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

Industriernes spildevandsudledning i byernes økologiske kredsløb

4. Miljøfremmede stoffer

Generelt om miljøfremmede stoffer

Der forefindes mere end 100.000 organiske, miljøfremmede stoffer, der på et eller andet tidspunkt ender på renseanlæggene og efterfølgende i slammet. I 1995 offentliggjorde Miljøstyrelsen en rapport, hvor mere end 50 af de miljøfremmede stoffer blev analyseret i slam fra tre renseanlæg. Der blev efterfølgende igangsat en række udredningsarbejder og undersøgelser, der skulle belyse effekter og skæbne i miljøet for nogle af disse stoffer. Med virkning fra 1997 blev der som tidligere nævnt indført afskæringsværdier for fire grupper af miljøfremmede organiske stoffer ved udbringning på landbrugsjord jævnfør kapitel 2.

Erfaringer om miljøfremmede stoffer mangler

Miljøfremmede stoffer kan være giftige for såvel planter som dyr og mennesker. Derfor ønsker hverken landbruget eller miljømyndighederne, at de er til stede i landbrugsjorden. Hvorvidt de udgør en risiko er et spørgsmål om mængder. Hidtil foretagne undersøgelser tyder på, at de miljøfremmede stoffer i slam ikke udgør en væsentlig risiko for sundheden eller miljøet. Et væsentligt aspekt er imidlertid, at mange af problemerne med stofferne er af forholdsvis ny dato, og derfor endnu ikke er undersøgt til bunds. Blandt andet er nogle af stofferne mistænkt for at påvirke hormonsystemet og føre til tvekønnede fisk og nedsat sædkvalitet hos mænd. Desuden er videnskaben ikke på nuværende tidspunkt i stand til at redegøre for langtidseffekterne af, at vi udsættes for flere miljøfremmede stoffer på én gang. Det drejer sig derfor under alle omstændigheder om at begrænse forbruget af miljøfremmede stoffer så meget som muligt /7/.

Lignende proces for tungmetaller

Da der i slutningen af halvfjerdserne og begyndelsen af firserne blev sat fokus på tungmetaller og deres virkning på mennesket og miljøet, var der også en indkøringsperiode, hvor effekter blev klarlagt og grænseværdier fastsat. I Slambekendtgørelsen af 1984 var der således kun fastsat grænseværdier for fire tungmetaller i slam til udbringning på landbrugsjord, og grænserne var sat et niveau, der i dag ville betegnes som højt. Disse værdier blev derefter løbende skærpet, og der blev tilføjet grænseværdier for flere tungmetaller.

Den opmærksomhed, der i de seneste år er rettet mod miljøfremmede stoffer, er at sammenligne med den opmærksomhed, der blev rettet mod tungmetaller for godt 20 år siden.    

Fire grupper af miljøfremmede stoffer er i fokus

I det følgende beskrives de fire grupper af miljøfremmede stoffer, som der i Slambekendtgørelsen er fastsat afskæringsværdier for. Stofferne beskrives med hensyn til deres kemiske opbygning, kilder og konsekvens.

Udviklingen i stofkoncentrationen

Ligesom for tungmetaller er udviklingen i stofkoncentrationen i spildevandsslam bestemt for de miljøfremmede stoffer. Den gennemsnitlige stofkoncentration i spildevandsslam er således bestemt i perioden fra 1997 til 2001. Data til denne bearbejdning er rekvireret fra Miljøstyrelsen. Der henvises til indledningen af kapitel 3, hvor forudsætningerne for data er beskrevet. Koncentrationerne er ligesom for tungmetaller bestemt som et vægtet gennemsnit, hvor koncentrationen for et givent stof og givent anlæg ganges med den slammængde, der produceres på anlægget det pågældende år. Denne værdi divideres med den totale slammængde, hvori der er foretaget målinger for det pågældende stof.  Beregningerne er foretaget for anlæg med en kapacitet større end 30 PE.

Industriandelens betydning og betydningen af andelen af separatkloakeret opland

Under de enkelte afsnit om miljøfremmede stoffer, er koncentrationen i slammet optegnet som funktion af andelen af separatkloakeret opland til det pågældende renseanlæg samt som funktion af, hvor stor en del af spildevandsmængden, der tilskrives industri. Lignende figurer er benyttet i kapitlet omhandlende tungmetaller. Datamaterialet er beskrevet i indledningen til kapitel 3.

Anaerobt og aerobt slam

Endvidere er der i hvert afsnit medtaget data bearbejdet i /3/. De optegnede grafer viser koncentrationen af det aktuelle miljøfremmede stof i henholdsvis anaerobt og aerobt stabiliseret slam. Resultaterne skal dog tages med forbehold, da der allerede inden stabiliseringen kan være forskel på kvaliteten af slammet. Denne forskel bunder i, at udrådning (anaerob stabilisering) af økonomiske årsager ofte anvendes på større anlæg, mens aerob stabilisering er mest velegnet ved mindre renseanlæg /26/.

4.1 LAS (lineære alkylbenzensulfonater)

Tensid

LAS er en vaskeaktiv komponent i vaske- og rengøringsmidler, også kaldet et tensid. Der findes mange forskellige slags tensider og afhængigt af deres kemiske struktur kaldes de for enten anioniske, nonioniske, kationiske eller amfotere tensider. LAS er et anionisk tensid /27/.

Giftvirkning

LAS er meget giftigt og kan være direkte dræbende for vandlevende organismer som fisk, krebsdyr og alger. Giftvirkningen skyldes, at tensider opløser fedt og proteiner og dermed levende væsners celler med tilhørende cellemembran. Den akutte giftighed af LAS er stor sammenlignet med andre vaskeaktive stoffer /28/.

LAS kommer primært fra /29/:

• vaskemidler
• vaske- og rengøringsprocesser
• køle- og skæreprocesser

Tiltag til reduktion af LAS

Det skønnes, at der benyttes 6.500–7.000 tons LAS årligt i Danmark /27/. I de seneste år har der blandt andet fra Miljøstyrelsens side været forsøgt at nedbringe brugen af vaske- og rengøringsmidler, der indeholder LAS, ved en landsdækkende kampagne.

4.1.1 Nedbrydning af LAS

Nedbrydning af LAS

LAS er ved gentagne uafhængige forsøg fundet at være let nedbrydelig under aerobe forhold, mens LAS som udgangspunkt ikke nedbrydes under anaerobe forhold /27/. Nedbrydningsprodukterne er hovedsageligt CO₂, vand og sulfat.

Stabiliseringsbetingelser er vigtige

Ved bearbejdning af slamdata fra danske renseanlæg er der fundet lavere koncentrationer af LAS i aerobt end i anaerobt stabiliseret slam /3/, hvorfor slamstabiliseringsmetoden vurderes at have stor indflydelse på koncentrationen i det færdige slam.

Erfaringer ved luftning

En undersøgelse fra 2000 /27/ viste at koncentrationen af miljøfremmede stoffer i spildevandsslam kan nedbringes betydeligt ved at efterbehandle slammet under iltrige forhold. Efterbehandlingen kan for eksempel bestå i mekanisk vending af slamstakkene, eller ved at slammet behandles i slammineraliseringsanlæg.

4.1.2 LAS i spildevand og spildevandsslam

LAS i spildevand

På figur 4.1 er den gennemsnitlige koncentrationen af LAS i spildevandsslam afbildet for perioden 1997 til 2001. Koncentrationen er angivet i mg LAS per kilo tørstof. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.1: Koncentration af LAS i slam i perioden 1997 – 2001. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

LAS koncentrationen i spildevandsslam har været stigende i perioden 1997 til 1999. I 1999 er der sket en vending, som har medført et fald fra 1999 til 2001. Faldet kan sandsynligvis begrundes med et reduceret forbrug af LAS blandt andet som følge af Miljøstyrelsens kampagne, der blev iværksat i september 1999. Faldet kan dog også være forårsaget af de tiltag på renseanlæg og/eller industrier, som blev iværksat på grund af de skærpede afskæringsværdier i Slambekendtgørelsen.

Industriandelens betydning

Hvorvidt LAS i spildevandsslam kan henføres til industri eller husholdninger undersøges ved at afbilde LAS koncentrationen i slam som funktion af industrispildevandsandelen af den totale spildevandsmængde. Figur 4.2 viser nævnte afbildning. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Betragtes figur 4.2, er der ikke umiddelbart tendens til, at industrispildevandsdelen har signifikant virkning på LAS-koncentrationen i spildevandsslammet.  Størstedelen af renseanlæggene overholder afskæringsværdien. Der er kun 10 anlæg ud af de ca. 160 anlæg, der overskrider afskæringsværdien for LAS. Desuden kan det naturlige niveau af LAS koncentrationen sættes relativt lavt, da størstedelen af anlæggene er placeret under 200 mg LAS per kilo tørstof. De 30-40 anlæg, der er placeret over denne koncentration af LAS, kan sandsynligvis ved ændret behandling af slam nedbringe LAS koncentrationen til lignende niveau.
 

Figur 4.2: Koncentration af LAS i slam for år 2001 som funktion af, hvor stor en del af spildevandet til renseanlægget der stammer fra industri. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Resultater fra en undersøgelse i Århus

I en rapport udarbejdet af Århus Amt i 2001 vedrørende miljøfremmede stoffer blev det konkluderet, at der er større LAS koncentration i husspildevand end i blandet hus- og industrispildevand. Undersøgelsen var baseret på husspildevand, der tilføres otte mindre renseanlæg, og blandet hus- og industrispildevand der tilføres fire store renseanlæg /30/. Ud fra figur 4.2 kan en lignende konklusion ikke umiddelbart drages. Kun en nærmere gennemgang af datamaterialet kan afgøre om tendensen gælder generelt.

Indholdet af LAS (og flere af de andre miljøfremmede stoffer) i spildevandet er ikke nødvendigvis sammenhængende med indholdet af stoffet i spildevandsslammet. Dette skyldes, at LAS nedbrydes under aerobe forhold, hvorfor det har væsentlig betydning for indholdet i slammet, hvorledes det håndteres undervejs i renseprocessen. I flere tilfælde har det vist sig, at brug af primærtank på renseanlæg kan have væsentlig indflydelse på det producerede slams indhold af LAS.

I Århus kommune blev indholdet af LAS i spildevand, der ledes til forskellige renseanlæg, undersøgt. Indholdet af LAS i indløbet var nogenlunde ens, mens LAS koncentrationen i slammet på det anlæg, der anvendte primærtank, var betydeligt højere (faktor 30-40) end på de resterende anlæg, hvor den totale slammængde blev ledt igennem den biologiske del på renseanlægget (Se endvidere case om Bov centralrenseanlæg).  

Betydningen af andelen af separatkloakeret opland

På figur 4.3 er slammets indhold af LAS i mg per kilo tørstof afbildet som funktion af andelen af separatkloakeret opland til renseanlæggene. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.3: Koncentration af LAS i slam som funktion af, hvor stor en del af spildevandet til renseanlægget der stammer fra separatkloakerede områder. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Af figur 4.3 ses ikke umiddelbart nogen sammenhæng mellem, hvorvidt oplandet er separatkloakeret eller fælleskloakeret og LAS koncentrationen i slammet.

Bearbejdning af data for spildevand ville være en fordel 

Ligesom for undersøgelsen af industrispildevands indvirkning, er det muligt, at en eventuel sammenhæng overskygges af, hvordan slammet håndteres på renseanlægget. For at kortlægge sådan en sammenhæng er det nødvendigt at foretage lignende sammenligninger for LAS i spildevand i tilløbet til renseanlæggene. Dette er dog ikke indeholdt i dette projekt, men burde undersøges.

I Orientering fra Miljøstyrelsen Nr. 3 2001, Spildevandsslam fra kommunale og private renseanlæg i 1999 /3/, blev det undersøgt, hvorvidt der findes en sammenhæng mellem indholdet af miljøfremmede stoffer i slammet og anaerob eller aerob stabilisering af slammet. Undersøgelsen viste, at der er en betragtelig forskel blandt andet på koncentrationen af LAS, se figur 4.4. Det skal dog bemærkes, at det behandlede slam i forvejen kan have forskellig kvalitet, hvorfor de konstaterede forskelle på stofkoncentrationerne ikke alene kan tilskrives stabiliseringsmetoden.

LAS koncentrationens afhængig af stabiliseringsmetoden

De på figur 4.4 bearbejdede data er fra 1999. Det er bemærkelsesværdigt, at stort set alt slam, der var aerobt stabiliseret i 1999, var i stand til at overholde den daværende afskæringsværdi på 2600 mg LAS per kilo tørstof, mens ca. 85 % ville kunne overholde grænseværdien for 2002 på 1300 mg LAS per kilo tørstof. Til gengæld ville kun ca. 30 % af det anaerobe slam kunne overholde de 1300 mg LAS per kilo tørstof.

Ovenstående tal illustrerer den informationsværdi, der ville ligge i at få afbildninger som figur 4.2, dog med den forskel, at det er LAS koncentrationen i spildevand, der afbildes på ordinataksen.

Figur 4.4: Koncentration af LAS for fraktiler af slammængder, som er stabiliseret ved henholdsvis anaerob- og aerobmetode. /3/.

4.2 PAH (polycykliske, aromatiske hydrocarboner)

PAH omfatter flere stoffer

PAH omfatter ni forskellige stoffer;

• Acenaphthen
• Flouren
• Phenanthren
• Flouranthen
• Pyren
• Benzo(b+j+k)flouranthen
• Benzo(a)pyren
• Indeno(1,2,3-cd)pyren
• Benzo(g,h,i)perylen

I det følgende betegnes disse stoffer blot under et som PAH. PAH dannes ved alle former for ufuldstændig forbrænding, og forekommer i store mængder i benzin, olieprodukter og kul /27/.

Kilder til PAH

Kilder til PAH er: /29/

• forbrændingsprocesser
• trafik
• vådvaskere til luftrensning
• oliespild

Ved naturlige processer såsom skovbrande og lignende frigives store mængder PAH. En spredning af PAH’er med luften vil kunne ske over store afstande, og er den væsentligste kilde til overfladeforurening af jord og vand /27/.

Giftvirkning af PAH

PAH’er er toksiske og har cancerogene effekter. Effekterne skyldes eksponering såvel via hudkontakt som ved indtagelse /31/. De ni PAH’er er alle uønskede i spildevand blandt andet på grund af deres potentielle skadevirkning på mennesker /32/.

Kemisk omfatter gruppen af PAH’er kulbrinter, der består af stoffer med 2-7 aromatiske ringe, primært usubstituerede forbindelser. Der kan forekomme PAH’er med 10-12 aromatiske ringe, samt et utal af alkylsubstituerede PAH’er. Stofferne er hydrofobe og dermed ringe vandopløselige.

4.2.1 Nedbrydning af PAH

Nedbrydning af PAH

Der er to mekanismer, der har betydning for den mikrobielle nedbrydning af PAH’er:

• Direkte nedbrydning, hvor det enkelte stof kan udnyttes som energi- og kulstofkilde for mikroorganismerne.
• Co-metabolisme, hvor et givet stof omdannes sekundært ved, at der sker en nedbrydning af et andet stof (primært substrat), der således vil fungere som energikilde for mikroorganismerne (Jensen, 1996).

Nedbrydning af de lavmolekylære PAH’er (2-3 aromatiske ringe) sker relativt hurtigt og under indvirkning af mange forskellige mikroorganismer. Enkelte bakterier og svampe kan også nedbryde flouranthen og pyren, på trods af den 4 ringede struktur, og benytte disse som deres eneste energi- og kulstofkilde. Nedbrydningen af de 5 og 6 ringede PAH’er kan kun ske ved co-metabolisk nedbrydning.

Det fremgår, at der er to mulige nedbrydningsforløb for PAH’er. Begge kræver oxygen til ringkløvning. Efter ringkløvningen kan nedbrydningen forløbe under anaerobe forhold. Oxygen vil derfor være det hastighedsbegrænsende led i den initiale nedbrydningsproces. Nedbrydning af PAH’er er primært en funktion af strukturen og antallet af aromatiske ringe /27/.

4.2.2 PAH i spildevand og spildevandsslam

PAH i spildevandsslam

I det følgende behandles forekomsten af PAH i spildevandsslam. På figur 4.5 er det gennemsnitlige indhold af PAH i slam fra renseanlæg afbildet i perioden fra 1997 til 2001. Koncentrationen er udtrykt som mg PAH per kilo tørstof. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Af figur 4.5 ses, at indholdet af PAH i spildevandsslam har været relativt stabilt siden indførelsen af afskæringsværdier i Slambekendtgørelsen i 1997 Ved indførelsen af afskæringsværdier for miljøfremmede stoffer blev værdien sat til 6 mg PAH per kilo tørstof. Senere i 2000 blev denne værdi skærpet til 3 mg PAH per kilo tørstof. Det ses af figur 4.5, at den gennemsnitlige koncentration overholder afskæringsværdien. 

Figur 4.5: Koncentration af PAH i slam i perioden 1997 til 2001. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Industriandelens betydning

På figur 4.6 ses koncentrationen af PAH i mg per kilo tørstof i spildevandsslam som funktion af den andel af spildevandet, der kommer fra industri. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”. 

Figur 4.6: Koncentration af PAH i slam fra renseanlæg afbildet som funktion af graden af industrispildevand. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Indholdet af PAH i slam fra renseanlæg vurderes af figur 4.6 at være svagt afhængig af graden af industrispildevand. Dette ses ved, at punkterne i den ende af skalaen, der repræsenterer en industriandel på over 50 %, er mere spredt ud, og dermed har relativt flere høje værdier, end punkterne i den lave ende af skalaen.

Erfaringer fra Århus

I tidligere omtalte rapport udarbejdet af Århus kommune /30/, blev det fundet, at der var et større indhold af PAH i blandet hus- og industrispildevand end i husspildevand alene. Tendensen på figur 4.6 er, som skrevet, meget svag. Alene det, at der fra 80 % industriandel til 100 % industriandel er fem anlæg, der afviger fra denne tendens, viser, at tendensen er meget usikker.

Betydningen af andelen af separatkloakeret opland

På figur 4.7 undersøges, om der er en lignende sammenhæng mellem andelen af separatkloakeret opland og koncentrationen af PAH i slammet fra renseanlæggene. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.7: Koncentration af PAH i slam fra renseanlæg afbildet som funktion af andelen af separatkloakeret opland.

Af figur 4.7 ses, at der er en svag tendens til faldende PAH koncentration med stigende andel separatkloakeret opland.

Erfaringer fra Århus

I rapporten fra Århus kommune /30/, blev der fundet en tendens til, at renseanlæg, hvor oplandet er fælleskloakeret, modtager større koncentrationer af PAH‘er i spildevandet end anlæg med separatkloakerede oplande. Dette forhold blev tilskrevet et højt indhold af PAH i vejvand. Imidlertid blev det vurderet, at der ud fra det benyttede datagrundlag ikke var tilstrækkelig konsistens til at kunne dokumentere en sammenhæng.

At spildevandets indhold af PAH trods alt, i modsætning til forholdene med LAS, lader til at kunne spores i slammet, kan skyldes, at PAH ikke er så afhængig af slamhåndteringen på renseanlægget.

Stabiliseringsmetodens betydning

På figur 4.8 ses, hvorledes PAH er afhængig af stabiliseringsmetoden. /3/.

Figur 4.8: Koncentration af PAH som fraktiler af slammængder som er stabiliseret ved henholdsvis anaerob- og aerobmetode /3/.

Det skal bemærkes, at det er Miljøstyrelsens vurdering, at det behandlede slam, der sammenlignes, i mange tilfælde er af forskellig kvalitet.  

Det ses af figur 4.8, at ca. 75 % af det aerobt stabiliserede slam ville kunne overholde Slambekendtgørelsens afskæringsværdi til PAH på 3 mg per kilo tørstof, mens den tilsvarende andel for anaerobt stabiliserede slam er ca. 58 %. Den aerobe behandling af slammet er altså igen bedre til at reducere koncentrationen af PAH.

4.3 NPE (nonylphenolethoxylater)

NPE

NPE eller nonylphenolethoxylater er en gruppe af non-ioniske detergenter, hvis funktion, når de indgår i vaske- og rengøringsmidler, er at holde snavs og fedt opløst i vaskevandet. Stofferne virker tillige emulgerende og er antioxiderende. NPE anvendes blandt andet i:

• rengørings- og vaskemidler
• bilplejeprodukter
• shampoos
• malinger
• lakker
• cremer
• smøreolier
• plast
• isoleringsskum
• pesticider

Endvidere er storforbrugere af NPE tekstilbranchen, papirproducenter og den almindelige forbruger. NPE findes ofte i de samme produkter som LAS.

Kilder til NPE i spildevand

Kilderne til NPE i spildevand og slam kan ved betragtning af ovennævnte produkter både være industrier, handel- og håndværksvirksomheder samt husholdninger /27/. 

Giftvirkning af NPE

NPE kan påvirke hormonbalancen hos dyr og er mistænkt for at være en medvirkende årsag til faldende sædkvalitet og stigninger i antallet af testikelkræft og brystkræft hos mennesker. Endvidere kan NPE have en negativ effekt på jordbundsdyr /28/.

4.3.1 Nedbrydning af NPE

Nedbrydning af NPE

Nonylphenol og nonylphenolethoxylater (samlet kaldet NPE) er ikke-let-nedbrydelige, meget giftige for vandorganismer og potentielt bioakkumulerbare. NPE er derfor uønsket i afløbssystemet og bør erstattes eller reduceres til et minimum /32/.

Nedbrydning af NPE er rapporteret at kunne forløbe både aerobt og anaerobt /27/.

Ved vurdering af NPE i spildevand bør der både tages højde for nonylphenol, nonylphenolmonoethoxylat og nonylphenoldiethoxylat samt langkædede nonylphenol-forbindelser. NPE anvendes oftest som langkædede forbindelser i diverse produkter, mens nonylphenol og nonylphenolethoxylater med 1-2 ethoxygrupper er de nedbrydningsprodukter, der er fastsat afskæringsværdier for i Slambekendtgørelsen. Langkædede nonylphenolforbindelser nedbrydes relativt let til nonylphenol og nonylphenolethoxylater med 1-2 ethoxygrupper /32/.

4.3.2 NPE i spildevandsslam

NPE i spildevandsslam

Ved spildevandsrensning tilbageholdes en del af NPE i spildevandsslammet. På figur 4.9 ses udviklingen af gennemsnitskoncentrationen af NPE i slam fra indførelsen af afskæringsværdierne i 1997 til 2001. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Det ses af figur 4.9, at NPE indholdet i slam har været faldende. Ved skærpelsen af afskæringsværdien i 2002 til 10 mg per kilo tørstof, vil gennemsnitskoncentrationen i spildevandsslam til trods for faldet ikke kunne overholde kravene. Det er dog med en ganske lille koncentration, afskæringsværdien vil blive overskredet. Data for 2002 vil vise om der er behov for at implementere flere tiltag for at reducere NPE koncentrationen, eller at årlige svingninger vil bevirke, at gennemsnitskoncentrationen kommer under afskæringsværdien.

Figur 4.9: Koncentration af NPE i slam i perioden 1997 – 2001. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Det er vigtigt at bemærke, at det ikke er et krav, at gennemsnitskoncentrationen når et niveau på eller lavere end afskæringsværdien. Det vigtige er, hvor mange anlæg, der kan overholde afskæringsværdien og hvor mange tons slam, der kan genbruges på landbrugsjord. Hvor stor en del af anlæggene, der vil kunne overholde den nye afskæringsværdi, kan estimeres ud fra figur 4.10.

Industriandelens betydning

På figur 4.10 er koncentrationen af NPE i slammet afbildet som funktion af industrispildevandsandelen. NPE koncentrationen er udtrykt som mg per kilo tørstof. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.10: Koncentration af NPE i slam som funktion af, hvor stor en del af spildevandet til de enkelte renseanlæg der stammer fra industrien. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

At vurdere ud fra figur 4.10 er NPE i slammet uafhængig af industrispildevand. Anlæggene virker tilfældigt placeret i figuren.

Erfaringer fra Århus

I rapporten fra Århus Amt omhandlende miljøfremmede stoffer, blev det fundet, at blandet hus- og industrispildevand var en større tilleder af NPE til renseanlægget end husspildevand alene /30/.

Nye bearbejdninger ville være en fordel

At et forøget niveau i spildevand fra industri ikke umiddelbart kan spores i slammet, kan forklares ved, at NPE nedbrydes betragteligt under aerobe forhold, hvorfor slamhåndteringen på renseanlægget kan have større betydning for NPE koncentrationen, end hvor stor en mængde der reelt tilføres til anlæggene. For at få et totalt billede af forholdene, ville det derfor være at foretrække, at lignende figurer også blev udarbejdet for NPE i tilløbet til renseanlæggene, således at data før og efter behandling på renseanlæggene kunne sammenholdes. Ud fra dette ville det være muligt at kvantificere betydningen af den måde, hvorpå slammet behandles på renseanlæggene samt på et bedre grundlag vurdere, hvilken betydning industrien reelt har på NPE belastningen til renseanlæggene.

Betydningen af andelen af separatkloakeret opland

Hvorvidt koncentrationen er afhængig af, om spildevandet kommer fra et fælleskloakeret eller separatkloakeret område, belyses ved at optegne NPE koncentrationen i mg per kilo tørstof som funktion af andelen af separatkloakeret opland. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.11: Koncentration af NPE i slam fra renseanlæg afbildet som funktion af andelen af separatkloakeret opland. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Ligesom for figur 4.10 er der ikke umiddelbart nogen tendens at spore.

Stabiliseringsmetodens betydning

Som nævnt nedbrydes NPE under aerobe forhold. På renseanlægget kan stabiliseringsmetoden således, ligesom det er tilfældet for de øvrige tre miljøfremmede stoffer, have indflydelse på koncentrationen af stoffet i slammet. På figur 4.12 ses indholdet af NPE i henholdsvis anaerob og aerob stabiliseret slam for data fra 1999 /3/.

Figur 4.12: Koncentrationen af NPE som fraktiler af slammængder som er stabiliseret ved henholdsvis anaerob- og aerobmetode.

Det ses af figur 4.12, at der er stor forskel på koncentrationen af NPE i anaerobt og aerobt stabiliseret slam. Det er bemærkelsesværdigt, at kun ca. 20 % af det anaerobt stabiliserede slam ville kunne overholde afskæringsværdien for NPE i 2002 på 10 mg per kilo tørstof. Til gengæld er den tilsvarende mængde for aerobt stabiliseret slam 70 %.

For at få en større indsigt i betydningen af slamstabiliseringen ville det være en gevinst, hvis de anlæg, der er benyttet til præsentation af resultaterne vedrørende industriandelens betydning og betydningen af andelen af separatkloakeret opland, kunne markeres, således at det tydeligt fremgik, hvilke anlæg der benyttede aerob henholdsvis anaerob slamstabilisering. Hvis tendensen på sådan en afbildning var helt klar, således at alle anlæg, der havde anaerob stabilisering var placeret i den høje ende af skalaen (koncentrationen) og alle de anlæg, der havde aerob stabilisering var placeret i den lave ende af skalaen (koncentrationen), ville der ligge en klar løsningsmetode til at nedbringe koncentrationen af miljøfremmede stoffer i slammet.

4.4 DEHP (diethylhexylphthalat)

DEHP

Di(-ethylhexyl)phtalat (DEHP) tilhører gruppen af phthalat ester (PAE), som især anvendes som blødgører i PVC.

Giftvirkning af DEHP

DEHP er reproduktionshæmmende. Endvidere er DEHP fundet kræftfremkaldende hos rotter og mus og mistænkt for også at være kræftfremkaldende hos mennesker.

DEHP har i adskillige undersøgelser vist sig at kunne bioakkumulere i akvatiske organismer som alger, krebsdyr, fisk og insekter /27/.

Omkring 90 % af den årlige anvendte mængde DEHP indgår i blødgjort PVC, hvoraf op til 67 % af PVC produktet kan udgøres af blødgørere. Produkter, som kan indeholde blød PVC og derved DEHP, er blandt andet legetøj, vinylgulve, hospitalsudstyr (slanger og lignende) og plastbelagte tekstiler. DEHP forefindes også i lak, maling, fugemasse, kosmetik, trykfarver og lim, samt en række andre produkter. DEHP tilføres miljøet både ved fordampning og forbrænding, men også tilførsel af spildevandsslam til jordbrugsformål er kilde til udslip til det terrestriske miljø. Udslip af phthalater, herunder DEHP, til spildevand og herved til spildevandsslam, beror primært på brug af produkter som blød PVC, lak, maling, trykfarve og lim.

4.4.1 Nedbrydning af DEHP

Nedbrydning af DEHP

Nedbrydning af DEHP i miljøet kan foregå enten ved fysisk-kemiske processer (herunder hydrolyse og photolyse) eller ved mikrobiel nedbrydning. Endelig kan DEHP også fjernes fra miljøet ved adsorption til andre stoffer og partikler /27/. 

DEHP kan nedbrydes under aerobe forhold, mens det under anaerobe forhold synes at være persistent. Temperaturen har stor indflydelse på nedbrydningshastigheden af DEHP /27/.

4.4.2 DEHP i spildevandsslam

DEHP i spildevandsslam

En stor andel af den DEHP, der tilføres renseanlæg, fjernes fra vandet under renseprocesserne. På grund af DEHPs evne til at adsorbere til partikler opsamles en del i slammet. På baggrund af en Massestrømsanalyse for phthalater i 1992 blev det vurderet, at der i alt tilbageholdes omkring 7 tons DEHP per år i slam på danske renseanlæg.

Efter at der i 1997 blev indført afskæringsværdier til de miljøfremmede stoffer, er der foretaget målinger af DEHPs koncentration i spildevandsslam. Udviklingen i gennemsnitskoncentrationen i slam fra et repræsentativt antal danske renseanlæg er vist på figur 4.13. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.13: Koncentration af DEHP i slam i perioden 1997 til 2001. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

DEHP koncentrationen har ifølge figur 4.13 været faldende fra 1998 dog med en svag stigning fra 2000 til 2001. Afskæringsværdien var ved indførelsen sat til 100 mg per kilo tørstof, men blev i 2000 skærpet til 50 mg per kilo tørstof. Af figuren ses, at gennemsnitskoncentrationen for slam i 2001 var under halvdelen af afskæringsværdien.

Industriandelens betydning

På figur 4.14 er DEHP koncentrationen i slam afbildet som funktion af industrispildevandsandelen til renseanlæggene. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”

Figur 4.14: Koncentration af DEHP i slam fra renseanlæg afbildet som funktion af andelen af industrispildevand. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Der er ingen entydig tendens at spore ud fra figur 4.14. Det ser dog ud til, at anlæg med en meget stor industriandel (80-100 %) har et relativt lavt indhold af DEHP. Datagrundlaget er imidlertid så spinkelt, at en sådan sammenhæng ikke kan bekræftes. Desuden er der en stor spredning på data. Det fremgår ligeledes, at stort set alle de behandlede anlæg overholder afskæringsværdien. Der er kun tre anlæg, der ligger lige over afskæringsværdien.

Erfaringer fra Århus

I undersøgelsen udført af Århus Amt /30/ blev DEHP fundet i samme koncentrationer i husspildevand som i blandet hus- og industrispildevand. 

Betydningen af andelen af separatkloakeret opland

På figur 4.15 er koncentrationen af DEHP i spildevandsslam afbildet som funktion af andelen af separatkloakeret opland til de respektive renseanlæg. Koncentrationen er udtrykt som mg DEHP per kilo tørstof. Forudsætningerne for data er beskrevet i det indledende afsnit til kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Figur 4.15: Koncentration af DEHP i slam fra renseanlæg afbildet som funktion af andelen af separatkloakeret opland. Data rekvireret fra Miljøstyrelsen 2002.

Der ses af figur 4.15 ingen sammenhæng mellem koncentrationen af DEHP i spildevandsslam og andelen af separatkloakeret opland.

Slamstabiliseringsmetodens betydning

Som beskrevet tidligere forekommer der en vis nedbrydning af DEHP under aerobe forhold, mens nedbrydningen under anaerobe forhold er ringe. I forbindelse med Miljøstyrelsens bearbejdning af slamdata, er slamkvalitetens afhængighed af stabiliseringsmetoden undersøgt. Figur 4.16 viser koncentrationen af DEHP som fraktiler af den slammængde, som er stabiliseret dels under anaerobe forhold og dels under aerobe forhold.

Det ses af figur 4.16, at slamkvaliteten er meget lidt afhængig af slamstabiliseringsmetoden i modsætning til de andre omtalte miljøfremmede stoffer. En eventuel forskel på DEHP koncentrationen i spildevand fra industri sammenlignet med husholdning, eller fra separatkloakeret opland sammenlignet med fælleskloakeret, ville derfor sandsynligvis kunne spores i slammet.

Figur 4.16: Koncentrationer af DEHP som fraktiler af slammængder, som er stabiliseret ved henholdsvis anaerob- og aerobmetode /3/.

4.5 Opsamling af resultater om miljøfremmede stoffer

Opsummering af resultaterne om miljøfremmede stoffer

I dette kapitel er indholdet i slammet af fire miljøfremmede stoffer/grupper behandlet – LAS, PAH, NPE og DEHP. De fire stoffer er behandlet hver for sig med fokus på stoffernes udvikling siden 1997 (hvor afskæringsværdier for disse stoffer blev indført i Slambekendtgørelsen), industriandelens betydning, betydningen af andelen af separatkloakeret opland samt betydningen af slamstabiliseringsmetoden.

Datagrundlag

Figurerne udarbejdet for hvert stof er baseret på data fra ca. 160 renseanlæg alle med en belastning større end 1.500 PE geografisk tilfældigt fordelt i Danmark. Figurer visende stofudviklingen er baseret på data fra danske anlæg med en kapacitet større end 30 PE. Forudsætningerne for data er specificeret i starten af kapitel 3 ”Tungmetaller”.

Udviklingen i gennemsnitskoncentrationen

Betragtes først udviklingen i gennemsnitskoncentrationen af miljøfremmede stoffer i spildevandsslammet fra 1997 til 2001, er der for alle stoffer sket en reduktion i koncentrationen. Der er ikke tale om et jævnt fald over årene, men samlet set er der sket en reduktion fra 1997 til 2001. Den største reduktion ses i koncentrationen af NPE og DEHP.

Sammenlignes gennemsnitskoncentrationen for de behandlede miljøfremmede stoffer med afskæringsværdierne i Slambekendtgørelsen, overholder gennemsnitskoncentrationen for LAS, PAH og DEHP deres respektive afskæringsværdier, mens NPE ikke overholder dets afskæringsværdi.

Industriens betydning

Når spørgsmålet om, hvorvidt industrien bidrager mere end husholdningerne til forureningen med miljøfremmede stoffer, skal besvares, fremkommer der et lidt sløret billede. Umiddelbart har der ikke for nogen stoffer tegnet sig en tydelig tendens til, at industrien er en større bidragsyder til forureningen med miljøfremmede stoffer end husholdningerne. For PAH har der været en svag tendens til, at koncentrationen i slammet har været stigende med stigende industriandel. Denne tendens er dog meget svag.

Stoffer i spildevand

Med hensyn til datamaterialet bør ca. 160 renseanlæg med en belastning større end 1.500 PE geografisk tilfældigt fordelt i Danmark udgøre et tilstrækkeligt datagrundlag til undersøgelse af en eventuel industriafhængighed. Problemet med data er, at de omfatter stofkoncentrationer i spildevandsslammet og ikke også stofkoncentrationer i spildevandet til de enkelte renseanlæg. Det er blevet tydeligt i dette kapitel, at rensemetoden, spiller en vigtig rolle, når koncentrationen af miljøfremmede stoffer i spildevandsslammet skal vurderes. Specielt for LAS og NPE er der stor forskel på, om der benyttes aerob eller anaerob slamstabilisering. Derfor kan industriens betydning, selvom den ikke ses på de viste figurer i dette kapitel, være overskygget af effekten af rensemetoderne. For at få afklaret dette forhold burde lignende figurer udarbejdes for stofkoncentrationerne i tilløbet til renseanlæggene. Ved at sammenholde disse figurer med de allerede udarbejdede figurer vil industriens betydning kunne iagttages. Problemet er dog, at det er meget få renseanlæg, der måler koncentrationen af tungmetaller og miljøfremmde stoffer i tilløbet. På nuværende tidspunkt er det således ikke muligt at udarbejde lignende figurer for stoffer i spildevandet.

Betydningen af andelen af separatkloakeret opland

Betragtes figurerne, der illustrerer betydningen af andelen af separatkloakeret opland, er der heller ikke her en umiddelbar sammenhæng mellem stofkoncentrationerne og andelen af separatkloakeret opland. For PAH kunne der spores en svag tendens til faldende PAH koncentration ved stigende andel af separatkloakeret opland.

Direkte anbefaling til kommunerne

Hvis det viser sig, at rensemetoderne og derunder slamstabiliseringsmetoden spiller den væsentligste rolle, ligger der i denne information en direkte brugbar oplysning til kommuner, der har problemer med miljøfremmede stoffer af typen LAS, PAH og NPE. For DEHP spiller slamstabiliseringen derimod en mindre rolle, da der ikke umiddelbart var forskel på aerob og anaerob stabilisering. 

En del af informationen kunne observeres, hvis der for alle de behandlede anlæg blev foretaget en opdeling i aerob og anaerob stabilisering. Hvis anlæg med anaerob stabilisering gav høje koncentrationer på de i kapitlet præsenterede figurer, og anlæg med aerob stabilisering gav lave koncentrationer, ville dette alene give en indikation af, hvor vigtig slamstabiliseringsmetoden er for koncentrationen af stofferne i slammet. Dette ville give anlæg med anaerob stabilisering en mulighed for at nedbringe koncentrationen af stofferne ved indførelse af aerob stabilisering. Industriens betydning ville dog stadig ikke klart fremgå af resultaterne, da der mangler analysen af koncentrationerne i spildevandet til renseanlæggene. 

Ændring af afskæringsværdierne

Der skal bemærkes, at for de ca. 160 renseanlæg, er der for LAS og PAH kun 10 anlæg, der ikke overholder afskæringsværdien i Slambekendtgørelsen. For NPE er der 29 anlæg og DEHP 3 anlæg, der ikke overholder værdien. Totalt set er dette ikke mange anlæg. Til gengæld er erfaringerne med miljøfremmede stoffer ikke så stor som for tungmetaller, og der vil sandsynligvis ske en nedregulering af afskæringsværdierne i fremtiden, når effekterne/konsekvenserne ved de miljøfremmede stoffer kendes bedre. 

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