblemer, andre prioriterer en mere forebyggende indsats over for kemikalierne ved hjælp af kompetanceopbygning i administrationen og gennem information, motivering og adfærdsbearbejdning af borgere og virksomheder.

I tabellerne 3.3 og 3.4 er vist eksempler på initiativer med organisering af det kommunale arbejde og initiativer over for virksomhederne. Som det fremgår, praktiseres i dag en bred vifte af muligheder. Der skal gøres opmærksom på, at listen over erfaringsområder er ikke komplet, men blot skal illustrere spændvidden i de mulige tiltag.

Forandring

Der er en klar tendens til, at det langsigtede miljøbeskyttelsesarbejde i kommunerne prioriteres højere i dag end tidligere. F.eks. kan effekten af at etablere et virksomhedsforum sjældent måles her og nu, men kan klart give bedre muligheder for at løse problemer på et senere tidspunkt, og generelt medvirke til en reduktion af virksomheders påvirkning af mennesker og miljø.

Tabel 3.3
Oversigt over alternative muligheder i den kommunale organisering af det forebyggende miljøarbejde.

Overview of applied initiatives to organise preventive environmental management in Danish municipalities.

Tabel 3.4
Oversigt over alternative kommunale initiativer til ændring af holdninger og rutiner i virksomheder.

Overview of applied initiatives in Danish municipalities to change environmental attitudes and routines in private enterprises