|
Anl. |
Sand mile |
Jord- |
Dræn- |
Antal strenge |
Fordeler- |
Tank- |
Antal kamre |
Bygge- |
Alder |
Place- |
|
|
m |
m |
stk. |
|
m3 |
stk. |
|
år |
|
1 |
nej |
1,0 |
60 |
2 |
tryk |
2 |
3 |
1998 |
2 |
i |
2 |
nej |
0,8 |
150 |
6 |
gravit- |
2 |
1 |
1987 |
13 |
i |
3 |
nej |
1,0 |
60 |
3 |
gravi- |
3 |
3 |
1990 |
10 |
på |
4 |
nej |
0,8 |
48 |
2 |
tryk |
2 |
3 |
1998 |
2 |
på |
5 |
ja |
0,4 |
30 |
2 |
tryk |
2 |
2 |
1997 |
3 |
på |
6 |
ja |
0,6 |
20 |
2 |
tryk |
2,4 |
3 |
1989 |
11 |
i |
Belastningen af anlæggene er opgjort på basis af oplysninger fra brugerne af anlæggene suppleret med oplysninger fra vandværker om de seneste års vandforbrug.
De fleste anlæg er belastet med spildevand fra en normal husstand.
Af afvigelser herfra kan nævnes anlæg 3, som betjener 2 husstande, anlæg 4, hvor der i ejendommen er indrettet en frisørsalon med to pladser samt anlæg 6, der de seneste år kun har været belastet med spildevand fra een fastboende person.
I nedenstående Tabel 6 er belastningen af anlæggene angivet og sammenholdt med belastningsforudsætningerne i Miljøstyrelsens vejledning for nedsivningsanlæg . Det er forudsat at 1 meter sivedræn svarer til et effektivt nedsivningsareal på 1 m².
Tabel 6: Belastning af nedsivningsanlæggene, sammenholdt med nedsivningsvejledningens forudsætninger og anbefalinger
Anl. |
Personer |
Boliger |
Vandforbrug |
Meter dræn |
Liter pr. |
|
1 |
2 |
1 |
85 |
30 |
3,9 |
Tæt v. jernbane, |
2 |
2,5 |
1 |
70 |
50 |
1,3 |
2 personer + personaletoilet |
3 |
8 |
2 |
250 |
7,5 |
11,4 |
I kornmark, sandfilterbrønd først, P-fri vask |
4 |
4 |
1 |
170 |
12 |
9,7 |
I græsmark, |
5 |
5 |
1 |
250 |
6 |
22,8 |
Ved hestefold |
6 |
1 |
1 |
86 |
20 |
11,8 |
Ikke |
Vejledn. |
5 |
Type A |
274 |
6 |
25,0 |
Velegnede |
Vejledn. |
5 |
Type B |
274 |
9 |
16,7 |
Mindre egnede jordtyper |
For at illustrere de aktuelle belastningsforhold for de undersøgte anlæg i forhold til
nedsivningsvejledningens retningslinier, er i nedenstående Tabel 7 angivet jordartens
egnethed til nedsivning. Endvidere er den aktuelle belastning angivet som procent af den i
nedsivningsvejledningen forudsatte maksimalbelastning for den pågældende jordtype
(angivet med fed skrift). Til orientering er procentsatserne også angivet for andre typer
jord.
Det skal bemærkes at kun anlæg 6 falder indenfor kategorien "egnet til nedsivning" i h. t. nedsivningsvejledningen, mens de øvrige anlæg ikke er velegnede til nedsivning. Anlæg 1, 4 og 5 kommer dog tæt på kategorien "nedsivning under vanskelige forhold, Type B", hvorfor der er angivet procentsatser med fed for disse anlæg under type B.
Tabel 7:
Belastning i forhold til nedsivningsvejledningens anbefalinger
|
|
Egnethed udfra vejled- ningens tolkning |
|
Aktuel pe- |
|
Aktuel vand- |
||
|
Type |
Type |
pe/m² |
type A |
type B |
l/m²/d |
type A |
type B |
1 |
B til Uegnet |
Ikke velegnet |
0,03 |
20% |
30% |
3,9 |
16% |
23% |
2 |
Uegnet |
Uegnet |
0,02 |
12% |
18% |
1,3 |
5% |
8% |
3 |
Uegnet til B |
Uegnet |
0,13 |
80% |
120% |
11,4 |
46% |
68% |
4 |
B til Uegnet |
Ikke velegnet |
0,08 |
50% |
75% |
9,7 |
39% |
58% |
5 |
B til Uegnet |
Ikke velegnet |
0,17 |
100% |
150% |
22,8 |
91% |
137% |
6 |
A |
A |
0,05 |
30% |
45% |
11,8 |
47% |
71% |
Vejledning for nedsivningsanlæg, type A |
0,17 |
- |
- |
25,0 |
- |
- |
||
Vejledning for nedsivningsanlæg, type B |
0,11 |
- |
- |
16,7 |
- |
- |
Af skemaet fremgår bl.a. at anlæg 6, på sandjord, i forhold til
nedsivningsvejledningens anbefalinger er ca. 1/3 belastet m.h.t. organisk stof og ca.
halvt belastet hydraulisk.
Anlæggene 1, 4 og 5, som ligger på jord der ikke er egnet til nedsivning, er belastet meget forskelligt i forhold til nedsivningsvejledningens anbefalinger for den bedre jordtype B, både organisk og hydraulisk. Anlæg 1 er kun belastet med ca. 1/3 i forhold til anbefalet for type B, mens anlæg 4 og 5 er belastet svarende til eller hårdere end anbefalet for type B. På basis af belastningstallene kan der således forventes problemer ved anlæg 4 og 5, der belastes væsentligt mere end teoretisk forsvarligt.
For anlæg 2 og 3, som er beliggende på tætte jorde og klart uegnede til nedsivning i h. t. nedsivningsvejledningen, ses at anlæg 3 belastes 20% hårdere med organisk stof end nedsivningsvejledningens anbefalinger for væsentligt bedre jordtyper, mens anlæg 2 kører med en forholdsvis lav belastning. Der burde derfor teoretisk være store problemer med funktionen af anlæg 3.
Umættet zone 1-5 meter
Afstanden fra terræn til grundvandet for de seks anlæg varierer fra 1-5 meter, hvilket sammenholdt med en jorddækning på 0,4-1 meter og et par sandmiler, giver en resulterende afstand mellem grundvandet og bunden af anlægget på 1,2-4 meter umættet zone.
Ses på den hydrauliske belastning af grundvandet og den umættede zone findes den aktuelle belastning med spildevand at udgør mellem 1 og 23 liter pr. kvadratmeter pr. døgn, eller en tilførsel på mellem 1 og 14 liter spildevand pr. døgn pr. m3 umættet jord direkte under nedsivningsanlægget.
Tabel 8:
Afstand til grundvand
|
|
Afstand fra terræn til grundvand |
Jord dækning af dræn |
|
|
Belastning pr m3 umættet jord |
|
|
m |
m |
m |
l/m2/døgn |
l/m3/døgn |
1 |
nej |
5 |
1,0 |
4,0 |
3,9 |
1,0 |
2 |
nej |
2 |
0,8 |
1,2 |
1,3 |
1,1 |
3 |
nej |
2,3 |
1,0 |
1,3 |
11,4 |
8,8 |
4 |
nej |
2 |
0,8 |
1,2 |
9,7 |
8,1 |
5 |
h=0,7 |
1,3 |
0,4 |
1,6 |
22,8 |
14,3 |
6 |
h=1,0 |
1 |
0,6 |
1,2 |
11,8 |
9,8 |
Fortynding af prøve
For at vurdere hvor fortyndede de udtagne prøver af det øverste grundvand er, i forhold til det spildevandspåvirkede porevand, der tilføres grundvandet fra den umættede zone, er gennemført hydrogeologiske beregninger af den sandsynlige fortynding af porevandet med upåvirket grundvand.
Det er antaget at der sker en opblanding med vertikalt infiltreret regnvand og en opblanding med horisontalt strømmende grundvand under hvert anlæg. Vurderingerne er gennemført individuelt for de enkelte anlæg udfra hydrogeologiske forhold og nedbøren i området.
Den vertikale infiltration (nettonedbøren) regnes at ske over et areal svarende til nedsivningsarealet plus en 1 meter bred bræmme omkring anlægget.
Den horisontale opblanding regnes at svare til den vandmængde der passerer et tværsnit med en dybde på 0,2 meter og en bredde svarende til nedsivningsanlæggets bredde på tværs af strømningsretningen plus 2 meter.
Vurderingerne er baseret på resultaterne af de udførte boringer og pejlinger, jordartskort, potentialekort og erfaringer fra tilsvarende jordtyper.
Der er gennemført en realistisk vurdering samt en "værste situation", svarende til den største opblanding hvis alle vurderinger gennemføres ultra konservativt.
For at kunne sammenligne med belastningstallene for anlæggene er den vertikale og horisontale vandføring i Tabel 9 omskrevet til en vandføring pr m² nedsivningsareal.
Tabel 9:
Grundvandsfortynding af prøver under anlæggene
|
Vertikal infiltration |
Horisontal grundvands- |
Samlet fortynding |
Nedsi- |
%-del infiltrationsvand i
udtagne |
|||
Anl. |
|
|
Darcy- |
i øverste 0,2 m pr. areal |
vertikal |
Belast- |
"Mest sandsynlig" |
"værste situation" |
|
mm/ |
l/m2/ |
m/år |
l/m2/ |
l/m2/ |
l/m2/ |
% inf i prøve |
% inf i prøve |
1 |
100 |
0,27 |
0,03 |
0,00 |
0,28 |
3,88 |
7% |
8% |
2 |
100 |
0,27 |
0,06 |
0,00 |
0,28 |
1,28 |
18% |
22% |
3 |
100 |
0,27 |
0,79 |
0,06 |
0,34 |
11,42 |
3% |
5% |
4 |
150 |
0,41 |
0,32 |
0,05 |
0,46 |
9,70 |
5% |
6% |
5 |
150 |
0,41 |
0,16 |
0,01 |
0,42 |
22,83 |
2% |
3% |
6 |
200 |
0,55 |
31,50 |
4,14 |
4,69 |
11,78 |
28% |
53% |
Som det ses, er der for fire ud af fem anlæg i lerede jorde en meget beskeden opblanding
af prøverne under anlæggene, idet kun 2-8% af den udtagne prøvemængde vil
være"upåvirket" grundvand. Ved anlæg 2, med den meget lille
spildevandsbelastning, vil prøven dog indeholde 18-22% "upåvirket" grundvand.
For anlæggene i lerjord gælder at fortyndingen næsten udelukkende skyldes den vertikale infiltration, mens opblandingen med horisontalt strømmende grundvand er begrænset.
Ved anlæg 6, som ligger i sandjord er infiltrationsraten noget større, og opblandingen med horisontalt strømmende grundvand er væsentlig. Dette resulterer i et indhold på 28-53% "upåvirket" grundvand i de udtagne prøver, afhængig af hvor konservative vurderinger der lægges til grund.
"renset spildevand"
I afsnit 6 er i flere skemaer angivet koncentrationer for "renset spildevand". Disse koncentrationer er rent teoretiske og er beregnet udfra bl.a. ovenstående fortyndinger for de enkelte anlæg i den "værste situation" i Tabel 9.
3 bidrag i prøver
De udtagne grundvandsprøver består af en blanding af følgende tre bidrag:
Var i stedet udtaget en porevandsprøve i den umættede zone umiddelbart over grundvandsspejlet, ville denne bestå af en blanding af bidrag 2 og 3, og ville derfor også være fortyndet med nedsivende regnvand. En porevandsprøve vil således heller ikke direkte kunne vise hvor meget koncentrationerne i det nedsivende spildevand reduceres ved nedbrydning og sorption.
Af de tre bidrag, hver bestående af en vandmængde gange en koncentration, er det kun koncentrationen af "renset spildevand", Qspv, der ikke kendes, hvorfor denne teoretiske værdi kan beregnes.
Cmålt x (Qspv + Qinf-v + Qinf-h) = Cspv x Qspv + Cref x Qinf-v + Cref x Qinf-h
og
Qinf = Qinf-v + Qinf-h ,
giver at
Cspv = Cmålt + (Cmålt - Cref) x Qinf/Qspv
I skemaerne i den resterende del af rapporten er betegnelsen "renset spildevand" anvendt for det teoretisk beregnede bidrag 3), hvor koncentrationen, Cspv , er beregnet efter ovenstående formel. Ved beregninger er anvendte vandføringer i l/m²/døgn for "den værste situation", som angivet i Tabel 9.
Alle analyser er udført af Miljøkemi og prøverne er udtaget af COWI efter laboratoriets anvisninger. Alle prøver blev emballeret i præparerede beholdere udleveret fra laboratoriet og transporteret hurtigst muligt til analyse.
Usikkerhedsfaktorer
Mange analyseværdier for specielt miljøfremmede stoffer ligger tæt ved detektionsgrænsen, hvorfor resultaterne bør tages som indikationer, mere end eksakte værdier. Dette skyldes at der, på trods af stor omhyggelighed, er relativt store usikkerheder knyttet til prøveudtagningen, behandlingen af prøverne og selve analysen, når der arbejdes med så små koncentrationer, som dem der findes i bl.a. grundvandsprøverne.
I det følgende angives kun hovedresultaterne af analyserne (gennemsnit, max. og min. samt typisk interval), mens der henvises til bilag 4 for en detaljeret oversigt over samtlige analyser.
Den første prøve af grundvandet under anlæg 2 viste sig at være direkte påvirket af spildevand. Dette skyldes evt. en opstuvning af spildevand i et lag af nedrivningsmaterialer fra en byggetomt, hvilket kan have givet direkte forbindelse mellem nedsivningsfaskinen og boringen. Analyseresultaterne lå for visse parametre dekader fra de værdier der blev fundet i andre boringer og den senere ekstra prøve fra samme boring. Analyseresultaterne fra denne første prøve, kaldet 2G, mærket RB64, er derfor udeladt af de følgende vurderinger.
Mest påvirkede prøve
Grundvandsprøverne blev udtaget i den boring, der havde den højeste ledningsevne og dermed formodentlig det største kloridindhold, hvilket indikerer en spildevandspåvirkning. Ved flere anlæg var kloridindholdet i referenceboringen dog højere end i det påvirkede grundvand, og i en enkelt grundvandsprøve var kloridindholdet meget lavt. Der er ikke analyseret for andre stoffer, der vil kunne bruges som tracer.
Generelt er det de boringer, der ligger i den nedstrøms ende af anlæggene (længst fra referenceboringen), der ved hjælp af ledningsevnemålingerne blev fundet at være "mest påvirkede prøve". Dette bestyrker at prøven med stor sandsynlighed er udtaget i den mest koncentrerede spildevandsfane fra anlægget. Uanset om denne prøve ikke repræsenterer punktet med det absolut mest påvirkede grundvand, er den en god indikator for det niveau af forurening, der kan forventes at findes under et nedsivningsanlæg. Ved beregningerne i afsnit 6, er det antaget at den fundne maksimal værdi for forurening i den "mest påvirkede prøve" optræder i grundvandet under hele nedsivningsanlægget og en bræmme på 1 m omkring anlægget.
Drikkevandskrav
I flere af skemaerne er angivet værdier for krav til drikkevand. Disse værdier er alene anført for at gøre det nemmere at forholde sig til størrelsesordenen af de fundne koncentrationer, og er på ingen måde udtryk for at kravene skal kunne opfyldes af nedsivende spildevand umiddelbart over grundvandsspejlet.
De anførte værdier svarer til drikkevandsdirektivet fra EU og den nye bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg. Hvor der angives "vv" ved kravet, svarer dette til "værdi ved afgang fra vandværk" og indeholder direktivet ikke en sådan værdi, anvendes i stedet "ejd" svarende til "værdi ved indgang til ejendom".
LAS/anioniske det.
Kravværdien angivet for LAS er bekendtgørelsens kravværdi for "anioniske detergenter", der omfatter mere end LAS. I almindeligt forekommende husspildevand fra større samlede bebyggelser udgør LAS omkring 10% af de anioniske detergenter (Miljøprojekt nr. 357, 1997). LAS koncentrationer, fundet i Miljøprojekt nr. 357, ligger dog 7 gange højere end resultaterne fra denne undersøgelse af spildevand fra enkelt-husholdninger, og 4 gange højere end fundet ved undersøgelsen ved en enkelt husstand (Højenvang et al. 1999). Ses på mængden af LAS pr. person pr. dag fås tilsvarende resultater. Antages at mængden af LAS fundet ved dette projekt er korrekt, og antages at mængden af de øvrige anioniske detergenter svarer til niveauet fundet ved Miljøprojekt nr. 357, findes at mængden af LAS i indløbsvandet i dette projekt udgør ca. 40% af de anioniske detergenter. Hvordan forholdet er, efter passagen af den umættede zone, kan ikke umiddelbart vurderes.
Der blev udtaget prøver på udløbene fra septictankene ved anlæg 2 og anlæg 4. Anlæg 2 betjener en almindelig ejendom med to personer, samt et toilet som anvendes af en ansat. Anlæg 4 betjener, ud over familien på 4 personer, en frisørsalon med to pladser i ejendommen.
Der blev analyseret to gange med ca. 3 måneders mellemrum. Ved den sidste prøverunde blev kun analyseret for de grupper af parametre, hvor der var store afvigelser mellem de to anlæg eller store afvigelser fra forventede niveauer.
Af analyserne ses, at der som forventeligt findes lidt højere koncentrationer af visse miljøfremmede stoffer i spildevandet ved anlæg 4 med frisøraktiviteten end ved anlæg 2. Største afvigelse findes for alkylbenzenerne, hvor niveauet er ca. 10 gange højere ved anlæg 4 (dog ikke for toluen). For gruppen af blødgørere er koncentrationen af DEHP ca. 4 gange højere ved anlæg 4 end 2. I gruppen af detergenter ligger niveauerne for nonylphenoler og LAS lidt højere ved anlæg 4 end ved 2. Summen af PAH-forbindelser ligger til gengæld lidt lavere ved anlæg 4 end anlæg 2.
Sammenlignes med urenset husspildevand fra kloakerede områder ses at de fundne værdier for PAH og NPE ligger på samme niveau som i urenset spildevand. Der i det mekanisk rensede spildevand fundet ca. halvt så meget DEHP som i urenset spildevand, mens mængden af LAS ligger 7 gange højere.
I nedenstående Tabel 10 er resultaterne fra analyserne af indløbene til anlæg 2 og 4 angivet sammen med resultater fra Miljøprojekt nr. 357 og de standardværdier der er opgivet for råt spildevand i Spildevandsrensning (Henze et al.)
Tabel 10:
Miljøfremmede stoffer i husspildevand fra bundfældningstanke/septictanke
|
|
Bundf. tank |
Spv.rens |
MP357, 1997 |
Type |
|
Udløb |
Rå spv. |
Husspv. |
Parameter |
Enhed |
snit |
snit |
snit |
PAH-forbindelser: |
|
|
|
|
Naphthalen |
m g/l |
0,064 |
- |
- |
Methylnaphthalener |
m g/l |
0,115 |
- |
- |
Dimethylnaphthalener |
m g/l |
0,093 |
- |
- |
Trimethylnaphthalener |
m g/l |
0,045 |
- |
- |
Acenaphthen |
m g/l |
0,022 |
- |
- |
Fluoren |
m g/l |
0,031 |
- |
- |
Phenanthren |
m g/l |
0,039 |
- |
- |
Fluoranthen |
m g/l |
0,017 |
- |
- |
Pyren |
m g/l |
0,022 |
- |
- |
Benzfluoranthener (b+j+k) |
m g/l |
0,012 |
- |
- |
Benz(a)pyren |
m g/l |
- |
- |
- |
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
m g/l |
- |
- |
- |
Benz(ghi)perylen |
m g/l |
- |
- |
- |
Sum af PAH |
m g/l |
0,432 |
- |
0,3 |
Blødgørere: |
|
|
|
|
Diethylphthalat (DEP) |
m g/l |
24,050 |
- |
- |
Di-n-butylphthalat (DBP) |
m g/l |
1,088 |
- |
- |
Di-(2-ethylhexyl)-adipat (DEHA) |
m g/l |
2,075 |
- |
- |
Di-(2-ethylhexyl)-phthalat (DEHP) |
m g/l |
13,938 |
- |
31 |
Detergenter: |
|
|
|
|
Nonylphenoler |
m g/l |
5,050 |
- |
- |
Nonylphenolmono-ethoxylater (NPEO1) |
m g/l |
4,658 |
- |
- |
Nonylphenoldi-ethoxylater (NPEO2) |
m g/l |
0,413 |
- |
- |
Sum af nonylphenoler (NPE) |
m g/l |
10,083 |
- |
9,8 |
LAS |
m g/l |
3.893 |
- |
570 |
Phenoler og chlorphenoler: |
||||
Phenol |
m g/l |
122 |
- |
- |
Cresoler |
m g/l |
317 |
- |
- |
2,4-dichlorphenol |
m g/l |
0,150 |
- |
- |
2,4,5-trichlorphenol |
m g/l |
0,400 |
- |
- |
2,4,6-trichlorphenol |
m g/l |
0,117 |
- |
- |
Alkylbenzener: |
|
|
|
|
Benzen |
m g/l |
0,420 |
- |
- |
Toluen |
m g/l |
63,020 |
- |
- |
Ethylbenzen |
m g/l |
0,949 |
- |
- |
Xylener |
m g/l |
3,926 |
- |
- |
Ved alle anlæg blev der i en referenceboring udtaget prøver af de øverste 0-20 cm grundvand. Referenceboringerne formodes at være upåvirkede af nedsivningen af spildevand fra det pågældende anlæg, idet boringerne blev placeret 10-20 meter opstrøms for anlæggene.
Ved referenceboringerne blev der kun fundet begrænsede spor af miljøfremmede stoffer. Der er dog i de fleste boringer påvist mindre mængder af naphthalen, PAH, toluen og xylener. LAS ligger i de fleste boringer under detektionsgrænsen. Et enkelt sted er fundet en værdi på 3,4 µg/l, hvilket er langt under kravværdien på 100 µg/l for summen af anioniske detergenter drikkevand. Phenol er påvist i to boringer, hvoraf den højeste værdi lå halvdelen af kravværdien for drikkevand.
I nedenstående Tabel 11 er hovedresultaterne af analyserne af vand fra referenceboringerne angivet.
Tabel 11:
Resultat af analyser af vand fra referenceboringer
|
Reference boring |
Drikke- |
|||||
Parameter |
Enhed |
Det. grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
krav, |
PAH-forbindelser: |
|
|
|
|
|
|
|
Naphthalen |
m g/l |
0,01 |
0,043 |
0,023 |
0,09 |
0,2-0,7 |
2 |
Methylnaphthalener |
m g/l |
0,02 |
0,046 |
0,029 |
0,11 |
0,2-0,6 |
- |
Dimethyl- naphthalener |
m g/l |
0,05 |
0,049 |
0,17 |
0,17 |
u.d. |
- |
Trimethyl- naphthalener |
m g/l |
0,05 |
0,030 |
0,053 |
0,053 |
u.d. |
- |
Acenaphthen |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Fluoren |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Phenanthren |
m g/l |
0,01 |
0,008 |
0,02 |
0,02 |
u.d. |
- |
Fluoranthen |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
0,1 |
Pyren |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Benzfluoranthener (b+j+k) |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Benz(a)pyren |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
0,01 |
Indeno(1,2,3-cd) pyren |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Benz(ghi)perylen |
m g/l |
0,01 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Sum af PAH |
m g/l |
|
0,125 |
0,032 |
0,393 |
0,03-0,1 |
|
Blødgørere: |
|
|
|
|
|
|
|
Diethylphthalat (DEP) |
m g/l |
0,2 |
0,144 |
0,24 |
0,27 |
u.d. |
- |
Di-n-butylphthalat (DBP) |
m g/l |
0,5 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Di-(2-ethylhexyl)- phthalat (DEHP) |
m g/l |
0,5 |
3,256 |
0,79 |
20 |
0,05-1 |
1 |
Detergenter: |
|
|
|
|
|
|
|
Nonylphenoler |
m g/l |
0,1 |
0,139 |
0,11 |
0,37 |
0,1-0,2 |
- |
Nonylphenolmono- ethoxylater (NPEO1) |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Nonylphenoldi- ethoxylater (NPEO2) |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Sum af nonylphenoler (NPE) |
m g/l |
|
0,117 |
0,11 |
0,37 |
0,1-0,2 |
20 |
LAS |
m g/l |
2/20 |
2,629 |
0 |
10 |
u.d. |
100 |
Phenoler og chlorphenoler: |
|||||||
Phenol |
m g/l |
0,1 |
0,108 |
0,25 |
0,25 |
u.d. |
0,5 |
Cresoler |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
2,4-dichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
2,4,5-trichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
2,4,6-trichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Alkylbenzener: |
|
|
|
|
|
|
|
Benzen |
m g/l |
0,05 |
0,029 |
0,05 |
0,05 |
u.d. |
1 |
Toluen |
m g/l |
0,05 |
0,335 |
0,069 |
0,95 |
0,05-0.4 |
- |
Ethylbenzen |
m g/l |
0,05 |
0,065 |
0,052 |
0,17 |
0,05-0,15 |
- |
Xylener |
m g/l |
0,05 |
0,314 |
0,12 |
0,89 |
0,1-0,7 |
- |
u.d. = under detektionsgrænsen
Ved alle anlæg blev, på basis af en orienterende analyse (ledningsevne) af vandet i alle boringer, udtaget en grundvandsprøve til analyse fra den boring der var mest påvirket af spildevand. Ved alle anlæg blev der efter ca. 3 måneder udtaget ekstra prøver (mærket "x" i bilag 4). Disse blev analyseret for blødgørere og detergenter og ved tre af anlæggene også for PAH-forbindelser.
Der blev i alle prøver fundet PAH-forbindelser på et niveau mellem 0,02 og 0,5 µg/l, med et gennemsnit omkring 0,2 µg/l.
Af blødgørere blev fundet DEP i de fleste prøver, mens øvrige blødgørere stort set ikke blev påvist. Anlæg 4 med frisøraktivitet er dog en undtagelse, idet der i den første prøve blev fundet blødgørere i koncentrationer på omkring 2 gange detektionsgrænsen. I den ekstra prøve blev, i lighed med de øvrige anlæg, kun fundet DEP.
Detergenterne nonylphenoler (NPE) og LAS blev fundet under alle anlæg med undtagelse af anlæg 2 og 6, hvor der ikke blev fundet nonylphenoler og LAS blev kun påvist i koncentrationer omkring detektionsgrænsen. Indholdet af LAS ligger de fleste steder 2-10 gange højere end kravværdien for drikkevand.
Phenol og cresoler kunne alene påvises under anlæg 1 og 5.
Alkylbenzenerne toluen og xylener er, som for referenceboringerne, påvist i grundvandet umiddelbart under alle anlæg med undtagelse af anlæg 6.
Tabel 12:
Miljøfremmede stoffer i det mest påvirkede grundvand umiddelbart under
nedsivningsanlæggene
|
Grundvand |
Drikke- |
|||||
Parameter |
Enhed |
Det. grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
Krav, |
PAH-forbindelser: |
|
|
|
|
|
|
|
Naphthalen |
m g/l |
0,01 |
0,030 |
- |
0,077 |
0,01-0,07 |
2 |
Methylnaphthalener |
m g/l |
0,02 |
0,042 |
- |
0,16 |
0,02-0,05 |
- |
Dimethyl- naphthalener |
m g/l |
0,05 |
0,049 |
- |
0,13 |
0,03-0,08 |
- |
Trimethyl- naphthalener |
m g/l |
0,05 |
0,056 |
- |
0,1 |
u.d. |
- |
Acenaphthen |
m g/l |
0,01 |
0,007 |
- |
0,016 |
u.d. |
- |
Fluoren |
m g/l |
0,01 |
0,006 |
- |
0,014 |
u.d. |
- |
Phenanthren |
m g/l |
0,01 |
0,010 |
- |
0,024 |
0,005-0,02 |
- |
Fluoranthen |
m g/l |
0,01 |
0,022 |
- |
0,13 |
u.d. |
0,1 |
Pyren |
m g/l |
0,01 |
0,019 |
- |
0,11 |
u.d. |
- |
Benzfluoranthener (b+j+k) |
m g/l |
0,01 |
0,017 |
- |
0,098 |
u.d. |
- |
Benz(a)pyren |
m g/l |
0,01 |
0,012 |
- |
0,063 |
u.d. |
0,01 |
Indeno(1,2,3-cd) pyren |
m g/l |
0,01 |
0,010 |
- |
0,045 |
u.d. |
- |
Benz(ghi)perylen |
m g/l |
0,01 |
0,010 |
- |
0,041 |
u.d. |
- |
Sum af PAH |
m g/l |
|
0,191 |
0,018 |
0,511 |
0,05-0,3 |
- |
Blødgørere: |
|
|
|
|
|
|
|
Diethylphthalat (DEP) |
m g/l |
0,2 |
1,617 |
- |
6,4 |
0,1-2,0 |
- |
Di-n-butylphthalat (DBP) |
m g/l |
0,5 |
0,359 |
- |
1,2 |
u.d. |
- |
Di-(2-ethylhexyl)- adipat (DEHA) |
m g/l |
0,1 |
0,071 |
- |
0,28 |
u.d. |
- |
Di-(2-ethylhexyl)- phthalat (DEHP) |
m g/l |
0,5 |
0,336 |
- |
1,2 |
u.d. |
1 |
Detergenter: |
|
|
|
|
|
|
|
Nonylphenoler |
m g/l |
0,1 |
0,438 |
- |
2,4 |
0,1-0,3 |
- |
Nonylphenolmono- ethoxylater (NPEO1) |
m g/l |
0,1 |
0,090 |
- |
0,34 |
u.d. |
- |
Nonylphenoldi- ethoxylater (NPEO2) |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Sum af nonylphenoler (NPE) |
m g/l |
|
0,469 |
- |
2,4 |
0,1-1 |
20 |
LAS |
m g/l |
2/20 |
287 |
5 |
1100 |
10-300 |
100 |
Phenoler og chlorphenoler: |
|
|
|
|
|
|
|
Phenol |
m g/l |
0,1 |
0,153 |
- |
0,52 |
u.d. |
0,5 |
Cresoler |
m g/l |
0,1 |
0,093 |
- |
0,19 |
u.d. |
- |
2,4-dichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
2,4,5-trichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
2,4,6-trichlorphenol |
m g/l |
0,1 |
- |
- |
- |
u.d. |
- |
Alkylbenzener: |
|
|
|
|
|
|
|
Benzen |
m g/l |
0,05 |
- |
- |
- |
u.d. |
1 |
Toluen |
m g/l |
0,05 |
0,146 |
- |
0,41 |
0,05-0,2 |
- |
Ethylbenzen |
m g/l |
0,05 |
0,056 |
- |
0,21 |
u.d. |
- |
Xylener |
m g/l |
0,05 |
0,136 |
- |
0,4 |
0,025-0,2 |
- |
u.d. = under detektionsgrænsen
Ud over analyserne for miljøfremmede stoffer blev der i alle udtagne prøver analyseret for de almindelige forureningsparametre, tungmetaller og hygiejniske parametre. I det følgende angives resultaterne for disse tre typer parametre.
Der blev analyseret for pH, klorid, sulfat, COD, BI5, NH3+NH4-N, NO3-N, total-N samt total-P.
Indløb:
Indholdet af disse almindelige forureningsparametre i udløbet fra to septictanke (indløb til nedsivningsanlæg) blev fundet at svare rimeligt godt til det forventelige udfra resultater fra andre undersøgelser. Spildevandet indeholder dog kun ca. halvt så meget organisk stof (COD og BI5) som spildevand fra kloakerede boligområder, hvor vandet ikke har passeret en septictank.
Analyseresultaterne er i nedenstående Tabel 13 sammenholdt med koncentrationerne i spildevand fra kloakerede boligområder.
Tabel 13:
Almindelige forureningsparametre. Analyser af indløbsvand (mekanisk renset)
sammenlignet med undersøgelser af urenset husspildevand
|
|
Udløb fra fordeler/bundfældnings tank |
Spv.rens |
MP357, 1997 |
||
|
|
indløb |
indløb |
indløb |
Rå spv. |
Husspv. |
Anlæg nr. |
Enhed |
2-i |
4-i |
snit |
snit |
snit |
pH |
mg/l |
7,4 |
7,5 |
7,45 |
- |
- |
Chlorid |
mg/l |
82 |
110 |
96 |
500 |
120 |
Sulfat |
mg/l |
49 |
72 |
60,5 |
- |
- |
COD |
mg/l |
260 |
380 |
320 |
740 |
630 |
BI5 |
mg/l |
86 |
170 |
128 |
350 |
260 |
NH3/NH4-N |
mg/l |
110 |
75 |
92,5 |
80 |
60 |
NO3-N |
mg/l |
0,05 |
0,15 |
0,1 |
0,5 |
0,02 |
Total-N |
mg/l |
120 |
88 |
104 |
80 |
69 |
Total-P |
mg/l |
18 |
22 |
20 |
23 |
13 |
Referenceboringer:
Der forekommer en forholdsvis stor spredning i indholdet af de almindelige forureningskomponenter i det øverste grundvand i nærheden af de undersøgte nedsivningsanlæg. Dette kan evt. skyldes forskellig sammensætning af jorden, anvendelsen af arealerne eller lignende. Der synes ikke at være et system i spredningen, så enkelte boringer generelt ligger højere end andre. Således ligger indholdet af chlorid og sulfat meget højt ved anlæg 1 og 2, mens øvrige parametre for disse boringer ligger på niveau med, eller under, niveauerne i de øvrige referenceboringer.
Det er bemærkelsesværdigt at koncentrationerne af bl.a. total-P og kvælstofforbindelser i flere af boringerne ligger højere end kravet til drikkevand.
Tabel 14: Almindelige forureningparametre. Analyser fra referenceboringerne
|
|
Det. |
Reference boring |
Drikke- |
|||
Parameter |
Enhed |
grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
krav, vv |
pH |
mg/l |
- |
7,2 |
5,5 |
7,7 |
7-7,5 |
7,5-8,5 |
Chlorid |
mg/l |
3 |
60,2 |
20 |
150 |
20-100 |
250 |
Sulfat |
mg/l |
0,1 |
103,5 |
15 |
340 |
20-100 |
250 |
COD |
mg/l |
10 |
39,8 |
- |
130 |
10-30 |
- |
BI5 |
mg/l |
1 |
1,2 |
- |
2,7 |
1-2 |
- |
NH3/NH4-N |
mg/l |
0,1 |
0,4 |
- |
1 |
0,1-0,5 |
0,39 |
NO3-N |
mg/l |
0,1 |
8,6 |
- |
25 |
1-15 |
11,3 |
Total-N |
mg/l |
0,1 |
12,8 |
- |
31 |
5-25 |
- |
Total-P |
mg/l |
0,01 |
0,4 |
- |
1,9 |
0,1-0,5 |
0,15 |
Grundvand:
Prøverne fra det mest påvirkede grundvand, umiddelbart under anlæggene, viser som referenceboringerne en vis spredning.
Ved tre anlæg (anlæg 1, 2 og 4) blev der udtaget ekstra prøver efter ca. 3 måneder. Der blev fundet en væsentlig forskel på resultaterne fra første og anden analyserunde. For en enkelt parameter, total-N, er der for anlæg 1 en faktor 7 mellem resultatet af første og anden prøve. Dette understreger, at alle resultater skal tages som gennemsnitlige indikationer af niveauerne, mere end eksakte værdier for de enkelte anlæg.
Tabel 15:
Almindelige forureningsparametre. Mest påvirkede grundvand umiddelbart under
anlæggene
|
|
|
Grundvand |
Drikke- |
|||
Parameter |
Enhed |
grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
krav, vv |
pH |
mg/l |
- |
6,98 |
5,9 |
8,1 |
6-7,5 |
7,5-8,5 |
Chlorid |
mg/l |
3 |
62,50 |
12 |
110 |
30-100 |
250 |
Sulfat |
mg/l |
0,1 |
70,83 |
30 |
170 |
30-80 |
250 |
COD |
mg/l |
10 |
30,17 |
- |
60 |
20-50 |
- |
BI5 |
mg/l |
1 |
2,17 |
- |
4,7 |
1-3 |
- |
NH3/NH4-N |
mg/l |
0,1 |
3,24 |
0,15 |
10 |
0,2-5 |
0,39 |
NO3-N |
mg/l |
0,1 |
10,41 |
0,1 |
41 |
0,5-10 |
11,3 |
Total-N |
mg/l |
0,1 |
17,32 |
0,98 |
54 |
5-25 |
- |
Total-P |
mg/l |
0,01 |
0,49 |
0,01 |
2,7 |
0,05-0,3 |
0,15 |
Der blev analyseret for bly, cadmium, chrom, kobber, kviksølv, nikkel og zink.
Indløb:
Udledningen af spildevand fra de undersøgte septictanke (indløb til nedsivningsanlæggene) viser koncentrationer af chrom, kobber, kviksølv og zink på niveau, svarende til det der findes i urenset spildevand fra kloakerede boligområder (Miljøprojekt 357).
Der blev ikke fundet spor af bly, cadmium eller nikkel i spildevandet, selvom disse metaller er normalt forekommende i spildevand fra boligområder.
Det samlede resultat af analyserne er i nedenstående Tabel 16 sammenholdt med koncentrationerne i spildevand fra kloakerede boligområder.
Tabel 16: Tungmetaller. Analyser af indløbsvand (mekanisk renset) sammenlignet med undersøgelser af urenset husspildevand
|
|
Udløb fra fordeler/bundfæld-ningstank |
Spv.rens |
MP357, 1997 |
||
|
|
indløb |
indløb |
indløb |
Rå spv. |
Husspv. |
Parameter |
Enhed |
2-i |
4-i |
snit |
snit |
snit |
Bly (Pb) |
m g/l |
- |
- |
- |
80 |
32 |
Cadmium (Cd) |
m g/l |
- |
- |
- |
4 |
0,58 |
Chrom (Cr) |
m g/l |
- |
3 |
1,75 |
40 |
1,8 |
Kobber (Cu) |
m g/l |
130 |
21 |
75,5 |
100 |
105 |
Kviksølv (Hg) |
m g/l |
- |
0,47 |
0,25 |
3 |
0,53 |
Nikkel (Ni) |
m g/l |
- |
- |
- |
40 |
11 |
Zink (Zn) |
m g/l |
30 |
270 |
150 |
300 |
217 |
Referenceboringer:
Referenceboringerne udviser også for tungmetallernes vedkommende en stor spredning. Der er fundet spor af de fleste tungmetaller i referencevandet ved anlæg 1 og 2, mens der ved de øvrige anlæg primært er fundet kviksølv og zink.
Alle værdier ligger meget lavt og langt under kravværdierne for drikkevand.
Eneste afvigelser er et højt indhold af chrom ved anlæg 1 og et højt indhold af zink ved anlæg 4.
Tabel 17:
Tungmetal. Analyser fra referenceboringer
|
|
Det. |
Referenceboring |
Drikke- |
|||
Parameter |
Enhed |
grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
krav, ejd |
|
|
|
|
|
|
|
|
Bly (Pb) |
m g/l |
1 |
2,05 |
- |
9,8 |
u.d. |
5 |
Cadmium (Cd) |
m g/l |
0,1 |
0,10 |
- |
0,3 |
u.d. |
2 |
Chrom (Cr) |
m g/l |
1 |
6,02 |
- |
28 |
0,5-3 |
20 |
Kobber (Cu) |
m g/l |
1 |
2,42 |
- |
9,4 |
u.d. |
100 |
Kviksølv (Hg) |
m g/l |
0,05 |
0,12 |
- |
0,21 |
0,05-0,2 |
1 |
Nikkel (Ni) |
m g/l |
2 |
6,30 |
- |
21 |
1-8 |
10 |
Zink (Zn) |
m g/l |
1 |
48,73 |
2,4 |
160 |
15-50 |
100 |
Grundvand:
Under anlæggene blev i det påvirkede grundvand fundet meget lave koncentrationer af tungmetaller set i forhold til kravet til drikkevand.
Resultaterne viser stor spredning uden nogen klar systematik. Som for referenceboringerne findes dog de fleste tungmetaller ved anlæg 1 og delvis ved anlæg 2. De fleste steder er der ikke fundet spor af bly eller cadmium.
Ved flere anlæg ses at referenceboringen indeholder mere tungmetal end grundvandsprøven for flere tungmetallers vedkommende. Dette kan ses i sammenhæng med at der, i det spildevand der nedsives, ikke er påvist bl.a. bly, cadmium og nikkel
Tabel 18:
Tungmetaller. Mest påvirkede grundvand umiddelbart under anlæggene
Det. |
|
Drikke- |
|||||
Parameter | Enhed |
grænse |
snit |
min |
max |
Typisk |
Krav,ejd |
Bly (Pb) | µg/l |
1 |
1,15 |
- |
3,4 |
u.d. |
5 |
Cadmium (Cd) | µg/l |
0,1 |
0,07 |
- |
0,17 |
u.d. |
2 |
Chrom (Cr) | µg/l |
1 |
2,45 |
- |
6,9 |
0,5-4 |
20 |
Kobber (Cu) | µg/l |
1 |
2,82 |
- |
6,1 |
1-4 |
100 |
Kviksølv (Hg) | µg/l |
0,05 |
0,17 |
0,057 |
0,3 |
0,1-0,3 |
1 |
Nikkel (Ni) | µg/l |
2 |
7,85 |
- |
17 |
2-10 |
10 |
Zink (Zn) | µg/l |
1 |
59,32 |
3,9 |
280 |
10-30 |
100 |
Der blev analyseret for:
Kimtal 21°C
Kimtal 37°C
Coliforme 37°C
Termotol. Coli. 44°C
Fækale streptokokker
Clostridium perfringens
Pseudomonas aeruginosa
Salmonella
Campylobacter (6 prøver)
Indløb:
Indholdet af bakteriologiske parametre i spildevand fra de undersøgte septictanke (indløb til nedsivningsanlæggene) viser for de fleste parametre koncentrationer, der ligger noget under eller på det forventelige niveau. Kun kimtal 21 ligger lidt højere.
Der blev ikke fundet campylobacter eller salmonella og kun spor af clostridium perfringens.
Tabel 19:
Bakteriologiske parametre. Analyser af indløbsvand (mekanisk renset) sammenlignet med
resultater fra andre undersøgelser
|
|
Udløb fra fordeler/bundfældningstank |
Spv.rens |
MP357, 1997 |
||
|
|
indløb |
indløb |
indløb |
Rå spv. |
Husspv. |
Parameter |
Enhed |
2-i |
4-i |
snit |
snit |
snit |
Kimtal 21°C |
pr. ml |
- |
13.000.000 |
13.000.000 |
- |
2.200.000 |
Kimtal 37°C |
pr. ml |
400.000 |
770.000 |
585.000 |
- |
700.000 |
Coliforme 37°C |
pr. 100 ml |
3.100.000 |
1.300.000 |
2.200.000 |
1.000.000 |
- |
Termotol. Coli. 44°C |
pr. 100 ml |
2.300.000 |
1.300.000 |
1.800.000 |
- |
1.000.000 |
Fækale streptokokker |
pr. 100 ml |
20.000 |
45.000 |
32.500 |
1.000.000 |
25.000.000 |
Clostridium perfringens |
pr. ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
1.000 |
1.100 |
Pseudomonas aeruginosa |
pr. 100 ml |
1.400 |
200 |
800 |
5.000 |
2.500 |
Salmonella |
i 100 ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
500 |
100 |
Campylobacter |
|
- |
i.p. |
i.p. |
5.000 |
- |
i.p. = ikke påvist
Referenceboringer:
Referenceboringerne burde principielt være upåvirkede, men der er i alle boringer fundet kimtal, der ligger over kravet til drikkevand for kimtal 21 og 37.
I referenceboringen for anlæg 5 blev der endvidere fundet forholdsvis høje værdier for coliforme bakterier, hvilket evt. kan skyldes at arealet bruges til hestefold.
For øvrige anlæg og bakteriologiske parametre blev der kun fundet spor. Der blev ikke påvist salmonella eller campylobacter i referenceboringerne.
Tabel 20:
Bakteriologiske parametre. Analyser fra referenceboringer
|
|
Referenceboring |
Drikke- |
||||
Parameter |
Enhed |
snit |
min |
max |
Typisk |
krav, vv |
|
Kimtal 21°C |
pr. ml |
35.183 |
1.400 |
140.000 |
9.-25.000 |
70 |
|
Kimtal 37°C |
pr. ml |
3.094 |
6 |
17.000 |
100-600 |
10 |
|
Coliforme 37°C |
pr. 100 ml |
219 |
i.p. |
1.300 |
2-8 |
i.d. |
|
Termotol. Coli. 44°C |
pr. 100 ml |
132 |
i.p. |
790 |
u.d. |
- |
|
Fækale streptokokker |
pr. 100 ml |
<10 |
<10 |
<10 |
u.d. |
- |
|
Clostridium perfringens |
pr. ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
i.d. |
|
Pseudomonas aeruginosa |
pr. 100 ml |
18 |
i.p. |
<100 |
u.d. |
- |
|
Salmonella |
i 100 ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
- |
|
Campylobacter |
|
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
- |
u.d. = under detektionsgrænsen
i.p. = ikke påvist
i.d. = ikke detekterbar
Grundvand:
Prøverne fra det mest påvirkede grundvand, umiddelbart under anlæggene, viser som referenceboringerne høje kimtal.
Det er kun grundvandet under anlæg 5, der viser tegn på bakteriologisk påvirkning af nedsivningen af husspildevand. Alle øvrige analyseresultater ligger på niveau med referenceboringerne.
Tabel 21:
Bakteriologiske parametre. Mest påvirkede grundvand umiddelbart under anlæggene
Grundvand |
Drikke- |
|||||
Parameter |
Enhed |
snit |
min |
max |
Typisk |
Krav, vv |
Kimtal 21°C |
pr. ml |
106.000 |
11.000 |
420.000 |
10.-30.000 |
70 |
Kimtal 37°C |
pr. ml |
8.086 |
40 |
31.000 |
40-200 |
10 |
Coliforme 37°C |
pr. 100 ml |
4.402 |
i.p. |
22.000 |
1-4 |
i.d. |
Termotol. Coli. 44°C |
pr. 100 ml |
1.581 |
i.p. |
7.900 |
u.d. |
- |
Fækale streptokokker |
pr. 100 ml |
120 |
<10 |
580 |
u.d. |
- |
Clostridium perfringens |
pr. ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
i.d. |
Pseudomonas aeruginosa |
pr. 100 ml |
320 |
i.p. |
1.500 |
1-100 |
- |
Salmonella |
i 100 ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
- |
Campylobacter |
|
i.p. |
i.p. |
i.p. |
u.d. |
- |
u.d. = under detektionsgrænsen
i.p. = ikke påvist
i.d. = ikke detekterbar
Generelt findes den største påvirkning af grundvandet med miljøfremmede stoffer at stamme fra detergenter og delvis fra blødgørere (DEP). For detergenterne stiger koncentrationen af nonylphenoler (NPE) fra ca. 0,1 µg/l i referenceboringerne til ca. 0,47 µg/l under anlæggene, mens koncentrationen af LAS stiger noget mere, nemlig fra ca. 3 µg/l i referenceboringerne til ca. 290 µg/l under anlæggene. Blødgørere (DEP) stiger fra ca. 0,14 µg/l i referenceboringerne til ca. 1,62 µg/l under anlæggene.
På basis af de i afsnit 4.5 beskrevne fortyndinger af de udtagne prøver med grundvand, der antages at have en sammensætning som i referenceboringerne, kan koncentrationerne i spildevandsdelen af porevandet i den umættede zone, umiddelbart over grundvandsspejlet beregnes ("renset spildevand", Cspv). I gennemsnit kan koncentrationerne beregnes til ca. 0,46 µg/l nonylphenoler (NPE) og ca. 280 µg/l LAS. Størst påvirkning findes for anlæg 4 (med frisør), hvor koncentrationerne findes at ligger 3-4 gange højere end gennemsnittet. For blødgørere kan beregnes koncentrationer af DEP på 1,57 µg/l. Også her er koncentrationerne under anlæg 4 ca. 4 gange højere end gennemsnittet.
For de øvrige miljøfremmede stoffer kan der reelt ikke registreres en påvirkning af grundvandet, idet koncentrationerne af de øvrige miljøfremmede stoffer i grundvandet under anlæggene ligger på niveau med eller under niveauet i referenceboringerne.
Ved de efterfølgende vurderinger af gennemsnitskoncentrationer, reduktioner, rensegrader m.v. er generelt antaget, at såfremt et stof ikke er påvist i koncentrationer over detektionsgrænsen, findes dette stof med en koncentration svarende til halvdelen af detektionsgrænsen. Denne antagelse er i visse tilfælde konservativ og giver i særlige tilfælde misvisende teoretiske beregningsresultater. F.eks. vil et stof der ikke er påvist i hverken indløb, grundvand eller referenceboring vise en reduktion på 0 mg/l og en rensegrad på 0%.
I Tabel 22 er angivet det samlede gennemsnitlige resultat af analyserne til brug for en overordnet vurdering af reduktionen af miljøfremmede stoffer ved passagen af den umættede zone samt den resulterende påvirkning af grundvandet.
I tabellen er sammenlignet gennemsnitsværdier for indløb til nedsivningsanlæggene, referencegrundvand, grundvand under anlæggene og en teoretisk beregnet koncentration i renset spildevand umiddelbart over grundvandsspejlet (se beskrivelse af beregningen sidst i afsnit 4.5). Til vurdering af størrelsesordnerne er angivet kravene til drikkevand. Dette er kun til sammenligning og indikerer ikke at kravet til drikkevand bør være opfyldt umiddelbart under anlægget.
Tabel 22: Miljøfremmede stoffer, Gennemsnitlige koncentrationer i indløb, referenceboring, grundvand og renset spildevand (beregnet)
|
|
|
Ref. |
Grundv. |
Renset spv. |
Drikke- |
||
Parameter |
Enhed |
snit |
snit |
snit |
snit |
Krav,ejd |
||
PAH-forbindelser: |
|
|
|
|
|
|
||
Naphthalen |
m g/l |
0,064 |
0,043 |
0,030 |
0,019 |
2 |
||
Methylnaphthalener |
m g/l |
0,115 |
0,046 |
0,042 |
0,025 |
- |
||
Dimethylnaphthalener |
m g/l |
0,093 |
0,049 |
0,049 |
0,036 |
- |
||
Trimethylnaphthalener |
m g/l |
0,045 |
0,030 |
0,056 |
0,037 |
- |
||
Acenaphthen |
m g/l |
0,022 |
- |
0,007 |
0,006 |
- |
||
Fluoren |
m g/l |
0,031 |
- |
0,006 |
0,006 |
- |
||
Phenanthren |
m g/l |
0,039 |
0,008 |
0,010 |
0,014 |
- |
||
Fluoranthen |
m g/l |
0,017 |
- |
0,022 |
0,035 |
0,1 |
||
Pyren |
m g/l |
0,022 |
- |
0,019 |
0,030 |
- |
||
Benzfluoranthener (b+j+k) |
m g/l |
0,012 |
- |
0,017 |
0,027 |
- |
||
Benz(a)pyren |
m g/l |
- |
- |
0,012 |
0,017 |
0,01 |
||
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
m g/l |
- |
- |
0,010 |
0,014 |
- |
||
Benz(ghi)perylen |
m g/l |
- |
- |
0,010 |
0,013 |
- |
||
Sum af PAH |
m g/l |
0,432 |
0,125 |
0,191 |
0,190 |
- |
||
Blødgørere: |
|
|
|
|
|
|
||
Diethylphthalat (DEP) |
m g/l |
24,050 |
0,144 |
1,617 |
1,572 |
- |
||
Di-n-butylphthalat (DBP) |
m g/l |
1,088 |
- |
0,359 |
0,379 |
- |
||
Di-(2-ethylhexyl)-adipat (DEHA) |
m g/l |
2,075 |
0,161 |
0,071 |
* |
- |
||
Di-(2-ethylhexyl)-phthalat (DEHP) |
m g/l |
13,938 |
3,256 |
0,336 |
0,177 |
1 |
||
Detergenter: |
|
|
|
|
|
|
||
Nonylphenoler |
m g/l |
5,050 |
0,139 |
0,438 |
0,423 |
- |
||
Nonylphenolmono-ethoxylater (NPEO1) |
m g/l |
4,658 |
- |
0,090 |
0,090 |
- |
||
Nonylphenoldi-ethoxylater (NPEO2) |
m g/l |
0,413 |
- |
- |
0,050 |
- |
||
Sum af nonylphenoler (NPE) |
m g/l |
10,083 |
0,117 |
0,469 |
0,460 |
20 |
||
LAS |
m g/l |
3.893 |
3 |
287 |
279 |
100** |
||
Phenoler og chlorphenoler: |
|
|
|
|
||||
Phenol |
m g/l |
122,33 |
0,11 |
0,15 |
0,127 |
0,5 |
||
Cresoler |
m g/l |
316,67 |
- |
0,09 |
0,096 |
- |
||
2,4-dichlorphenol |
m g/l |
0,150 |
- |
- |
0,050 |
- |
||
2,4,5-trichlorphenol |
m g/l |
0,400 |
- |
- |
0,050 |
- |
||
2,4,6-trichlorphenol |
m g/l |
0,117 |
- |
- |
0,050 |
- |
||
Alkylbenzener: |
|
|
|
|
|
|
||
Benzen |
m g/l |
0,420 |
0,029 |
- |
0,025 |
1 |
||
Toluen |
m g/l |
63,020 |
0,335 |
0,146 |
0,118 |
- |
||
Ethylbenzen |
m g/l |
0,949 |
0,065 |
0,056 |
0,050 |
- |
||
Xylener |
m g/l |
3,926 |
0,314 |
0,136 |
0,095 |
- |
* Beregningen giver negativt resultat
** Gælder anioniske detergenter, hvoraf LAS i dette projekt udgør ca. 40%
NPE, LAS og DEP
Spildevandet, der har passeret den umættede zone, medfører en mindre mængde miljøfremmede stoffer, hvoraf de største koncentrationer i det rensede spildevand findes for detergenterne nonylphenoler (NPE) og LAS, samt blødgøreren DEP.
I det rensede spildevand umiddelbart over grundvandsspejlet ligger koncentrationerne for disse stoffer i gennemsnit omkring 0,46 µg/l NPE, 279 µg/l LAS og 1,57 µg/l DEP. Ses bort fra anlæg 4 med frisørsalonen, der ligger klart højere end de øvrige anlæg på grund af en enkelt høj prøve, vil koncentrationerne i det rensede spildevand gennemsnitligt ligge omkring 0,3 µg/l NPE, 116 µg/l LAS og 0,57 µg/l DEP.
Ved anlæg 6, på sandjord og en umættet zone på ca. 1,2 meter, kan ikke findes tegn på påvirkning af grundvandet med detergenter.
De øvrige miljøfremmede stoffer findes i det rensede spildevand i koncentrationer, der ligger på samme niveau som, eller mindre end, niveauet i grundvandet fra referenceboringerne. Dette tyder på ingen, eller en meget begrænset, påvirkning af grundvandet med disse stoffer.
Rensegrader
Ses på nedsivningsanlæggenes renseevne overfor miljøfremmede stoffer, findes en meget høj rensegrad med undtagelse af PAH-forbindelserne, hvor alle koncentrationer er meget lave og tæt på detektionsgrænsen. Rensegraden for bl.a. DEHP ligger generelt omkring 100% og for to af de undersøgte fire blødgørere findes lavere koncentrationer under anlæggene end i referenceboringerne.
For blødgørerne kan for et par parametre ses en mindre tilvækst i koncentrationen i grundvandet, mens rensegraden for bl.a. DEHP generelt ligger omkring 100%. For to af de undersøgte fire blødgørere findes lavere koncentrationer under anlæggene end i referenceboringerne.
For detergenterne gælder at rensegraden generelt ligger mellem 90 og 100%, men med et udgangsniveau på ca. 4.000 µg/l LAS, hvilket er ca. 7 gange højere end normalt råspildevand, bliver den resulterende koncentration i det rensede spildevand omkring 116 µg/l LAS (eksklusive anlæg 4). Dette er noget højere end koncentrationen på 1-10 µg/l i referenceboringerne (svarende til 0,5 gange detektionsgrænsen, idet stoffet er påvist, men i koncentrationer under detektionsgrænsen). Drikkevandskravet for anioniske detergenter, hvoraf LAS udgør en stor del, er 100 µg/l (ved dette projekt udgør LAS ca. 40% af de anioniske detergenter i indløbet til nedsivningsanlæggene).
Phenoler og chlorphenoler er kun ved anlæg 5 fundet i koncentrationer der er lidt højere end baggrundsniveauet. Rensegraden for phenoler og cresoler ligger dog nær 100% i alle anlæg, idet koncentrationen falder fra henholdsvis ca. 122 og 317 µg/l i indløbet, til omkring detektionsgrænsen på 0,1 µg/l i grundvandet og det rensede spildevand.
Rensegraden for alkylbenzener ligger omkring 90-100%, og der er generelt fundet lavere koncentrationer under anlæggene end i referenceboringerne. Kun ved anlæg 4 og 5 er der for enkelte parametre fundet koncentrationer, der er lidt højere end i referenceboringerne.
Omsætning i jorden
I Miljøprojekt nr. 408, 1998, findes en god opsummering af viden om omsætningen af visse miljøfremmede stoffer i den umættede og den mættede zone. Det skal bemærkes at der i følge Miljøprojekt nr. 408,1998, er meget begrænset viden om den faktiske omsætning af miljøfremmede stoffer i den umættede zone i intakt naturligt forekommende jord.
Der er ikke under dette projekt målt på reduktionen af de miljøfremmede stoffer ved den videre transport med grundvandet i den mættede zone.
I Miljøprojekt nr. 408 1998, findes en god opsummering af viden om omsætningen af visse miljøfremmede stoffer i den umættede og den mættede zone.
Det vurderes at der vil ske en yderligere reduktion af de miljøfremmede stoffer ved transporten i den mættede zone, men det har ikke været muligt udfra den umiddelbart tilgængelige litteratur og undersøgelser at kvantificere denne reduktion med rimelig sikkerhed.
For at illustrere miljøpåvirkningen fra nedsivning af spildevand fra enkeltejendomme er det i det følgende forsøgt at omsætte de aktuelt målte belastninger til et fortyndingskrav for opnåelse af en grundvandskvalitet der er tilstrækkelig til at vandet kan karakteriseres som egnet til drikkevand. Denne fortynding kan dels beregnes udfra en forudsætning om at infiltreret regnvand er rent og dels en forudsætning om at infiltreret regnvand indeholder koncentrationer som gennemsnittet af referenceboringerne.
Forudsætninger
I det følgende er antaget, at der ikke sker en yderligere nedbrydning af de miljøfremmede stoffer og at det infiltrerede regnvand har koncentrationer som fundet i referencevandet.
Belastningen af grundvandet er i de efterfølgende vurderinger antaget at svare til en vandmængde fra en husstand på 750 liter pr døgn, som angivet i nedsivningsvejledningen, og stofkoncentrationerne i dette vand et sat til de i dette projekt fundne gennemsnitlige værdier for det rensede spildevand (porevand stammende fra spildevand) i den umættede zone umiddelbart over grundvandsspejlet.
I Tabel 23 er, for de stoffer hvor der findes krav, angivet de målte værdier for miljøfremmede stoffer, og de tilhørende stofspecifikke krav til drikkevand. Der er endvidere anført nogle af de krav til grundvand, der er angivet i Miljøstyrelsens vejledning nr. 7, "Oprydning på forurenede lokaliteter", hovedbind, 1998.
Kun LAS overskrider
Det ses af de beregnede koncentrationer (gennemsnit for alle seks anlæg), at der kun for parameteren anioniske detergenter, herunder LAS, findes koncentrationer, der overskrider drikkevandskravet. For alle øvrige parametre er de respektive drikkevandskrav og "oprensningskrav" således overholdt uden yderligere fortynding.
Værdi for benz(a)pyren er ikke medtaget selvom den gennemsnitlige koncentration ligger på niveau med kravet til drikkevand der igen svarer til detektionsgrænsen. Benz(a)pyren er kun fundet ved eet anlæg, men da der i beregningen af gennemsnit anvendes halvdelen af detektionsgrænsen (svarende til kravværdien) kommer gennemsnittet teoretisk op på kravværdien. Ved det pågældende anlæg blev der i øvrigt ikke påvist benz(a)pyren i den første prøve.
Fortyndingsberegning
Vurderingen af påvirkningen på det omgivende grundvand, er primært sket ved anvendelse af de beregningsmetoder, der i Miljøstyrelsens vejledning nr. 7, "Oprydning på forurenede lokaliteter", 1998, angives for beregning af hvorledes det nedsivende spildevand fortyndes med grundvand i det primære magasin.
Denne metode anvendes normalt til risikovurdering for forurening af grundvand, udfra en beregning af grundvandsmagasinet nedstrøms for en forureningskilde. Der regnes på fortynding/opblanding af den nedsivende forurening med horisontalt strømmende grundvand, samt en gradvis vertikal opblanding på grund af dispersionseffekter, dvs. en voksende opblandingsdybde som funktion af afstanden fra forureningskilden. Metoden medtager således alene fortyndingseffekten, mens der ikke medtages hverken nedbrydnings- og omdannelsesprocesser eller tilbageholdelse/sorption.
50m fortyndingsafstand
På baggrund af disse beregninger er det, vurderet, at drikkevandskravet på 100 µg/l for anioniske detergenter, herunder LAS, vil være overholdt i en "fortyndingsafstand" på i størrelsesordenen 20-50 meter nedstrøms fra nedsivningsanlægget (se Tabel 23).
Dette skøn tager alene højde for opblanding med horisontalt gennemstrømmende uforurenet grundvand, men ikke for nedbrydning og omdannelse eller for tilbageholdelse i jordlagene (sorption). En fortyndingsafstand på 20-50 meter kan derfor regnes at være en konservativt vurderet afstand. Det er ikke som del af denne undersøgelse vurderet nærmere, hvorledes nedbrydnings- og sorptionsprocesser i den mættede zone, yderligere kan reducere koncentrationen.
Simpel beregning
Som et supplement til den ovennævnte beregning af fortyndingsafstand, er det beregnet, hvilket teoretisk areal der kræves, for at den generelle infiltration kan fortynde den spildevandspåvirkede del af porevandet (renset spildevand) ned til en koncentration svarende til drikkevandskravet.
Arealbehov: 5.000 m²
Dette arealbehov er for anioniske detergenter, herunder LAS, beregnet til i størrelsesordenen 5.000 m² (4-7000 m²). Arealbehovet er størst ved lerede jorde og mindst ved sandede jorde.
Tabel 23:
Miljøfremmede stoffer, Fortyndingsafstand og arealbehov for fortynding af renset
spildevand (beregnet) for opfyldelse af drikkevandskrav
Parameter |
Krav til drikkevand |
Renset/nedsivet spildevand (µg/l) |
Fortyndingsafstand |
Arealbehov |
Anioniske detergenter |
100 |
279 |
20-50 |
5000 |
Naphthalen |
2 |
0,02 |
0 |
0 |
Fluoranthen |
0,1 |
0,03 |
0 |
0 |
Sum af PAH |
0,2* |
0,19 |
0 |
0 |
DEHP |
1 |
(0,0) |
0 |
0 |
Phenol |
0,5 |
0,13 |
0 |
0 |
Cresoler |
0,5* |
0,10 |
0 |
0 |
Benzen |
1 |
(0,0) |
0 |
0 |
Toluen |
5* |
0,12 |
0 |
0 |
Xylener |
5* |
0,10 |
0 |
0 |
*) krav i h.t. Miljøstyrelsens vejledning nr. 7, "Oprydning på forurenede lokaliteter", 1998
For de almindelige forureningsparametre gælder at det rensede spildevand (beregnet udfra antaget fortynding med referencevand, se afsnit 4.5), som når grundvandet under anlæggene generelt har en lav koncentration af forurenende stoffer. I flere tilfælde ligger koncentrationen tæt på niveauet i referenceboringerne. Største forskelle i koncentrationer i forhold til referenceniveauet findes for BI5, kvælstof og fosfor.
Tabel 24:
Almindelige parametre, Gennemsnitlige koncentrationer i indløb, referenceboring,
grundvand og renset spildevand (beregnet)
Type |
|
Indløb |
Ref. |
Grundv. |
Renset |
Drikke |
|
Enhed |
snit |
snit |
snit |
snit |
krav, vv |
pH |
|
7,45 |
7,15 |
7,0 |
7,2 |
7,5-8,5 |
Chlorid |
mg/l |
96 |
60 |
63 |
76 |
250 |
Sulfat |
mg/l |
61 |
104 |
71 |
69 |
250 |
COD |
mg/l |
320 |
40 |
30 |
17 |
- |
BI5 |
mg/l |
128 |
1,2 |
2,2 |
2,3 |
- |
NH3/NH4-N |
mg/l |
92,5 |
0,4 |
3,2 |
3,7 |
0,39 |
NO3-N |
mg/l |
0,1 |
8,6 |
10,4 |
19,8 |
11,3 |
Total-N |
mg/l |
104 |
13 |
17 |
30 |
- |
Total-P |
mg/l |
20 |
0,4 |
0,5 |
0,6 |
0,15 |
Der er nogen spredning mellem de enkelte anlægs påvirkning af grundvandet, ligesom der
er stor forskel på, hvordan anlæggene reagerer overfor forskellige parametre.
Organisk stof
Ses på organisk stof, vil koncentrationen i det rensede spildevand under anlægget, gennemsnitligt ligge på ca. 2,3 mg/l BI5 og ca. 17 mg/l COD. De højeste COD koncentrationer findes ved anlæg 5 (ca. 45 mg/l COD) og de højeste BI5 koncentrationer findes ved anlæg 2 (ca. 6 mg/l BI5). Det rensede spildevand/grundvandet ved anlæg 6 indeholdt kun halvt så meget organisk stof som referenceboringen ved anlægget. Gennemsnitligt ses en reduktion på 90-100% overfor COD og 95-100% overfor BI5.
N og P
For total-kvælstof findes værdier i det rensede spildevand/grundvandet på ca.17 mg/l N. Højeste værdi i grundvandet findes ved anlæg 6, med en værdi på 54 mg/l N, hvilket kan omregnes til en teoretisk værdi i det rensede spildevand på ca. 115 mg/l, idet der ikke er registreret kvælstof i referenceboringen. For total-fosfor findes generelt værdier på 0,01-0,4 mg/l P i grundvandet, med en enkelt værdi på 2,7 for anlæg 5. Koncentrationerne i det rensede spildevand under anlæggene vil beregningsmæssigt ligge på 0,1-0,4 mg/l P. Ved anlæg 5 findes dog en beregningsmæssig værdi på 2,7 mg/l P. Gennemsnitligt ses en reduktion på 80-85% overfor kvælstof og 95-100% overfor fosfor.
NH3/NH4 er kritisk
Sammenlignes de gennemsnitlige koncentrationer af de almindelige forureningsparametre i grundvandet med de tilhørende krav til drikkevand, ses at kun kravet til NH3/NH4-N ikke kan overholdes (ca. 3 mg/l mod et krav på 0,39 mg/l NH3/NH4-N). Det skal dog bemærkes at koncentrationen i de fleste af referenceboringerne ligger på niveau med kravværdien. Kun anlæg 1 og 6 ligger under kravværdien for NH3/NH4-N.
Lille/ingen påvirkning Belastningen af grundvandet med tungmetaller fra nedsivning er lille eller ikke eksisterende, idet indholdet af visse tungmetaller er mindre i det nedsivende spildevand (og det rå spildevand) end fundet i referenceboringerne, mens koncentrationen af andre metaller ligger lidt over niveauet i referenceboringerne.
Tabel 25:
Tungmetaller, Gennemsnitlige koncentrationer i indløb, referenceboring, grundvand og
renset spildevand (beregnet)
|
|
Indløb |
Ref. |
Grundv. |
Renset |
drikke- |
|
Enhed |
snit |
snit |
snit |
snit |
krav, ejd |
Bly (Pb) |
m g/l |
- |
2,05 |
1,15 |
1,10 |
5 |
Cadmium (Cd) |
m g/l |
- |
0,10 |
0,07 |
0,07 |
2 |
Chrom (Cr) |
m g/l |
1,75 |
6,02 |
2,45 |
1,64 |
20 |
Kobber (Cu) |
m g/l |
75,5 |
2,42 |
2,82 |
2,90 |
100 |
Kviksølv (Hg) |
m g/l |
0,25 |
0,12 |
0,17 |
0,18 |
1 |
Nikkel (Ni) |
m g/l |
- |
6,30 |
7,85 |
7,72 |
10 |
Zink (Zn) |
m g/l |
150 |
48,73 |
59,32 |
54,33 |
100 |
Generelt ses at der ved passagen af den umættede zone sker en betydelig reduktion i
spildevandets indhold af kobber (Cu) og Zink (Zn), mens der for de øvrige parametres
vedkommende er tale om så små koncentrationer, eller koncentrationsforskelle mellem
indløb, reference og grundvand, at der ikke kan drages nogen entydige konklusioner.
Sammenlignes med kravet til drikkevand, ses at alle tungmetalkoncentrationer ligger under kravværdierne til drikkevand. Mest kritisk er koncentrationen af nikkel, der ligger på ca. 8 m g/l mod et krav på 10 m g/l. Det skal dog bemærkes, at der ikke blev fundet nikkel i indløbene til nedsivningsanlæggene.
Kimtal påvirket
For de hygiejniske parametre ses en tydelig påvirkning af grundvandet for de fleste parametre, idet koncentrationerne generelt ligger 10-50 gange højere i grundvandet/det rensede spildevand end i referenceboringerne. Det høje gennemsnit skyldes dog primært anlæg 5, hvor koncentrationerne ligger 30-8.000 gange højere end i de øvrige anlæg. Ses bort fra dette anlæg, er det for de øvrige anlæg kun værdierne for kimtal der reelt kan siges at ligge højere end i referenceboringerne.
Tabel 26:
Hygiejniske parametre, Gennemsnitlige koncentrationer i indløb, referenceboring,
grundvand og renset spildevand (beregnet)
|
|
Indløb |
Ref. |
Grundv. |
Renset spildevand |
Drikke- |
|
Enhed |
snit |
snit |
snit |
snit |
krav, vv |
Kimtal 21°C |
pr. ml |
13.000.000 |
35.183 |
106.000 |
111.347 |
70 |
Kimtal 37°C |
pr. ml |
585.000 |
3.094 |
8.086 |
8.321 |
10 |
Coliforme 37°C |
pr. 100 ml |
2.200.000 |
219 |
4.402 |
4.510 |
i.d. |
Termotol. Coli. 44°C |
pr. 100 ml |
1.800.000 |
132 |
1.581 |
1.618 |
- |
Fækale streptokokker |
pr. 100 ml |
32.500 |
<10 |
120 |
123 |
- |
Clostridium perfringens |
pr. ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
i.d. |
Pseudomonas aeruginosa |
pr. 100 ml |
800 |
18 |
320 |
329 |
- |
Salmonella |
i 100 ml |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
- |
Campylobacter |
|
i.p. |
i.p. |
i.p. |
i.p. |
- |
i.d = ikke detekterbar
i.p = ikke påvist
Høj rensning
Ved passagen af den umættede zone sker der en betydelig reduktion for alle parametre, idet rensegraderne ligger på 99-100%, med undtagelse af Pseudomonas aeruginosa, hvor reduktionen ligger på omkring 60%.
Sammenlignes med kravet til drikkevand, ses at kimtallet i grundvandet/det rensede spildevand under anlæggene i gennemsnit ligger væsentligt over kravet til drikkevand. Ses bort fra anlæg 5 vil kimtallene ligge ca. 130 gange højere end kravværdien til drikkevand.
To af de undersøgte anlæg, anlæg 5 og 6, er forsynet med en sandmile, der hæver bunden af nedsivningsanlægget henholdsvis ca. 0,3 og ca. 0,2 m over oprindeligt terræn.
Anlæg 5 har sandmilen placeret over lerjord primært af hensyn til en bedre fordeling og rensning af spildevandet, mens anlæg 6 har sandmilen over sandjord for at opnå en større afstand til grundvandet.
Effekten af sandmilen er svær at spore i analyseresultaterne, idet anlæg 6 i forvejen skiller sig kraftigt ud fra de øvrige anlæg ved at være eneste anlæg på sandjord. Anlæg 6 på sandjord og med en afstand til grundvandet på ca. 1,2 m fra bund af sivegrøft, renser omkring 100% for de fleste parametre. Anlægget renser markant dårligere for total-kvælstof end anlæggene på lerjord. Der sker dog som forventet en meget stor, og næsten total, omdannelse af ammonium til nitrit-nitrat.
Anlæg 5, på lerjord og en 0,3 m sandpude, renser fuldt ud lige så godt som de øvrige anlæg på lerjord, men ikke signifikant bedre. Dog ses en kraftig afvigelse fra de andre anlæg for fosfor, hvor koncentrationen under anlæg 5, ligger ca. 10 gange højere end ved de øvrige anlæg. Dette regnes dog ikke at have noget med sandmilen at gøre.
Det er tvivlsomt om de to anlæg, under de givne forhold, ville have kunnet rense tilsvarende godt, hvis der ikke var etableret sandmile for at opnå en større umættet zone/bedre fordeling.
8.1 | Sammensætning af økologisk renset spildevand |
8.2 | Forventelig påvirkning af grundvandet |
Der er under dette projekt udtaget prøver på afløbet fra to rodzoneanlæg. Disse analyser regnes at repræsentere det niveau af rensning overfor miljøfremmede stoffer, der vil kunne opnås ved en økologisk rensning i plantebaserede anlæg.
Analyseresultaterne findes i bilag 4 i skemaet "indløbsværdier".
Af analyserne ses, at der sker en væsentlig reduktion af spildevandets indhold af miljøfremmede stoffer ved passage af et plantebaseret anlæg. Endvidere sker en vis tilbageholdelse af tungmetaller og fosfor, omsætning af organisk stof og kvælstof samt en væsentlig reduktion i antallet af bakterier.
Med det reducerede forureningsindhold i det rensede spildevand må der forventes en reduceret belastning af grundvandet.
Nogle stoffer bindes til jorden mens andre nedbrydes ved biologisk aktivitet.
For de miljøfremmede stoffer gælder, at koncentrationerne ved økologisk rensning bliver væsentligt reducerede, og at udgangsniveauet for rensningen ved nedsivning starter med et noget lavere udgangsniveau end ved traditionel nedsivning. Den mest kritiske parameter er LAS, hvis der relateres til kravet til drikkevand.
Koncentrationerne af LAS bliver ca. halveret ved passage af et rodzoneanlæg. Ved en halvering af belastningen af nedsivningsanlægget, må det således umiddelbart antages, at der vil ske en reduktion af belastningen på grundvandet i forhold til traditionel nedsivning, idet LAS er let nedbrydeligt og bindes let ved tilstedeværelsen af ilt, organisk stof og ler. LAS koncentrationerne skal ved økologisk forrensning reduceres til mindst en tredjedel i forhold til traditionel nedsivning, hvis kravet til anioniske detergenter i drikkevand ønskes opfyldt i grundvandet direkte under anlægget.
Om den effektive forrensning for organisk stof får en negativ effekt på bindingen og nedbrydningen af LAS kan ikke umiddelbart vurderes.
For øvrige miljøfremmede stoffer vil der gælde tilsvarende argumenter, men da koncentrationerne allerede ved traditionel nedsivning er langt fra et kritisk niveau, skønnes en økologisk forrensning af spildevandet at have begrænset, eller ingen effekt, når der ses på relationerne til kravværdierne til drikkevand.
For de øvrige parametre gælde, at kun for ammonium/ammoniak og for de hygiejniske parametre, som er kritiske for påvirkningen af grundvandet, vil økologisk forrensning under aerobe forhold have en betydende positiv effekt i forhold til traditionel nedsivning (set i relation til drikkevandskravet).
9.1 | Sammensætning af gråt spildevand |
9.2 | Forventelig påvirkning af grundvandet |
Hvor det vælges at anvende komposttoiletter eller tilsvarende foranstaltninger, som
særskilt behandling af sort spildevand (toilet), kan det komme på tale at anvende
nedsivning af gråt spildevand alene (vask, bad, køkken).
De følgende vurderinger er baseret på at nedsivningen sker gennem anlæg der er konstrueret efter nedsivningsvejledningen, hvilket vil sige at nedsivningsarealet ved nedsivning af gråt spildevand alene, er reduceret med 40% i forhold til nedsivning af alt spildevand.
Det grå spildevand er i forhold til almindeligt husspildevand karakteriseret ved et lavere indhold af patogener, organisk stof og kvælstof. Mængden af miljøfremmede stoffer vil, specielt for detergenterne, ligge på niveau med almindeligt husspildevand. Da der ikke sker fortynding af denne mængde med sort spildevand, vil koncentrationerne i det grå spildevand blive højere end koncentrationerne for almindeligt husspildevand.
Sammensætningen af det grå spildevand er karakteriseret ved et BI5/N forhold på 20-40 mod et tilsvarende forhold på 1-4 i almindeligt spildevand fra husholdninger.
Hvor sammensætningen er væsentlig forskellig fra almindeligt husspildevand forventes umiddelbart en lignende forskel i påvirkningen af grundvandet.
Som for økologisk forrensning kan det dog ikke dokumenteres, om koncentrationerne kommer ned på et vist "minimumsniveau", hvorefter rensningen/bindingen ophører, om renseprocessen forløber proportionalt med traditionelle anlæg eller med samme mængdemæssige reduktion som ved traditionel nedsivning.
Det høje BI5/N forhold i det grå spildevand (20-40 mod 1-4 i husspildevand), kan evt. betyde at de biologiske processer vil blive begrænset af mangel på kvælstof. De største problemer m.h.t. drikkevand er relateret til detergenterne og specielt, LAS. Da koncentrationerne for LAS er højere i gråt spildevand end almindeligt husspildevand og da mængden skal fordeles over et areal der er ca. 40% mindre end ved traditionel nedsivning, må der ved nedsivning af gråt spildevand forventes en højere koncentration i det rensede spildevand umiddelbart over grundvandet end ved traditionel nedsivning. Den mængdemæssige påvirkning af grundvandet vil nok ligge på samme niveau eller eventuelt lidt lavere end ved traditionel nedsivning af husspildevand.
Forholdet mellem LAS og organisk stof er nogenlunde det samme i almindeligt og gråt spildevand, hvorfor hastigheden for nedbrydning/binding af LAS sandsynligvis ikke vil reduceres.
For de øvrige parametre gælder at belastningen med kvælstof og bakteriologiske parametre ved nedsivning af gråt spildevand alene er betydelig mindre end ved nedsivning af alt spildevand. Dette kan have en positiv effekt, set i relation til kravene til drikkevand, specielt for de hygiejniske parametre.
Litteraturstudie
Der findes kun ganske få undersøgelser i felten, af konsekvenserne ved nedsivning af spildevand indeholdende miljøfremmede stoffer. Konsekvenserne ved nedsivning af spildevand indeholdende de traditionelle forureningsparametre, tungmetaller og patogener er bedre belyst.
Tidligere undersøgelser
Generelt gælder at det er vanskeligt i felten at udtage repræsentative prøver med den hastighed og i de mængder, det er nødvendigt for at kunne analysere for et stort antal stoffer og patogener. De tidligere gennemførte undersøgelser har derfor ofte koncentreret sig om ganske få stofgrupper og er ofte sket under stiliserede forhold, der kan minde om laboratorieopstillinger.
Kun facts ikke teori
Dette projekt har koncentreret sig om at udtage så repræsentative prøver som praktisk muligt ved helt almindelige gennemsnitlige danske nedsivningsanlæg, for at karakterisere den forureningssituation, der aktuelt findes i grundvandet, hvor dette er mest påvirket af nedsivningen. På basis af denne aktuelle påvirkning, hvor spildevandet er mekanisk forrenset, er det teoretisk vurderet, hvilken påvirkning der kan forventes ved en supplerende økologisk forrensning eller nedsivning af gråt spildevand alene.
Ler kan godt bruges
Der synes generelt ikke at være stor forskel på renseeffekten af lerjord og sandjord, hvis overfladebelastningen holdes i nærheden af eller under det der anbefales i nedsivningsvejledningen og hvis anlæggene i øvrigt etableres i overensstemmelse med nedsivningsvejledningen. Der kan dog ses en mindre forskel med hensyn til nedbrydning af organisk stof og nitrifikation, hvor der sker en bedre omsætning ved sandanlæg, hvor ilttilførslen teoretisk er bedst. Omvendt er der som forventet en bedre bindingskapacitet med hensyn til bl.a. fosfor i lerede jorde.
Stor renseeffekt
De fleste undersøgte stoffer og patogener, reduceres meget ved passagen af den umættede zone. De fleste stoffer nedbrydes eller tilbageholdes/bindes således i den umættede zone med op til 100%. Koncentrationerne i det mest forurenede grundvand under anlæggene ligger ofte tæt på eller under detektionsgrænsen for stofferne. Hvor stofferne forekommer i højere koncentrationer, er det for de fleste stoffers vedkommende med værdier, der ligger under kravet til drikkevand.
LAS mest kritisk
For de miljøfremmede stoffer giver belastningen med anioniske detergenter (LAS) fra vaskemidler den mest kritiske påvirkning af grundvandet umiddelbart under anlægget, vurderet udfra kravene til drikkevand. Selvom der i den umættede zone sker en nedbrydning på 90-100% af LAS i de seks anlæg, er det ikke tilstrækkeligt til at komme ned på kravet til drikkevand. Fortyndingsberegninger viser, at koncentrationen kan bringes ned på et niveau svarende til kravet til udpumpet drikkevand, efter en fortyndingsafstand på 20-50 meter i den mættede zone nedstrøms anlægget (hvis der alene tages hensyn til fortyndingen, mens den fortsatte nedbrydning/binding i den mættede zone ikke medtages).
N, P og kimtal kritisk
For de øvrige parametre er det næringssalte og de bakteriologiske parametre, især kimtallet, der giver den største påvirkning set i forhold til kravet til drikkevand. Indholdet af fosfor er dog allerede i referenceboringerne en del højere end kravet til drikkevand, ligesom koncentrationen af NH3/NH4-N ligger omkring kravværdien. Der er således ikke givet mulighed for bare en beskeden tilvækst uden at dette vil medføre værdier højere end kravet til drikkevand. Kimtallet ligger generelt 10-50 gange højere under anlæggene end i referenceboringerne, og på et niveau ca. 130 gange højere end kravværdien til udpumpet drikkevand.
Tungmetal ikke kritisk
For flere tungmetaller findes, at indholdet i det nedsivende spildevand er lavere, end indholdet i referenceboringerne, hvilket reelt vil sige at spildevandet fortynder grundvandet for disse tungmetaller (bly, cadmium, chrom). Jorden tilføres dog disse stoffer, og jorden vil derfor få et forøget indhold af bundet tungmetal.
Økologisk forrensning
Ved økologisk forrensning med ilttilførsel ændres sammensætningen af spildevandet, idet de fleste let nedbrydelige stoffer omsættes mer eller mindre, mens visse stoffer evt. bindes kemisk til det valgte filtermedie. De fleste stoffer er dog ved traditionel bundfældning bragt ned på et niveau, der giver acceptable værdier efter nedsivning, hvorfor en øget forrensning vil have en begrænset effekt, set i relation til accept kriterierne. For de anioniske detergenter, herunder LAS, kan øget forrensning være en fordel, idet indholdet af LAS ser ud til at blive halveret ved passage af et rodzoneanlæg, som i denne forbindelse er sidestillet med økologisk rensning. Ønskes kravet til drikkevand opfyldt umiddelbart under anlægget skal koncentrationerne af anioniske detergenter reduceres noget mere. For ammonium/ammoniak og patogener vil der være en positiv effekt set i forhold til kravet til drikkevand. Hvordan den ændrede sammensætning af spildevandet påvirker reaktionerne under nedsivningen gennem den umættede zone har ikke været undersøgt.
Gråt spildevand
Nedsivning af gråt spildevand alene (ingen tilledning af spildevand fra toilet), vil tilsvarende medføre en sammensætning af spildevandet, der er væsentligt forskellig fra det, der er målt på i dette projekt. Det høje BI5/N-forhold i det grå spildevand på 20-40 mod 1-4 i husspildevand, kan evt. betyde at de biologiske processer vil blive begrænset af mangel på kvælstof. Der er dog ikke fundet eksempler på målinger der kan bekræfte dette. Det største problem ved nedsivning af gråt spildevand knytter sig til de anioniske detergenter, herunder LAS. Koncentrationerne er noget højere end i almindeligt spildevand, samtidig med at der tillades nedsivning over et 40% mindre areal end almindeligt spildevand. Umiddelbart vurderes dette at resultere i højere koncentrationer i grundvandet, men mængdemæssigt kan påvirkningen eventuelt være mindre end ved nedsivning af alt spildevand (dette er ikke dokumenteret ved undersøgelser). For kvælstof og patogener vil der være en positiv effekt set i forhold til kravet til drikkevand, idet indholdet af disse stoffer er noget lavere end i almindeligt spildevand.
Samlet vurdering
Overordnet vurderes de miljømæssige konsekvenser ved nedsivning af husspildevand at være knyttet til ganske få parametre i et forholdsvis begrænset nærområde under og umiddelbart nedstrøms anlægget. Renseeffekten er overraskende god for de fleste parametre, uanset jordtype, hvis anlægget i øvrigt etableres i overensstemmelse med nedsivningsvejledningen. Resultaterne tyder endvidere på, at der i lerjorden under flere af de undersøgte anlæg findes sprækker, rodhuller, ormehuller og lignende, som øger afledningsmulighederne i forhold til det teoretisk opnåelige, samtidig med at de bidrager til øget rensning, evt. som følge af øget ilttilførsel.
Ammitsøe, C. (1992). Hygiejnemålinger af gråt spildevand og regnvand. Arbejdsrapport til Miljøstyrelsen, København 18 s.
Ammitsøe,C. (1993). Rensning og genanvendelse af gråt spildevand. Miljøministeriet, København. 43 s.
Boutrup, S. (1996). Undersøgelser af miljøfremmede stoffer i Århus amt - Fase 1. Teknisk rapport, Århus amt. 137 s.
Boutrup, S. (1998). Miljøfremmede stoffer i Århus amt, fase 2 og 3. Teknisk rapport, Århus amt. 166 s.
Bouwer, H. (1991). Ground Water Recharge With Sewage Effluent. Water Science and Technology, Vol. 23, pp. 2099-2108.
Bukhave, M. (1998). Husholdningskemikalier og spildevand - en rapport om stoffer i husholdningskemikalier og spildevandsrensning i det åbne land. Det økologiske råd. 32 s.
Bukhave, M. (1998). Positivliste over husholdningskemikalier - en liste over produkter indenfor vaske, rengørings- og kropsplejemidler m.m.. Det økologiske råd, 11 s.
COWI, Miljøstyrelsens Analytisk-Kemiske Laboratorium (1990). Miljøfremmede, organiske stoffer i kommunalt spildevand. Miljøprojekt nr. 127, Miljøstyrelsen. 60 s.
Downs, T.J.; Cifuentes-Garcķa, E.; Suffet, I.M. (1999). Risk Screening for Exposure to Groundwater Pollution in a Wastewater Irrigation District of the Mexico City Region. Environmental Health Perspectives vol. 107, no. 7, pp. 553-561.
Faldager, I. (1997). Feltundersøgelser af nedsivningsanlæg med Wavin sivedræn. Rørcentret, 15 s.
Grüttner, H., Jacobsen, B.N. (1994). Miljøfremmede stoffer i renseanlæg. Miljøprojekt nr. 279, Miljøstyrelsen. 77 s.
Hansen, L.S., Rasmussen, J.O. (1998). Miljøfremmede stoffer i husdyrgødning. Miljøprojekt nr. 485, Miljøstyrelsen.
Henze, M.; Harremoes, P.; Jansen, J.L.C.; Arvin, E. (1992). Spildevandsrensnig - Biologisk og kemisk. Polyteknisk forlag.
Hrubec, J.; van delft, W. (1981). Behaviour of nitriloacetic acid during groundwater recharge. Water Research Vol. 15, pp. 121-128.
Højenvang, J.C. et al. (1999). Spildevand i kredsløb - et projekt om vaskeaktive stoffer i grundvandet, samt hvordan Agenda 21 kan forbedre løsningen af miljøproblemer i Danmark. Specialerapport fra Institut for Teknologi, Miljø og Samfund, Roskilde Universitetscenter, Maj 1999.
Højenvang, J.C., Moss, A.S., Stensgaard, S., Vergo, P.H. (1999). Spildevand i kredsløb - et projekt om vaskeaktive stoffer i grundvandet, samt hvordan Agenda 21 kan forbedre løsningen af miljøproblemer i Danmark. Roskilde Universitetscenter 176 s. + bilagsrapport 84 s.
Jepsen, S-E, Grüttner, H. (1997). Miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand. Miljøprojekt nr. 357, Miljøstyrelsen. 83 s.
Juelsminde kommune (1985). Forsøgsnedsivningsanlæg i Skjold. 9 s.
Juelsminde kommune (1987). Redegørelse for forsøgsnedsivningsanlæg i Skjold. 11 s.
Kjærgaard, M., Ringsted, J.P., Albrechtsen, H-J., Bjerg, P.L. (1998). Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand. Miljøprojekt nr. 408, Miljøstyrelsen. 61 s.
Kjølholdt, J., Stuer-Lauridsen, F. (1999). Introduktion til kildesporing af miljøfremmede stoffer i kloaknet. Miljøprojekt nr. 476, Miljøstyrelsen. 35 s.
Krueger, C.J.; Radakovich, K.M.; Sawyer, T.E.; Barber, L.B.; Smith, R.L. Field, J.A: (1998). Biodegradation of the Surfactant Linear Alkylbenzenesulfonate in Sewage-Contaminated Groundwater: A Comparison of Column Experiments and Field Tracer Tests. Environmental Science and Technology, vol. 32, pp. 3954-3961.
Københavns Vand (2000). Arrenæs - Kunstig infiltration af Arresøvand. Afrapportering 1999; Operationsplan 2000; Drifts- og moniteringsprogram 2000.
McAvoy, D.C.; White, C.E.; Moore, B.L.; Rapaport, R.A. (1994). Chemical fate and transport in a domestic septic system: sorption and transport of anionic and cationic surfactants. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 13, No. 2, pp. 213-221
Miljøstyrelsen (1998). Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand. Miljøprojekt nr. 408, 1998 fra Miljøstyrelsen.
Miljøstyrelsen (1999). Nedsivningsanlæg op til 30 PE. Vejledning fra Miljøstyrelsen, 2/1999.
Miljøstyrelsen (1999). Planteoptag af miljøfremmede, organiske stoffer fra slam. Væksthusforsøg og modellering. Miljøprojekt nr. 477, Miljøstyrelsen.
Mäkinen, T., Palm, O., Haraldsen, S., Christensen, T. (1992). Miljøfremmende stoffer i kommunalt spildevand - stoffer, kilder og begrænsningsmuligheder. Nordiske Seminar- og Arbejdsrapporter 1993:515. 105 s.
Nilsson, P. (1990). Ilfiltration of Wastewater. An Applied Study on Treatment of Wastewater by Soil Infiltration. Sverige, 193 s.
Piet, G.J.; Zoeteman, B.C.J. (1980). Organic Water Quality Changes During Sand Bank and Dune Infiltration of Surface Waters in the Netherlands. Journal AWWA, July 1980, pp. 400-404.
Raahauge, D., Jepsen, M.O. (1997). Forsøg med etablering af et nedsivningsanlæg i Rudbjerg kommune. Rudbjerg kommune. 13 s.
Robertson, W.D. (1994). Chemical fate and transport in a domestic septic system: site description and attenuation of dichlorobenzene. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 13, No. 2, pp. 183-191.
Shimp, R.J.; Lapsins, E.V.; Ventullo, R.M. (1994). Chemical fate and transport in a domestic septic system: biodegradation of linear alkylbenzene sulfonate (LAS) and nitriloacetic acid (NTA). Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 13, No. 2, pp. 205-212.
Stuyfzand, P.J. (1989). Hydrology and Water Quality Aspects of Rhine Bank Groundwater in the Netherlands. Journal of Hydrology, vol. 106, pp. 341-363.
Stuyfzand, P.J.; Kooiman, J.W. (1996). Elimination of pollutants during artificial recharge and bank infiltration: A comparison. In: Kivimäki, A-L & Suokko, T. (eds.): Artificial Recharge of Groundwater. Proceedings of an International Symposium, Helsinki, Finland. June 3-5, 1996. Pp. 223-231.
Thomsen, M., Carlsen, L. (1998). Phthalater i miljøet. Opløselighed, Sorption og Transport. Faglig rapport fra DMU, nr. 249. 120 s.
Thomsen, M., Johansen, E., Carlsen, L. (1999). Phthalates and Nonylphenols in soil. A Field Study of Different Soil Profiles. NERI Technical Report No. 268. 128 s.
Transform af 1994 ApS Dansk Rodzone Teknik, Niels Peter Flint Design (1996). Det blå hus - Byøkologisk projekt i Aalborg. Udviklingsrapport. 63 s.
Vikelsøe, J., Nielsen, B., Johansen, E. (1997). Analyse af miljøfremmede stoffer i kommunalt spildevand og slam. Intensivt måleprogram for miljøfremmede stoffer og hygiejnisk kvalitet i kommunalt spildevand. Faglig rapport fra DMU nr. 186. 63 s.
Wilhelm, S.R.; Schiff, S.L.; Robertson, W.D. (1994). Chemical fate and transport in a domestic septic system: unsaturated and saturated zone geochemistry. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 13, No. 2, pp. 193-203.
Zoller, U. (1994). Non-ionic surfactants in reused water: Are activated sludge/soil aquifer treatments sufficient? Water Research vol. 28, no. 7, pp. 1625-1629.
Zullei-Seibert, N. (1996). Pesticides and artificial recharge of ground water via slow sand filtration - elimination potential and limitations. In: Kivimäki, A-L & Suokko, T. (eds.): Artificial Recharge of Groundwater. Proceedings of an International Symposium, Helsinki, Finland. June 3-5, 1996. Pp. 247-253.
Øvig, L.J. (1997). Nedsivning i lerjord. Nedsivningsforsøg i Øster Terp Løgumkloster kommune. Sønderjyllands amt. 8 s.
Bilag 1 Beskrivelse af de undersøgte nedsivningsanlæg
Bilag 2 Analysemetoder og detektionsgrænser
Bilag 3 Boremetoder og filtersætning
Bilag 4 Analyseresultater
For hvert anlæg er i nummerrækkefølge indsat:
![]() | Plantegning |
![]() | Planlægning af boringer |
![]() | Boreprofiler |
![]() | Kornkurver |
Vandprøverne blev modtager i laboratoriets udglødede glasflasker til organiske parametre, i plastdunke til almindelige spildevandsparametre og i syreskyllede plastflasker til tungmetaller.
Prøverne blev opbevaret i konserveret tilstand ved 4° C indtil analyse. Delprøver til alkylbenzener er ekstraheret på modtagelsesdagen.
Analysemetoder | ||
Analyserne er udført i henhold til Dansk Akkreditering-registreringsnr. 168: | ||
MK-1232 | Bly og cadmium i vand | |
Princip: | Prøven destrueres med halvkoncentreret salpetersyre efter DS 259, og de opløste metaller måles ved atomabsorption med grafitovnsteknik efter DS 2211. | |
Analysesikkerhed: | RSD 15%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-1233 | Chrom, kobber og nikkel i vand | |
Princip: | Prøven destrueres med halvkoncentreret salpetersyre efter DS 259, og de opløste metaller måles ved atomabsorption med grafitovnsteknik efter DS 2211. | |
Analysesikkerhed: | RSD 15%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-1240 | Zink i vand | |
Princip: | Prøven destrueres med halvkoncentreret salpetersyre efter DS 259, og de opløste metaller måles ved atomabsorption med grafitovnsteknik efter DS 2210. | |
Analysesikkerhed: | RSD 20%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-1290 | Kviksølv i vand | |
Princip: | Prøven destrueres med halvkoncentreret salpetersyre efter DS 259. Det opløste metal reduceres og det dannede dampformige kviksølv bestemmes ved flammeløs AAS (Cold vapor). | |
Analysesikkerhed: | RSD 15%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-2202 | Alkylbenzener i vand | |
Princip: | Vandprøven ekstraheres med n-pentan. Ekstraktet analyseres ved
gaskromatografi med massespektrometrisk detektor (GC/MS-SIM). Ved metoden bestemmes
benzen, toluen og xylener. Som interne standarder anvendes deuterede benzen, toulen,. xylen og naphthalen. |
|
Analysesikkerhed: | RSD 10%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-2230 | Phenoler og chlorphenoler i vandprøver | |
Princip: | Phenoler bestemmes ved derivatisering med
pentafluor-benzoylchlorid. Derivaterne bestemmes ved gaskromatografi med electron capture
detektor (GC/ECD). Som intern standard anvendes 2,4-dibromphenol. |
|
Analysesikkerhed: | RSD 12%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-2260 | Miljøfremmede stoffer i vandprøver | |
Princip: | Prøven gøres sur til pH og ekstraheres 3 gange med dichlormethan. Efter
inddampning analyseres ekstraktet ved gaskromatografi med massespektrometrisk detektor ved
selektiv ion monitering (GC/MS-SIM). Der anvendes EI ionisering. Der måles generelt ved
to karakteristiske ioner. Til identifikation anvendes begge ioner, og til den kvalitative
beregning anvendes den ene, den dominerende ion. Som interne standarder anvendes 2 deuterede phthalater samt 5 deuterede PAH-forbindelser. Ekstrakterne benyttes til følgende analyser: PAH, blødgørere og nonylphenoler. |
|
Analysesikkerhed: | RSD 12% for PAH og 15% for øvrige forbindelser, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-8000 | LAS i spildevandspåvirkede vandprøver | |
Princip: | Prøven tørres (inddampes) og derefter ekstraheres den tørre prøve med
basisk methanol. Ekstraktet inddampes og analyseres ved reverse phase væskekromatografi
med UV-detektor (HPLC-UV). Som intern standard anvendes C8-LAS. |
|
Analysesikkerhed: | RSD 10%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
MK-8231 | LAS i rene vandprøver | |
Princip: | Prøven oprenses og opkoncentreres ved solid phase extraction
(SPE) og analyseres ved HPLC-MS. Som intern standard anavendes C8-LAS. |
|
Analysesikkerhed: | RSD 10%, ved værdier mindre end 10 gange metodens detektionsgrænse dog op til 50%. | |
Ikke omfatter af akkrediteringen. | ||
Almindelige spildevandsparametre: | ||
pH: | DS 287 | |
Chlorid: | DS 239 | |
Sulfat: | DS/EN 10304 | |
COD: | DS 217 | |
BI5: | DS/R 254 | |
NH3/NH4-N: | DS 241 | |
NO3-N: | DS 223/FIA | |
Total-N: | DS 221 | |
Total-P: | DS 292 | |
Analyser udført af Miljølaboratoriet Storkøbenhavn I/S i henhold til Dansk Akkreditering-registreringsnr. 365: | ||
Bakteriologiske parametre: | ||
Kimtal 21° C i Kings B 72 timer: | DS 2252:1983 | |
Kimtal 37° C i PCA, 48 timer: | DS 2254:1983 | |
Coliforme 37° C, MPN, 48 timer: | DS 2255:1983 | |
Termotolerante Coliforme 44° C, MPN: | DS 2255:1983 | |
Fækale streptokokker, MF, 37° C, 2 dg.: | ISO 7899/2 mod.MSY98 | |
Clostridium perfringens, sulfitred. 48° C: | DS 2256 | |
Pseudomonas aeruginosa, CN-agar, 42° C: |
DS 268 | |
Salmonella: | DS 266:1988 | |
Boringerne udføres ved hjælp af en unimog med påmonteret borerig og hammer, der rammer boringerne ned til den ønsket dybde, der benyttes 2 tommers vandrør til at ramme ned, med en løs spids i enden. En snegleboret referenceboring viser en ca. niveau af grundvandsspejlet i området. Ved arbejdet med etablering af rammeboringerne er der benyttet sterile handsker ved kontakt med filterstrækningen.
Boringerne etableres som følger:
Vandrør rammes så top af spids (der efterlades i jorden) står 30 cm under forventet vandspejl.
Teflon filterslange og 20 mm plastrør føres ned i jernrør. Jernrør trækkes op ca. ½ m op.
Der fyldes filtersand i 20 mm plastrør i små portioner samtidig med at plastrør langsomt trækkes ½ m. op, så det sikres at filteret på prøveslangen bliver siddende helt i bunden af boringen.
Jernrøret trækkes ½ til 1 m op og der fyldes med opslemmet bentonit samtidig med at plastrøret også trækkes ½ m op
Jernrør trækkes helt op. Plastrør trækkes næsten helt op, samtidig med at der fyldes filtersand ned.
Boringen afsluttes med en ½ m bentonit pulver som vandes forsigtigt under tilfyldning for at sikre at overfladevand ikke trænger ned langs boringen. Prøveslangen lukkes ved at bukke slangen ned og lukke med en strib.
Boringerne udføres ved hjælp af Unimog med påmonteret borerig. Når boringen har den ønskede dybde, placeres rør med opslidsning (filterdel) i den vandmættede del af boringen. Der tilsættes kvartssand omkring rørets filterdel, efterfulgt af bentonit til sikring mod uønsket indtrængning af overfladevand.
Prøverne blev udtaget ved hjælp af prenartpumper. Prenartpumper fungerer efter vacummprincippet. Ved rammeboringerne er der placeret sterile teflon-slanger under udførelsen af boringerne. Ved 6" boringerne medbringes sterile teflon-slanger ved prøvetagningen. Prøvene opsamles prøveembalage, udleveret af laboratoriet og ved et lavt vacuum. Det lave vacuum skyldes, at prøverne opsamles i tynde slanger og med lille løftehøjde. Der suges til vacuumtrykket falder, hvorefter pumpen standses indtil nyt vand er løbet til. Herefter pumpes igen. Der blev benyttet sterile handsker under prøvetagningsarbejdet.
Efter endt prøveudtagning, blev prøverne pakket i køletasker med køleelementer, således at prøverne kunne transporteres til laboratoriet ved en temperatur på under 4 gr. Celcius.
**: | Ikke omfattet af akkrediteringen. |
¬ : | Forhøjet detektionsgrænse pga interferens. |
***: | Detektionsgrænsen er lavere end den akkrediterede detektionsgrænse. |
*: | 2 µg/l for rene prøver og 20 µg/l for spildevandspåvirkede prøver. |
-: | Mindre end den angivne detektionsgrænse. |
i.a.: | Ikke analyseret. |
i.p.: | Ikke påvist. |
mio.: | million |
sum: | bemærk at værdier under detektionsgrænsen ikke medtages i summen (gælder PAH og nonylphenoler) |
|