1. No category

Danmarks Tekniske Universitet
BSc Projekt
Evaluering af effekten af et
mekanisk-kemisk rensningsanlæg i
Sisimiut
Ellen Marie Drastrup s103339
Susanne Bjerg Petersen s103351
Vejledere:
Pernille Erland Jensen
Henrik Rasmus Andersen
Center for Arktisk Teknologi & Institut for Vand og Miljøteknologi
2. december 2013
Resume
Denne rapport tager udgangspunkt i problemstillingen omkring den mangelfulde spildevandsh˚
andtering i Grønland. Efter ønske fra Qeqqata Kommunia evaluerer rapporten effektiviteten af
Al-2 separationsanlæg p˚
a urenset spildevand fra Sisimiut.
Tidligere studenterprojekter konkluderer, at udledning af urenset spildevand har konsekvenser
for recipienten i form af forhøjet næringssaltkoncentration og organisk materiale i Ulkebugten.
Samtidig er der hygiejniske og æstetiske problemer med patogener, lugtgener og materialer som
toiletpapir, vatpinde og bind. Der er fundet antibiotikaresistente bakterier i spildevandet og tungmetaller i sedimentet. Tilsammen har dette ledt til et ønske fra kommunen om at finde en løsning.
For at undersøge effektiviteten af et s˚
adan anlæg blev der i august 2013 udført eksperimentelt
arbejde med et Al-2 separationsanlæg p˚
a spildevandet i Sisimiut. Processen i anlægget indebærer
en koagulering med fældningsmiddel, en flokkulering med polymer og en filtrering. Anlægget blev
installeret i en container ved udløbet ved Chokoladefabrikken, og spildevand blev pumpet op og
renset i anlægget. Der blev lavet 5 prøvetagninger over 4 dage p˚
a urenset og renset spildevand
samt slam. Prøverne blev frosset ned og sendt til Danmark for yderligere analyser.
Der blev i perioden september - november 2013 udført analyser p˚
a spildevands- og slamprøverne
for at undersøge næringssalte, indhold af organisk stof, økotoksicitet samt 10 tungmetaller. Derudover blev der p˚
a baggrund af lister over medicinforbruget i Sisimiut over de sidste 3 ˚
ar lavet en
vurdering af den fjernede fraktion af lægemidler ved implementering af et rensningsanlæg.
I forhold til forventningerne til Al-2 separationsanlægget er rensningen en succes. Resultaterne viser, at anlægget effektivt fjerner fosfor. Der ses en mindre fjernelse af uorganisk og total-kvælstof,
men ikke til niveau, der lever op til danske rensningsanlæg. Der er en signifikant fjernelse af suspenderet og organisk stof i spildevandet. Det kemisk og biologisk iltforbrug, COD og BOD falder
meget, men opfylder ikke de danske udlederkrav. Det har ikke været muligt at konkludere noget
endeligt om toksiciteten. For tungmetaller ses en fjernelse af aluminium, bly, krom, kobber, jern og
zink. For mangan, nikkel og arsen er der af uforklarlige grunde højere værdier i de rensede prøver,
mens resultaterne for cadmiumfjernelse er tvetydige. Sammenlignet med danske nøgletal er værdierne for cadmium og kobber i spildevandet 10 gange højere. Med udgangspunkt i 5 lægemidler
vurderes det at en rensning delvist vil fjerne medicinrester.
Analyser af slamprøverne viser, at koncentrationen af tungmetaller ikke overstiger danske grænseværdier for brug p˚
a landbrugsarealer, og slammet kan derfor anvendes til kompostering. Slammet
kan ogs˚
a anvendes til biogas. P˚
a baggrund af resultaterne vurderes det, at implementering af et
Al-2 anlæg med fortsat udledning i Ulkebugten ikke vil løse de nuværende problemer.
2
Abstract
This report is based on the problem of the inadequate wastewater management in Greenland. At
the request of Qeqqata Municipality this report evaluates the efficiency of Al-2 treatment plant of
untreated wastewater from Sisimiut.
Student projects have previously concluded that the discharge of untreated wastewater has implications for the recipient through increased nutrient concentrations and organic matter in Ulkebugten.
Problems of hygienic and aesthetic character such as pathogens, odors and materials e.g. toilet paper, cotton swabs and pads occur. Antibiotic-resistant bacteria are found in wastewater and heavy
metals are found in both water and in the sediment. As a consequence the municipality wishes to
find a solution.
To investigate the efficiency of such a plant, experimental work with Al-2 treatment plant of wastewater in Sisimiut was carried out in August 2013. The process in the plant involves a coagulation
with precipitation agents, flocculation with polymer and filtration. The system was installed in a
container at the Chocolate Factory, and wastewater was pumped up and treated in the plant. 5
samples of raw and treated wastewater as well as sludge were collected during 4 days. The samples
were frozen and sent to Denmark for further analysis.
During the period September to November 2013 analysis of wastewater and sludge samples were
performed to study the concentrations of nutrients, organic matter, 10 heavy metals and toxicity.
Furthermore, based on lists of drugs sold in Sisimiut over the last three years an assessment was
made of the removed fraction of drugs through the implementation of a water treatment plant.
Relative to the expectations of Al- 2 separation plant is a success. The results show that the plant
effectively removes phosphorus. There is a slight removal of inorganic and total nitrogen but not
to levels that compares to the Danish treatment plants. There is a significant removal of suspended and organic substances in the wastewater. The chemical and biological oxygen demand, COD
and BOD is reduced a lot, but does not meet the Danish discharge requirements. It has not been
possible to conclude anything definite about the toxicity. The results of the heavy metal analysis
shows a removal of aluminum, lead, chromium, copper, iron and zinc from the wastewater. Concentrations of manganese, nickel and arsenic are inexplicably higher in the treated samples than in
the untreated, while the results for cadmium removals are ambiguous. Compared to Danish ratios
the values for cadmium and copper in wastewater are 10 times higher. Based on 5 medicines, it is
estimated that a treatment will partially remove drug residues. Analyses of sludge samples show
that heavy metal concentrations do not exceed Danish limits for use of agricultural land, and the
sludge can be used for composting. The sludge can also be used to produce biogas.
Based on the results, it is concluded that the implementation of an Al-2 treatment plant with
continuous discharge in Ulkebugten will not solve the current problems.
4
Forord
Denne rapport evaluerer rensningseffekten p˚
a husholdningsspildevand af et mekanisk-kemisk separationsanlæg i Sisimiut, Grønland. Rapporten er et bachelorprojekt p˚
a 15 ECTS point, der
er skrevet i samarbejde med ARTEK DTU og DTU Miljø og afslutter undertegnedes bachelor i
Miljøteknologi. Vejlederne p˚
a projektet er forsker Pernille Erland Jensen, ARTEK DTU og lektor
Henrik Rasmus Andersen, DTU Miljø.
Forberedelse til feltarbejdet blev lavet i for˚
aret 2013 og indbefattede, at vi fulgte kurset 11427
Arktisk Teknologi. Feltarbejdet i Sisimiut fandt sted i perioden 29. juli til 13. august 2013, mens
analyserne er lavet i september - november p˚
a ARTEK DTU og DTU Miljø. Den færdige rapport
afleveres og forsvares i december 2013.
Til vores vejledere Pernille Erland Jensen og Henrik Rasmus Andersen skal gives en meget stor
tak.
Vi fik mulighed for at l˚
ane et Al-2 separationstest-anlæg med til Grønland og hjælp af Qeqqata
Kummunia til at opstille og køre anlægget. Dermed stor tak til Jan Hansen, Al-2 og planchef Hans
Holt Poulsen fra Qeqqata Kummunia.
Derudover vil vi gerne takke Jesper Berner, KEMIRA, for kemikalier og vejledning og Jette Boassen, farmakonom ved Sisimiut Sundhedscenter, for hjælp i forbindelse information om medicinforbruget i Sisimiut.
Af personale p˚
a DTU vil vi gerne sige tak til Klaus Myndal, h˚
andværker ved DTU Byg, laboranterne Sabrina Madsen ARTEK DTU, Malene Grønvold ARTEK DTU, Mona Refstrup DTU Miljø
og videnskabelig assistent Ravi Kumar Chhetri DTU Miljø.
I forbindelse med feltarbejde og rapportskrivning vil vi gerne sige tak til studerende Steffen Davidsen, Mikkel Lykkegaard og Emil Sarauw. Tak til natrenovationsarbejderne for hjælp og godt humør
i forbindelse med feltarbejdet ved Chokoladefabrikken.
D. 2. dec 2013
Susanne Bjerg Petersen
s103351
Ellen Marie Drastrup
s103339
6
Indhold
1 Introduktion
1.1
16
Projektbeskrivelse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
16
2 Teori
19
2.1
Spildevand i Sisimiut . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
19
2.2
Karakterisering af spildevand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
21
2.2.1
Suspenderet materiale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
22
2.2.2
Organisk stof og iltforbrug . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
22
2.2.3
Næringssalte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
23
2.2.4
Tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
24
2.2.5
Økotoksikologi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
25
2.2.6
Medicinrester i spildevand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
25
2.2.7
Udlederkrav og nøgletal . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
27
Al-2 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
27
2.3.1
30
2.3
Forventninger til Al-2 separationsanlæg . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3 Metode
3.1
33
Feltarbejde i Grønland . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
33
3.1.1
Valg af lokalitet
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
33
3.1.2
Repræsentativ prøveudtagning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
34
3.1.3
Prøveudtagning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
34
3.2
Turbiditet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
35
3.3
Vand/slam-indhold i spildevandet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
35
3.4
Tørstofindhold og glødetab . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
36
3.5
COD . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
36
3.6
BOD5 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
37
3.7
Total-kvælstof . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
37
3.8
Uorganisk kvælstof . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
38
3.9
Fosfor & tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
38
3.10 Biotox . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
39
3.11 Medicinrester . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
40
3.12 Statistik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
41
8
INDHOLD
INDHOLD
4 Resultater
43
4.1
Turbiditet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
43
4.2
Fjernelse af organisk materiale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
43
4.2.1
COD . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
43
4.2.2
BOD5 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
44
4.2.3
Delkonklusion - Organisk materiale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
45
Kvælstoffjernelse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
46
4.3.1
Total-kvælstof . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
46
4.3.2
Uorganisk kvælstof . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
46
4.3.3
Delkonklusion - Kvælstof
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
46
Fosforfjernelse . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
4.4.1
Delkonklusion - Fosfor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
Fjernelse af tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
4.5.1
Delkonklusion - Fjernelse af tungmetaller . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
50
Toksicitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
52
4.6.1
Delkonklusion - Toksicitet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
53
4.7
Betydning af forskellige doseringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
53
4.8
Karakteristik af slam . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
54
4.8.1
Tungmetal og fosfor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
54
4.8.2
Delkonklusion - Slam . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
54
Medicinrester i spildevand og slam . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
56
4.9.1
58
4.3
4.4
4.5
4.6
4.9
Delkonklusion - Medicinrester . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
5 Diskussion - Relevansen af Al-2 anlægget i Sisimiut
5.1
Forslag til videre undersøgelser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
59
60
6 Konklusion
63
Litteratur
64
A COD
69
B BOD5
72
C Kvælstof
75
D Fosfor
78
E Tungmetal
81
F Biotox
88
G Rensningsgrad
93
9
INDHOLD
INDHOLD
H Slam
96
I
98
Medicinrester
10
Figurer
2.1
Kort over Sisimiut. Modificeret over [Google, 2013] . . . . . . . . . . . . . . . . . .
20
2.2
Flowdiagram: Al-2 rensningsanlæg [Al-2 Teknik, 2013] . . . . . . . . . . . . . . . .
28
2.3
Destabilisering af slampartikler ved brug af polymer. Billede modificeret fra [Gai,
2008]. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
30
3.1
Spildevandsudløbet ved Chokoladefabrikken i Sisimiut. Lavt tidevand, Privat foto
taget den 2/8-2013. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
34
3.2
Spildevandsudløbet ved Chokoladefabrikken i Sisimiut. Højt tidevand, Privat foto
taget den 8/8-2013. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
34
4.1
COD-indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet er < 75
mg COD/L. Inkl. standardafvigelser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
44
4.2
BOD5 , Det gennemsnitlige totale biokemiske iltforbrug efter fem dage i de rensede
og urensede spildevandsprøver. Udlederkravet er < 15 mg BOD/L. Inkl. standardafvigelser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
45
4.3
Total-kvælstof indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet
er < 8 mg N/L. Inkl. standardafvigelser. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
47
4.4
Indholdet af uorganisk kvælstof i spildevandsprøverne . . . . . . . . . . . . . . . .
47
4.5
Fosfor-indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet er < 1,5
mg P/L. Inkl. standardafvigelser. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
49
4.6
Tungmetalkoncentrationerne i spildevandsprøverne før og efter rensning. Inkl. stanardafvigelser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
51
4.7
EC50 baseret p˚
a 15 min. relative response i de rensede og urensede spildevandsprøver
(bl˚
a) samt den relative lysemission af maks koncentrationerne (grøn). . . . . . . . .
53
4.8
P-værdien for COD er 0,4363; P-værdien er BOD5 ; 0,4565, P-værdien for fosfor er
0,979 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
54
4.9
Indholdet af de 10 udvalgte tungmetaller i slamprøverne. Grænseværdierne for tungmetaller i slam af jordbrugsmæssig værdi er vist i nogle af graferne [Retsinformation,
2006] . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
55
4.10 Lægemidlers sorption til slam: De 23 undersøgte lægemidlers affinitet til slam er meget forskellig. For tramadol findes kun 4,5 % i slammet, mens 94 % af chloprothixen
vil være at finde i slamdelen. For værdier, se appendiks I. . . . . . . . . . . . . . .
56
4.11 De 5 udvalgte stoffers sorption til slam: P˚
a y-aksen ses deres samlede miljøskadelige
virkning. Bemærk: ingen data for tramadols miljøp˚
avirkning [Landsting, 2013]. . .
57
B.1 BOD-m˚
alinger i mg O2 /L for prøve 1, 2, 3a, 3b, 3c, 4 og 5 som funktion af tiden
[min]. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
72
11
Tabeller
2.1
Opdeling af spildevand. Citeret fra Winther et al. [1998]. . . . . . . . . . . . . . . .
2.2
Hovedopdeling af forureningsindholdet i spildevand. Citeret fra Winther et al. [1998]. 22
2.3
Karakteristik af spildevand [Henze et al., 2006]. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
22
2.4
De 10 tungmetaller udvalgt til analyse [Tchobanoglous et al., 2004] . . . . . . . . .
25
2.5
Den maksimale tilladte udledning samt ind- og udløbskoncentrationer af en række
stoffer fra rensningsanlæg i Danmark [Retsinformation, 2007], [Naturstyrelsen, 2011]. 27
2.6
Foresl˚
aede miljøkvalitetskrav for havvand i Grønland i forbindelse med mineaktivitet
[Johansen et al., 2011] samt nøgletal for ind- og udledningen af miljøfarlige stoffer
i spildevand fra renseanlæg i Danmark [Naturstyrelsen, 2011]. For slam der skal
anvendes til jordbrugsform˚
al findes følgende grænseværdier [Retsinformation, 2006]
28
2.7
Jern(III)kloridsulfat - F eClSO4 [KEMIRA, 2013a] . . . . . . . . . . . . . . . . . .
29
2.8
Polyaluminiumklorid - Al2 O3 [KEMIRA, 2013a] . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
29
3.1
Undersøgte forureningsparametre . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
33
3.2
Spildevandsprøver . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
35
3.3
Doseringer ved bestemmelse af slamindhold i urenset spildevand
. . . . . . . . . .
36
3.4
BOD5 : Testvolumen af spildevandsprøverne samt nitrifikationshæmmeren NTH 600
[WTW, 2013b] . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
37
4.1
Turbiditets m˚
alinger fra Sisimiut . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
43
4.2
COD: P-værdier for hver af prøverne. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
45
4.3
BOD: P-værdier for hver af prøverne. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
45
4.4
BOD/COD-ratio for de urensede spildevandsprøver . . . . . . . . . . . . . . . . . .
46
4.5
Total-kvælstof: P-værdierne for hver af prøverne. . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
4.6
Uorganisk kvælstof: Absolut fjernelse [mg/L]. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
4.7
Fosfor: P-værdier for hver af prøverne. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
48
4.8
P-værdierne for Rensning: Forskellen mellem rensede og urensede prøver, og Prøver:
Behandling af de forskellige urensede prøver. Der er udført parret t-test for krom
fordi der er for stor spredning i resultaterne . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
52
EC50 : P-værdier for hver af prøverne . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
53
4.9
4.10 Slam: Tørstofindhold (SS,suspended solids), VOC (volatile organic compound), fosforog kvælstofkoncentrationer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
12
21
54
TABELLER
TABELLER
4.11 De 5 udvalgte lægemidlers udledning pr. ˚
ar og miljøskadelige virkning i kategorierne:
Persistens (0=nej, 3=ja), Bioakkumulering (0=nej, 3=ja) og Toksicitet (0-3, hvor 3
er meget giftigt) [Landsting, 2013]. PEC værdierne for indløb til danske rensningsanlæg er Predicted Environmental Concentration fra Miljøprojekt nr. 1189 [Pedersen
et al., 2007]. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
57
A.1 COD (mg O2 /L). VF AS,blindprøve er 8,45 mL,Vprøve er 3,5 mL og MF AS er 0,035
mol/L . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
69
A.2 2-way-ANOVA for COD, udført p˚
a tabel A.1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
70
A.3 COD-koncentrationer i mg/L; angivet gennemsnit (Mean), standardafvigelse (SD)
samt antallet af frie parametre (N) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
71
A.4 1-way-ANOVA for COD for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel A.3 71
B.1 BOD-m˚
alinger i mg O2 /L efter 5 dage . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
72
B.2 2-way-ANOVA for BOD5 , udført p˚
a tabel B.1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
73
B.3 BOD-m˚
alinger [mg/L] for de rensede prøver efter 5 dage; angivet gennemsnit (Mean), standardafvigelse (SD) samt antallet af frie parametre (N) . . . . . . . . . . .
74
B.4 1-way-ANOVA for BOD5 for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel B.3 74
C.1 Resultaterne for ammoniak-analysen i mg/L . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
75
C.2 Kjeldahl: Total-kvælstofkoncentrationer i mg/L . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
75
C.3 Resultater og udregninger for Kjeldahl-analysen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
76
C.4 2-way-ANOVA for Kjeldahl, udført p˚
a tabel C.2 . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
77
D.1 Fosfor i spildevandsprøverne (Bemærk:kommaer er i denne tabel erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
78
D.2 2-sidet-ANOVA for fosfor, udført p˚
a tabel D.1 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
79
D.3 fosfor-koncentrationer [mg/L] for de rensede prøver efter 5 dage; angivet gennemsnit
(Mean), standardafvigelse (SD) samt antallet af frie parametre (N) . . . . . . . . .
80
D.4 1-way-ANOVA for Fosfor for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel D.3 80
E.1 2-way-ANOVA for aluminium, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne
tabel erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
81
E.2 2-way-ANOVA for arsen, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
82
E.3 2-way-ANOVA for bly, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
82
E.4 2-way-ANOVA for cadmium, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne
tabel erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
83
E.5 2-way-ANOVA for jern, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
83
E.6 2-way-ANOVA for kobber, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
84
E.7 2-way-ANOVA for krom, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
84
13
TABELLER
TABELLER
E.8 2-way-ANOVA for mangan, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
85
E.9 2-way-ANOVA for nikkel, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
85
E.10 2-way-ANOVA for zink, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
86
E.11 Tungmetal i rensede og urensede spildevandsprøver [mg/l] (Bemærk:kommaer er i
denne tabel erstattet af punktummer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
87
F.1 1U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
21% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
88
F.2 1R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
12% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
88
F.3 2U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
51% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
89
F.4 2R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
83% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
89
F.5 3U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
43% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
89
F.6 3Rb: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
22% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
89
F.7 3Rc: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
70% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
90
F.8 4U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
24% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
90
F.9 4R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
48% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
90
F.10 5U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
42% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
90
F.11 5R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af
EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen fra 100% koncentrationen er
27% af kontrollen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
91
F.12 Ikke lineær sammenhæng: log(inhibitor) vs. response - variable slope . . . . . . . .
91
F.13 EC50 værdier [mL/L] baseret p˚
a lysemissioner efter 15 min . . . . . . . . . . . . .
91
F.14 2-way-ANOVA for EC50, udført p˚
a tabel F.13 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
92
G.1 Den gennemsnitlige rensningsgrad for turbiditet . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
93
14
TABELLER
TABELLER
G.2 Den gennemsnitlige rensningsgrad for COD . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
93
G.3 Den gennemsnitlige rensningsgrad for BOD5 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
93
G.4 Den gennemsnitlige rensningsgrad for total kvælstof . . . . . . . . . . . . . . . . .
94
G.5 Den gennemsnitlige rensningsgrad for uorganisk kvælstof . . . . . . . . . . . . . . .
94
G.6 Den gennemsnitlige rensningsgrad for fosfor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
94
G.7 Den gennemsnitlige rensningsgrad for aluminium . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
94
G.8 Den gennemsnitlige rensningsgrad for krom . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
94
G.9 Den gennemsnitlige rensningsgrad for kobber . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
95
G.10 Den gennemsnitlige rensningsgrad for bly . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
95
G.11 Den gennemsnitlige rensningsgrad for zink . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
95
G.12 Den gennemsnitlige rensningsgrad for jern . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
95
H.1 Suspenderet stof i slammet, analyseret 2 gange . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
96
H.2 Resultater for analyser af glødetab VOC . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
96
H.3 Total-kvælstof i slam [g/kg], duplikat af prøver . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
96
H.4 Resultater for ICP-analysen af tungmetaller og fosfor i slammet [mg/kg]. Duplikater
af prøver der hver er analyseret 2 gange . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
97
I.1
Miljøp˚
avirkning for hver kategori for hver af de 23 lægemidler [Landsting, 2013] . .
98
I.2
Liste over 23 lægemidler og deraf præparater, indkøbet til Sisimiut i ˚
ar 2010, 2011
og 2012. Bemærk at der bruges engelsk komma, s˚
a alle kommaer er erstattet med
et punktum. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
99
I.3
Beregninger for de 23 lægemidler. Der bruges engelsk komma i tabellen s˚
a kommaer er erstattet af punktummer. Miljøp˚
avirkning er en vurdering af lægemidlets
miljøp˚
avirkning indenfor kategorierne persistens, bioakkumulering og toksicitet. Se
afsnit 4.9 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101
15
1
Introduktion
I Grønland udledes alt spildevand til naturen, enten via kloakudløb i havet eller direkte i terrænet.
Der er ingen lovgivning p˚
a omr˚
adet, og problemet har ikke tidligere været af høj prioritet. Dette
er dog p˚
a vej til at ændre sig i Sisimiut, Grønlands næststørste by, hvor der indenfor de sidste
par ˚
ar er arbejdet med mulighederne for at forbedre h˚
andteringen af spildevand [Poulsen, 2012].
Sisimiut har et beskedent befolkningstal p˚
a 6239 indbyggere [Gunnlaugsdottir and Wraae, 2010],
hvilket sætter en begrænsning i forhold til miljøp˚
avirkningen. De problemer, der registreres, er af
lokal karakter og har ikke effekter p˚
a havmiljøet omkring Grønland [Poulsen, 2012], [Miljøstyrelsen,
2005].
Spildevandsh˚
andtering i Sisimiut foreg˚
ar p˚
a flere forskellige m˚
ader: ca. 1650 husstande er tilsluttet
kloaknettet, ca. 200 husstande udleder til septiktank, mens 230 husstande har tørklodset [Poulsen,
2012]. De store kloakudløb ender i Ulkebugten nedenfor Sisimiut Sundhedscenteret og ved den
s˚
akaldte ”Chokoladefabrik”i den sydlige del af byen ud til Amerloq fjorden. Spildevandet fra Sundhedscenteret ender alts˚
a i udløbet til Ulkebugten [Gunnlaugsdottir and Wraae, 2010]. De husstande
med tørklodset f˚
ar hentet deres natrenovation hver morgen af natrenovationsholdet og det sorte
spildevand ledes ud i udløbet ved Chokoladefabrikken, deraf navnet. Ligeledes tømmes septiktankene, n˚
ar de er fyldte, og disse ledes ogs˚
a ud ved Chokoladefabrikken. Et ukendt antal husstande
udleder det gr˚
a spildevand direkte ud til terrænnet [Poulsen, 2012]. Der er ingen pumpestationer
og flowet i kloaknettet er s˚
aledes kun styret af gravitation. Udover h˚
andtering af spildevand fra de
nuværende boliger planlægges der inden for næste 12 ˚
ar opførsel af 1030 nye husstande [Poulsen,
2012], og det er derfor oplagt at tænke spildevandsh˚
andtering med i byggeriet. Det ˚
arlige vandforbrug er ca. 423.400 m3 , hvilket svarer til 185 l/person/dag, men som beskrevet ovenfor er det
langt fra alt spildevandet, der ender i kloakken [Gunnlaugsdottir and Wraae, 2010].
1.1
Projektbeskrivelse
P˚
a nuværende tidspunkt er der ingen spildevandsrensning i Sisimiut og spildevandet ledes direkte
ud i havet. Qeqqata kommune overvejer i fremtiden at anvende et Al-2 separationsanlæg i byen,
og der er overvejelser om at bruge slammet til biogas og/eller kompostering. Form˚
alet med dette
projekt er, at evaluere Al-2 rensningsmetodens effektivitet i forhold til fjernelse af tungmetaller,
næringsstoffer og medicinrester fra spildevandet og nedbringelse af spildevandets toksicitet overfor
mikroorganismer. Desuden skal slammets egnethed til biogasproduktion/kompostering vurderes.
Tungmetal- og næringsstofindholdet skal bestemmes ved analyse af tungmetalkoncentrationen i
b˚
ade renset og urenset spildevand samt slam. Ud fra viden om spildevandets sammensætning og
medicinforbruget i Sisimiut vil vi bruge tidligere forsøg til at udregne mængden af medicinrester i
henholdsvis slammet og vandfasen. Der laves mikrotoksicitetstests p˚
a renset og urenset spildevand.
Der udføres i forbindelse med dette projekt to ugers feltarbejde i Sisimiut i perioden 29. juli til
13. august 2013. Et Al-2 rensningsanlæg opsættes ved ”Chokoladefabrikkens”udløb, hvorfra spil-
16
1.1. PROJEKTBESKRIVELSE
KAPITEL 1. INTRODUKTION
devandsprøver indsamles og renses. Rensningen indbefatter en koagulering samt en flokkuleringsproces efterfulgt af en filtrering.
17
2
2.1
Teori
Spildevand i Sisimiut
Dette projekt tager sit udgangspunkt i et ønske fra Qeqqata Kommunia om at minimere miljøp˚
avirkningerne fra udledning af spildevand i kommunen. Projektet er del af en samlet m˚
alsætning
om at satse p˚
a løsninger, der skal sikre bæredygtig udvikling i kommunen som beskrevet i delprojekt
nr 22, Bæredygtig spildevandsrensning Qeqqata Kommunia [Poulsen, 2013]:
”Det ambitiøse m˚
al er at der i 2020 er etableret spildevandsrensning p˚
a de væsentlige
udløb i de bysamfund hvor der er kloakeret og at der er taget stilling til en bæredygtig
h˚
andtering af spildevandet i øvrige bygder”(s. 4 l. 19).
Der er fra kommunens side et ønske om at undersøge, hvor effektiv en mekanisk/kemisk rensning af spildevandet er. Kommunen har selv etableret kontakten til Al-2-Teknik, der producerer
bl.a. separationsanlæg til landbruget og industrien. Separationsanlægget, der er fokus for dette
projekt, er primært udviklet til fjernelse af fosfor fra dambrug- og landbrugsspildevand. Kommunen har ydermere et ønske om at belyse, hvorvidt separationsanlægget er effektiv til fjernelse af
andre forureninger i spildevandet. Følgende begrundelse er formuleret for valget af forsøg med
mekanisk/kemisk rensning [Poulsen, 2013]:
”Det er et fokus at sikre mest mulig rensning for pengene og afprøve et mekanisk/kemisk rensningsanlæg der set i forhold til alternativet med mekanisk/biologisk/kemisk
rensning er prisbilligt og forh˚
abentligt mere driftsstabilt da det er mindre følsomt overfor variationer i spildevandssammensætning og temperatur i spildevandet og omgivelserne”(s. 11, l. 15).
Tidligere undersøgelser
Konsekvenserne af udledning af urenset spildevand i Grønland er belyst i flere rapporter, hvor
b˚
ade recipienter og spildevandet er undersøgt. COWI udfærdigede i 2004 en spildevandsrapport,
der blandt andet kortlægger problemer ved udledning af urenset spildevand. Denne rapport konkluderer, at havmiljøet omkring Grønland p˚
a nuværende tidspunkt ikke er m˚
aleligt p˚
avirket af
spildevandsudledninger. Bugter og vige med ringe vandudskiftning kan dog betegnes som følsomme
recipienter: Iltsvind samt æstetiske problemer i form af synlig forurening med papir, vatpinde etc.
hvilket anses som værende problematisk, idet Grønland har og til stadighed ønsker et image som
værende et land med ren og uberørt natur. Rapporten konkluderer yderligere, at simple rensningsmetoder anvendes til rensning af spildevandet, da biologiske rensningsanlæg b˚
ade vil være dyre og
svære at etablere og drive i Grønland [Miljøstyrelsen, 2005].
19
2.1. SPILDEVAND I SISIMIUT
KAPITEL 2. TEORI
Figur 2.1: Kort over Sisimiut. Modificeret over [Google, 2013]
Foruden redegørelse fra COWI er der udført en række miljøundersøgelser p˚
a DTU Byg, Arktisk
Center for Teknologi, omhandlende spildevand og spildevandsh˚
andtering samt effekter p˚
a havmiljøet i og omkring Sisimiut (se kort figur 2.1):
Karakterisering af spildevandet Urenset spildevand fra flere udløb i Sisimiut er blevet karakteriseret ved en tidligere undersøgelse, og det er p˚
a baggrund af denne vurderet, at spildevandssammensætningen fra de forskellige udløb i byen er sammenlignelig. I denne vurdering er det
industrielle spildevand fra rejefabrikken ikke medtaget. Undersøgelserne af det urensede spildevand
viste lave indhold af fosfor, et normalt indhold af fækale bakterier samt bakterier med en høj grad
af resistens mod antibiotika. Ydermere p˚
aviste undersøgelserne toksisk p˚
avirkning fra spildevandet
[Martinsen and Nicolajsen, 2011].
Recipienten P˚
avirkningerne p˚
a recipienten, havmiljøet, er undersøgt ved undersøgelser af sediment, vandprøver, strømningsforhold og springlag. Et springlag er en lagdeling af 2 eller flere
vandsøjler med forskellig temperatur, saltindhold, næringsmængder m.m. Et springlag begrænser
opblanding mellem de 2 vandsøjler og hindrer derfor at iltholdigt vand fra overfladen føres ned
i de dybere vandlag. Der har i disse undersøgelser i høj grad været fokus p˚
a forureninger med
organisk stof, næringssalte, tungmetaller samt økotoksikologiske effekter. Undersøgelser omkring
strømningsforhold og springlag har hovedsageligt været centreret omkring Ulkebugten, der er en
dyb bugt med en relativ lav udmunding, en s˚
akaldt tærskelfjord.
Resultaterne ang˚
aende strømningsforhold og springlag indikerer, at vandudskiftningen omkring
Sisimiut er lav, særligt i Ulkebugten, hvor forureningspotentialet derfor er stort [Thomsen et al.,
2003], [Ruggiero and Villemoes, 2005b]. Strømnings-forholdene omkring Chokoladefabrikken bevirker, at havmiljøet her ikke umiddelbart kan betegnes som en følsom recipient.
Der er konstateret høje koncentrationer af organisk materiale ud for spildevandsudløbene i Ulkebugten og ved Chokoladefabrikken [Ruggiero and Villemoes, 2005b], [Ruggiero and Villemoes,
2005a], [Chawes et al., 2004]. Der er konstateret høje koncentrationer af næringsstoffer i vandet
20
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
ved Ulkebugten, hvilket kan resultere i eutrofiering og iltsvind. Sedimentprøver indikerer at der
anaerobe forhold i bunden af Ulkebugten [Thomsen et al., 2003], [Ruggiero and Villemoes, 2005b],
[Ruggiero and Villemoes, 2005a], [Ruggiero and Villemoes, 2005a], [Chawes et al., 2004].
Tungmetaller er konstateret i b˚
ade sediment og havvand; kobber, cadmium, krom og bly er i flere
undersøgelser fundet i høje koncentrationer især i Ulkebugten [Thomsen et al., 2003], [Jørgensen,
2004], [Ruggiero and Villemoes, 2005a], [Chawes et al., 2004].
Økotoksikologiske undersøgelser af sediment og havvand indikerer lokal forurening omkring spildevandsudløbet ved Ulkebugten [Ruggiero and Villemoes, 2005a].
Der er konstateret høje koncentrationer af fækale bakterier samt fækale bakterier med antibiotikaresistens omkring udløbene, hvilket kan udgøre en risiko i forhold til sundhed [Thomsen et al., 2003].
Der er som konsekvens af udledningerne indført en fiskerigrænse omkring byen og Ulkebugten der
forhindrer salg af fisk fanget indenfor grænsen grundet potentielle sundhedsfarer [Gunnlaugsdottir
and Wraae, 2010].
Rensningsmuligheder Der er foruden ovenst˚
aende undersøgelser lavet en række undersøgelser
ang˚
aende rensningsmuligheder af spildevandet. Herunder en række pilotprojekter, hvor alternativer til udledning til havmiljøet er undersøgt. Blandt disse et nedsivningsanlæg, miniflush toiletter
med mindre vandforbrug ved skyl, samt et Kongsted anlæg - et tredelt biologisk rensningsanlæg.
Disse projekter har dog alle haft driftsproblemer; problemer med overløb, udsivning etc., hvilket
har betydet, at de er blevet afinstalleret [Ahmad, 2009]. Ydermere, blev der i 2012 fortaget undersøgelser med rensning af spildevand med henblik p˚
a at reducere udledningen af pathogener
og mulitresistente bakterier. Resultaterne herfra er baseret p˚
a en multikriterieanalyse som konkluderer, at et separationsanlæg samt efterfølgende behandling med UV-str˚
aling giver de bedste
resultater [Davidsen and Toke, 2012]. Der er efterfølgende, i for˚
aret 2013 lavet forsøg med Al2separationsanlæg samt efterfølgende UV-behandling, p˚
a spildevand fra Lundtofte rensningsanlæg,
for at vurdere effektiviteten af fjernelse af turbiditet, tørstof, COD, C samt Gram positive og Gram
negative bakterier [Poulsen, 2013].
2.2
Karakterisering af spildevand
For at kunne vurdere effektiviteten af et rensningsanlægs behandling af spildevand, er det vigtigt
at kende til sammensætningen samt hvilke forureningskomponenter, det spildevandet indeholder.
Sammensætningen af spildevand, samt indholdet af forureninger, er afhængig af kilden til udledningen. Spildevand fra husholdninger kan adskille sig markant fra eksempelvis industrispildevand,
hvilket er af stor betydning for valget af rensningsmetode. Spildevand kan overordnet opdeles i
hus- og industrispildevand, regnvand samt dræn- og infiltrationsvand, se Tabel 2.1 [Winther et al.,
1998].
Tabel 2.1: Opdeling af spildevand. Citeret fra Winther et al. [1998].
Type afløbsvand
Tilledes fra
Spildevand
Husspildevand
Husholdninger, institutioner, kontorer etc.
Industrispildevand
Erhvervsvirksomheder
Regnvand
Regn- og smeltevand
Veje, gader, parkeringspladser,
g˚
ardspladser, tagflader etc.
Drænvand
Dræn- og infiltrationsvand
Bygningsdræn og drænede arealer
samt utætte rør og samlinger
Husspildevand opdeles typisk i sort og gr˚
at spildevand. Sort spildevand er toiletspildevand, indeholdende hovedsageligt urin, fækalier og toiletpapir, og gr˚
at spildevand er spildevand fra vask, bad,
rengøring etc. [Miljøstyrelsen, 2006].
21
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
Sammensætning og forurening i spildevand kan opdeles fysisk eller kemisk, som det ses i tabel 2.2.
Tabel 2.2: Hovedopdeling af forureningsindholdet i spildevand. Citeret fra Winther et al. [1998].
Fysisk opdeling
Suspenderet stof (uopløseligt): bundfældeligt og ikke-bundfældeligt
Opløst stof
Kemisk opdeling
Organisk stof
Uorganisk stof
I Sisimiut udledes en del af det gr˚
a spildevand samt regn og smeltevand til terræn og det sorte
spildevand udledes urenset til recipienten, jf. afsnit 2.1. I nærværende projekt undersøges udelukkende effekterne af rensning p˚
a det kloakerede spildevand i byen. I karakteristikken af spildevandet
er parametrene angivet i tabel 2.3 undersøgt. I tabellen er ligeledes angivet de miljømæssige konsekvenser udledning af urenset spildevand kan have p˚
a recipienten. Hver komponent er yderligere
uddybet i afsnittene nedenfor.
Tabel 2.3: Karakteristik af spildevand [Henze et al., 2006].
Komponent
Parametre
Miljømæssige effekter
Suspenderet materiale
Turbiditet
Æstetiske gener,
indehold af organisk/uorganisk stof
Biologisk nedbrydeligt organisk stof BOD
Iltsvind i recipienten
Øvrige organiske stoffer
COD, Glødetab
Giftvirkninger, bioakkumulering,
æstetiske gener
Næringssalte
Kvælstof og Fosfor Eutrofiering, iltsvind, giftvirkning
Tungmetaller
Giftvirkning, bioakkumulering
Økotoksikologi
Toksiske effekter p˚
a recipienten
Medicinrester
2.2.1
Suspenderet materiale
Mængden af suspenderet materiale udtrykkes ved vandets turbiditet [Droste, 1997]. Turbiditet er
et æstetisk problem, men kan ogs˚
a give miljømæssige problemer i økosystemer, hvis det forhindrer lysgennemtrængning [Droste, 1997]. Andre forureningskomponenter kan være bundet til eller
udgøre det suspenderede materiale.
2.2.2
Organisk stof og iltforbrug
En vandprøves indhold af organisk stof findes ved at m˚
ale iltforbrug og ved test af glødetab, da
der findes s˚
a mange organiske forbindelser at det er umuligt at undersøge for alle de forskellige.
Mængden af organisk stof er interessant i forhold til iltforbruget ved behandling i et biologisk
rensningsanlæg eller ved udledning til et akvatisk miljø. [Winther et al., 1998]
Biokemisk iltforbrug, BOD
Mikroorganismer i spildevandet oxiderer reducerede stoffer i de organiske forbindelse under deres
metabolisme [Nazaroff and Alvarez-Cohen, 2001].
Biokemisk iltforbrug, BOD (Biochemical Oxygen Demand), er den mængde ilt mikroorganismer
forbruger, n˚
ar organisk materiale nedbrydes under aerobe forhold. BOD-analyser kan derfor bruges
til lave en vurdering af, hvilket iltforbrug, der kan forventes i recipienten, hvis ikke de organiske
forbindelser oxideres ved biologisk rensning [Droste, 1997].
22
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
Det biokemiske iltforbrug er afhængigt af en række forhold, herunder tidsramme, temperatur,
pH, næringsstofindhold, koncentrationen og typen af det organiske materiale, organismerne samt
eventuelle andre metabolismer; herunder oxidationen af ammonium til nitrat under nitrifikationsbakteriers metabolisme [Droste, 1997], [Arvin, 2002]. Udlederkrav og nøgletal for BOD findes i
tabel 2.5.
Kemisk iltforbrug, COD
Kemisk iltforbrug, COD (Chemical Oxygen Demand), angiver en større andel af det organiske
materiale end BOD. COD findes ved kemisk iltning af det organiske stof i prøven og er typisk
større end BOD, fordi blandt andet svært nedbrydeligt organisk materiale ogs˚
a nedbrydes ved
kemisk iltning [Winther et al., 1998], [Tchobanoglous et al., 2004]. Udlederkrav og nøgletal for
COD findes i tabel 2.5.
Glødetab, VSS
Test af glødetab/VSS (Volatile Suspended Solids) viser vægtmængden af organisk stof og efterlader
den uorganiske fraktion tilbage [Winther et al., 1998].
2.2.3
Næringssalte
Et af de største forureningsproblemer i dag er udledning af næringssalte. Forurening med næringssalte kommer fra spildevand, gylle, luftforurning, rengøringsmidler, forvitring og udvaskning af
kunstgødning fra landbrugsarealer [Naturv¨ardsverket, 2009]. I Danmark har indførelsen af Vandmiljøplanen i 1987 ført til en stor udbygning af alle større rensningsanlæg, s˚
a der i dag udledes
langt færre næringssalte [Winther et al., 1998]. Mange ˚
ars udledning har ført til en ændret natur
og med stor sandsynlighed en forandring, der ikke kan gøres om. I f.eks. Østersøen lider store dele
under permanent iltsvind, der fører til døde økosystemer og golde havbunde [Naturv¨ardsverket,
2009] [Ærtebjerg et al., 2003]. Med disse erfaringer er der grobund for bekymring om recipienten i
Sisimiut.
Eutrofiering En overgødskning af et vandmiljø fører til en høj produktion af alger. N˚
ar algerne dør
og synker til bunds, bliver de nedbrudt af dyr og mikroorganismer under et stort forbrug af ilt.
Sker dette i for stort et omfang, fører det til en anoxisk havbund. Fisk og andre dyr kan i et vis
omfang svømme væk, men planter, muslinger og andre blivende organismer dør [Ærtebjerg et al.,
2003].
Liglag og bundvending I bundsedimentet findes bakterier, der oxiderer sulfat til svovlbrinte. Under
normale forhold frigives der ikke svovlbrinte, da det binder sig til iltet jern F e3+ , der findes i sedimentet. N˚
ar ilten slipper op i bundsedimentet, overtager nogle bakterier, der under aerobe forhold
oxidere svovlbrinten. Bakterierne er hvide og kan ses som et hvidt tæppe, der dækker havbunden.
Slipper ilten op, er der ingen hindring for frigivelse af det toksiske svovlbrinte. Samtidig dannes der
af andre bakterier methan, der ved frigivelse i store mængder river bundmateriale op og dermed
skaber bundvendinger [Gyldendals ˚
Abne Encyklopædi, 2013a].
Det omtalte liglag kunne ses i august 2013 i Sisimiut ved udløbet til Ulkebugten.
N-P sammensætningen i recipienten Iltsvind i vandmiljøer opst˚
ar som en konsekvens af primær
eller sekundær forurening. Primær forurening er udledningen af organisk stof, der ved nedbrydning
i recipienten forbruger ilt. Sekundær forurening er udledningen af næringssalte, hvilket først fører til
en algeopblomstring og derefter iltsvind, n˚
ar algerne synker til bunden og nedbrydes. Hvis iltsvind
opst˚
ar som konsekvens af sekundær forurening er det nødvendigt at kigge p˚
a N-P forholdet i
23
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
recipienten; hvis P (fosfor) er den begrænsende faktor vil der være en stor miljøp˚
avirkning ved
udledning af fosfor, mens udledning af N (kvælstof) m˚
aske ikke har den store effekt [Ærtebjerg
et al., 2003]. I vandmiljøer er fosfor ofte den begrænsende faktor [U. S. E. P. Agency, 2013].
Kvælstof
Kvælstof er et essentielt næringsstof for mikroorganismer, planter og dyr, og fjernelse af kvælstof
er en af de vigtigste elementer i nyere tids spildevandsrensning. Kvælstofudledning stammer hovedsageligt fra mennesker og dyr, mens en mindre del stammer fra luftforurening, de s˚
akaldte NOx
[Rasmussen, 2000]. Kvælstofkoncentrationen angiver, hvor næringsrigt spildevandet og slammet er
i forhold til biologisk brug i f.eks. biogasanlæg eller som kompost, samt betydning for recipienten
i forhold til algeopblomstring.
Kvælstof findes normalt p˚
a 6 forskellige former: ammoniak N H4+ , ammonium N H3 , nitrat N O3− ,
−
nitrit N O2 , nitrogen gas N2 og organisk bundet R − N H2 i f.eks. proteiner og amino-sukker
[Tchobanoglous et al., 2004]. I spildevand forekommer kvælstof som organisk bundet eller i en
uorganisk forbindelse som ammoniak/ammonium afhængigt af pH. Total-kvælstof anses her for at
være lig total-kjeldahl, hvilket er en samlet betegnelse for organisk bundet kvælstof og ammonium/ammoniak, fundet ved kjeldahl-metoden [Winther et al., 1998]. Udlederkrav og nøgletal for
kvælstofindhold kan ses i tabel 2.5.
Fosfor
Fosfor er, ligesom kvælstof, et essentielt næringsstof for mikroorganismer og planter, og kan derfor
have en stor miljøp˚
avirkning ved udledning. Fosfor har tidligere været brugt i rengørings- og
vaskemidler, hvilket har været ˚
arsag til store udledninger, men udfasning og forbud har i de senere
˚
ar mindsket indholdet i spildevandet [Djursing, 2012]. Imodsætning til kvælstof kan fosfor ikke
fjernes ved at g˚
a p˚
a gasform, som det er tilfældet ved denitrification. En fosforfjernelse indeholder
derfor altid en omdannelse af opløst fosfor til suspenderet fosfor og derefter en opsamling [Henze
et al., 2006].
Da fosfor næsten udelukkende findes i naturen som fosfat, er total-fosfor lig med total-fosfat.
Total-fosfat findes som summen af ortho-fosfat P O43− /HP O42− /H2 P O4− (uorganisk), polyfosfat
(kemisk fremstillet fosfat fra f.eks. vaskemiddel) og organisk bundet fosfat [Winther et al., 1998].
Udlederkrav og nøgletal for fosforindhold kan ses i tabel 2.5.
2.2.4
Tungmetaller
Mange tungmetaller er uundværlig for levende organismer, men har samtidig langvarige toksiske
effekter ved eksponering i selv relativt sm˚
a mængder. Tungmetaller er i høj grad bioakkumulerende,
hvorfor der i dag findes store mængder i f.eks. grindehvaler og sæler [Bloch, 2007]. Afhængig af pH
findes tungmetaller p˚
a opløst form som ioner eller udfældet som hydroxider eller sulfider:
P b2+ + 2OH − ↔ P b(OH)2 / P b2+ + S 2− ↔ P bS
(2.1)
Da de forskellige tungmetaller udfældes ved forskellig pH, bør en renseproces opsættes efter hvilke
tungmetaller, der anses for at være et problem. og som der ønskes fjernet [Al-2, 2013a]. Generelt
er pH 9 gunstig for en udfældning af flere tungmetaller [Jensen and Lomstein, 2011]. NaOH er et
normalt anvendt udfældningsmiddel for tungmetal [Jensen and Lomstein, 2011].
Metalhydroxider og sulfider er som regel uopløseligt og opkoncentrereres derfor i slammet [Solubility
of Things, 2013] [Winther et al., 1998]. Hvis tungmetallerne ikke er bundet som komplekser burde
en tungmetal-udfældning resultere i koncentrationer lavere end 0,1-0,3 mg/L [Jensen and Lomstein,
2011].
24
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
Tabel 2.4: De 10 tungmetaller udvalgt til analyse [Tchobanoglous et al., 2004]
Tungmetal
Oprindelse
Skadevirkning
Arsen
Findes naturligt i grundvandet mange Kræftfremkaldende. Kan være skyld i
steder pga. forvitring af undergrunden
træthed og dermatitis
Bly
Udledning stammer bl.a. fra batterier, Langtidseffekterne er nyre-, hjerne- og
olie, ammunition, legeringer og luftforu- fosterskader
rening
Cadmium
Udledning stammer fra bl.a. elektronik Giftigt, kræftfremkaldende og giver
og midler til overfladebehandling af me- skade af de indre organer
tal
Krom
Udledning stammer fra overfladebe- Kræftfremkaldende og giver nyreskader
handling af træ og metallegeringer
Aluminium
Findes naturligt i drikkevandet pga. de
store forekomster i naturen
Kobber
Findes i drikke- og spildevand pga. at Giftigt i større mængder. Kobbersalte
mange vandinstallationer er lavet af er meget giftigt overfor organismer i
kobberrør
vandmiljøet [Gyldendals ˚
Abne Encyklopædi, 2013b]
Mangan
Findes naturligt i drikkevandet pga. de
store forekomster i naturen
Nikkel
Findes naturligt i drikkevandet pga. fo- Kan give allergi og eksem
rekomsten i mineralet pyrit. Kan findes
i vandinstallationer
Jern
Findes naturligt i drikkevandet pga. de
store forekomster i naturen
Zink
Findes naturligt i drikkevandet pga. fo- Giftigt i større mængder.
rekomsten i naturen. Bruges i vandinstallationer og som træimprægneringsmiddel
2.2.5
Økotoksikologi
Alt efter hvilke komponenter spildevandet indeholder, og i hvilke koncentrationer de optræder, kan
spildevandet have toksiske effekter p˚
a recipienten.
I bestemmelsen af toksiciteten af spildevandet i risikovurderingen i forhold til udledning, er der
en række faktorer, der bør betragtes. Herunder spildevandets sammensætning og koncentrationer: nogle komponenter er ikke toksiske i sm˚
a doser, men kan have toksiske effekter ved højere
koncentrationer; komponenter s˚
asom tungmetaller kan være bioakkumulerbare etc.[Droste, 1997].
Recipienten er ligeledes essentiel i vurderingen af den toksiske effekt: størrelsen p˚
a den udledte
mængde sammenholdt med fortyndingen i recipienten; forskellige recipienter kan have forskellige
responser etc. [Droste, 1997], [Baun et al., 2013]
Toksikologiske tests kan udføres p˚
a flere forskellige m˚
ader. Den akutte økotoksikologiske test, som
m˚
aler korttidseffekterne, er ofte billigere og nemmere at udføre [Droste, 1997]. Denne test har visse
begrænsninger. Den angiver ikke, hvilken komponent i spildevandet, der bidrager til toksiciteten,
men angiver kun i hvilket omfang spildevandet har en toksisk effekt p˚
a en valgt testorganisme
[Parvez et al., 2004].
2.2.6
Medicinrester i spildevand
For at f˚
a et billede af menneskelig miljøp˚
avirkning gennem spildevandsudledning er det svært at
komme udenom medicinrester. Det er et forholdsvis nyt omr˚
ade, og der er meget stor usikker om25
2.2. KARAKTERISERING AF SPILDEVAND
KAPITEL 2. TEORI
kring hvor meget, der bliver udledt, hvor stor en del der fjernes i rensningsanlæg, og hvad betydning
det har for miljøet. Udledning af antibiotikaresistente bakterier skal ogs˚
a ses som en del af denne
diskussion.
Udledningsmængder Der findes ingen præcise tal for udledningskoncentrationerne i hverken Danmark eller EU, men en rapport fra Miljøstyrelsen ansl˚
as at spildevandet i Danmark indeholder
1.500 - 4000 µg lægemiddelstof/L, og at indholdet er en blanding af over 300 forskellige aktive
stoffer [Pedersen et al., 2007]. Beviserne for udledning er klare: Der er i b˚
ade ind- og udløb til
danske rensninganlæg fundet lægemidler, og flere stoffer er ogs˚
a p˚
avist i miljøet [Kjølholt et al.,
2003] [Mogensen et al., 2008]. Samtidig viser europæiske studier fund af lægemidler i b˚
ade flodvand og drikkevand [Stuer-Lauridsen et al., 2002]. Det er svært at f˚
a et samlet overblik, da det er
meget forskelligt, hvor stor en del af et lægemiddel, der optages og nedbrydes i kroppen, og om
det nedbrudte lægemiddel bagefter er aktivt eller inaktivt [Stuer-Lauridsen et al., 2002]. Derfor
tager mange rapporter ogs˚
a kun udgangspunkt i nogle f˚
a udvalgte midler [Mogensen et al., 2008],
[Kjølholt et al., 2003] [Pedersen et al., 2007].
Fjernelse af lægemidler Det er lægemidlets egenskab og kemiske struktur, der afgør, om det fjernes i et rensningsanlæg. Nogle stoffer nedbrydes let i den biologiske proces, mens andre er meget
persistente og først nedbrydes efter lang tid. Er stoffet hydrofob og fedtopløseligt, vil det let binde
sig i spildevandsslammet, mens hydrofile stoffer udledes med det rensede vand. EU projektet Poseidon har forsøgt at kortlægge forskellige europæiske landes fjernelse af lægemiddel i renseanlæg.
Konklusionen viser stor spredning i fjernelse for de enkelte lægemidler og for de enkelte lande. Den
mest effektive fjernelse fandt sted ved den biologiske nedbrydning med en slamalder p˚
a 8 til 10
dage [Pedersen et al., 2007]. For specifik fjernelse af lægemidler findes nogle teknologier, der mest
er aktuelle for rensning af hospitals spildevand: Membranfiltrering, UV-lys til inaktiviering af resistente bakterier og oxidering af organiske forbindelser med ozon eller hydrogenperoxid. Oxidering
er meget effektivt, men kræver en lav koncentration af suspenderet stof. Samtidig kan det ikke
udelukkes at nogle af nedbrydningsprodukterne vil have toksiske effekter. Disse metoder skal derfor alle ses som efterbehandling til en biologisk/kemisk/mekanisk rensning [Pedersen et al., 2007].
Konsekvenser for miljøet Der er ingen akutte toksiske effekter ved udledning af lægemidler til det
akvatiske miljø. Derimod er der laboratorietest, der viser en effekt ved eksponering, primært p˚
a de
organismer, der befinder sig lavest i fødekæden [DANVA - Dansk Vand- og Spildevandsforening,
2005]. Da lægemidler er udviklet til at p˚
avirke biologiske processer i kroppen, er det højst sandsynligt, at stofferne ogs˚
a har en effekt p˚
a andre levende organismer. Hvad, den reelle konsekvens
bliver, er dog hverken m˚
albar eller klar, men de værste forudsigelser er en permanent toksisk effekt
p˚
a miljøet [DANVA - Dansk Vand- og Spildevandsforening, 2005]. Forstyrrelser i køn og forplantningsevne hos fisk har i Danmark ført til mistanke til de hormoner, der udledes med spildevandet
[Kjølholt et al., 2003].
Spildevandsslam indeholder medicinrester og kan ved brug som gødning p˚
a landbrugsarealer potentielt udvaskes og ende i vandmiljøet og grundvandet [Stuer-Lauridsen et al., 2002] [Mogensen
et al., 2008]. Grunden til, at der endnu ikke er fundet medicinrester fra human medicin i dansk
drikkevand, kan m˚
aske være, at der ikke analyseres for det [Tornbjerg, 2004]. P˚
a europæisk plan er
Sverige længst fremme i fokus p˚
a lægemidlers effekter p˚
a miljøet, og der er oprettet en database,
hvor lægemidlerne kategoriseres efter persistens, bioakkumulering og toksicitet [Landsting, 2013].
Herved kan lægen bruge informationen ved overvejelse af hvilket præparat, der skal udskrives. Det
er dog langt fra alle lægemidler, der er undersøgt, og der mangler stor viden om stoffernes skæbne
i rensningsanlæg og betydning for miljøet [Pedersen et al., 2007].
Medicinudlevering i Sisimiut Lægemidler, der ordineres i Grønland, er baseret p˚
a Dansk Lægemiddel Information A/S [Boassen, 2013]. P˚
a Grønland er alt receptpligtig medicin gratis, og udlevering
i Sisimiut sker via Sundhedscenteret [Det Grønlandske Sundhedsvæsen, 2013].
26
2.3. AL-2
2.2.7
KAPITEL 2. TEORI
Udlederkrav og nøgletal
Grønland er ikke indbefattet af de danske og europæiske bestemmelser ang˚
aende miljøbeskyttelse,
spildevandsh˚
andtering og -udledning, men for at have et sammenligningsgrundlag opskrives i dette
afsnit relevante grænseværdier gældende i Danmark.
I Danmark stilles der en række krav til kvaliteten af det udledte rensede spildevand til de offentlige
rensningsanlæg. I tabel 2.5 ses udlederkrav for danske rensningsanlæg. Af tabellen fremg˚
ar ogs˚
a en
række gennemsnitlige ind- og udløbskoncentrationer, nøgletal, fra danske rensningsanlæg (baseret
p˚
a data fra 1998-2009) [Naturstyrelsen, 2011].
Tabel 2.5: Den maksimale tilladte udledning samt ind- og udløbskoncentrationer af en række
stoffer fra rensningsanlæg i Danmark [Retsinformation, 2007], [Naturstyrelsen, 2011].
Stoffer
Udledningskrav
Organisk stof COD
Organisk stof BOD5
Total fosfor P
Total kvælstof N
Ammoniak+ammonium-N
Indløbskoncentration
Nøgletal
[mg/L]
580
210
11
48
37
[mg/L]
< 75
< 15
< 1,5
<8
Udløbskoncentration
Nøgletal
[mg/L]
42
9
1,5
8,1
0,82
For de fleste stoffer er kravene til koncentrationen af miljøfremmede stoffer i udledningen bestemt af
recipienten: Det er koncentrationen i recipienten, der er afgørende for, hvor store koncentrationer,
der m˚
a udledes fra et rensningsanlæg. Et miljøkvalitetskrav angiver den maksimalt tilladte koncentration af et stof i recipienten [Retsinformation, 2010]. Alt afhængigt af recipienten, herunder
fortynding, vandudskiftning, marint eller ferskvandsmiljø, bestemmes den maksimalt tilladte udledning fra rensningsanlægget. I forbindelse med fremtidig minedrift i Grønland vil der blive indført
miljøkrav for tungmetaller, men disse er ikke endeligt besluttet endnu [Johansen et al., 2011]. De
foresl˚
aede miljøkvalitetskrav for marint vandmiljø, for en række metaller fremg˚
ar af tabel 2.6. Tabellen indeholder ligeledes nøgletal for ind- og udløbskoncentrationer fra danske rensningsanlæg
[Naturstyrelsen, 2011].
Som det fremg˚
ar af tabellen er udløbskoncentrationer markant større end de generelle vandmiljøkvalitetskrav, hvilket medfører, at koncentrationen af de miljøfremmede stoffer er højere
omkring udledningspunktet [Naturstyrelsen, 2013]. Følsomheden af recipienten er alts˚
a yderst signifikant i forhold til den nødvendige rensningsgrad af et eventuelt rensningsanlæg. Yderligere er
grænseværdierne for tungmetaller for slam anvendt som gødning p˚
a landbrugsarealer, angivet i
tabellen 2.6 [Retsinformation, 2006].
2.3
Al-2
Al-2 A/S har udviklet en kemisk-mekanisk rensningsmetode til separation af industrielt spildevand.
Metoden er primært udviklet til fjernelse af fosfater i industrielt spildevand fra dambrug og landbrug. Al-2 rensningsmetoden anvender kemisk-mekanisk rensning, best˚
aende af en koagulering, en
flokkulering og en efterfølgende filtrering, hvor vand og slam separeres [Al-2, 2013b].
Al-2 separationsanlægget er opbygget i tre kamre, jf. figur 2.2. I indløbet til kammer 1 tilsættes
fældningsmiddel. For at f˚
a de udfældede partikler til at flokkulere skal spildevandet tilsættes polymer. pH er afgørende for effektiviteten af polymeren. Ved tilsætning af fældningsmidlet i kammer
1 kan pH i spildevandet falde. pH justeres til neutral (pH = 7) vha. NaOH i kammer 2, se figur
2.2, for at f˚
a de optimale forhold for polymeren. I indløbet til kammer 3 tilsættes polymer, der f˚
ar
partiklerne til at flokkulere, hvorefter vandet ledes igennem et filter, hvor det rensede spildevand
og slam separeres, se figur 2.2.
27
2.3. AL-2
KAPITEL 2. TEORI
Tabel 2.6: Foresl˚
aede miljøkvalitetskrav for havvand i Grønland i forbindelse med mineaktivitet
[Johansen et al., 2011] samt nøgletal for ind- og udledningen af miljøfarlige stoffer i spildevand
fra renseanlæg i Danmark [Naturstyrelsen, 2011]. For slam der skal anvendes til jordbrugsform˚
al
findes følgende grænseværdier [Retsinformation, 2006]
Stoffer
Aluminium
Arsen
Bly
Cadmium
Jern
Kobber
Krom
Mangan
Nikkel
Zink
Miljøkvalitetskrav
Marin
[mg/L]
Indløbskoncentration
Nøgletal
[mg/L]
Udløbskoncentration
Nøgletal
[mg/L]
Grænseværdier
i slam
[mg/kgT S]
0,005
0,002
0,0002
0,030
0,002
0,003
0,150
0,005
0,010
0,0034
0,013
0,00046
0,0015
0,0018
0,000076
120
0,8
0,083
0,011
0,0079
0,0028
1000
100
0,013
0,28
0,0075
0,087
30
4000
Figur 2.2: Flowdiagram: Al-2 rensningsanlæg [Al-2 Teknik, 2013]
Koagulering
I første kammer sker der en direkte fældning, hvor spildevandet opblandes med en bestemt dosis
fældningskemi. Der bruges en opløsning baseret p˚
a enten jern(III)kloridsulfat (KEMIRA PIX-118)
eller polyaluminiumklorid (KEMIRA PAX-XL60) [KEMIRA, 2013a]. Brug af fældningsmidler er
udbredt til rensning af spildevand, udfældning af tungmetaller, svovlbrint og fosfor [KEMIRA,
2013c]. Ved en udfældning dannes først kolloider, der ved koagulering samler sig i mikroflokke
[Winther et al., 1998]. Udfældningen af fosfor sker som følgende reaktioner:
28
2.3. AL-2
KAPITEL 2. TEORI
Tabel 2.7: Jern(III)kloridsulfat - F eClSO4 [KEMIRA, 2013a]
Molvægt
187, 36g/mol
Densitet
1, 49g/cm3
% opløsning
39%
Dosering
0, 1l/m3
Tabel 2.8: Polyaluminiumklorid - Al2 O3 [KEMIRA, 2013a]
Molvægt
101, 96g/mol
Jern(III)klorid:
Polyaluminiumklorid:
Densitet
1, 3g/cm3
% opløsning
14%
Dosering
0, 09L/m3
F e3+ + Hx P O43−x ←→ F eP O4 + xH +
(2.2)
Al3+ + Hx P O43− ←→ AlP O4 + xH +
(2.3)
Det er kun orthofosfat der udfældes [Winther et al., 1998]. Ligevægtsreaktioner for uorganiske
ortho-fosfater er pH-afhængige: H2P O4− og P O42− er de dominerende orthofosfater i pH intervaller
omkring pH = 7. Ved højere pH er P O43− den dominerende orthofosfat. pH er alts˚
a afgørende
for hvilke præcipitater, der udfældes ved fældningsreaktioner [Droste, 1997]. Aluminiumfosfat og
jernfosfat er tungtopløseligt og udfældes. Ved begge reaktioner dannes brintioner, der sænker pH.
Udover disse forsimplede reaktioner sker der samtidig andre reaktioner, og derfor kan en beregning
af dosis ikke kun baseres p˚
a fosforindholdet, men bør estimeres p˚
a baggrund af laboratorie- eller
fuldskala- forsøg. En af bireaktionerne er udfældning af aluminiumhydroxid Al(OH)3 eller ferrihydroxid F e(OH)3 [Winther et al., 1998].
Beregning af dosis p˚
a baggrund af et fosforindhold p˚
a 10 mg P/L ved brug af jern(III)kloridsulfat:
0, 01 g/L
V (P )
=
= 0, 000322 mol/L
M (P )
30, 97 g/mol
(2.4)
0, 000322 mol/L ∗ 187, 36 g/mol = 0, 0605 g/L
(2.5)
0, 0605 g/L
∗ 100%
39
= 0, 1 L/m3
1, 49 cm3 /L
(2.6)
For polyaluminiumklorid laves den samme udregning, se tabel ??.
Resultatet giver en ide om doseringen og skal som minimum være opfyldt. Da dosering af kemi
afhænger af spildevandets sammensætning, kan det være nødvendigt at ændre dosering i løbet af
dagen eller ˚
arstiden.
Flokkulering
I 3. kammer doseres en polymer for at skabe en flokkuleringsproces, hvor mikroflokkene samles
til store slamflokke. Polymer er en kemisk forbindelse med en høj molekylevægt, der best˚
ar af
lange kæder af monomerer og som b˚
ade kan være naturlig eller syntetisk fremstillet. Har polymeren samtidig en ladning, er det en polyelektrolyt. Før dosering blandes polymeren med vand i en
polymerblander, der sørger for, at polymeren doseres i den rette opløsning. Mikropartikler i spildevand har en negativ ladet overflade, hvilket bevirker, at de frastøder hinanden. Derfor bruges en
polymer af typen kationisk polyakrylamid (SUPERFLOC C2260)[KEMIRA, 2013a], hvis positive
ladning fører til en destabilisering af partiklerne. Polymeren fungerer samtidig som en ”brodanner”, hvis langkædede molekyler klistrer partiklerne sammen, s˚
a der dannes primærflokke, jf. figur
(2.3)[Tchobanoglous et al., 2004].
I kammeret sker en flokopbygning ved at en langsom omrørering f˚
ar primærflokkene til at støde
sammen og danne store flokke.
29
2.3. AL-2
KAPITEL 2. TEORI
Figur 2.3: Destabilisering af slampartikler ved brug af polymer. Billede modificeret fra [Gai, 2008].
Andre fysiske forhold
De tre kamre i Al-2 anlægget fungerer som Completely Mixed Flow Reactors, CMFR. Spildevandet ledes ind i kamrene, hvori der er placeret en omrører, der sikrer en total opblandning, inden
spildevandet ledes videre til næste kammer, jf. figur 2.2. Spildevandsflowet gennem anlægget samt
omrørernes frekvens er parametre, der influerer p˚
a b˚
ade fældningsreaktionen og flokkuleringsprocessen: Et for højt spildevandsflow reducerer opholdstiden i kamrene i et s˚
adan omfang, at de
ønskede reaktioner ikke n˚
ar at finde sted. Er frekvensen af omrørerne for høj, vil de flokkulerede partikler blive sl˚
aet i stykker; modsat vil en for lav frekvens resultere i bundfald i kamrene.
Filterstørrelsen er ligeledes en parameter, der er afgørende for rensningen, og der skal laves en
vurdering af hvor stor en partikelstørrelse, der ønskes filtreret fra [Hansen, 2013].
2.3.1
Forventninger til Al-2 separationsanlæg
P˚
a baggrund af erfaringer fra Al-2 samt teori om kemiske anlæg haves følgende forventninger til
Al-2 separationsanlægget.
Praktiske undersøgelser
• Effektiv fosforfjernelse: Da det er anlæggets primære design, forventes en meget stor renselsesgrad for fosfor.
• Fjernelse af tungmetaller: Da tungmetaller generelt sorberer til slam jf. afsnit 2.2.4,
forventes en renselse for tungmetaller. Forsøg fra lignende rensningsproces viser en tungmetalfjernelse ned til 0,1-0,3 mg/L [Jensen and Lomstein, 2011].
• Fjernelse af turbiditet: Udfældning og filtrering forventes at reducere mængden af suspenderet stof, hvormed turbiditeten kraftigt nedsættes.
• Delvis fjernelse af organisk stof: Anlægget forventes at delvis udfælde og frafiltrere organisk suspenderet stof og derfor sænke koncentrationen af COD og BOD jf. afsnit 2.2.2.
• Delvis fjernelse af kvælstof: Der forventes en delvis fjernelse af organiske bundet kvælstof
pga. fjernelse af organisk materiale. Rensningen forventes ikke at have en effekt p˚
a uorganisk
kvælstof.
30
2.3. AL-2
KAPITEL 2. TEORI
• Delvis fjernelse af toksiciteten Hvis spildevandet har toksiske effekter forventes de delvis
at forsvinde. En evt. toksisk effekt formodes at være pga. tungmetaller og en fjernelse af disse
vil s˚
aledes ogs˚
a mindske toksiciteten [Ruggiero and Villemoes, 2006].
Teoretiske undersøgelser
• Delvis fjernelse af medicinrester: Der kan ske en delvis fjernelse, da nogle af lægemidlerne vil sorbere til slammet. Det forventes ikke, at selve udfældningsprocessen har en effekt
p˚
a lægemiddelkoncentrationen [Pedersen et al., 2007].
• Fjernelse af bakterier: En samtidig rapport viser, at spildevand fra Lundtofte renset med
Al-2 har en fjernelse af bakterier og en meget effektiv fjernelse af vira, da disse binder sig til
slammet [Davidsen, 2013]. Ogs˚
a Miljøstyrelsen har ved laboratorieforsøg vist en reduktion
af e.coli og entorokokker p˚
a 95,9-99,9 % efter en koagulering og flokkuleringsproces svarende
til den rensningsproces, der finder sted i Al-2 anlægget [Pedersen et al., 2007]. Fjernelse af
pathogener vil ikke blive undersøgt nærmere i forbindelse med denne rapport.
31
3
Metode
For at kunne vurdere effektiviteten af Al-2 separationsanlægget til rensning af spildevandet karakteriseres b˚
ade det urensede og rensede spildevand samt slammen. En lang række parametre kan
undersøges alt afhængigt af hvilke effekter, der ønskes undersøgt. I dette projekt er parametrene i
Tabel 3.1 undersøgt.
Parameter undersøgt
Tabel 3.1: Undersøgte forureningsparametre
Metode
Turbiditet
Slamindhold
Tørstofindhold
Volatile Suspended Solids, VSS & Glødetab
Kemisk iltforbrug, COD
Biokemisk iltforbrug, BOD5
Total N
Uorganisk N
Fosfor
Tungmetaller
Toksicitet
Medicinrester
3.1
Feltspektrofotometer
Udfældning, flokkulering, filtrering & tøring
Ovn ved 105 C ◦
Ovn ved 550 C ◦
Destruktion & titrering
Oxitop
Kjeldal-analyse
Ammoniak test-kit
ICP
ICP
Biotox
Beregninger
Feltarbejde i Grønland
Der er i perioden 30. juli til 13. august 2013 udført en række forsøg med Al-2 separationsanlæg i
Sisimiut, Grønland. Al-2 anlægget blev opsat ved Chokoladefabrikkens udløb, hvorfra spildevandsprøver blev pumpet op og behandlet i separationsanlægget, jf. figur 2.1.
3.1.1
Valg af lokalitet
I Sisimiut er der en række spildevandsudløb, herunder hospitalsudløbet i Ulkebugten, udløbet ved
Chokoladefabrikken samt en række mindre udløb, jf. afsnit 2.1. B˚
ade tidsrammen og en række
fysiske parametre satte begrænsninger for valget af lokalitet og prøveudtagning: Al-2 separationsanlægget kræver tilkobling af strøm og vandforsyning. Ydermere, har Al-2 forsøgs-anlægget en
kapacitet p˚
a 0,4-1,5 m3 /t, hvilket betyder, at tilgængeligheden af spildevand i et forholdsvis omfangsrigt volumen var nødvendigt. Spildevandsudløbet ved Chokoladefabrikken opfylder disse krav
bedst af alle udløb i Sisimiut, og Al-2 separationsanlægget blev derfor opsat her.
33
3.1. FELTARBEJDE I GRØNLAND
3.1.2
KAPITEL 3. METODE
Repræsentativ prøveudtagning
Prøvetagningen blev fortaget s˚
a repræsentativ som muligt ud fra praktiske hensyn samt det tilgængelige udstyr. Ideelt set havde spildevandsprøver fra flere lokaliteter i byen været at foretrække,
men af praktiske ˚
arsager var det ikke muligt, jf. afsnit 3.1.1. Spildevandet anses for de undersøgte
parametre at være repræsentativ for byens udløb.
3.1.3
Prøveudtagning
I perioden 7.-11. august er der ved Chokoladefabrikkens udløb udtaget fem forskellige spildevandsprøver.
Oppumpning af spildevand
Spildevandsprøverne blev pumpet op i to 1m3 tanke vha. en dykpumpe placeret i en balje ved spildevandsudløbet. Spildevandsprøverne blev oppumpet fra Chokoladefabrikkens udløb p˚
a forskellige
tidspunkter af dagen. Ved Chokoladefabrikken var udsvinget i tidevandshøjden i forsøgsperioden
ca. 4 m. Prøverne blev oppumpet ved lavt tidevand, da udløbet stod under vand ved højvande,
og prøverne derfor ville være blevet kontamineret med saltvand, jf. figur 3.1 og 3.1. Ved Chokoladefabrikkken tømmes ligeledes septiktanke samt poser fra natrenovationen. Da et rensningsanlæg
udelukkende vil behandle spildevand fra afløbsnettet, blev oppumpning ligeledes undg˚
aet p˚
a disse
tidspunkter. For tidspunkter for oppumpning af spildevand se tabel 3.2.
Figur 3.1: Spildevandsudløbet ved Chokoladefabrikken i Sisimiut. Lavt tidevand, Privat
foto taget den 2/8-2013.
Figur 3.2: Spildevandsudløbet ved Chokoladefabrikken i Sisimiut. Højt tidevand, Privat
foto taget den 8/8-2013.
Spildevandsprøver
Efter oppumpning af spildevandet til de to 1m3 tanke, blev der udtaget prøver af det urensede
spildevand til videre undersøgelser. Det resterende spildevand i tankene blev da behandlet i Al-2
separationsanlægget, og prøver af det rensede spildevand samt slamprøver blev udtaget, jf. tabel
3.2.
Som beskrevet i afsnit 2.3 er rensningsprocessen p˚
avirket af en række parametre. Herunder spildevandsflowet, frekvensen af omrørerne i de enkelte kamre samt doseringen af fældningsmiddel, pHjusterende og polymer. Efter forsøg med justering af spildevandsflow og frekvensen af omrørerne,
blev spildevandsflowet sat til 0,4 m3 /t og frekvensen af omrørerne sat til 25 Hz. Forskellige doseringer af fældningsmiddel og polymer blev afprøvet og doseringerne for prøverne kan aflæses i
tabel 3.2. pH blev s˚
a vidt muligt justeret til pH 7.
34
3.2. TURBIDITET
Navn
1U
1R
1S
2U
2R
2S
3U
3Ra
3Rb
3Rc
3Sa
3Sb
3Sc
4U
4R
4S
5U
5R
5S
Dato
7/8-2013
7/8-2013
7/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
8/8-2013
9/8-2013
9/8-2013
9/8-2013
11/8-2013
11/8-2013
11/8-2013
KAPITEL 3. METODE
Tid
kl. 14.00
kl.6.30
kl 14.00
kl. 14.00
kl.8.00
Tabel 3.2: Spildevandsprøver
Prøvetype Fældningsmiddel
urenset
renset
slam
urenset
renset
slam
urenset
renset
renset
renset
slam
slam
slam
urenset
renset
slam
urenset
renset
slam
Dosering
[L/m3 /h]
Polymerdosering
[L/m3 /h]
Polyaluminiumklorid
0,1
0,25
Jernkloridsulfat
0,1
0,04
Jernkloridsulfat
Jernkloridsulfat
Jernkloridsulfat
0,4
0,1
0,2
0,04
0,004
0,004
Jernkloridsulfat
0,2
0,04
Polyaluminiumklorid
0,1
0,04
Konservering af spildevands- og slamprøver
Turbiditetsm˚
alinger, ammoniaktest, samt tørstofindhold og glødetab blev foretaget i Grønland.
Alle andre prøver blev først sat p˚
a køl og derefter frosset ned og sendt til Danmark for videre
undersøgelser. Prøverne var p˚
a frost imellem 1-3 m˚
aneder før analyserne blev foretaget.
3.2
Turbiditet
Turbiditeten af en væske er baseret p˚
a lysemissioner. Hvis lys sendes igennem en væske, vil lyset
afbøjes eller absorberes, n˚
ar det rammer det suspenderede materiale. S˚
afremt væsken har en høj
turbiditet, svarende til en høj koncentration af suspenderet materiale, vil en stor del af lyset, der
udsendes fra lyskilden, afbøjes eller absorberes, inden det n˚
ar lysdetektoren [Nazaroff and AlvarezCohen, 2001]. Turbiditeten testet p˚
a forsøgs-lokaliteten ved brug af et feltspektrofotomer.
3.3
Vand/slam-indhold i spildevandet
Den mekanisk-kemiske rensning med Al-2 anlægget vil resultere i, at spildevandet separeres i en
vandfase, som ledes ud i recipienten, samt en slamfase. Der er derfor af interesse at undersøge, hvor
stor en mængden slam, der produceres relativt til spildevandsvolumenet.
Fremgangsm˚
ade: I afsnit 3.1 fremg˚
ar det, at spildevandet efter oppumpning opbevares i en
1 m3 beholder, hvor suspenderet stof, vatpinde etc. bundfældes. Slamindholdet, der bestemmes,
inkluderer ikke denne fraktion, men udelukkende det ikke bundfældige suspenderede stof samt det
opløste stof, der findes i spildevandet.
Slamindholdet i spildevandet bestemmes vha. et batch-forsøg.
35
3.4. TØRSTOFINDHOLD OG GLØDETAB
KAPITEL 3. METODE
Til forsøget er anvendt jernkloridsulfat som udfældningsmiddel, og dosering af fældningsmiddel og
polymer er baseret p˚
a prøve 4R jf. tabel 3.2. Til et kendt volumen urenset spildevand tilsættes
jernkloridsulfat under omrøring med en magnetomrører. Hertil tilsættes polymer under omrøring.
For doseringer se tabel 3.3. Herefter separeres vand- og slamfase ved filtring gennem et filter med
filterstørrelsen 5-13 µm. Afslutningsvis sættes slamfasen i tørreskab ved 105◦ C, og tørstofindholdet
bestemmes.
Tabel 3.3: Doseringer ved bestemmelse af slamindhold i urenset spildevand
Spildevandsvolumen
Dosering af Jernkloridsulfat
Dosering af polymer
[L]
[mL/L]
[mL/L]
2
0,2
0,04
3.4
Tørstofindhold og glødetab
Slammets tørstofindhold findes ved at opvarme prøven til 105 ◦ C. Herved fordamper alt vandet uden
at andre komponenter forsvinder. Glødetab, VSS (Volatile Suspended Solids) findes ved at opvarme
prøven til 550 ◦ C, s˚
a alt organisk stof omdannes til CO2 og vand. Derved er kun den uorganiske
del tilbage. For beskrivelse af slam vil suspenderet stof SS og total stof TS her i rapporten antages
at være det samme.
Fremgangsm˚
ade: Ca. 5 g. slamprøve lægges i en bakke og bakken vejes før og efter. Prøverne
stilles i en ovn p˚
a 105 ◦ C i et døgn. Bakkerne vejes og stilles herefter ind i en ovn opvarmet til 550
◦
C i tre timer. Prøverne afkøles før de vejes. Forsøgene blev udført i august i Sisimiut.
3.5
COD
COD er en metode, der bruges til at bestemme den mængde ilt, der kræves for en fuldstændig
oxidation af organisk materiale i en prøve. [Winther et al., 1998]. Analysen er ikke fuldstændig,
men giver et estimat af organisk materiale ca. 90 - 95 % af det teoretiske iltforbrug [Henze et al.,
2006]
Fremgangsm˚
ade: Metoden indeholder en destruktion og en titrering. Det vurderes ud fra [DTU
- Environmental Engineering, 2011], at prøverne vil have et højt COD-niveau. Der udtages 3,5 ml
prøvemængde og tilsættes 2 ml [0,025M] kaliumdichromat og 4,5 ml svovlsyre (med sølvsulfat).
Kaliumdichromat er et stærk oxidationsmiddel, der oxiderer karbon til CO2 under sure forhold
med sølvsulfat som katalysator.
CH3 OH + Cr2 O72− + 8H + −→ CO2 + 2Cr3+ + 6H2 O
(3.1)
Blandingen koges ved 148 C ◦ i to timer. Efter afkøling titreres prøverne med ferroammoniumsulfat
(FAS) for at bestemme den tilbageværende mængde Cr6+ .
3F e2+ + Cr6+ −→ 3F E 3+ + Cr3+
Som indikator tilsættet 1,10-fenantrolin, hvilket skifter til rustrød n˚
ar Cr6+ er reduceret.
36
(3.2)
3.6. BOD5
KAPITEL 3. METODE
Databehandling: Der laves 5 blindprøver for at kunne udregne mængden af reduceret Cr6+ , og
den præcise FAS koncentration bestemmes ved 3 titreringer p˚
a 1 ml [0, 017M ] kalium dichromat.
CCOD =
(VF AS,blindprøver − VF AS,prøve ) ∗ MF AS ∗ 8000
Vprøve
(3.3)
Hvor
CCOD er COD koncentrationen [mg/L]
V er volumener [mL]
MF AS er den molare koncentration af FAS [mol/L]
Der laves tripel bestemmelse p˚
a 12 prøver, hvoraf 5 er urensede og 7 er rensede spildevandsprøver.
De urensede prøver fortyndes til 50 % [DTU - Environmental Engineering, 2011].
3.6
BOD5
Til bestemmelse af BOD i spildevandsprøverne anvendes Oxitop®. BOD-m˚
alinger fortaget med
oxitoppe er baseret p˚
a trykm˚
alinger i et lukket system: N˚
ar mikroorganismerne forbruger ilt i
den biokemiske nedbrydning af organiske forbindelser, udskilles kuldioxid, CO2 . CO2 absorberes
af natriumhydroxid, NaOH, ved reaktionen: 2N aOH + CO2 N a2 CO3 , hvorved der skabes et
undertryk, som registres af Oxitoppene som en BOD-m˚
aling [WTW, 2013a].
Fremgangsm˚
ade: Det biokemiske iltforbrug m˚
ales over et tidsinterval p˚
a 5 dage, BOD5 . P˚
a
baggrund af de fundne værdier for COD, bestemmes den forventede BOD5 for hver af spildevandsprøverne; hvor BOD5 ≈ 80 % af COD [WTW, 2013b]. Ud fra de forventede BOD5 -værdier
bestemmes testvolumenet af spildevandsprøverne, se tabel 3.4.
En overløbskolbe med det fundne testvolumen skylles med spildevandsprøven, hvorefter en homogen blanding af prøven, afm˚
alt i overløbskolben, samt en magnet overføres til m˚
aleflasken.
Som beskrevet i afsnit 2.2.2 er det biokemiske iltforbrug afhængigt af en lang række faktorer, som
skal være kontrollerede under analysen. Spildevandet forventes at indeholde tilstrækkelige mængder
af næringsstoffer samt mikroorganismer til forsøget [WTW, 2013b]. Nitrifikationen i spildevandet
kan give en falsk høj værdi af BOD5 , jf. afsnit 2.2.2, hvorfor der tilsættes en nitrifikationshæmmer,
NTH 600 (5 g/L C4 H8 N2 S). Mængden af NTH 600 er bestemt af testvolumenet, se tabel 3.4. En
gummiprop indeholdende 2-3 NaOH-tabletter sættes i flaskehalsen, hvorefter Oxitoppene skrues
p˚
a og m˚
alingerne p˚
abegyndes. Oxitoppene henstilles ved 20 ◦ C under omrøring i fem dage. Oxitoppene henstilles i mørke for at undg˚
a eventuel fremstilling af ilt ved algers fotosyntese [Droste,
1997]. Oxitoppene registrer en BOD m˚
aling hvert 20. minut de følgende fem dage. Efter fem dage
afsluttes forsøget og BOD5 -resultaterne aflæses. Forsøget gentages med alle spildevandsprøverne.
Tabel 3.4: BOD5 : Testvolumen af spildevandsprøverne samt nitrifikationshæmmeren NTH 600
[WTW, 2013b]
Spildevandsprøve
Forventet BOD
Testvolumen
NTH 600
[mg/L]
[mL]
[dr˚
aber]
1U, 2U, 3U, 4U, 5U, 5R
0-400
164
3
1R, 2R, 3Ra, 3Rb, 3Rc, 4R
0-40
432
9
3.7
Total-kvælstof
Til bestemmelse af total-kvælstofindhold i slam og spildevand bruges kjeldahl-metoden. Ved metoden bestemmes den samlede mængde organisk bundet kvælstof Norg og ammonium/ammoniak.
37
3.8. UORGANISK KVÆLSTOF
KAPITEL 3. METODE
Fremgangsm˚
ade: Metoden indeholder 3 elementer: Destruktion, destillation og titrering. Der
udtages 1 g prøve fra slamprøverne og 10 ml væske fra spildevandsprøverne. Ved destruktion
tilsættes koncentreret svovlsyre, der via oxidation nedbryder det organisk bundne nitrogen til
ammoniumsulfat.
OrganiskN + H2 SO4 −→ (N H4 )SO4
(3.4)
Som katalysator tilsættes 2 Kjeltabs, og prøven koges ved 420 ◦ C i ca. 1 time. Ved destillation
indsættes prøven i Kjeltec apparatet. Blandingen gøres basisk ved at tilsætte natriumhydroxid
under opvarmning for at omdanne ammonium til ammoniak p˚
a gasform.
(N H4 )2 SO4 + 2N aOH −→ 2N H3 + N a2 SO4 + 2H2 O
(3.5)
Ammoniakken destilleres over i en 4 % borsyre, der opløser og reducerer syren.
N H3 + H3 BO3 −→ N H4 + H2 BO3−
(3.6)
Til sidst titreres prøven med svovlsyre for at finde mængden af reduceret borsyre, hvilket er et
udtryk for mængden af ammoniak.
2H2 BO3− + H2 SO4 −→ 2H2 BO3 + SO42−
(3.7)
Databehandling: Prøvernes kvælstofindhold udregnes ud fra titreringsmængden:
CN =
CH2 SO4 ∗ (Vprøve,H2 SO4 − Vblind,H2 SO4 ) ∗ MN ∗ 2 ∗ 1000
Vprøve
(3.8)
Hvor
CN massekoncentration af kvælstof [mg/L]
CH2 SO4 er molærkoncentrationen af H2 SO4 [mol/L]
Vprøve,H2 SO4 er spildevandsprøvens titreringsvolumen [L]
Vblind,H2 SO4 er blindprøvens titreringsvolumen [L]
MN er kvælstofs molare masse [g/mol]
Vprøve er prøvevolumenet [L]
Der laves dobbeltbestemmelse p˚
a 6 slamprøver og 12 vandprøver, hvoraf 5 er urensede og 7 er
rensede [Center for Arktisk Teknologi, 2013], [Cole-Parmer, 2006].
3.8
Uorganisk kvælstof
Indholdet af uorganisk kvælstof testes f˚
a timer efter prøveudtagning, da der grundet ammoniakfordampning kan ske en ændring i koncentrationen.
Fremgangsm˚
ade: Ammoniakindholdet bestemmes ved brug af et færdigt testkit af mærket
Merck Millipore og m˚
ales i et feltspektrofotometer [Merck Millipore, 2013].
3.9
Fosfor & tungmetaller
Indholdet af fosfor og tungmetaller bestemmes ved ICP-OES, Inductively Coupled Plasma. Princippet i analysemetoden er, at prøven opvarmes til den fjerde tilstandsform, plasma. Plasmaformen
dannes af en gas, hvor et højt energi-niveau, har spaltet atomerne i ioner og elektroner [ICP-OES,
2013]. Prøvens atomer exiteres af plasmaen, hvorved der afgives lys ved en bestemt bølgelængde
svarende til de forskellige elementer, prøven indeholder. Koncentrationen af tungmetallerne m˚
ales
ud fra intensiteten af de forskellige bølgelængder [Velez, 2009].
38
3.10. BIOTOX
KAPITEL 3. METODE
Fremgangsm˚
ade: Før prøverne kan undersøges med ICP’en, skal spildevandsprøverne syrekonserveres, mens slamprøverne skal syreoplukkes. Til syrekonservering udtages 20 mL prøve i et
prøveglas, og der tilsættes 200 µL 7 M saltpetersyre. Til syreoplukning udtages ca. 1 g tør slamprøve, som tilsættes 20 mL 7 M saltpetersyre. Herefter destrueres prøven i autoklave ved 120 ◦ C
og filtreres efter afkøling igennem et 0,45 µm filter. Filtratet overføres til en 100 mL m˚
alekolber,
som fyldes op med ultra-destilleret vand. Herfra udtages 20 mL til et prøveglas. Selve ICP-OES
analysen udføres af en laborant.
Databehandling: Analysen giver direkte information om koncentrationen i mg/L for vandprøverne, og p˚
a baggrund af den afvejede slammængde udregnes koncentrationen i mg/kg for
slamprøverne.
3.10
Biotox
Der laves en økotoksikologisk test p˚
a de urensede og rensede spildevandsprøver. Den udførte test
er en biotox-luminescence test, der bestemmer den akutte toksicitet af spildevandet over for den
marine bakterie Vibrio fischeri [Kusk, 2008]. Testen er en statisk short-term og er for mange stofforbindelser sammenlignelig med test for andre akvatiske organismer herunder fisk og dafnier [Kaiser,
1998].
Denne biotox test er baseret p˚
a intensitetsm˚
alinger af lysemissioner fra Vibrio fischeri. Bakterien
udsender lys under sin metabolisme. Lysemissionen er direkte proportional med bakteriens metabolisme. Et fald i lysemission er s˚
aledes en indikator for nedsat metabolisme. Ved at udsætte
bakterien for forskellige spildevandskoncentrationer kan eventuelle fald i lysemissionen registreres.
Ud fra reduktionen i lysintensitet vurderes de akut toksiske effekter af spildevandet p˚
a bakterien
[Parvez et al., 2004].
Fremgangsm˚
ade: For at vurdere toksiciteten af spildevandet skabes der indledningsvis fysisk
optimale forhold for den valgte testorganisme, Vibrio fischeri. Testorganismen er p˚
a frysetørret form
og suspenderes i 20‰NaCl-opløsning i 30 minutter inden anvendelse. Det anvendte pH-interval af
prøverne skal ligge mellem 6-8,6 og temperaturen skal ligge omkring 15◦ C [Kusk, 2008].
Da testen er baseret p˚
a lysemissioner, kan suspenderet materiale i spildevandsprøverne sorbere
lysemissionerne fra bakterierne og dermed have indflydelse p˚
a resultaterne [Parvez et al., 2004]. P˚
a
baggrund af turbiditeten i spildevandsprøverne vurderes det, at filtrering er unødvendig.
Der laves en koncentrationsrække med fem spildevandsfortyndinger; der laves replikater af alle
prøverne. Hver spildevandsprøve har en fortyndingsrække p˚
a henholdsvis 1; 0,5; 0,25; 0,125 og
0,625 mL spildevand per mL total volume, hvor den resterende volume udgøres af 20‰NaClopløsning. Ydermere, haves kontrolforsøg uden indhold af spildevand.
Til prøven anvendes 100 µL bakterieopløsning tilsat 100 µL spildevandsopløsning. Lysintensiteten
fra Vibrio fischeri m˚
ales inden spildevandsopløsningen tilsættes, samt 5, 15 og 30 minutter efter
tilsætning.
Databehandling: Den relative respons, Relxmin ; den procentvise ændring i den bakterielle lysemission grundet tilsætning af spildevandet:
Relxmin =
ITx
∗ 100
KFx ∗ IT0
Hvor
ITx er lysintensiteten af testopløsningerne efter x min
IT0 er lysintensiteten af testopløsningerne efter 0 min
KFx er korrektionsfaktoren
39
(3.9)
3.11. MEDICINRESTER
KAPITEL 3. METODE
Korrektionsfaktoren, KFx , er baseret p˚
a kontrollerne (ingen spildevand):
KFx =
ICx
IC0
(3.10)
Hvor
ICx er gennemsnitslysintensiteten af kontrollerne efter x min
IC0 er gennemsnitslysintensiteten af kontrollerne efter 0 min
Der bestemmes vha. programmet GraphPad Prism en ikke lineær sammenhæng mellem spildevandskoncentrationen og den relative respons. Herfra bestemmes 50% effektkoncentrationen, EC50 , dvs.
lysemissionen fra testorganismen er reduceret med 50%.
3.11
Medicinrester
P˚
a baggrund af beregninger er det muligt at f˚
a et billede af den mængde medicinrester der i dag
findes i spildevandet, samt den mængde medicinrester der vil blive fjernet ved installering af et
rensningsanlæg som Al-2. Med data indhentet fra Sisimiut Sundhedscenter over medicinindkøbet
til byen, er det muligt at estimere, hvor stor en mængde lægemidler, der ender i spildevandet. Da
social adfærd og biologisk nedbrydning af medicin er to emner i sig selv gøres to grove antagelser:
1. 100 % af den medicin, der uddeles til patienter, bliver indtaget.
2. 100 % af lægemidlet er at finde i urin og afføring fra patienterne og ender alts˚
a i spildevandet.
Med disse antagelser arbejdes der med ”Worst Case Scenario”, hvilket ikke er det reelle billede
af virkeligheden, da en del lægemidler nedbrydes i kroppen, og der ingen sikkerhed er for, at alt
den udleverede medicin bliver spist [Stuer-Lauridsen et al., 2002]. Efter som Al-2 anlægget ikke
inkluderer biologisk nedbrydning, vil fjernelsen af medicinresterne finde sted grundet sorption til
slammet. P˚
a baggrund af data for lægemidlernes sorptions affinitet fra artiklen ”Determination
of Sorption of seventy-five pharmaceuticals in sewage sludge”[H¨orsing et al., 2011] bliver der lavet
udregninger for 23 midler, som ordineres i Sisimiut. Heraf vil 5 lægemidler blive nærmere diskuteret
p˚
a baggrund af mængde, fjernelse og miljøskadelig virkning. Der er hermed meningen at give et
billede af, hvad det vil betyde for udledningen, hvis et Al-2 rensningsanlæg blev implementeret.
Fremgangsm˚
ade: Tabel 2 i H¨
orsing et al. [2011] indeholder en liste over 45 aktive indholdsstoffer
i lægemidler og deres fordelingskoefficient i vand/slam fundet ved forsøg med primær slam og indsat
i en lineær model. Ved brug af Dansk Lægemiddel Information A/S’s database [Dansk Lægemiddel
Information A/S, 2013] findes de relevante præparater, og det undersøges, om præparatet er blevet
indkøbt til Sisimiut Sundhedscenter og i hvilke mængder. Der er indhentet lister over indkøbt og
udg˚
aet medicin for ˚
arene 2010, 2011 og 2012. 5 lægemidlers miljøskadelige virkning vurderes p˚
a
baggrund af en kategorisering fra Stockholm L¨ans Landsting’s miljøklassificering af lægemidler
[Landsting, 2013].
Databehandling: Udregningerne baseres p˚
a antagelse af at sammenhængen mellem sorption og
koncentration er lineær:
Cs = Kd ∗ Cw
(3.11)
Hvor
Cs er koncentrationen i vand [mg/L]
Cw er koncentrationen i slam [mg/g]
Kd er fordelingskoefficienten [L/kg].
Lægemidlets fraktion i vand fw og slam fs bestemmes som følger [Bjerg and Kjeldsen, 2012]:
fw =
1
Cw ∗ Vw
=
= 1 − fs
Cw ∗ Vw + Cs ∗ M s
1 + rsw ∗ Kd
40
(3.12)
3.12. STATISTIK
KAPITEL 3. METODE
Hvor
Vw er spildevandsvolumenet [L]
Ms er massen af slammet [mg/g]
rsw er slam/vandforholdet Ms /Vw af spildevandet [g/L].
P˚
a baggrund af vandforbruget estimeres en koncentration af lægemidlerne i slammet:
Cs =
fs ∗ Mlægemiddel
Vtot ∗ rsw
(3.13)
Hvor
Mlægemiddel er massen af aktiv indholdsstof udleveret pr. ˚
ar [g/˚
ar]
Vtot er det ˚
arlige vandforbrug i Sisimiut [L/˚
ar].
3.12
Statistik
Det er med dette projekt form˚
alet at vurdere effektiviteten af spildevandsrensningen udført med
Al-2 separationsanlægget. Det er derfor af interesse at sammenholde resultaterne for det urensede
spildevand med resultaterne for det rensede spildevand. For at bestemme, hvorvidt der er en reel
forskel før og efter rensningen, eller om der kan være tale om en statistisk usikkerhed anvendes
en to-sidet variansanalyse, en to-sidet ANOVA. Med en to-sidet ANOVA bestemmes, hvorledes
resultaterne af analyserne p˚
avirkes af to faktorer; i dette tilfælde om prøven er urenset eller renset,
samt hvilken prøve, der er tale om (prøve 1, 2, 3, 4 eller 5). 0,05 anvendes som signifikansniveau,
dvs. at hvis p<0,05 vurderes det, at der er en signifikant forskel i resultaterne.
Der udføres ydermere en Bonferroni posttest, hvor der for hver af prøverne 1-5 testes, om der er
en signifikant forskel i resultaterne for de urensede og de rensede prøver. Signifikansniveauet er her
ligeledes 0,05.
For prøve 3 er det urensede spildevand 3U forsøgt renset med forskellige doseringer af fældningskemi og polymer; 3Ra, 3Rb & 3Rc, jf. tabel 3.2. Det er af økonomiske og miljømæssige ˚
arsager altid
af interesse at tilsætte den lavest mulige dosis af kemikalier. Det er derfor undersøgt, hvorvidt de
3 rensede prøver 3Ra, 3Rb samt 3Rc er signifikant forskellige. S˚
afremt, der ikke er en signifikant
forskel mellem prøverne, vil den lavest tilsatte dosis af fældningsmiddel og polymer, svarende 3Rb,
være at fortrække, jf. tabel 3.2. Til at teste om der er signifikant forskel mellem prøverne anvendes
en en-sidet ANOVA, med et signifikansniveau p˚
a 0,05. En ´en-sidet ANOVA anvendes, fordi der er
tale om tre forskellige prøver (da de har f˚
aet tre forskellige behandlinger) hvor den to-sidet ANOVA
ser p˚
a samme prøve før og efter rensningen.
For at give en indikator af, hvor godt rensningen fungerer, er der udregnet en rensningsgrad for
alle de parametre, hvor der ses en signifikant fjernelse. Den udregnes p˚
a baggrund af et gennemsnit
af resultaterne, hvilket gør det til et unøjagtig resultat, der ikke m˚
a st˚
a alene. Alle resultaterne
kan ses i appendiks G:
Rensningsgrad =
urenset − renset
∗ 100
urenset
41
(3.14)
4
Resultater
Resultater og diskussion af resultater, samt fejlkilder vil blive præsenteret i dette afsnit. Der er
udført en to-sidet ANOVA-test for de urensede og rensede prøver for COD, BOD, kjeldahl, biotox,
9 ud af 10 tungmetaller samt fosfor. Der er angivet en p-værdi for rensning samt en for prøver.
Generelt ses der for ”prøve”p-værdierne, at er en signifikant forskel mellem prøverne, hvilket var
forventeligt, da spildevand har en meget heterogen sammensætning. For krom er der udført en
parret t-test. Grundet f˚
a data er der ikke udført nogen test for turbiditet og ammoniak. Hvor det
har været relevant er grænseværdierne og udlederkrav vist i figurerne. Som afslutning af hvert
afsnit vil resultaterne blive opsummeret i en delkonklusion.
4.1
Turbiditet
Resultaterne for turbiditet viser, at der sker en markant partikelfjernelse ved rensningen, jf. tabel
4.1. Den rensede prøve 1, R1, har et meget høj niveau, hvilket skyldes, at rensningsprocessen virkede
d˚
arligt den første dag, pga. manglende erfaring med anlægget hos undertegnede. Rensningsgraden
for turbiditeten er 90 %, se appendiks G tabel G.1.
Tabel 4.1: Turbiditets m˚
alinger fra Sisimiut
Prøver
Urenset [FAU]
Renset [FAU]
1
70,2
34,4
2
47,8
8,34
3a
91,3
1,99
3b
91,3
0,173
3c
91,3
0,25
4
38,7
6,31
5
88,7
2,56
4.2
Fjernelse af organisk materiale
Analyserne for organisk materiale viser en signifikant fjernelse for b˚
ade det kemiske iltforbrug,
COD, og det biokemiske iltforbrug, BOD5 .
4.2.1
COD
Resultaterne fra COD-analysen viser, at der sker en fjernelse af COD ved rensning med Al-2
separationsanlægget. Dette fremg˚
ar af P-værdien, der for rensning viser, at der samlet set er en
43
4.2. FJERNELSE AF ORGANISK MATERIALE
KAPITEL 4. RESULTATER
signifikant forskel i COD for de urensede og rensede prøver. Post-testen indikerer, at rensningen
er signifikant i alle prøver med undtagelse af prøve 4 jf. tabel4.2. Dette kan skyldes, at indholdet
af organisk materiale i det urensede spildevand, denne dag har været lavere end de andre dage,
eller at prøvetagningen denne dag har resulteret i lavere indhold af suspenderet materiale. R˚
adata
samt data for den to-sidet ANOVA findes i appendiks A tabel A.1 og A.2. Niveauet af COD i
de urensede spildevandsprøver ligger i intervallet 400 - 700 mg/L, hvilket er omkring de typiske
værdier for spildevand for indløbskoncentrationen for danske rensningsanlæg, jf. tabel 2.6. Af figur
4.1 fremg˚
ar det, at de gennemsnitlige COD-koncentrationer for de rensede prøver ligger i intervallet
100 - 400 mg/L, hvilket betyder, at ingen af de rensede prøver overholder det danske udlederkrav
p˚
a 75 mg/L. Spildevandsprøverne til COD burde have været syrekonserveret p˚
a Grønland, før de
blev frosset ned, og denne fejl har muligvis en indvirkning p˚
a resultaterne.
Figur 4.1: COD-indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet er < 75 mg
COD/L. Inkl. standardafvigelser
4.2.2
BOD5
I figur 4.2 ses BOD5 -m˚
alinger - det akkumulerede biokemiske iltforbrug efter 5 dage for de rensede
og urensede prøver. Rensningen for BOD5 vurderes, at være effektiv, da P-værdierne fra den tosidede ANOVA, viser en signifikant forskel i de urensede og rensede prøver for alle prøverne med
undtagelse af prøve 4, jf. tabel 4.3. R˚
adata samt data for den to-sidet ANOVA findes i appendiks
B, tabel B.1 og B.2.
Niveauet af BOD i de urensede spildevandsprøver ligger i intervallet 100 - 300 mg/L, hvilket
er tilsvarende danske indløbskoncentrationen, jf. tabel 2.6. Af figur 4.2 fremg˚
ar det, at selvom
rensningen er effektiv i fjernelse af BOD5 , ligger gennemsnitskoncentrationen af de rensede prøver
i intervallet 25-70 mg/L, hvilket betyder, at de danske udlederkrav for BOD5 p˚
a 15 mg/L ikke
opfyldes, jf. figur 4.2.
44
4.2. FJERNELSE AF ORGANISK MATERIALE
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.2: BOD5 , Det gennemsnitlige totale biokemiske iltforbrug efter fem dage i de rensede og
urensede spildevandsprøver. Udlederkravet er < 15 mg BOD/L. Inkl. standardafvigelser
Tabel 4.2: COD: P-værdier for hver af
prøverne.
Rensning
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
P-værdi
P < 0,0001
P< 0,0001
P < 0,01
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
”P > 0,05”
P < 0,001
Tabel 4.3: BOD: P-værdier for hver af
prøverne.
P < 0,05?
ja
ja
ja
ja
ja
ja
ja
nej
ja
Rensning
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
P-værdi
P < 0,0001
P = 0,0019
P < 0,001
P < 0,05
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P > 0,05
P < 0,01
P<0,05
ja
ja
ja
ja
ja
ja
ja
nej
ja
Forholdet mellem COD og BOD
Forholdet mellem koncentrationen af COD og BOD kan bruges til at vurdere spildevandets indhold
af let/svært nedbrydeligt organisk materiale, hvilket kan have betydning for p˚
avirkning af recipienten og en biologisk rensningsproces. De typiske værdier for spildevand ligger mellem 0, 3 − 0, 8.
Hvis fordelingen BOD/COD ≥ 0, 5, vurderes det organiske materiale at være let bionedbrydeligt, hvilket ikke er tilfældet for de opn˚
aede resultater [Tchobanoglous et al., 2004], hvilket vil
besværliggøre en biologisk rensningsproces.
4.2.3
Delkonklusion - Organisk materiale
Resultaterne for b˚
ade COD og BOD-analyserne viser, at der sker en signifikant fjernelse af organisk
materiale, hvilket var forventet, da fældningsmidlerne er i stand til at udfælde en vis andel opløst
organisk materiale [KEMIRA, 2013b]. Samtidig er organisk materiale ofte bundet til suspenderet
stof, hvilket er fjernet ved filtreringen j.f. afsnit 4.1, [Winther et al., 1998]. Rensningsgraden er
45
4.3. KVÆLSTOFFJERNELSE
KAPITEL 4. RESULTATER
Tabel 4.4: BOD/COD-ratio for de urensede spildevandsprøver
Prøver
Samlet
1U
2U
3U
4U
5U
BOD/COD
0.39
0.43
0.32
0.43
0.25
0.47
gennemsnitlig 59% for COD og 81% for BOD, se appendiks G tabel G.2 og G.3. Resultaterne
for de urensede prøver viser en spildevandskoncentration, der er i overensstemmelse med typiske
værdier for r˚
aspildevand, hvorfor resultaterne vurderes at være realistiske. De rensede prøver lever
ikke op til udlederkravene for hverken COD eller BOD5 , se figur 4.1 og 4.2.
4.3
Kvælstoffjernelse
Der er i analyserne for total-kvælstof samt for uorganisk kvælstof registeret bemærkelsesværdigt
høje koncentrationer, men da de to analyser er lavet uafhængigt af hinanden, behandles resultaterne
som værende reelle.
4.3.1
Total-kvælstof
Resultaterne for Kjeldahl-analysen viser, at der samlet set sker en fjernelse af total-kvælstof ved
rensningen. Indholdet i de urensede prøver ligger mellem 900 - 2000 mg/L, hvilket er en meget højt relativt til typiske indløbskoncentrationer, der ligger p˚
a 48 mg/L. Den gennemsnitlige
total-kvælstof-koncentration for de rensede prøver ligger i intervallet 450-1400 mg/L, hvilket trods
rensningen ligger markant over udlederkravet p˚
a 8 mg/L.
Som fremg˚
ar af figur 4.3.1, er der en meget stor spredning i resultaterne, og ingen af de enkelte
prøver viser en signifikant fjernelse. Der var forventning om en delvis fjernelse af organisk kvælstof,
men det er ikke muligt at konkludere hvilken del af kvælstoffet, der er blevet fjernet. En tidligere rapport har ogs˚
a undersøgt total-kvælstof for spildevand fra Chokoladefabrikken. Resultaterne
herfra er 46 mg/L, hvilket er i overenstemmelse med de typiske værdier [Martinsen and Nicolajsen,
2011].
Det anbefales derfor, at undersøgelsen laves igen. Prøverne burde have været syrekonserveret før
de blev frosset ned, men da det ikke var tilfældet, kan det have haft indvirkning p˚
a resultatet. For
resultater af Kjeldahl-analysen se appendiks C, tabel C, tabel C.2 og tabel C.4.
4.3.2
Uorganisk kvælstof
Ligesom resultaterne for total-kvælstof koncentrationerne er resultaterne for ammoniak væsentligt
højere end typiske værdier, der ligger p˚
a 37 mg/L, jf. figur 4.4 samt tabel 2.5. Der var ingen forventning om fjernelse af uorganisk kvælstof, og da datagrundlaget er relativt sm˚
at og spredningen
i koncentrationerne for de enkelte prøver stor, er det svært at f˚
a brugbare resultater af statiske
analyser. Værdierne for differensen og grafen viser, at der overraskende sker en absolut fjernelse,
se figur 4.4 og tabel 4.6. For analyse-resultaterne, se appendiks C, tabel C.1.
4.3.3
Delkonklusion - Kvælstof
Der ses en fjernelse i b˚
ade total-kvælstof og uorganisk kvælstof med en gennemsnitlig rensningsgrad
p˚
a henholdsvis 32 % og 50 %, se appendiks G tabel G.4 og G.5. Det vides ikke, hvor stor en del
46
4.3. KVÆLSTOFFJERNELSE
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.3: Total-kvælstof indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet er
< 8 mg N/L. Inkl. standardafvigelser.
Figur 4.4: Indholdet af uorganisk kvælstof i spildevandsprøverne
af det organiske kvælstof, der bliver fjernet. Resultaterne viser nogle bemærkelsesværdigt høje
koncentrationer og en meget stor spredning. Det anbefales, at undersøgelserne foretages igen.
47
4.4. FOSFORFJERNELSE
KAPITEL 4. RESULTATER
Tabel 4.6: Uorganisk kvælstof: Absolut fjernelse [mg/L].
Tabel 4.5: Total-kvælstof: P-værdierne for
hver af prøverne.
Rensning
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
4.4
P-værdi
P = 0,0014
P = 0,0007
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
P < 0,05?
ja
ja
nej
nej
nej
nej
nej
nej
nej
Prøver
1
Differensen [mg/L]
17
2
356
3a
117
4
677
5
110
Fosforfjernelse
Resultaterne fra ICP-analysen viser, at der sker en signifikant fjernelse af fosfor i rensningsprocessen. I 6 ud af 7 prøver er fældningen s˚
a effektiv, at stort set alt fosfor bliver fjernet, hvilket
giver en bedre fjernelse end normal dansk spildevandsrensning. Alle de rensede prøver, undtagen prøve 5R, lever s˚
aledes op til udlederkravet. De urensede spildevandsprøver ligger i interval
7-13 mg/L, hvilket er tilsvarende danske nøgletal for indløbskoncentrationer, se tabel 2.5. Tidligere undersøgelser har fundet en fosforkoncentration p˚
a 6,8 mg/L, hvilket er lidt lavere, men ikke
bemærkelsesværdigt [Martinsen and Nicolajsen, 2011]. Af figur 4.5 ses, at prøve 2U og 5U har en
højere fosfor koncentration end de andre urensede prøver. Det højere fosfor-indhold kan forklares
med, at begge prøver er pumpet op om morgenen, se tabel 3.2, hvor der er hyppige toiletbesøg.
Den høje fosfor-koncentration i prøve 5U har m˚
aske betydet, at dosering af fældningsmiddel har
været for lav. For prøve 1R og 5R er der brugt polyaluminiumklorid som fældningsmiddel, hvilket
m˚
aske har virket mindre effektivt end jernklorid, og derfor har resulteret i en renset prøve med en
høj fosforkoncentration i prøve 5R. En effektiv fosforfjernelse var forventet, da det er anlæggets
primære design [Al-2, 2013a].
Tabel 4.7: Fosfor: P-værdier for hver af prøverne.
Rensning
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
4.4.1
P-værdi
P < 0,0001
P < 0,0001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,001
P < 0,05?
ja
ja
ja
ja
ja
ja
ja
ja
ja
Delkonklusion - Fosfor
Fosforfjernelsen er som forventet meget effektiv. Rensningsgraden er p˚
a 99 % for prøve 1 til 4. Den
gennemsnitlige rensningsgrad for alle prøverne er 90 %, se appendiks G tabel G.6.
4.5
Fjernelse af tungmetaller
Resultaterne for rensning af tungmetaller i spildevandet ses i figur 4.6 og tabel 4.8. Som det fremg˚
ar
heraf, er fjernelsen af tungmetaller meget varierende og resultaterne har en meget stor spredning.
48
4.5. FJERNELSE AF TUNGMETALLER
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.5: Fosfor-indholdet i spildevandsprøverne før og efter rensning. Udlederkravet er < 1,5 mg
P/L. Inkl. standardafvigelser.
Spildevandsprøverne er kun syrekonserveret, men burde have været syreoplukket. Dette kan resultere i unøjagtige og lavere koncentrationer, da metaller i komplekse forbindelser ikke bliver m˚
alt.
For analyseresultater, se appendiks E, tabel E.11.
Aluminium - Ved rensning ses en signifikant forskel mellem de urensede og rensede prøver, se
figur 4.6 og tabel 4.8, og appendiks E, tabel E.1. Til rensningen af prøve 1R og 5R anvendtes
polyaluminiumklorid som fældningsmiddel, hvilket formentlig er ˚
arsagen til lidt højere aluminiumskoncentrationer i disse prøver end i de resterende prøver. Rensningsgraden for aluminium er 85
%, se appendiks G tabel G.7.
Arsen - Som det fremg˚
ar af figur 4.6 og tabel 4.8, og appendiks E, tabel E.2, registreres
der i de urensede prøver ingen arsen, hvorimod der efter rensningen ses arsenkoncentrationer i
størrelsesordenen 0-0,02 mg/L. Som det fremg˚
ar af tabel 2.6, er de forsl˚
aede miljøkvalitetskrav for
arsen 0,005 mg/L - en faktor 4 til forskel.
Bly - Af figur 4.6 og tabel 4.8, og appendiks E, tabel E.3, fremg˚
ar det, at der ved rensningen
sker en signifikant fjernelse af bly. Blykoncentrationerne for de urensede prøver er p˚
a under 0,02
mg/L, hvilket er sammenligneligt med danske indløbskoncentrationer. For de rensede prøver ses
generelt koncentrationer p˚
a under 0,01 mg/L. Miljøkvalitetskravet for bly ligger p˚
a 0,002 mg/L (jf.
tabel 2.6) - en faktor 10 forskel fra de urensede prøver og en faktor 5 forskel fra de rensede. Den
gennemsnitlige rensningsgrad baseret p˚
a prøve 2 til 5 er 68 %, se appendiks G tabel G.10.
Cadmium - Resultaterne for fjernelse af cadmium er ikke entydige, og der kan ikke umiddelbart
konkluderes hvorvidt rensningen har positiv effekt p˚
a fjernelsen af cadmium. Hvis koncentrationen
i de urensede prøver havde været større ville der muligvis have været en relativ fjernelse. Som det
fremg˚
ar af figur 4.6 ligger de fundne værdier for cadmiumkoncentrationen p˚
a omkring 0,002 mg/L,
49
4.5. FJERNELSE AF TUNGMETALLER
KAPITEL 4. RESULTATER
en faktor 5 større end indløbskoncentrationerne til danske rensningsanlæg og en faktor 10 større
end miljøkvalitetskravet p˚
a 0,0002 mg/L, jf. tabel 2.6. For resultaterne se appendiks E, tabel E.4.
Jern - Resultater viser en signifikant fjernelse af jern ved rensningen se appendiks E, tabel E.5.
For de urensede prøver ses en jernkoncentration p˚
a under 1 mg/L (med undtagelse af prøve 3) og en
koncentration af de rensede prøver p˚
a under 0,4 mg/L. Til sammenligning er miljøkvalitetskravet
sat til 0,030 mg/L, er der en faktor 13 til forskel. Rensningsgraden er 82 %, se appendiks G tabel
G.12.
Kobber - Resultaterne for kobber viser en signifikant fjernelse af kobber ved rensningen. Kobberkoncentrationerne i de urensede prøver ligger fra 0,1-0,2 mg/L, hvilket er lidt højere end
indløbskoncentrationerne til danske rensningsanlæg. Ved rensning falder alle koncentrationerne
til mellem 0,01 og 0,08 mg/L, hvilket er ca. 10 gange større end udløbskoncentrationerne fra danske rensningsanlæg, og en faktor 40 større end miljøkvalitetskravet p˚
a 0,002 mg/L, jf. tabel 2.6.
De urensede prøver er en faktor 100 større end dette krav. Rensningsgraden er 76 %, se appendiks
G tabel G.9. For resultater, se appendiks E, tabel E.6.
Mangan - Som det fremg˚
ar af figur 4.6 er resultaterne meget forskellige og koncentrationen i
b˚
ade de urensede og de rensede prøver er i intervallet 0-0,3 mg/L (med prøve 4 markant større
end de resterende prøver), hvilket er sammenligneligt med miljøkvalitetskravet p˚
a 0,150 mg/L. For
resultater, se appendiks E, tabel E.8.
Nikkel - Alle de urensede prøver ligger under 0,02 mg/L, hvilket er sammenligneligt med de
danske indløbskoncentrationer. De urensede prøver er en faktor 4 større end miljø-kvalitetskravet
p˚
a 0,005 mg/L. Med rensning er nikkelkoncentrationen dog højere, hvilket ville medføre et behov
for yderlig fortynding. For resultater, se appendiks E, tabel E.9.
Zink - Resultaterne for zink viser en signifikant fjernelse af zink ved rensningen. Koncentrationerne for de urensede prøver ligger mellem 0,1-0,25 mg/L, mens de rensede ligger mellem 0-0,1
mg/L, hvilket er tilsvarende danske ind- og udløbskoncentrationer. Miljøkvalitetskravet for zink
ligger p˚
a 0,01 mg/L, en faktor 25 mindre end de urensede prøver, og en faktor 10 mindre end
de rensede, jf tabel 2.6. Rensningsgraden er 70 %, se appendiks G tabel G.11. For resultater, se
appendiks E, tabel E.10.
Krom - Som det fremg˚
ar af figur 4.6 er samtlige gennemsnitsværdier for de rensede prøver
lavere end for de urensede prøver. Spredningen p˚
a resultaterne er dog meget stor, s˚
a der er i
dette tilfældet b˚
ade valgt at foretage en to-sidet ANOVA samt en parret t-test. Den to-sidet
ANOVA viser grundet den store spredning i resultaterne ingen signifikant forskel i de urensede
og rensede prøver, hvorimod den parrede t-test indikerer, at rensningen skulle have en reel effekt
p˚
a fjernelsen af krom fra spildevandet. Som det fremg˚
ar af resultaterne ligger koncentrationerne
for det urensede spildevand p˚
a omkring 0,004 mg/L, mens det for det rensede spildevand ligger
p˚
a omkring 0,003 mg/L. Begge koncentrationer ligger under de danske indløbskoncentrationer og
tæt p˚
a miljøkvalitetskravet p˚
a 0,003 mg/L, jf. tabel 2.6. Rensningsgraden er 21 %, se appendiks
G tabel G.8. Resultater af analysen ses i appendiks E, tabel E.7.
4.5.1
Delkonklusion - Fjernelse af tungmetaller
I rensningsprocessen sker der en fjernelse af tungmetallerne aluminium, bly, jern, kobber, krom
og zink. Der er højere koncentrationer af arsen, mangan og nikkel, hvilket m˚
aske skyldes urenheder i fældningsmidlerne. Generelt er koncentrationerne en lille smule højere eller det samme som
50
4.5. FJERNELSE AF TUNGMETALLER
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.6: Tungmetalkoncentrationerne i spildevandsprøverne før og efter rensning. Inkl. stanardafvigelser
51
4.6. TOKSICITET
KAPITEL 4. RESULTATER
Tabel 4.8: P-værdierne for Rensning: Forskellen mellem rensede og urensede prøver, og Prøver:
Behandling af de forskellige urensede prøver. Der er udført parret t-test for krom fordi der er for
stor spredning i resultaterne
Signifikant forskel
i rensning?
Rensning
Prøver
Signifikant forskel
i rensning?
Rensning
Prøver
Aluminium
ja
Arsen
-
Bly
ja
Cadmium
nej
Jern
ja
0,0056
0,3978
0,0254
0,6759
0,0090
0,6681
0,4668
0,957
< 0,0001
0,0454
Kobber
ja
Krom
(ja)
Mangan
-
Nikkel
-
Zink
ja
< 0,0001
0,0034
(0,0023)
-
0,0018
< 0,0001
< 0,0001
< 0,0001
< 0,0001
0,0364
koncentrationerne i dansk spildevand. P˚
a baggrund af disse analyser vurderes det ikke, at tungmetalforurening fra spildevandsudledning udgør et stort problem. Dette skal selvfølgelig ses i forhold
til recipienten, da tidligere undersøgelser har vist høje koncentrationer af kobber, cadmium, krom
og bly i Ulkebugten. Da der var fejl i analysen vil et sikkert resultat kræve en ny undersøgelse med
flere replikater og syreoplukning af prøverne.
4.6
Toksicitet
For at vurdere den akutte toksicitet af det urensede og rensede spildevand er effekt-koncentrationer,
EC50 , bestemt. EC50 -værdierne er bestemt p˚
a baggrund af 15 min. relativt respons for prøverne,
jf. appendiks F, tabel F.13. I figur 4.7 ses EC50 -værdier for de rensede og urensede prøver samt
den relative lysemission for prøverne uden fortynding - alts˚
a prøverne, som bør have den største
toksiske effekt. Som det fremg˚
ar af figuren, er resultaterne ikke entydige. Konfidensintervallerne
for koncentration-respons modellerne for prøverne 1U, 2U, 3Rb, 4U, 5U samt 5R er meget store
(jf. appendiks F tabel F.12, hvilket betyder, at data ikke passer godt p˚
a modellen. Det indikerer
umiddelbart, at der ikke er en toksisk p˚
avirkning fra spildevandet. Dette fremg˚
ar ligeledes af de
relative lysemissioner, som for alle prøver med undtagelse af prøve 1R ligger over 20 %, jf. appendiks F tabel F.1 til F.11.
Resultaterne viser, at der ingen signifikant forskel er i EC50 for de urensede og rensede spildevandsprøver, se tabel 4.9, og det er s˚
aledes ikke muligt at konkludere, hvorvidt toksiciteten af
spildevandet ændres under rensningen.
Der er en række faktorer, der kan have p˚
avirket resultaterne af biotox-analyserne. Prøverne blev
i Grønland konserveret ved frysning som forskrevet [Biotox, 1996]. Frysningen skete dog først 1
til 4 dage efter prøveudtag, hvor sammensætning og toksicitet kan have ændret sig. Da biotoxanalysen ikke undersøger hvilke komponenter i spildevandet, der bidrager til den toksiske effekt, er
det uvist om flygtige stoffer er g˚
aet p˚
a gasform og ændret toksiciteten. Af andre faktorer, der kan
have p˚
avirket resultaterne af analysen, er turbiditeten af spildevandsprøverne. De rensede prøver
er filtrede og har derfor en relativt lav turbiditet, mens partiklerne i de urensede prøver kan have
p˚
avirket resultaterne, jf. tabel 4.1. Partiklerne i det urensede spildevand kan have skærmet for
lysemissionerne fra testorganismerne, hvilket ville have givet en falsk høj toksisk p˚
avirkning af
spildevandet. Grunden til at prøverne ikke blev filtreret var, at en filtrering kunne have fjernet
eventuelle toksiske stoffer fra spildevandsprøverne. Ydermere, var pH over eller lig 8,6 i prøve 2U,
4U samt 5R, hvilket ligger lige p˚
a grænsen af det acceptable for analysen.
52
4.7. BETYDNING AF FORSKELLIGE DOSERINGER
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.7: EC50 baseret p˚
a 15 min. relative response i de rensede og urensede spildevandsprøver
(bl˚
a) samt den relative lysemission af maks koncentrationerne (grøn).
Tabel 4.9: EC50 : P-værdier for hver af prøverne
Rensning
Prøver
1
2
3b
3c
4
5
4.6.1
P-værdier
0,3814
0,5636
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
”P > 0,05”
P< 0,05?
nej
nej
nej
nej
nej
nej
nej
nej
Delkonklusion - Toksicitet
Resultaterne fra denne analyse har ikke givet nogen entydig resultater ang˚
aende ændring i toksiciteten for de urensede og rensede spildevandsprøver, da der samlet set ikke umiddelbart registreres
en toksisk p˚
avirkning.
Tidligere undersøgelser fra Sisimiut har vist toksiske p˚
avirkninger fra spildevandet fra udløbet ved
Chokoladefabrikken samt toksiske p˚
avirkninger i Ulkebugten jf. afsnit 2.1. Toksiciteten af spildevand p˚
a recipienten bør derfor undersøges yderligere.
4.7
Betydning af forskellige doseringer
P˚
a de tre rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc er der udført en en-sidet ANOVA for COD, BOD5
og fosfor. Disse analyser er valgt, fordi de generelt har givet de mest entydige resultater. Der ses
ingen signifikant forskel i rensningen af de tre prøver for nogen af analyserne. Der er ingen forskel
i de forskellige doseringsmængder, og det tyder derfor p˚
a, at det her var tilstrækkeligt med en
kemi-dosering p˚
a 0,1 L/m3 /time og en polymerdosering p˚
a 0,004 L/m3 /time. Dette er en god
indikator p˚
a, at længerevarende undersøgelser kunne have givet bedre resultater i form af generelt
lavere doseringer. Resultaterne kan ses af figur 4.8. Som det fremg˚
ar af prøve p-værdierne for de
forskellige analyser, er der forskel p˚
a sammensætningen af spildevand, s˚
a det skal selvfølgelig ogs˚
a
53
4.8. KARAKTERISTIK AF SLAM
KAPITEL 4. RESULTATER
tages højde for under betragtninger omkring dosering. For data se appendiks A tabel A.3 & A.4;
B tabel B.3 & B.4 og D tabel D.3 og D.4.
Figur 4.8: P-værdien for COD er 0,4363; P-værdien er BOD5 ; 0,4565, P-værdien for fosfor er 0,979
4.8
Karakteristik af slam
Resultaterne for slamanalyserne ses i tabel 4.10. Slammet indeholder meget vand og ændrer hurtigt
karakter, hvis det f˚
ar lov til at tørre. Tallene er gennemsnit af flere m˚
aledata. For resultater, se
appendiks H, tabel H.1, tabel H.2, tabel H.4 og tabel H.3.
Tabel 4.10: Slam: Tørstofindhold (SS,suspended solids), VOC (volatile organic compound), fosforog kvælstofkoncentrationer
Prøver
% SS
% VOC
Fosfor
Kvælstof
[mg P/kg]
[g N/kg]
1S
11,1
40,8
20049
12,0
2S
11,8
36,8
55749
10,2
3Sa
12,2
54,2
5,72
3Sb
11,2
62,2
32426
4,60
3Sc
8,65
61,8
35309
4S
11,2
56,7
40368
4,46
5S
9,89
80,4
37658
6,04
4.8.1
Tungmetal og fosfor
I slammet findes fosfor, jern og aluminium i meget store mængder 1000-100.000 mg/kg; kobber,
zink og mangan i store mængder; 400-1000 mg/kg, krom, nikkel og bly i størrelsesordenen 8-50
mg/kg og i meget sm˚
a mængder arsen og cadmium; 0,2-4 mg/kg. For aluminium, arsen og nikkel
er indholdet ret varierende i de forskellige prøver. Aluminiumkoncentrationen i prøve 1S, 4S og 5S
er markant højere end i de andre prøver, hvilket for prøve 1S og 5S er i overensstemmelse med at
polyaluminiumklorid er anvendt som fældningsmiddel. Der er af uforklarlige ˚
arsager fundet arsen
i 5 ud af 6 prøver, selvom der ikke blev p˚
avist noget i det urensede spildevand.
I dansk lovgivning er der grænseværdier for tungmetalindhold i slam, der skal spredes ud p˚
a
landbrugsjord jf. tabel 2.6. Grænseværdierne er indsat i graferne for de relevante tungmetaller, og
det ses at ingen af grænseværdierne overskrides, se figur 4.9.
4.8.2
Delkonklusion - Slam
Med et vandforbrug 423.400 m3 /˚
ar [Gunnlaugsdottir and Wraae, 2010], en slamproduktion p˚
a 0,43
g/L spildevand, og en antagelse om, at alle husstande bliver koblet p˚
a kloaknettet en slamproduk54
4.8. KARAKTERISTIK AF SLAM
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.9: Indholdet af de 10 udvalgte tungmetaller i slamprøverne. Grænseværdierne for tungmetaller i slam af jordbrugsmæssig værdi er vist i nogle af graferne [Retsinformation, 2006]
55
4.9. MEDICINRESTER I SPILDEVAND OG SLAM
KAPITEL 4. RESULTATER
tion p˚
a 182 ton SS/˚
ar. For de prøver, der blev taget var flydelaget af f.eks. toiletpapir allerede
frasorteret s˚
a totale TS vil nok blive en del større.
Da ingen af tungmetal-koncentrationerne overstiger danske grænseværdier for anvendelse til jordbrug er der ikke umiddelbart noget problematisk i at anvende slammet til kompostering 4.9. Slammet kan ogs˚
a indg˚
a i en biogas produktion, evt. i en blanding med affaldsprodukter fra rejefabrikken
[Alberola and Vasilaki, 2013]. Bortskaffes ved forbrænding og efterfølgende korrekt deponering af
asken er ogs˚
a en mulighed.
4.9
Medicinrester i spildevand og slam
23 lægemidler er undersøgt, og der er fundet information om miljøp˚
avirkning, fordelingskoefficienten Kd , samt udleverede mængder i Sisimiut. P˚
a baggrund af disse informationer, er koncentrationerne i renset spildevand og slam fundet. Data for alle 23 lægemidlers udledning pr. ˚
ar,
koncentrationen i henholdsvis slam og spildevand og miljøp˚
avirkning findes i appendiks I, tabel
I.1, tabel I.2 og tabel I.3. De 23 lægemidlers sorption til slam fremg˚
ar af figur 4.10. 5 ud af 23
lægemidler er udvalgt, da det de præparater, der ordineres mest af i Sisimiut. De 5 lægemidler
samt deres miljø kategorisering ses i figur 4.11
I tabel 4.11 ses resultaterne for de 5 lægemidler, samt estimerede værdier for koncentrationerne i
urenset spildevand i Danmark. Sammenholdt med disse er koncentrationerne for alle 5 lægemidler
lavere i Sisimiut.
Figur 4.10: Lægemidlers sorption til slam: De 23 undersøgte lægemidlers affinitet til slam er meget
forskellig. For tramadol findes kun 4,5 % i slammet, mens 94 % af chloprothixen vil være at finde
i slamdelen. For værdier, se appendiks I.
Citalopram - Et antidepressiv, der er meget populært og bruges i store mængder, b˚
ade i Danmark og i Sisimiut. Citalopram vurderes til i Danmark at udledes i s˚
a store mængder, at det har
en miljømæssig effekt [Pedersen et al., 2007]. Kun 19 % af lægemidlet bliver tilbageholdt i slammet
og samtidig er stoffet b˚
ade persistent, bioakkumulerende og meget toksisk, hvilket gør det til et
problematisk stof i forhold til miljøet.
Sertralin - Et antidepressiv, der bruges i væsentlig mindre mængder end citalopram. Sertralin
tilbageholdes i meget stor grad i slammet (94 %) og kategoriseres til at være persistent og meget
56
4.9. MEDICINRESTER I SPILDEVAND OG SLAM
KAPITEL 4. RESULTATER
Figur 4.11: De 5 udvalgte stoffers sorption til slam: P˚
a y-aksen ses deres samlede miljøskadelige
virkning. Bemærk: ingen data for tramadols miljøp˚
avirkning [Landsting, 2013].
Tabel 4.11: De 5 udvalgte lægemidlers udledning pr. ˚
ar og miljøskadelige virkning i kategorierne:
Persistens (0=nej, 3=ja), Bioakkumulering (0=nej, 3=ja) og Toksicitet (0-3, hvor 3 er meget giftigt)
[Landsting, 2013]. PEC værdierne for indløb til danske rensningsanlæg er Predicted Environmental
Concentration fra Miljøprojekt nr. 1189 [Pedersen et al., 2007].
Lægemiddel
Citalopram
(antidepressiv)
Sertraline
(antidepressiv)
Tramadol
(smertestillende)
Trimethoprim
(antibiotikum)
Verapamil
(blodtrykssænkende)
P
B
T
C total
[µg/L]
1,28
Cw
[µg/L]
1,04
P ECindløb DK
[µg/L]
1,50
Fjernelse
%
18,9
3
3
3
[mg/˚
ar]
5,43E+05
3
0
3
9,80E+03
2,31E-02
1,44E-03
-
93,8
-
-
-
2,53E+06
5,98
5,71
7,40
4,5
3
0
1
2,05E+05
0,48
0,41
2,31
14,4
3
0
1
3,31E+05
0,78
0,44
3,50
43,7
toksisk. Det kunne derfor være et problematisk stof i forhold til anvendelse af slammet.
Tramadol - Det smertestillende lægemiddel, der uddeles mest af ud af de 23 lægemidler med
tilgængelig data. Der findes ikke information om stoffets miljøp˚
avirkning, men det er helt sikkert,
at det meste ender i vandmiljøet da kun 4,5 % tilbageholdes i slammet.
Trimethoprim - Det eneste antibiotikum, hvor det har været muligt at finde mængder og fordelingskoefficient. Kun 14 % af stoffet tilbageholdes i slammet og midlet kategoriseres til at være
persistent og lidt toksisk. Trimethoprim er i Danmark fundet i udløb fra rensningsanlæg og i slam
[Mogensen et al., 2008].
Verapamil - Et blodtrykssænkendemiddel. Omkring 44 % af stoffet sorberes til slammet og
midlet kategoriseres til at være persistent og lidt toksisk. Det vurderes, at koncentrationen af
Verapamil i indløb til rensningsanlæg i Danmark overstiger grænsen for en miljømæssig effekt
[Pedersen et al., 2007].
57
4.9. MEDICINRESTER I SPILDEVAND OG SLAM
4.9.1
KAPITEL 4. RESULTATER
Delkonklusion - Medicinrester
Det har kun været muligt at undersøge 23 lægemidler af de over hundrede lægemidler, der hvert
˚
ar uddeles i Sisimiut, og der kan derfor kun gives en vurdering af den relative og ikke absolutte
fjernelse. Hvis et spildevandsanlæg bliver sat op, vil det betyde en hel eller delvis fjernelse af
nogle lægemidler, mens andre stoffer slet ikke vil blive fjernet. De fjernede lægemidler vil ophobes i
slammet. Det har ikke været muligt at finde empiri, der beskriver betydningen af slammet indehold
lægemidler. Det har heller ikke været muligt at finde noget empiri, der kan be- eller afkræfte
betydningen af, at det spildevand, der udledes, indeholder lægemiddelrester. Sammenlignet med
værdier for dansk spildevands er koncentrationerne af lægemidler ikke bemærkelsesværdige. Af
forsigtighedsprincip bør der ikke fiskes, fanges skaldyr, bade m.m. i nærheden af udløbene, heller
ikke efter evt. implementering af et rensningsanlæg.
58
5
Diskussion - Relevansen af Al-2 anlægget i
Sisimiut
I dette afsnit sammenholdes resultaterne for Al-2 anlægget med de problemer, der ved tidligere
undersøgelser er registreret i og omkring Sisimiut. P˚
a baggrund af tidligere resultater gøres den
antagelse, at spildevandet analyseret i disse undersøgelser er repræsentativt [Martinsen and Nicolajsen, 2011].
Set i forhold til forventningerne til Al-2 separationsanlæg, jf. afsnit 2.3.1, har forsøget med anlægget overordnet været en succes. To-sidet ANOVA (Analysis Of Variance) viser, at der for COD,
BOD5 , total-kvælstof, total-fosfor samt for flere af tungmetallerne sker en signifikant rensning ved
behandling med Al-2 separationsanlægget, jf. afsnit 4. Der er foruden statistiske analyser beregnet
en rensningsgrad for de resultater, hvor der ses en fjernelse af forurening. Den beregnede rensningsgrad er en simplificering af resultaterne og bør derfor ikke betragtes ukritisk, men i relation
til de resterende resultater. I det følgende omtales rensningsgraden for de enkelte analyser, men
det anbefales, at resultatafsnittet, afsnit 4, ogs˚
a konfereres for at f˚
a det fulde overblik.
Resultaterne viser en meget effektiv fosfor-fjernelse med en rensningsgrad p˚
a 99%, hvilket er i
overenstemmelse med Al-2 anlæggets primære form˚
al. Som forventet er der en effektiv partikelfjernelse med en rensninggrad p˚
a 90 % for turbiditeten. Bedre end forventet har resultaterne for
fjernelse af organisk materiale vist en rensningsgrad p˚
a 59% for COD og 81% for BOD. Dette skyldes, at meget af det organiske stof er suspenderet og dermed fjernet ved filtreringen, jf. den lavere
turbiditet. For uorganisk kvælstof er der over forventning en rensningsgrad p˚
a 50 %, mens den for
total-kvælstof er 32 %. Det vides ikke, hvor stor en del af dette, der skyldes den forventede fjernelse
af organisk kvælstof. Som forventet sker der en fjernelse af tungmetaller med en rensningsgrad p˚
a
68 % for bly, 70 % for zink, 82 % for jern, 76 % for kobber, 21 % for krom og 85 % for aluminium.
Mod forventningen findes der højere værdier for arsen og nikkel, mens der ingen klare resultater
foreligger for fjernelsen af cadmium. Beregninger viser, at der vil ske en delvis fjernelse af medicinrester, men det har ikke været muligt at konkludere, hvorvidt anlægget ændrer toksiciteten.
Samtlige resultater skal ses i lyset af, at forsøgene med Al-2-anlægget foregik over et relativt kort
tidsinterval, og at det forventes, at mere øvelse vil føre til en bedre rensning. For prøve 3 blev der
foretaget rensning med 3 forskellige doseringer af fældningsmiddel og polymer. De resultater viste
ingen signifikant forskel i rensningen af de tre. Dette kunne indikere at lavere doseringer kunne
være tilstrækkelige til at opn˚
a samme rensningsgrad.
I forhold til rensningsgraden i danske rensningsanlæg har fosfor-fjernelsen været meget tilfredsstillende, mens fjernelsen af kvælstof slet ikke lever op til danske standarder. De rensede prøvers
indhold af COD og BOD lever heller ikke op til danske udlederkrav, jf. tabel 2.5. Fjernelsen af
tungmetaller er ikke nævneværdig forskellig. Det forventes, at de biologiske processer i danske
rensningsanlæg vil nedbryde en større del af medicinresterne, end det vil være tilfældet med et
mekanisk-kemisk anlæg.
For at vurdere om et mekanisk-kemisk rensningsanlæg som Al-2 separationsanlæg er en god løsning
i Sisimiut er det nødvendigt at se p˚
a, om anlægget løser de problemer, byen har. Som beskrevet i
afsnit 2.1 er der identificeret følgende problemer:
Forhøjet næringssaltskoncentrationer og indikationer p˚
a iltsvind i bundsedimentet i Ulkebugten,
59
5.1. FORSLAG TIL VIDERE UNDERSØGELSER
KAPITEL 5. DISKUSSION
samt forhøjet koncentrationer af organisk stof omkring udløbet ved sygehuset i Ulkebugten. Der er
fundet koncentrationer af tungmetaller i sedimentet i Ulkebugten og udenfor Chokoladefabrikken,
men om disse stammer fra spildevandsudledning eller fra den tætliggende losseplads, Dumpen,
vides ikke. Der kan være en potentielt risiko for spredning af antibiotikaresistente bakterier samt
andre patogener ved kontakt med recipienten. Æstetisk er det et stort problem at spildevandsudledningen b˚
ade kan ses, lugtes og at materialer som toiletpapir, vatpinde og bind flyder rundt i vandet
i Ulkebugten inkl. havnen og omr˚
adet ved Chokoladefabrikken. Ulkebugten er en tærskelfjord, hvilket giver muligheden for ophobning af forureningskomponenter til miljøskadelige koncentrationer,
mens et springlag om sommeren gør bugten til en følsom recipient. Den store vandudskiftning i
Amerloq fjorden, hvor Chokoladefabrikkens udløb er, gør, at der ikke er nogen langtidseffekter.
Generelt er der ikke et næringsstofproblem udenfor bugter og vige. P˚
a baggrund af analyserne for
det urensede spildevand vurderes det, at de omtalte forureningsproblemer i recipienten kan stamme
fra spildevandet. Der er i forhold til disse analyser ikke fundet yderligere problemer i forbindelse
med udledningen til recipienten.
En installering af et mekanisk-kemisk rensningsanlæg som Al-2 vil betyde en markant reduktion i
fosfor-udledningen, en lille reduktion i kvælstofudledning og en delvis reduktion i organisk materiale. Det rensede spildevand vil derfor stadig have en del næringsværdi, og det kan fortsat være
af stor betydning for miljøet, hvis udledningen sker til Ulkebugten. Det afhænger af, om de identificerede problemer skyldes primær eller sekundær forurening, samt vandmiljøets N-P forhold. En
rensning fjerner en stor del af de tungmetaller, der m˚
atte være i spildevandet. Med hensyn til det
æstetiske udtryk vil rensningen have en stor betydning for fjernelse af partikler samt forventede
reduktion af lugtgener. Forsøg, udført af Steffen Davidsen i for˚
aret 2013 p˚
a Lundtofte Rensningsanlæg, har vist, at anlægget har en 99 % reduktion af colibakterier, hvilket dog stadig efterlader
spildevandet med en høj koncentration af bakterier. Implementering af anlægget vil derfor delvist
afhjælpe de hygiejniske problemer omkring den nuværende spildevandsh˚
andtering [Davidsen, 2013].
Incitamenterne for at implementere et mekanisk-kemisk rensningsanlæg fremfor et mekanisk-kemiskbiologisk er at b˚
ade anlægs- og driftsomkostningerne er mindre, samt at biologiske anlæg er mere
følsomme over temperatur, mindre pladskrævende etc. Her fungerer Al-2 separationsanlæg som
et forholdsvist simpelt anlæg. Samlet set vurderes det, at en installation af et mekanisk-kemisk
anlæg samt udledning af det rensede spildevand ved Chokoladefabrikken vil løse de identificerede
problemer byen har i dag. Ved fortsat udledning til Ulkebugten vurderes det ikke at anlægget kan
løse alle problemer. En installering af et mekanisk-kemisk rensningsanlæg i Sisimiut vil først og
fremmest kræve, at kloaknettet gøres fuldstændigt, samt indførslen af en eller flere pumpestationer,
der kan lede alt spildevandet til samme sted. Før spildevandet løber ind i anlægget, bør der ske
en grovfiltrering, hvor de største fraktioner sorteres fra. Anlægget skal placeres indendørs, s˚
a det
ikke fryser til om vinteren og bemanding af anlægget bør være uddannet personale. Driftomkostningerne vil indebærer strøm, personale, vedligehold samt forbruget af kemikalier.
Karakteriseringen af slammet viser, at det kan anvendes som kompost eller til biogasproduktion.
Slammets velegnethed til biogas vurderes i et andet tilsvarende studenterprojekt [Alberola and
Vasilaki, 2013].
Hvis problemernes omfang skal sættes i forhold til omkostningerne ved at indføre et rensningsanlæg,
kan det være svært at argumentere for et omkostningstungt rensningsanlæg. Rensningsprocessen
vil samtidig indebære en udledning af fældningskemikalier og polymer, som m˚
aske er unødvendige
i forhold til omfanget af det problem, anlægget løser. Ydermere skal der med implementering af et
rensningsanlæg tages stilling til h˚
andteringen af slammet.
5.1
Forslag til videre undersøgelser
• Da resultaterne for uorganisk og total-kvælstof blevet meget højere end forventet, bør disse
analyser laves igen.
• Toksiciteten bør p˚
a baggrund af de meget tvetydige resultater ogs˚
a undersøges igen.
60
5.1. FORSLAG TIL VIDERE UNDERSØGELSER
KAPITEL 5. DISKUSSION
• S˚
afremt, et mekanisk-kemisk rensningsanlæg ønskes opsat et eller flere steder i byen, bør
der foretages flere undersøgelser med anlægget, herunder for at undersøge doseringen af
fældningsmiddel og polymer.
• Det bør undersøges, hvordan slammet kan indg˚
a i en brugbar proces til biogas eller kompost.
• Det bør fastsl˚
aes, om iltsvindet i Ulkebugten er for˚
arsaget af primær eller sekundær forurening, samt N-P forholdet i vandmiljøet.
61
6
Konklusion
Grundlaget for dette projekt var at undersøge effektiviteten af spildevandsrensning med Al-2 separationsanlæg. Der er i den forbindelse udført en række analyser af forureningskomponenter p˚
a det
urensede og det rensede spildevand. Forureningskomponenterne, der er undersøgt, er turbiditet,
COD, BOD5 , total-kvælstof, uorganisk kvælstof, total-fosfor, akut toksicitet, tungmetaller samt
medicinrester. Der er ydermere foretaget en række undersøgelser p˚
a den frafiltrerede slamfase.
Resultaterne for rensningen er i forhold til forventningerne overordnet en succes. Der ses en signifikant fjernelse af turbiditet, COD, BOD5 , total-kvælstof, uorganisk kvælstof samt for en række
tungmetaller. Det kan umiddelbart ikke konkluderes noget endegyldigt om toksiciteten p˚
a baggrund af disse undersøgelser. Da der ingen retningslinjer er for spildevandsudledningen i Grønland,
er der i dette projekt valgt at sammenholde udløbskoncentrationerne med udlederkrav og koncentrationer fra danske rensningsanlæg. Værdier for de rensede prøver viser, at udlederkravene er
overholdt for fosfor, men hverken for COD, BOD5 eller total-kvælstof. Tungmetaludledningen er
sammenholdt med de vandmiljøkvalitetskrav, der forventes, at fremtidig minedrift i Grønland skal
kunne overholde. Værdierne for de rensede prøver overstiger kvalitetskravene, men disse krav er
baseret p˚
a koncentrationer i vandmiljøet. Koncentrationerne af tungmetaller skal alts˚
a sammenholdes med fortyndingsgraden og vandudskiftningen i recipienten. Nærmere analyse af 5 lægemidler
viser, at der vil ske en delvis fjernelse af medicinrester fra spildevandet. Undersøgelserne har ikke
ført til yderligere afklaring af, om udledningen af medicinrester i dag udgør et problem. Der er for
slamfasen udelukkende registreret tungmetalkoncentrationer under grænseværdierne for tungmetaller i slam af jordbrugsmæssig værdi, hvilket betyder, at slammet kan anvendes til kompostering.
P˚
a baggrund af resultaterne vurderes det, at implementering af et Al-2 anlæg med fortsat udledning
i Ulkebugten ikke vil løse de nuværende problemer.
63
Litteratur
Tehmina Ahmad. Spildevandsrensning p˚
a grønland - gennemgang af anvendte rensningsmetoder.
Technical report, DTU, 2009.
Al-2. Kraft-varmeværker, 2013a. URL http://www.al-2.dk/239-238-kraft-_varmevaerker.
htm.
Al-2. Al-2, Oktober 2013b. URL http://www.al-2.dk/217-brochurer.htm.
Al-2 Teknik. AL-2 Teknik Seperation. Al-2 Teknik, 2013.
Laura Garcia Alberola and Georgia Vasilaki. Biogas concept for waste handling and renewable
energy production with co-digestion of shrimp residues, brown algae and sludge in sisimiut.
Center for Arktisk Teknologi, 2013.
Erik Arvin. Filtration of drinking water. Kursusmateriale til 12121 Vandforsyning, Februar 2002.
Anders Baun, Niels Nyholm, and K. Ole Kusk. Environmental risk assessment of chemicals. Kursusmateriale til 12237 Kemikalier i Miljøet, Februar 2013.
ISO Biotox. Water quality - determination of the inhibitory effect of water samples on the light
emission of vibrio fischeri (luminescent bacteria test) - part 3: Method using freeze-dried bacteria.
International Organization for Standardization, 1996.
Poul L. Bjerg and Peter Kjeldsen. Sorptions. Note til kurset 12134 Miljøtekniske Processor, Miljø
og Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet, 2012.
Dorete Bloch. Grindehvalen og færøernes grindefangst. Technical report, Føroya N´att´
urugripasavn,
2007.
Jette Boassen. E-mail korrespondance med farmakonom ved regionssygehuset sisimiut, November
2013.
Center for Arktisk Teknologi. Bestemmelse af Kvælstof efter Kjeldahl-metoden. Center for Arktisk
Teknologi, 2013.
Tina Chawes, Rikke Nielsen, and Sanne Skov Nielsen. Strømforhold i relation til udledningen af
spildevand i to grønlandske byer - sisimiut og ilulissat. Technical report, DTU, 2004.
Cole-Parmer. Kjeldahl method for determining nitrogen, August 2006.
coleparmer.com/TechLibraryArticle/384.
URL http://www.
Dansk Lægemiddel Information A/S, 2013. URL http://min.medicin.dk/.
DANVA - Dansk Vand- og Spildevandsforening. DANVA temadag om medicinrester i spildevand
3. november 2005, Odense. 2005.
Steffen Davidsen. Effektivitet af uv-c desinficering af r˚
at spildevand filtreret med al-2 separationsanlæg. Technical report, DTU, 2013.
64
LITTERATUR
LITTERATUR
Steffen Davidsen and Jens Toke. Metoder til rensning og desinfektion af kloakeret spildevand i
arktiske omr˚
ader med f˚
a indbyggere. Technical report, DTU, 2012.
Det Grønlandske Sundhedsvæsen. Sundhedsportalen, 2013. URL http://www.peqqik.gl/.
Thomas
Djursing.
Forbud
mod
fosfor
i
vaskemidler
er
godt
nyt
for
Østersøen,
April
2012.
URL
http://ing.dk/artikel/
forbud-mod-fosfor-i-vaskemidler-er-godt-nyt-ostersoen-128476.
Ronald L. Droste. Theory and practice of water and wastewater treatment. John Wiley & Sons,
Inc., 1997.
DTU - Environmental Engineering. Procedure for COD - Chemical Oxygen Demand. DTU, 2011.
Erland Gai. Find den rigtige polymer - og f˚
a bedre driftsøkonomi via øget tørstofindhold. Spildevandsteknisk Tidskrift, 1:18–20, 2008.
Google. Google maps - kort over sisimiut, Oktober 2013. URL https://maps.google.dk/maps?
q=sisimiut&ie=UTF-8&ei=c8twUpeLEcmZ4gSB2oGQCg&sqi=2&ved=0CAgQ_AUoAg.
Cherina Najaraj Gunnlaugsdottir and Anna Wraae. Anlægning af spildevandsanlæg i sisimiut - en
økonomisk undersøgelse for spildevandsrensning i sisimiut. Technical report, DTU Byg - Center
for Arktisk Teknologi, 2010.
Gyldendals ˚
Abne Encyklopædi. Bundvending, 2013a. URL http://www.denstoredanske.
dk/Natur_og_milj%C3%B8/Milj%C3%B8_og_forurening/Vandmilj%C3%B8,_spildevand_og_
olieforurening/bundvending.
Gyldendals ˚
Abne Encyklopædi. Kobber forurening, 2013b. URL http://www.denstoredanske.
dk/It,_teknik_og_naturvidenskab/Kemi/Grundstoffer/kobber/kobber_(Forurening).
Jan Hansen, 2013. Mundtlig overlevering.
Mogens Henze, Poul Harremo¨es, Jes la Cour Jansen, and Erik Arvin. Teoretisk spildevandsrensning
- biologiske og kemiske processer, volume 3. Polyteknisk Forlag, 2006.
Maritha H¨
orsing, Anna Ledin, Roman Grabic, Jerker Fick, Mats Tysklind, Jes la Cour Jansen,
and Henrik R. Andersen. Determination of sorption of seventy-five pharmaceuticals in sewage
sludge. Water Research, 45:4470–4482, 2011.
ICP-OES. Icp-oes og icp-ms. Modtaget af Sabrina Madsen, 2013. Kap. 13.
Ulla Andrup Jensen and Erik Lomstein. Spildevand - drift af kemiske anlæg, Februar 2011. Undervisningsministeriet, Efteruddannelsesudvalget for bygge/anlæg og industri.
Poul Johansen, Christian Glahder, and Gert Asmund. Bmp guidelines - for preparing an environmental impact assessment eia report for mineral exploitation in greenland. Bureau of Minerals
and Petroleum, Januar 2011.
Marie With Jørgensen. Tungmetaller i det marine miljø omkring sisimiut. Technical report, DTU,
2004.
Klaus L. E. Kaiser. Correlations of vibrio fischeri bacteria test data with bioassay data for other
organisms. Environmental Health Perspectives, 106:583–591, 1998.
KEMIRA. Vandbehandlingskemikalier, 2013a. URL http://www.kemira.com/regions/denmark/
dk/solutionsproducts/produkter/pages/default.aspx.
KEMIRA.
Bod and cod removal, 2013b.
URL
industries-applications/Pages/bodcod-removal.aspx.
65
http://www.kemira.com/en/
LITTERATUR
LITTERATUR
KEMIRA. Fysiske data, 2013c.
Jesper Kjølholt, Per Nielsen, and Frank Stuer-Lauridsen. Hormonforstyrrende stoffer og lægemidler
i spildevand. Miljøstyrelsen, Miljøministeriet, 2003. Miljøprojekt Nr. 799.
K. Ole Kusk. Biotox-Luminescense, Januar 2008. Kursusmateriale til 12230 & 12235.
Stockholms L¨
ans Landsting. Janusinfo, milj¨oklassificerade l¨akemedel, 2013. URL http://www.
janusinfo.se/Beslutsstod/Miljo-och-lakemedel/Miljoklassificerade-lakemedel/.
Grith Martinsen and Ellen Stærk Nicolajsen. Karakterisering af spildevand i sisimiut, grønland,
med særligt fokus p˚
a antibiotikaresistente bakterier. Technical report, DTU, 2011.
Merck Millipore. Ammonium test, 2013. URL http://www.merckmillipore.com/finland/
chemicals/ammonium-test/MDA_CHEM-100683/p_w0ab.s1LRNoAAAEWhOIfVhTl.
Miljøstyrelsen. Udrednings- og pilotprojekt vedr. h˚
andtering af miljøproblemer som følge af spildevand i de grønlandske byer - fase 1 kortlægkort af problemomfang. Technical report, 2005.
Miljøstyrelsen. Udrednings- og pilotprojekt vedr. h˚
andtering af gr˚
at spildevand i de grønlandske
byer og bygder, Juni 2006.
Betty Mogensen, Rossana Bossi, Jeanne Kjær, Ren´e Juhler, and Susanne Boutrup. Lægemidler
og triclosan i punkilder og vandmiljøet. Technical Report Faglig rapport fra DMU nr. 638,
Danmarks Miljøundersøgelser, 2008.
Naturstyrelsen. Nøgletal for miljøfarlige stoffer i spildevand fra renseanlæg - p˚
a baggrund af data
fra det nationale overv˚
agningsprogram for punktkilder 1998-2009. Miljøministeriet, 2011. URL
http://www.naturstyrelsen.dk/NR/rdonlyres/DD2C5F5F-332F-49A2-B249-C9FF4C94AA46/
135936/Noegletal_for_miljoefarlige_stoffer_Renseanlaeg_19.pdf.
Naturstyrelsen.
Udledninger og miljøkvalitetskrav, September 2013.
URL
//www.naturstyrelsen.dk/Vandet/Vand-i-hverdagen/Spildevand/Udledninger_
miljoekvalitetskrav/.
http:
Naturv¨
ardsverket. What’s in the sea for me. The Swedish Environmental Protection Agency,
Februar 2009. Report 5872.
William W. Nazaroff and Lisa Alvarez-Cohen. Environmental Engineering Science. John Wiley &
Sons, Inc., 2001.
Shahid Parvez, Chandra Venkataraman, and Suparna Mukherji. A review on advantages of implementing luminescence inhibition test (vibrio fischeri) for acute toxicity prediction of chemicals.
ENVIRONMENT INTERNATIONAL, 32:265–268, 2004.
Bodil Mose Pedersen, Ulf Nielsen, and Bent Halling Sørensen. Begrænsning af humane lægemiddelrester og antibiotikaresistens i spildevand med fokus p˚
a reduktion ved kilden. Technical Report
Miljøprojekt Nr. 1189, Miljøstyrelsen, 2007.
Hans Holt Poulsen. Bæredygtig spildevandsrensning i sisimiut, Juli 2012.
Hans Holt Poulsen. Bæredygtig spildevandsrensning i qeqqata kommunia - delprojekt nr. 22:
Analyse af mulighederne for fremtidig bæredygtig h˚
andtering af spildevand i qeqqata kommunia
og inspiration til spildevandsh˚
andtering i hele grønland., 2013.
Lennart Rasmussen. Kemiske stoffer i miljøet. Gads Forlag, 2000.
Retsinformation. Bekendtgørelse om anvendelse af affald til jordbrug (slambekendtgørelsen), December 2006. URL https://www.retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=13056.
66
LITTERATUR
LITTERATUR
Retsinformation. Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter miljøbeskyttelseslovens
kapitel 3 og 4, spildevandsbekendtgørelsen.
Miljøministeriet, 2007.
https://www.retsinformation.dk/Forms/R0710.aspx?id=113752.
Retsinformation. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandomr˚
ader og krav til udledning af
forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet. Naturstyrelsen, Miljøministeriet, 2010.
Gunni Ærtebjerg, Jesper H. Andersen, and Ole S. Hansen. Nutrients and eutrophication in danish
marine wwater - a challenge for science and management. Technical report, Miljøministeriet,
2003.
Caterina Ruggiero and Laura Villemoes. Økotoksikologisk undersøgelser af havmiljøet omkring
sisimiut. Technical report, DTU, 2005a.
Caterina Ruggiero and Laura Villemoes. Spildevandsh˚
andtering og effekter p˚
a havmiljøet omkring
sisimiut - samt sammenligning med søndre strømfjord. Technical report, DTU, 2005b.
Caterina Ruggiero and Laura Villemoes. Miljøvurdering af havmiljøet i ulkebugten, sismiut. Technical report, DTU, 2006.
Solubility of Things. Water solubility table, 2013. URL http://www.solubilityofthings.com/
water/ions_solubility/solubility_chart.
Frank Stuer-Lauridsen, Lisbet Hansen, Morten Birkved, and Jesper Kjølholt /& Sonja Mikkelsen.
Litteraturudredning vedrørende human medicin i miljøet. Technical Report Miljøprojekt nr.
661, Miljøstyrelsen, 2002.
George Tchobanoglous, Franklin L. Burton, and H. David Stensel. Wastewater Engineering, Treatment and Reuse. McGraw-Hill, 2004.
Maria Louise Thomsen, Stine Gro Jensen, and Rikke Tjørnhøj. Analyse af recipienterne af spildevand i sisimiut. Technical report, DTU, 2003.
Jesper Tornbjerg. Medicinrester i drikkevand. Artikel, August 2004. URL http://politiken.
dk/indland/ECE91962/medicinrester-i-drikkevand/.
U. S. E. P. Agency. Phosphorus, 2013. URL http://water.epa.gov/type/rsl/monitoring/
vms56.cfm.
Gayla Velez. Inductivily coupled plasma: The future of heavy metals testing. Life Science :
Technical Bulletin, April 2009. http://www.sgs.com/ /media/Global/Documents/Technical
Leif Winther, Mogens Henze, Jens Jørgen Linde, and H. Thorkild Jensen. Spildevandsteknik.
Polyteknisk Forlag, 1998.
WTW. Bod self-check measurement, 2013a. URL http://www.wtw.de/en/products/lab/
bodrespiration/bod-self-check-measurement.html.
WTW. Operation of the Single Measuring System OxiTop, 2013b. URL http://www.globalw.
com/downloads/WQ/oxitopis.pdf.
67
A
COD
I tabel A.1 COD-koncentrationerne i mg O2 /L. I tabel A.2 ses resultaterne for den 2-sidet ANOVA.
Tabel A.1: COD (mg O2 /L). VF AS,blindprøve er 8,45 mL,Vprøve er 3,5 mL og MF AS er 0,035 mol/L
Navn p˚
a prøver
1U
1U
1U
1R
1R
1R
2U
2U
2U
2R
2R
2R
3U
3U
3U
3Ra
3Ra
3Ra
3Rb
3Rb
3Rb
3Rc
3Rc
3Rc
4U
4U
4U
4R
4R
4R
5U
5U
5U
5R
5R
5R
Hvis fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
fortyndet
Forhold
0,5
0,5
0,5
1
1
1
0,5
0,5
0,5
1
1
1
0,5
0,5
0,5
1
1
1
1
1
1
1
1
1
0,5
0,5
0,5
1
1
1
0,5
0,5
0,5
1
1
1
69
VF AS,prøve
mL
4,9
4,9
4,5
3,2
3,4
3,2
5,2
5,4
5,1
6,8
6,9
6,8
4,3
4,2
4,6
5,5
6,0
6,8
6,5
6,7
5,3
5,2
6,6
5,9
5,3
6,7
6,4
6,9
5,2
4,3
4,7
5,0
4,7
5,1
5,9
3,5
CCOD
mg O2 /L
562,7
562,7
627,5
414,9
403,1
417,3
516,9
486,8
523,2
129,6
122,5
130,4
656,0
676,5
616,4
231,6
194,4
129,6
156,5
142,3
248,9
259,2
144,6
204,7
505,8
281,4
322,4
124,1
258,4
328,0
594,3
553,2
597,5
263,2
204,7
394,4
Tabel A.2: 2-way-ANOVA for COD, udført p˚
a tabel A.1
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
COD
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
10,79
72,93
10,29
P value
P<0,0001
P<0,0001
P<0,0001
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
***
***
***
Significant?
Yes
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
176500
1193000
168300
98050
Mean square
29420
1193000
28050
3502
F
8,401
340,7
8,012
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Urenset vs Renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
584,3
509
649,6
649,6
649,6
369,9
581,7
Renset
411,8
127,5
185,2
182,6
202,8
236,8
287,4
Difference
-172,6
-381,5
-464,4
-467,1
-446,8
-133
-294,3
95% CI of diff,
-312,8 to -32,32
-521,7 to -241,2
-604,7 to -324,2
-607,3 to -326,8
-587,0 to -306,6
-273,3 to 7,191
-434,5 to -154,0
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-172,6
-381,5
-464,4
-467,1
-446,8
-133
-294,3
t
3,571
7,895
9,613
9,667
9,247
2,753
6,09
P value
P<0,01
P<0,001
P<0,001
P<0,001
P<0,001
P <0,05
P<0,001
Summary
**
***
***
***
***
ns
***
70
Tabel A.3: COD-koncentrationer i mg/L; angivet gennemsnit (Mean), standardafvigelse (SD) samt antallet af frie parametre (N)
3a
Mean
215,7559
SD
53,16298
N
3
3b
Mean
160,4339
SD
29,45444
N
3
3c
Mean
194,4174
SD
60,32854
N
3
Tabel A.4: 1-way-ANOVA for COD for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel A.3
71
Table Analyzed
COD: 3a, 3b ,3c
One-way analysis of variance
P value
P value summary
Are means signif, different? (P ¡ 0,05)
Number of groups
F
R squared
0,4363
ns
No
3
0,9554
0,2415
ANOVA Table
Treatment (between columns)
Residual (within columns)
Total
SS
4671
14670
19340
df
2
6
8
MS
2335
2444
Bonferroni’s Multiple Comparison Test
Column A vs Column B
Column A vs Column C
Column B vs Column C
Mean Diff,
55,32
21,34
-33,98
t
1,370
0,5286
0,8418
Significant? P < 0,05?
No
No
No
Summary
ns
ns
ns
95% CI of diff
-77,39 to 188,0
-111,4 to 154,0
-166,7 to 98,73
I tabel A.3 er mean, SD samt N bestemt for prøve 3Ra, 3Rb og 3Rc. Disse parametre bruges til en 1-sidet ANOVA p˚
a de tre prøver. Som det fremg˚
ar
af p-værdierne i tabel A.4, er der ingen signifikant forskel p˚
a de tre prøver.
B
BOD5
Af figur B.1 ses udviklingen i biokemisk iltforbrug (mg O2 /L) for prøve 1 til 5, henholdsvis urenset
og renset, hen over 5 døgn.
Figur B.1: BOD-m˚
alinger i mg O2 /L for prøve 1, 2, 3a, 3b, 3c, 4 og 5 som funktion af tiden [min].
I tabel B.1 ses resultaterne for BOD-m˚
alinger (mg O2 /L) efter 5 døgn, m˚
alt med Oxitoppe. I tabel
B.2 ses resultaterne for den 2-sidet ANOVA udført p˚
a data fra tabel B.1.
I tabel B.3 er mean, SD samt N bestemt for prøve 3Ra, 3Rb og 3Rc. Disse parametre bruges til
en 1-sidet ANOVA p˚
a de tre prøver. Som det fremg˚
ar af p-værdierne i tabel B.4, er der ingen
signifikant forskel p˚
a de tre prøver.
Tabel B.1: BOD-m˚
alinger i mg O2 /L efter 5 dage
Prøve
1
2
3a
3b
3c
4
5
264
186
234
234
234
90
290
Urenset
[mg O2 /L]
234
141
329
329
329
76
253
11,3
110
73
72
Renset
[mg O2 /L]
54,7
41,8
50
48,3
48,3
42,4
59,1
45,2
23,6
50,3
1,4
45,5
34,4
Tabel B.2: 2-way-ANOVA for BOD5 , udført p˚
a tabel B.1
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
BOD5
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
9,92
75,23
12,08
P value
0,0049
P<0,0001
0,0019
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
**
***
**
Significant?
Yes
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
16
Sum-of-squares
34680
263100
42240
18710
Mean square
5780
263100
7040
1169
F
4,943
225
6,021
Number of missing values
12
Bonferroni posttests
Urenset vs Renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
249
163,5
281,5
281,5
281,5
92
271,5
Renset
37,07
32,7
50,15
24,85
46,9
38,4
66,05
Difference
-211,9
-130,8
-231,4
-256,7
-234,6
-53,6
-205,5
95% CI of diff,
-308,1 to -115,7
-236,2 to -25,41
-336,7 to -126,0
-362,0 to -151,3
-340,0 to -129,2
-149,8 to 42,61
-310,8 to -100,1
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-211,9
-130,8
-231,4
-256,7
-234,6
-53,6
-205,5
t
6,79
3,825
6,766
7,506
6,861
1,717
6,008
P value
P<0,001
P < 0,05
P<0,001
P<0,001
P<0,001
P >0,05
P<0,001
Summary
***
*
***
***
***
ns
***
73
Tabel B.3: BOD-m˚
alinger [mg/L] for de rensede prøver efter 5 dage; angivet gennemsnit (Mean), standardafvigelse (SD) samt antallet af frie
parametre (N)
Mean
50,15
3Ra
SD
0,2121315
N
2
Mean
24,85
3Rb
SD
33,16331
N
2
3Rc
SD
1,979898
Mean
46,9
N
2
Tabel B.4: 1-way-ANOVA for BOD5 for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel B.3
74
1 way ANOVA
Table Analyzed
BOD 3a;3b;3c
One-way analysis of variance
P value
P value summary
Are means signif, different? (P ¡ 0,05)
Number of groups
F
R squared
0,4565
ns
No
3
1,030
0,4071
ANOVA Table
Treatment (between columns)
Residual (within columns)
Total
SS
757,9
1104
1862
df
2
3
5
MS
379,0
367,9
Bonferroni’s Multiple Comparison Test
3a vs 3b
3a vs 3c
3b vs 3c
Mean Diff,
25,30
3,250
-22,05
t
1,319
0,1694
1,150
Significant? P < 0,05?
No
No
No
Summary
ns
ns
ns
95% CI of diff
-67,86 to 118,5
-89,91 to 96,41
-115,2 to 71,11
C
Kvælstof
I dette appendiks ses resultaterne for kjeldahl analysen tabel C, de spildevandsprøver, der er lavet
statistik af tabel C.2 og resultatet for to-sidet ANOVA tabel C.4, samt resultaterne for ammoniaktesten, tabel C.1.
Tabel C.1: Resultaterne for ammoniak-analysen i mg/L
Prøver Urenset Renset
1
80
63
2
670
314
3a
271
154
4
850
173
5
700
590
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
Tabel C.2: Kjeldahl: Total-kvælstofkoncentrationer i mg/L
Urenset
Renset
1,33074
0,6554579
1,180132
1,925464
1,435114
1,579417
1,052641
0,8396894
0,5847074
1,052641
0,8396894
0,5223628
1,052641
0,8396894
0,5798038
0,9118409
0,9104398
0,393611
1,692198
1,854714
1,175929
75
0,5875093
1,054042
0,329235
0,7178023
0,5910118
0,7262083
1,180132
Tabel C.3: Resultater og udregninger for Kjeldahl-analysen
Slamprøver
1S
1S
2S
2S
3Sa
3Sa
3Sb
3Sb
4S
4S
5S
5S
Spildevandsprøver
1U
1U
1R
1R
2U
2U
2R
2R
3U
3U
3Ra
3Ra
3Rb
3Rb
3Rc
3Rc
4U
4U
4R
4R
5U
5U
5R
5R
reference1
reference2
reference3
kontrol
kontrol
kontrol
kontrol
kontrol
kontrol
middel
svovlsyre
ml,
30,48
1,95
12,60
3,09
7,83
2,28
4,87
2,80
4,30
2,81
5,24
4,22
konc,
mol/l
0,025
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
0,050
M(N)
g/mol nitrogen
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
2,18
1,21
1,96
1,12
3,03
2,33
2,53
1,78
1,78
1,48
1,11
0,75
1,02
1,30
1,10
1,12
1,58
1,58
0,84
1,31
2,69
2,92
1,96
1,96
60,90
60,75
63,64
0,28
0,28
0,28
0,28
0,27
0,28
0,2763
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,050
0,050
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
14,01
76
masse afvejet slam
g
0,96
1,21
1,02
1,16
1,16
1,21
1,04
1,17
0,98
1,13
1,07
0,99
ml, spildevand
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,02
1,06
1,10
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
%N
2,20
0,19
1,69
0,34
0,91
0,23
0,62
0,30
0,58
0,32
0,65
0,56
g/kg
21,96
1,93
16,94
3,39
9,11
2,33
6,17
3,02
5,76
3,15
6,51
5,56
0,13
0,07
0,12
0,06
0,19
0,14
0,16
0,11
0,11
0,08
0,06
0,03
0,05
0,07
0,06
0,06
0,09
0,09
0,04
0,07
0,17
0,19
0,12
0,12
4,15
4,01
4,03
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
1,33
0,66
1,18
0,59
1,93
1,44
1,58
1,05
1,05
0,84
0,58
0,33
0,52
0,72
0,58
0,59
0,91
0,91
0,39
0,73
1,69
1,85
1,18
1,18
41,50
40,05
40,32
0,00
0,00
0,00
0,00
-0,01
0,00
Tabel C.4: 2-way-ANOVA for Kjeldahl, udført p˚
a tabel C.2
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Kjeldahl
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
2,76
19,64
60,25
P value
0,885
0,0014
0,0007
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
**
***
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
14
Sum-of-squares
0,1354
0,9624
2,952
0,8502
Mean square
0,02257
0,9624
0,492
0,06073
F
0,3716
15,85
8,103
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Urenset vs Renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
0,9931
1,68
0,9462
0,9462
0,9462
0,9111
1,773
Renset
0,8838
1,317
0,457
0,6201
0,5854
0,5599
1,178
Difference
-0,1093
-0,3636
-0,4892
-0,3261
-0,3608
-0,3512
-0,5954
95% CI of diff,
-0,8846 to 0,6661
-1,139 to 0,4118
-1,265 to 0,2862
-1,101 to 0,4493
-1,136 to 0,4146
-1,127 to 0,4241
-1,371 to 0,1799
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0,1093
-0,3636
-0,4892
-0,3261
-0,3608
-0,3512
-0,5954
t
0,4434
1,475
1,985
1,323
1,464
1,425
2,416
P value
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
77
D
Fosfor
Tabel D.1: Fosfor i spildevandsprøverne (Bemærk:kommaer er i denne tabel erstattet af punktummer)
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
9.64175
13.8626
13.1974
13.1974
13.1974
8.28839
12.3346
9.1894
17.8804
12.7927
12.7927
12.7927
9.92963
24.0251
10.3588
13.6167
12.4065
12.4065
12.4065
7.7008
11.8284
78
Renset
0.148444
0.29252
0.164083
0.216119
0.212263
0.18265
7.19212
0
0
0
0
0
0
10.0897
0
0
0
0
0
0
6.6772
Tabel D.2: 2-sidet-ANOVA for fosfor, udført p˚
a tabel D.1 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Fosfor
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
3.44
76.95
12.92
P value
0.0537
P<0.0001
P<0.0001
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
***
***
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
60.61
1356
227.8
117.9
Mean square
10.1
1356
37.96
4.212
F
2.398
322
9.012
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Urenset vs Renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
9.73
15.12
12.8
12.8
12.8
8.64
16.06
Renset
0.04948
0.09751
0.05469
0.07204
0.07075
0.06088
7.986
Difference
-9.681
-15.02
-12.74
-12.73
-12.73
-8.579
-8.076
95% CI of diff.
-14.54 to -4.817
-19.89 to -10.16
-17.61 to -7.881
-17.59 to -7.863
-17.59 to -7.865
-13.44 to -3.715
-12.94 to -3.213
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-9.681
-15.02
-12.74
-12.73
-12.73
-8.579
-8.076
t
5.777
8.965
7.605
7.595
7.596
5.12
4.82
P value
P<0.001
P<0.001
P<0.001
P<0.001
P<0.001
P<0.001
P<0.001
Summary
***
***
***
***
***
***
***
79
Tabel D.3: fosfor-koncentrationer [mg/L] for de rensede prøver efter 5 dage; angivet gennemsnit (Mean), standardafvigelse (SD) samt antallet af frie
parametre (N)
3a
3b
3c
0,05469434
0,09473336
3
0,07203967
0,1247764
3
0,07075433
0,1225501
3
Tabel D.4: 1-way-ANOVA for Fosfor for de rensede prøver 3Ra, 3Rb og 3Rc, udført p˚
a tabel D.3
80
Table Analyzed
Fosfor. 3a. 3b. 3c
One-way analysis of variance
P value
P value summary
Are means signif. different? (P < 0.05)
Number of groups
F
R squared
0.9790
ns
No
3
0.02125
0.007033
ANOVA Table
Treatment (between columns)
Residual (within columns)
Total
SS
0.0005604
0.07912
0.07968
df
2
6
8
MS
0.0002802
0.01319
Bonferroni’s Multiple Comparison Test
3a vs 3b
3a vs 3c
3b vs 3c
Mean Diff.
-0.01735
-0.01606
0.001285
t
0.1850
0.1713
0.01371
Significant? P < 0.05?
No
No
No
Summary
ns
ns
ns
95% CI of diff
-0.3256 to 0.2909
-0.3243 to 0.2922
-0.3070 to 0.3095
I tabel D.3 er mean, SD samt N bestemt for prøve 3Ra, 3Rb og 3Rc. Disse parametre bruges til en 1-sidet ANOVA p˚
a de tre prøver. Som det fremg˚
ar
af p-værdierne i tabel D.4, er der ingen signifikant forskel p˚
a de tre prøver.
E
Tungmetal
Tabel E.1: 2-way-ANOVA for aluminium, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Aluminium
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
9
18.83
13.57
P value
0.6394
0.0056
0.3978
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
**
ns
Significant?
No
Yes
No
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.655
1.37
0.9876
4.266
Mean square
0.1092
1.37
0.1646
0.1523
F
0.7166
8.994
1.08
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Aluminium - urenset vs Aluminium - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Aluminium - urenset
0.7045
0.09911
0.6258
0.6258
0.6258
0.1392
0.1422
Aluminium - renset
0.3062
0
0.01067
0
0
0
0.1169
Difference
-0.3983
-0.09911
-0.6151
-0.6258
-0.6258
-0.1392
-0.02529
95% CI of diff.
-1.323 to 0.5266
-1.024 to 0.8258
-1.540 to 0.3098
-1.551 to 0.2991
-1.551 to 0.2991
-1.064 to 0.7857
-0.9502 to 0.8996
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.3983
-0.09911
-0.6151
-0.6258
-0.6258
-0.1392
-0.02529
t
1.25
0.311
1.93
1.964
1.964
0.4369
0.07935
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
81
Tabel E.2: 2-way-ANOVA for arsen, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Arsen
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
9.64
13.41
9.64
P value
0.6759
0.0254
0.6759
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
*
ns
Significant?
No
Yes
No
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.0001627
0.0002264
0.0001627
0.001136
Mean square
0.00002711
0.0002264
0.00002711
0.00004058
F
0.6682
5.579
0.6682
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Arsen - urenset vs Arsen - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Arsen - urenset
0
0
0
0
0
0
0
Arsen - renset
0.00169
0.004486
0.007553
0
0
0.008138
0.01064
Difference
0.00169
0.004486
0.007553
0
0
0.008138
0.01064
95% CI of diff.
-0.01341 to 0.01679
-0.01061 to 0.01958
-0.007543 to 0.02265
-0.01510 to 0.01510
-0.01510 to 0.01510
-0.006957 to 0.02323
-0.004460 to 0.02573
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
0.00169
0.004486
0.007553
0
0
0.008138
0.01064
t
0.3249
0.8624
1.452
0
0
1.565
2.045
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
Tabel E.3: 2-way-ANOVA for bly, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel erstattet
af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Bly
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
15.08
16.74
8.65
P value
0.3442
0.009
0.6681
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
**
ns
Significant?
No
Yes
No
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.0005187
0.0005759
0.0002978
0.002048
Mean square
0.00008645
0.0005759
0.00004963
0.00007314
F
1.182
7.874
0.6785
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Bly - urenset vs Bly - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Bly - urenset
0.002762
0.00931
0.01392
0.01392
0.01392
0.01468
0.00767
Bly - renset
0.008444
0.00359
0
0
0.01232
0
0
Difference
0.005683
-0.00572
-0.01392
-0.01392
-0.001605
-0.01468
-0.00767
95% CI of diff.
-0.01458 to 0.02595
-0.02599 to 0.01455
-0.03419 to 0.006343
-0.03419 to 0.006343
-0.02187 to 0.01866
-0.03495 to 0.005583
-0.02794 to 0.01260
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
0.005683
-0.00572
-0.01392
-0.01392
-0.001605
-0.01468
-0.00767
t
0.8138
0.8192
1.994
1.994
0.2298
2.103
1.098
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P >0.05
P >0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
82
Tabel E.4: 2-way-ANOVA for cadmium, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Cadmium
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
22.9
1.4
3.69
P value
0.2198
0.4668
0.9597
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
ns
ns
Significant?
No
No
No
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.00001432
8.752E-07
0.000002307
0.00004502
Mean square
0.000002386
8.752E-07
3.845E-07
0.000001608
F
1.484
0.5444
0.2392
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Cadmium - urenset vs Cadmium - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Cadmium - urenset
0.001349
0.001345
0.001422
0.0006457
0.0006457
0
0
Cadmium - renset
0.0004943
0.001146
0
0.001838
0.0005307
0.00155
0.001871
Difference
-0.000855
-0.0001997
-0.001422
0.001192
-0.000115
0.00155
0.001871
95% CI of diff.
-0.003860 to 0.002150
-0.003204 to 0.002805
-0.004426 to 0.001583
-0.001813 to 0.004197
-0.003120 to 0.002890
-0.001455 to 0.004554
-0.001134 to 0.004875
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.000855
-0.0001997
-0.001422
0.001192
-0.000115
0.00155
0.001871
t
0.8259
0.1929
1.373
1.151
0.1111
1.497
1.807
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
Tabel E.5: 2-way-ANOVA for jern, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Jern
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
9.97
35.06
19.22
P value
0.2892
P<0.0001
0.0454
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
***
*
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
1.764
6.207
3.402
6.328
Mean square
0.294
6.207
0.5671
0.226
F
1.301
27.46
2.509
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Jern - urenset vs Jern - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Jern - urenset
0.9003
0.3039
1.445
1.445
1.445
0.3832
0.6169
Jern - renset
0.3851
0.03125
0.1157
0.1896
0.3554
0.02719
0.05252
Difference
-0.5152
-0.2727
-1.329
-1.255
-1.089
-0.356
-0.5643
95% CI of diff.
-1.642 to 0.6114
-1.399 to 0.8539
-2.456 to -0.2026
-2.382 to -0.1287
-2.216 to 0.03720
-1.483 to 0.7706
-1.691 to 0.5622
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.5152
-0.2727
-1.329
-1.255
-1.089
-0.356
-0.5643
t
1.327
0.7024
3.424
3.234
2.806
0.9171
1.454
P value
P > 0.05
P > 0.05
P < 0.05
P < 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
*
*
ns
ns
ns
83
Tabel E.6: 2-way-ANOVA for kobber, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
kobber
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
8.51
58.26
15.95
P value
0.0628
P<0.0001
0.0034
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
***
**
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.0178
0.1219
0.03338
0.03616
Mean square
0.002967
0.1219
0.005564
0.001292
F
2.297
94.4
4.308
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Kobber - urenset vs Kobber - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Kobber - urenset
0.1654
0.1158
0.1547
0.1547
0.1547
0.0467
0.1978
Kobber - renset
0.03265
0.01834
0.07698
0.05031
0.01675
0.01266
0.02778
Difference
-0.1327
-0.09749
-0.07772
-0.1044
-0.1379
-0.03404
-0.17
95% CI of diff.
-0.2179 to -0.04755
-0.1827 to -0.01232
-0.1629 to 0.007449
-0.1895 to -0.01922
-0.2231 to -0.05278
-0.1192 to 0.05113
-0.2552 to -0.08488
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.1327
-0.09749
-0.07772
-0.1044
-0.1379
-0.03404
-0.17
t
4.523
3.322
2.648
3.557
4.701
1.16
5.795
P value
P<0.001
P < 0.05
P > 0.05
P<0.01
P<0.001
P > 0.05
P<0.001
Summary
***
*
ns
**
***
ns
***
Tabel E.7: 2-way-ANOVA for krom, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Krom
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
1.14
4.88
0.33
P value
0.9991
0.2373
1
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
ns
ns
Significant?
No
No
No
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.000001593
0.000006812
0.000000458
0.0001308
Mean square
2.654E-07
0.000006812
7.633E-08
0.00000467
F
0.05683
1.459
0.01634
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Krom - urenset vs Krom - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Krom - urenset
0.00422
0.003473
0.00392
0.00392
0.00392
0.003398
0.003471
Krom - renset
0.002739
0.003001
0.002915
0.003053
0.002863
0.003121
0.002993
Difference
-0.001481
-0.0004723
-0.001005
-0.0008677
-0.001057
-0.0002767
-0.000478
95% CI of diff.
-0.006603 to 0.003640
-0.005594 to 0.004649
-0.006127 to 0.004116
-0.005989 to 0.004254
-0.006178 to 0.004064
-0.005398 to 0.004845
-0.005599 to 0.004643
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.001481
-0.0004723
-0.001005
-0.0008677
-0.001057
-0.0002767
-0.000478
t
0.8395
0.2677
0.5697
0.4917
0.599
0.1568
0.2709
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
84
Tabel E.8: 2-way-ANOVA for mangan, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Mangan
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
24.7
4.99
58.57
P value
P<0.0001
0.0018
P<0.0001
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
***
**
***
Significant?
Yes
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.08617
0.01742
0.2043
0.04093
Mean square
0.01436
0.01742
0.03406
0.001462
F
9.824
11.92
23.3
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Mangan - urenset vs Mangan - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Mangan - urenset
0.07223
0.01958
0.04568
0.04568
0.04568
0.3208
0.06523
Mangan - renset
0.1556
0.0823
0.06838
0.2163
0.1559
0.2008
0.02061
Difference
0.08339
0.06272
0.0227
0.1707
0.1103
-0.1199
-0.04462
95% CI of diff.
-0.007210 to 0.1740
-0.02788 to 0.1533
-0.06790 to 0.1133
0.08006 to 0.2613
0.01965 to 0.2009
-0.2106 to -0.02934
-0.1352 to 0.04598
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
0.08339
0.06272
0.0227
0.1707
0.1103
-0.1199
-0.04462
t
2.671
2.009
0.7272
5.467
3.532
3.842
1.429
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P<0.001
P < 0.05
P<0.01
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
***
*
**
ns
Tabel E.9: 2-way-ANOVA for nikkel, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Nikkel
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
11.79
21.49
43.66
P value
0.0548
P<0.0001
P¡0.0001
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
***
***
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.000357
0.0006504
0.001322
0.0006982
Mean square
0.00005949
0.0006504
0.0002203
0.00002493
F
2.386
26.08
8.833
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Nikkel - urenset vs Nikkel - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Nikkel - urenset
0.01085
0.004804
0.01347
0.01347
0.01347
0.007651
0.003726
Nikkel - renset
0.01963
0.0175
0.01574
0.03157
0.02201
0.01289
0.003201
Difference
0.008783
0.0127
0.002268
0.0181
0.008534
0.005237
-0.000525
95% CI of diff.
-0.003050 to 0.02062
0.0008669 to 0.02453
-0.009565 to 0.01410
0.006264 to 0.02993
-0.003299 to 0.02037
-0.006596 to 0.01707
-0.01236 to 0.01131
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
0.008783
0.0127
0.002268
0.0181
0.008534
0.005237
-0.000525
t
2.154
3.115
0.5564
4.439
2.093
1.284
0.1288
P value
P > 0.05
P < 0.05
P > 0.05
P<0.001
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
*
ns
***
ns
ns
ns
85
Tabel E.10: 2-way-ANOVA for zink, udført p˚
a tabel E.11 (Bemærk:kommaer er i denne tabel
erstattet af punktummer)
2 way ANOVA
Parameter
Table Analyzed
Zink
Two-way ANOVA
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
% of total variation
2.79
37.24
21.73
P value
0.9091
P<0.0001
0.0364
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
***
*
Significant?
No
Yes
Yes
Source of Variation
Interaction
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
6
1
6
28
Sum-of-squares
0.01324
0.1764
0.103
0.1811
Mean square
0.002207
0.1764
0.01716
0.006468
F
0.3411
27.28
2.653
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
Zink - urenset vs Zink - renset
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Zink - urenset
0.247
0.09753
0.235
0.235
0.235
0.08703
0.1676
Zink - renset
0.08943
0.01842
0.05904
0.0896
0.1093
0.0102
0.02071
Difference
-0.1576
-0.07911
-0.1759
-0.1454
-0.1257
-0.07683
-0.1468
95% CI of diff.
-0.3482 to 0.03298
-0.2697 to 0.1115
-0.3665 to 0.01465
-0.3360 to 0.04522
-0.3163 to 0.06490
-0.2674 to 0.1138
-0.3374 to 0.04375
Row Factor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Difference
-0.1576
-0.07911
-0.1759
-0.1454
-0.1257
-0.07683
-0.1468
t
2.4
1.205
2.679
2.214
1.914
1.17
2.236
P value
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
P > 0.05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
86
Tabel E.11: Tungmetal i rensede og urensede spildevandsprøver [mg/l] (Bemærk:kommaer er i denne tabel erstattet af punktummer)
Prøver
1
2
3a
3b
3c
4
5
1
2
3a
3b
3c
4
5
1
2
3a
3b
3c
4
5
87
1
2
3a
3b
3c
4
5
1
2
3a
3b
3c
4
5
Aluminium urenset
0.452495
0.062524
0.216215
0.216215
0.216215
0.033479
0.099401
Cadmium urenset
0
0
0
0
0
0
0
Kobber urenset
0.180058
0.132665
0.149244
0.149244
0.149244
0.049542
0.273884
Nikkel urenset
0.007726
0
0.019755
0.019755
0.019755
0.003996
0
Zink urenset
0.250108
0.083839
0.144008
0.144008
0.144008
0.052522
0.143201
1.30438
0.184837
1.51676
1.51676
1.51676
0.366599
0.261214
0.356591
0.049958
0.144398
0.144398
0.144398
0.017616
0.066
0.002298
0.001618
0.002328
0
0
0
0
0.00175
0.002418
0.001937
0.001937
0.001937
0
0
0.173903
0.112583
0.202163
0.202163
0.202163
0.056337
0.111291
0.142119
0.102218
0.112677
0.112677
0.112677
0.034217
0.20831
0.013507
0.005897
0.011062
0.011062
0.011062
0.01087
0
0.011313
0.008515
0.009602
0.009602
0.009602
0.008086
0.011178
0.243882
0.128723
0.426236
0.426236
0.426236
0.164503
0.225941
0.247151
0.08004
0.134689
0.134689
0.134689
0.044059
0.133508
Aluminium renset
0.434678
0
0
0
0
0
0.095336
Cadmium renset
0
0.001471
0
0
0
0
0
Kobber renset
0.044449
0.023589
0.04651
0.066991
0.021124
0.018359
0.031988
Nikkel renset
0.020952
0.016883
0.017399
0.044791
0.0185
0.011311
0
Zink renset
0.097905
0.018188
0.053869
0.094361
0.117376
0.013453
0.022483
0.214564
0
0.031997
0
0
0
0.165892
0.269232
0
0
0
0
0
0.089521
0
0
0
0.002106
0
0.004649
0.002513
0.001483
0.001966
0
0.003407
0.001592
0
0.003099
0.023701
0.015185
0.150387
0.036704
0.014363
0.008651
0.031208
0.029796
0.016236
0.034038
0.047239
0.014755
0.010972
0.020142
0.020722
0.016063
0.014886
0.023657
0.024235
0.009744
0.005512
0.01722
0.019566
0.014939
0.026261
0.023286
0.017607
0.004091
0.079165
0.020561
0.073492
0.086833
0.101825
0.007534
0.020993
0.091233
0.016511
0.049768
0.087616
0.108668
0.009604
0.018652
Arsen urenset
0
0
0
0
0
0
0
Krom urenset
0.002822
0.001806
0.000858
0.000858
0.000858
0.000921
0.001787
Mangan urenset
0.079675
0.016411
0.040762
0.040762
0.040762
0.297048
0.059204
Bly urenset
0
0
0.026808
0.026808
0.026808
0.017522
0.017397
Jern urenset
0.853157
0.311352
1.0117
1.0117
1.0117
0.190183
0.713164
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0.004438
0.003802
0.007459
0.007459
0.007459
0.004324
0.004233
0.005401
0.004811
0.003444
0.003444
0.003444
0.004949
0.004392
0.07092
0.027227
0.06217
0.06217
0.06217
0.435008
0.087192
0.066109
0.015105
0.034095
0.034095
0.034095
0.230285
0.049294
0
0.013723
0.014962
0.014962
0.014962
0.012288
0.005613
0.008285
0.014207
0
0
0
0.014241
0
1.21159
0.369363
2.57042
2.57042
2.57042
0.826081
0.603997
0.636032
0.230991
0.75228
0.75228
0.75228
0.133303
0.533412
Arsen renset
0
0.013457
0.022658
0
0
0.024415
0.022623
Krom renset
0
0.001413
0.001134
0
0.001633
0.002222
0.00185
Mangan renset
0.180732
0.093827
0.079252
0.252072
0.181307
0.274016
0.022371
Bly renset
0
0
0
0
0.028345
0
0
Jern renset
0.453848
0.051567
0.12384
0.189302
0.358618
0.044912
0.039943
0
0
0
0
0
0
0
0.00507
0
0
0
0
0
0.009284
0.003674
0.004151
0.004424
0.005303
0.003629
0.004237
0.003384
0.004543
0.003438
0.003187
0.003855
0.003328
0.002905
0.003744
0.142332
0.077208
0.0624
0.199319
0.145089
0.116149
0.021377
0.143822
0.075869
0.063477
0.197618
0.141382
0.212329
0.018081
0.010332
0
0
0
0
0
0
0.015001
0.010769
0
0
0.008611
0
0
0.392233
0.013177
0.130811
0.239263
0.445719
0.011712
0.064747
0.309072
0.028997
0.092299
0.140088
0.261933
0.024935
0.052874
F
Biotox
I tabel F.1 til F.11 ses lysintensitetsm˚
alinger, korrektionsfaktorer samt det relative respons for hver biotox-analyse. Til at bestemme EC50 -værdierne
anvendes de relative responser til 15 minutter. EC50 -værdierne er bestemt vha. log(inhibitor) vs response, jf. tabel F.12, og værdierne er angivet i
tabel F.13. Der er udført en 2-sidet ANOVA, se tabel F.14 p˚
a EC50 -værdierne.
88
Tabel F.1: 1U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 21% af kontrollen.
1R
pH 7,65
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
589639
637643
628267
608872
553743
375701
609605
638258
637462
606450
579425
324343
KF5
0,964074033
T=5
573159
472712
457723
394253
285731
314549
583001
515576
470097
382481
316469
116056
KF15
0,877932264
T=15
523310
470004
444500
345744
238410
60375
529545
507158
447021
355796
265847
65969
KF30
0,704575549
T=30
419808
430794
411206
344133
236295
44941
425150
426250
415983
339932
260697
51094
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
100,83
76,90
75,57
67,16
53,52
86,84
99,20
83,79
76,49
65,42
56,65
37,12
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
101,09
83,96
80,59
64,68
49,04
18,30
98,94
90,51
79,88
66,83
52,26
23,17
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
101,05
95,89
92,89
80,22
60,56
16,98
98,98
94,79
92,62
79,56
63,86
22,36
Tabel F.2: 1R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 12% af kontrollen.
1R
pH 7,89
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
418803
479394
477666
457941
418151
308853
410383
480713
451883
470411
402477
309641
KF5
0,952636682
T=5
399701
455641
447094
415952
290568
96261
390212
462748
422784
407029
272485
105732
KF15
0,862291452
T=15
359998
444066
444704
397023
211274
30793
355002
464356
421416
391024
186475
30614
KF30
0,794568408
T=30
331070
411914
415040
366901
203212
9178
327775
431226
392765
367792
172262
9355
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
100,18
99,77
98,25
95,35
72,94
32,72
99,81
101,05
98,21
90,83
71,07
35,84
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
99,69
107,42
107,97
100,54
58,59
11,56
100,32
112,02
108,15
96,40
53,73
11,47
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
99,49
108,14
109,35
100,83
61,16
3,74
100,52
112,90
109,39
98,40
53,87
3,80
Tabel F.3: 2U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 51% af kontrollen.
2U
pH 8,64
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
300287
381728
375051
353010
334642
172902
289568
378568
382717
355459
307275
206198
KF5
1,021364573
T=5
308322
397891
361245
314142
281691
92339
294135
377679
380029
327115
258389
111618
KF15
1,010828085
T=15
305161
407489
380020
337774
296329
90110
291081
380776
403136
356466
271292
106894
KF30
0,946435989
T=30
283948
346829
323487
300386
275867
92812
274312
327938
342172
314534
254006
105148
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
100,53
102,05
94,30
87,13
82,42
52,29
99,45
97,68
97,22
90,10
82,33
53,00
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
100,53
105,61
100,24
94,66
87,60
51,56
99,45
99,51
104,21
99,21
87,34
51,29
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
99,91
96,00
91,13
89,91
87,10
56,72
100,09
91,53
94,47
93,49
87,34
53,88
Tabel F.4: 2R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 83% af kontrollen.
2R
pH 8,00
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
345928
413864
427130
427443
417629
215454
335648
417115
430338
448202
420760
207054
KF5
1,007608836
T=5
352097
438140
427974
412925
373686
193400
334665
433577
438904
426850
378416
181295
KF15
0,975156109
T=15
343707
420244
421013
390798
347753
175986
320936
419692
423347
417081
349432
164225
KF30
0,921834102
T=30
328443
392330
383338
349860
310132
157247
299857
390692
382088
370037
311473
146022
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
101,01
105,07
99,44
95,87
88,80
89,09
98,95
103,16
101,22
94,52
89,26
86,90
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
101,89
104,13
101,08
93,76
85,39
83,76
98,05
103,18
100,88
95,43
85,16
81,34
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
103,00
102,84
97,36
88,79
80,56
79,17
96,91
101,61
96,32
89,56
80,30
76,50
89
Tabel F.5: 3U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 43% af kontrollen.
3U
pH 8,05
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
143438
196648
197436
212544
187170
72579
49439
180451
203005
198881
185049
77636
KF5
0,977431213
T=5
149150
215558
191590
171964
126986
43046
39374
178151
193148
164477
122732
44403
KF15
1,189452345
T=15
147187
233593
208802
171752
114602
37816
82231
206859
201515
162774
111386
38953
KF30
1,417416281
T=30
136532
215144
193365
159451
95992
35475
136855
195526
186518
149037
96424
36944
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
106,38
112,15
99,28
82,78
69,41
60,68
81,48
101,00
97,34
84,61
67,86
58,51
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
86,27
99,87
88,91
67,94
51,48
43,80
139,84
96,38
83,46
68,81
50,61
42,18
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
67,15
77,19
69,10
52,93
36,18
34,48
195,30
76,44
64,82
52,87
36,76
33,57
Tabel F.6: 3Rb: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 22% af kontrollen.
3Rb
pH 8,08
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
206658
262224
269833
286005
255425
131272
199547
259682
273894
264045
259141
110915
KF5
1,001888209
T=5
201645
294814
279976
295542
195120
39949
205327
285610
289414
245592
207483
38937
KF15
0,945054837
T=15
196169
304584
287865
262695
185360
30499
187717
293477
298397
239595
196269
21389
KF30
0,838837533
T=30
173032
279315
261353
237756
170794
24120
167708
273683
267535
223027
180297
15497
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
97,39
112,22
103,56
103,14
76,25
30,37
102,70
109,78
105,47
92,84
79,91
35,04
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
100,44
122,91
112,89
97,19
76,79
24,58
99,54
119,58
115,28
96,02
80,14
20,41
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
99,82
126,98
115,47
99,10
79,71
21,90
100,19
125,64
116,44
100,69
82,94
16,66
Tabel F.7: 3Rc: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 70% af kontrollen.
3Rc
pH 8,16
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
288759
337260
331465
345308
329343
178581
269674
318486
346556
347975
344320
180455
KF5
1,003663824
T=5
287608
341927
340057
343181
309626
124565
272871
329317
349031
349511
313037
132701
KF15
0,998687398
T=15
286139
345437
342061
344470
300800
121062
271561
329959
348687
341960
304180
129093
KF30
0,941586547
T=30
269954
314671
310535
306286
270736
110209
255859
301745
314652
304314
273264
118056
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
99,24
101,01
102,22
99,02
93,67
69,50
100,82
103,02
100,35
100,07
90,58
73,27
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
99,22
102,56
103,33
99,89
91,45
67,88
100,83
103,74
100,75
98,40
88,46
71,63
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
99,29
99,09
99,50
94,20
87,30
65,54
100,76
100,62
96,43
92,88
84,29
69,48
Tabel F.8: 4U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 24% af kontrollen.
4U
pH 8,6
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
144774
176695
187240
168839
173019
94137
139120
178833
191349
180281
189656
82076
KF5
1,02002508
T=5
146345
202592
210382
144295
134955
23679
143234
206924
198297
170159
149903
26181
KF15
1,049874249
T=15
154497
218144
224507
161058
137128
20344
143556
224347
218145
186876
151538
23916
KF30
0,994251376
T=30
145220
199439
203925
155657
123065
19969
137042
203678
199431
176204
136417
23686
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
99,10
112,41
110,15
83,79
76,47
24,66
100,94
113,44
101,60
92,53
77,49
31,27
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
101,65
117,59
114,21
90,86
75,49
20,58
98,29
119,49
108,59
98,73
76,11
27,75
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
100,89
113,52
109,54
92,73
71,54
21,34
99,08
114,55
104,83
98,30
72,34
29,03
90
Tabel F.9: 4R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 48% af kontrollen.
4R
pH 8,23
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
125692
168894
144245
133172
173255
45663
132453
164649
155290
196680
172203
84457
KF5
1,0501811
T=5
128324
196505
189649
163493
180970
26832
142775
189961
190614
218847
171733
51933
KF15
1,058347053
T=15
128975
209314
202418
155232
169684
24219
144232
204844
197697
209964
162041
41812
KF30
0,971942126
T=30
120781
196643
182743
131210
145549
21893
130121
192004
178027
181072
143104
36545
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
97,22
110,79
125,19
116,90
99,46
55,95
102,64
109,86
116,88
105,95
94,96
58,55
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
96,95
117,10
132,59
110,14
92,54
50,11
102,89
117,55
120,29
100,87
88,91
46,78
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
98,87
119,79
130,35
101,37
86,43
49,33
101,08
119,98
117,95
94,72
85,50
44,52
Tabel F.10: 5U: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 42% af kontrollen.
5U
pH 8,5
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
614419
729041
715162
652584
582625
432780
602718
722860
674545
645890
569586
414614
KF5
1,006400266
T=5
609295
756197
538785
457191
375397
222998
615632
759585
539670
438977
362481
216491
KF15
0,937844302
T=15
569833
709371
564859
468570
349557
192102
571652
720243
550374
445227
339268
187699
KF30
0,755003751
T=30
457744
586414
518641
436435
317601
167018
461199
587772
514391
418710
308180
161588
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
94,43
98,77
71,74
66,71
61,35
49,06
97,26
100,06
76,18
64,72
60,60
49,72
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
87,63
91,94
74,63
67,84
56,69
41,94
89,62
94,14
77,09
65,13
56,28
42,77
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
76,65
82,76
74,61
68,81
56,09
39,71
78,73
83,66
78,46
66,70
55,67
40,10
Tabel F.11: 5R: Intensitetsm˚
alinger korrektionsfaktorer og relativt respons, til bestemmelse af EC50 er brugt 15 min relative response. Lysemissionen
fra 100% koncentrationen er 27% af kontrollen.
5R
pH 8,6
Concentration
0,0%
6,3%
12,5%
25,0%
50,0%
100,0%
T=0
104988
138109
143962
160833
114276
64659
KF5
1,009495001
T=5
105731
157063
147050
147727
91631
15956
101963
149621
142191
166779
150561
49125
103185
158098
143290
154791
123522
17218
KF15
1,007257757
T=15
106159
165468
157013
159585
95951
15731
102294
167558
155213
166323
127187
16193
KF30
0,983049128
T=30
104139
156053
144406
152683
94438
14899
99304
155147
144059
159140
126461
15393
Relative response
5min
IT5/(KF5xIT0)X100
95,90
108,29
97,26
87,46
76,35
23,50
96,36
100,62
95,96
88,38
78,12
33,37
15min
IT15/(KF15xIT0)X100
95,54
113,20
103,05
93,75
79,34
22,99
94,79
105,81
103,14
94,23
79,82
31,15
30min
IT30/(KF30xIT0)X100
102,05
116,25
103,20
97,67
85,03
23,71
100,20
106,69
104,24
98,17
86,42
32,24
Tabel F.12: Ikke lineær sammenhæng: log(inhibitor) vs. response - variable slope
91
log(inhibitor) vs, response
Variable slope
Best-fit values
BOTTOM
TOP
LOGIC50
HILLSLOPE
IC50
Span
Std, Error
BOTTOM
TOP
LOGIC50
HILLSLOPE
Span
95% Confidence Intervals
BOTTOM
TOP
LOGIC50
HILLSLOPE
IC50
Span
Goodness of Fit
Degrees of Freedom
R2
Absolute Sum of Squares
Sy,x
Number of points
Analyzed
1U
Ambiguous
1R
2U
Ambiguous
2R
3U
3Rb
Ambiguous
3Rc
4U
Ambiguous
4R
-29750
101,5
6,117
-0,6238
1,311e+006
29853
-1,357
109,8
1,709
-3,035
51,18
111,1
-31010
103,1
3,653
-1,682
4493
31108
81,65
103,8
1,445
-2,632
27,84
22,16
37,98
105,2
1,342
-1,687
21,99
67,22
-210100
126,2
5,269
-1,013
185664
210243
18,03
103,5
2,104
-1,797
126,9
85,43
-130000
124,7
5,257
-0,9561
180750
130076
-77,17
123,2
2,146
-1,552
140,0
200,3
-95,86
10052
-15,02
-0,1091
1,776e-015
10148
-160200
109,1
4,417
-1,363
26094
160312
1,475e+007
24,41
350,5
0,8653
1,475e+007
5,036
1,373
0,01768
0,3461
5,815
2,234e+007
2,570
186,9
1,252
2,234e+007
1,061
0,8605
0,02846
0,4794
1,625
3,601
4,664
0,03840
0,3262
7,599
3,515e+008
9,412
719,6
0,6776
3,515e+008
113,6
1,559
0,5716
0,8992
114,8
1,689e+008
12,24
592,7
0,8028
1,689e+008
565,8
8,799
1,377
1,615
572,8
3390
1,281e+007
5702
4,492
1,282e+007
3,305e+008
5,569
659,2
1,001
3,305e+008
(Very
41,77
(Very
(Very
(Very
(Very
-13,68 to 10,97
106,4 to 113,1
1,666 to 1,752
-3,882 to -2,188
46,33 to 56,54
96,89 to 125,4
(Very
96,78
(Very
(Very
(Very
(Very
79,06 to 84,25
101,7 to 105,9
1,375 to 1,514
-3,805 to -1,459
23,72 to 32,68
18,18 to 26,14
29,16 to 46,79
93,79 to 116,6
1,248 to 1,436
-2,485 to -0,8886
17,71 to 27,30
48,63 to 85,82
(Very
103,2
(Very
(Very
(Very
(Very
-260,0 to 296,0
99,65 to 107,3
0,7047 to 3,502
-3,997 to 0,4036
5,066 to 3179
-195,5 to 366,3
(Very
94,76
(Very
(Very
(Very
(Very
-1462 to 1307
101,6 to 144,7
-1,224 to 5,516
-5,505 to 2,401
0,05972 to 328327
-1201 to 1602
(Very
(Very
(Very
(Very
(Very
(Very
6
0,9906
52,95
2,971
6
0,9979
31,09
2,276
6
0,9889
40,94
2,612
6
0,9918
5,734
0,9776
6
0,9944
23,91
1,996
6
0,9930
86,79
3,803
6
0,9893
16,68
1,667
6
0,9901
113,2
4,344
6
0,9555
339,1
7,518
6
0,9871
38,21
2,523
6
0,9887
99,58
4,074
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
wide)
to 161,2
wide)
wide)
wide)
wide)
wide)
to 109,4
wide)
wide)
wide)
wide)
wide)
to 149,2
wide)
wide)
wide)
wide)
wide)
to 154,6
wide)
wide)
wide)
wide)
5U
Ambiguous
Tabel F.13: EC50 værdier [mL/L] baseret p˚
a lysemissioner efter 15 min
1
2
3b
3c
4
5
Urenset
mL/L
1311000
4493
21,99
21,99
180750
1,776E-15
Renset
mL/L
51,18
27,84
185664
126,9
140
26094
wide)
wide)
wide)
wide)
wide)
wide)
5R
Ambiguous
(Very
95,51
(Very
(Very
(Very
(Very
wide)
to 122,8
wide)
wide)
wide)
wide)
Tabel F.14: 2-way-ANOVA for EC50, udført p˚
a tabel F.13
2 way ANOVA
Table Analyzed
15 min: EC50
Two-way ANOVA
92
Source of Variation
Column Factor
Row Factor
% of total variation
8,90
42,13
P value
0,3841
0,5636
Source of Variation
Column Factor
Row Factor
P value summary
ns
ns
Significant?
No
No
Source of Variation
Column Factor
Row Factor
Residual
Df
1
5
5
Sum-of-squares
1,374E+11
6,502E+11
7,558E+11
Mean square
1,374E+11
1,3E+11
1,512E+11
F
0,9092
0,8603
Number of missing values
0
Bonferroni posttests
15 min: Urenset EC50 vs 15 min: Renset EC50
Row Factor
1
2
3b
3c
4
5
15 min: Urenset EC50
1311000
4493
21,99
21,99
180800
0,0000
15 min: Renset EC50
51,18
27,84
185700
126,9
140,0
26090
Difference
-1311000
-4465
185600
104,9
-180600
26090
95% CI of diff,
-3631000 to 1009000
-2324000 to 2315000
-2134000 to 2506000
-2320000 to 2320000
-2500000 to 2139000
-2294000 to 2346000
Row Factor
1
2
3b
3c
4
5
Difference
-1311000
-4465
185600
104,9
-180600
26090
t
2,384
0,008121
0,3376
0,0001908
0,3285
0,04746
P value
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
P > 0,05
Summary
ns
ns
ns
ns
ns
ns
G
Rensningsgrad
Den gennemsnitlige rensningsgrad for de enkelte prøver er udregnet i de følgende tabeller. [!ht]
Tabel G.1: Den gennemsnitlige rensningsgrad for turbiditet
Urenset
70,2
47,8
91,3
91,3
91,3
38,7
88,7
1
2
3a
3b
3c
4
5
Renset
34,4
8,43
1,99
0,173
0,2535
6,305
2,5635
rensningsgrad
89,6
Tabel G.2: Den gennemsnitlige rensningsgrad for COD
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
563
517
656
656
656
506
594
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
264
186
234
234
234
90
290
563
487
677
677
677
281
553
628
523
616
616
616
322
597
Renset
415
130
232
156
259
124
263
403
122
194
142
145
258
205
417
130
130
249
205
328
394
rensningsgrad
59,1
Tabel G.3: Den gennemsnitlige rensningsgrad for BOD5
234
141
329
329
329
76
253
Renset
11,3
110
73
93
54,7
41,8
50
48,3
48,3
42,4
59,1
45,2
23,6
50,3
1,4
45,5
34,4
rensningsgrad
81,1
Tabel G.4: Den gennemsnitlige rensningsgrad for total kvælstof
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
1331
1925
1053
1053
1053
912
1692
655
1435
840
840
840
910
1855
Renset
1180
1579
585
522
580
394
1176
rensningsgrad
31,7
588
1054
329
718
591
726
1180
Tabel G.5: Den gennemsnitlige rensningsgrad for uorganisk kvælstof
Urenset
80
670
271
850
700
1
2
3a
4
5
Renset
63
314
154
173
590
rensningsgrad
49,7
Tabel G.6: Den gennemsnitlige rensningsgrad for fosfor
1
2
3a
3b
3c
4
5
Urenset
9,6
13,9
13,2
13,2
13,2
8,3
12,3
9,2
17,9
12,8
12,8
12,8
9,9
24,0
10,4
13,6
12,4
12,4
12,4
7,7
11,8
Renset
0,1
0,3
0,2
0,2
0,2
0,2
7,2
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
10,1
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
6,7
rensningsgrad
90,5
Tabel G.7: Den gennemsnitlige rensningsgrad for aluminium
1
2
3a
3b
3c
4
5
Aluminium - urenset
0,452
0,063
0,216
0,216
0,216
0,033
0,099
1,304
0,185
1,517
1,517
1,517
0,367
0,261
0,357
0,050
0,144
0,144
0,144
0,018
0,066
Aluminium - renset
0,435
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,095
0,215
0,000
0,032
0,000
0,000
0,000
0,166
0,269
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,090
rensningsgrad
85,4
Tabel G.8: Den gennemsnitlige rensningsgrad for krom
1
2
3a
3b
3c
4
5
Krom - urenset
0,003
0,002
0,001
0,001
0,001
0,001
0,002
0,004
0,004
0,007
0,007
0,007
0,004
0,004
0,005
0,005
0,003
0,003
0,003
0,005
0,004
Krom - renset
0,000
0,001
0,001
0,000
0,002
0,002
0,002
94
0,004
0,004
0,004
0,005
0,004
0,004
0,003
0,005
0,003
0,003
0,004
0,003
0,003
0,004
rensningsgrad
21,4
Tabel G.9: Den gennemsnitlige rensningsgrad for kobber
1
2
3a
3b
3c
4
5
Kobber - urenset
0,180
0,133
0,149
0,149
0,149
0,050
0,274
0,174
0,113
0,202
0,202
0,202
0,056
0,111
0,142
0,102
0,113
0,113
0,113
0,034
0,208
Kobber - renset
0,044
0,024
0,047
0,067
0,021
0,018
0,032
0,024
0,015
0,150
0,037
0,014
0,009
0,031
0,030
0,016
0,034
0,047
0,015
0,011
0,020
rensningsgrad
76,2
Tabel G.10: Den gennemsnitlige rensningsgrad for bly
1
2
3a
3b
3c
4
5
Bly - urenset
0,000
0,000
0,027
0,027
0,027
0,018
0,017
1
2
3a
3b
3c
4
5
Zink - urenset
0,250
0,084
0,144
0,144
0,144
0,053
0,143
1
2
3a
3b
3c
4
5
Jern - urenset
0,853
0,311
1,012
1,012
1,012
0,190
0,713
0,000
0,014
0,015
0,015
0,015
0,012
0,006
0,008
0,014
0,000
0,000
0,000
0,014
0,000
Bly - renset
0,000
0,000
0,000
0,000
0,028
0,000
0,000
0,010
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,015
0,011
0,000
0,000
0,009
0,000
0,000
rensningsgrad
68,0
Tabel G.11: Den gennemsnitlige rensningsgrad for zink
0,244
0,129
0,426
0,426
0,426
0,165
0,226
0,247
0,080
0,135
0,135
0,135
0,044
0,134
Zink - renset
0,098
0,018
0,054
0,094
0,117
0,013
0,022
0,079
0,021
0,073
0,087
0,102
0,008
0,021
0,091
0,017
0,050
0,088
0,109
0,010
0,019
rensningsgrad
69,6
Tabel G.12: Den gennemsnitlige rensningsgrad for jern
1,212
0,369
2,570
2,570
2,570
0,826
0,604
0,636
0,231
0,752
0,752
0,752
0,133
0,533
Jern - renset
0,454
0,052
0,124
0,189
0,359
0,045
0,040
95
0,392
0,013
0,131
0,239
0,446
0,012
0,065
0,309
0,029
0,092
0,140
0,262
0,025
0,053
rensningsgrad
82,3
H
Slam
I dette appendiks ses alle de resulater, der ligger til grund for tabel 4.10, i afsnit 4.8.
Tabel H.1: Suspenderet stof i slammet, analyseret 2 gange
bakke
[g]
1
2
3a
3b
3c
4
5
bakke
+ slam
[g]
4.94
3.11
5.54
6.98
slam
tør [g]
slam
v˚
ad [g]
SS
%
bakke
[g]
slam
v˚
ad [g]
slam
tør [g]
SS
%
0.85
0.86
0.86
0.85
bakke
+ slam
[g]
30.51
14.98
28.32
47
4.09
2.25
4.68
6.13
29.66
14.12
27.46
46.15
13.79
15.93
17.04
13.28
0.85
0.85
27.3
52.26
4.54
6.34
3.69
5.49
26.45
51.41
13.95
10.68
0.84
0.84
0.86
0.86
0.86
0.84
0.85
5.79
4.94
3.23
4.94
6.36
7.84
5.6
0.49
0.38
0.24
0.45
0.55
0.67
0.51
8.46
7.69
7.43
9.11
8.65
8.55
9.11
Tabel H.2: Resultater for analyser af glødetab VOC
uorganisk del
Prøver
slam tør
slam glødetab
1S
2S
3a
3b
3c
4S
5S
0.49
0.38
0.24
0.45
0.55
0.67
0.51
0.29
0.24
0.11
0.17
0.21
0.29
0.1
organisk del
0.2
0.14
0.13
0.28
0.34
0.38
0.41
VOC - volatile organic compound
% organisk stof
40.82
36.84
54.17
62.22
61.82
56.72
80.39
% uorganisk
stof
59.18
63.16
45.83
37.78
38.18
43.28
19.61
Tabel H.3: Total-kvælstof i slam [g/kg], duplikat af prøver
Prøver
1
2
3a
3b
4
5
21.96
16.94
9.11
6.17
5.76
6.51
96
1.93
3.39
2.33
3.02
3.15
5.56
Tabel H.4: Resultater for ICP-analysen af tungmetaller og fosfor i slammet [mg/kg]. Duplikater
af prøver der hver er analyseret 2 gange
1
2
3b
3c
4
5
Aluminium
8,50E+04
5,52E+03
3,22E+03
3,47E+03
2,18E+03
5,55E+04
8,66E+04
5,67E+03
3,16E+03
4,04E+03
5,61E+04
2,06E+03
6,29E+04
4,16E+03
2,30E+03
2,44E+03
1,64E+03
4,07E+04
6,36E+04
4,16E+03
2,24E+03
2,85E+03
4,01E+04
1,57E+03
Arsen
0,00
0,00
1,79
0,00
1,97
3,93
0,00
0,00
0,00
1,36
3,41
2,76
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
3,04
1,58
0,00
4,62
0,00
1
2
3b
3c
4
5
Kobber
459,66
638,74
676,18
733,12
497,71
903,04
465,80
622,76
670,69
722,44
915,66
446,98
333,69
474,93
509,37
554,03
374,44
675,53
342,60
463,68
512,83
541,06
674,47
336,24
Krom
27,78
24,14
26,05
25,30
20,65
6,78
27,98
23,91
25,68
24,70
6,94
17,87
20,97
18,22
19,51
19,90
15,82
5,11
20,95
18,06
19,46
19,39
5,45
14,17
1
2
3b
3c
4
5
Cadmium
0,00
0,61
0,57
0,92
0,56
0,32
0,47
0,60
0,41
0,74
0,00
0,45
0,40
0,65
0,15
0,00
0,34
0,87
0,27
0,42
0,21
0,64
0,87
0,35
Jern
2,36E+05
2,52E+05
2,86E+05
2,70E+05
2,47E+05
8,19E+03
2,46E+05
2,60E+05
2,83E+05
2,67E+05
1,08E+04
2,15E+05
1,81E+05
1,97E+05
2,11E+05
2,02E+05
1,88E+05
6,67E+03
1,86E+05
2,03E+05
2,11E+05
1,96E+05
9,50E+03
1,61E+05
1
2
3b
3c
4
5
Bly
36,34
42,98
46,69
54,35
43,47
8,36
39,62
42,18
49,93
41,75
0,00
36,10
17,95
23,35
23,28
23,60
24,56
4,56
25,98
20,10
27,26
24,79
6,34
24,19
Zink
475,52
712,50
767,49
805,08
829,03
898,54
479,54
710,85
772,57
775,63
938,90
731,94
415,47
646,55
701,32
735,34
768,49
880,58
415,61
645,03
708,77
708,27
885,82
670,60
1
2
3b
3c
4
5
Mangan
854,91
1144,87
908,90
911,12
822,97
313,97
870,31
1119,19
887,13
881,80
320,76
722,00
658,65
933,10
720,15
724,19
656,00
248,30
680,28
902,27
711,27
708,43
253,50
570,28
Nikkel
30,94
13,45
24,54
24,84
11,44
7,37
33,11
13,64
25,94
22,80
9,04
10,13
23,02
9,27
18,88
19,45
7,94
5,78
24,86
9,84
19,34
16,99
7,55
7,14
1
2
3b
3c
4
5
Fosfor
1,96E+04
5,63E+04
3,27E+04
3,64E+04
4,34E+04
3,93E+04
2,06E+04
5,53E+04
3,35E+04
3,56E+04
4,01E+04
3,82E+04
2,00E+04
5,53E+04
3,21E+04
3,52E+04
4,06E+04
3,70E+04
2,01E+04
5,61E+04
3,14E+04
3,41E+04
3,74E+04
3,61E+04
97
I
Medicinrester
I dette appendiks ses tabel over 23 lægemidlers miljøp˚
avirkning I.1, tabel over de solgte præparater
I.2, og tabel over fordeling af de 23 lægemidler i slam og vand, tabel I.3.
Tabel I.1: Miljøp˚
avirkning for hver kategori for hver af de 23 lægemidler [Landsting, 2013]
Engelsk navn
Alfuzosin
Amitryptiline
Biperiden
Chloprothixene
Citalopram
clonazepam
clotrimazol
desloratidine
ezetimibe
fexofenadine
fluoxetine
glibenclamide
glimepiride
haloperidol
ketoconazole
loperamide
mianserin
oxazepam
risperidone
sertraline
tramadol
trimethoprim
verapamil
Anvendelse
mod forstørret prostata
antidepressiv
parkinsonmedicin
middel mod psykoser
antidepressiv
antiepilepsi
svampedræbende middel
middel mod allergi
kolesterol sænkende
middel mod allergi
antidepressiv
middel mod sukkersyge
middel mod sukkersyge
middel mod psykoser
svampedræbende middel
middel mod diarre
antidepressiv
beroligende middel
middel mod psykoser
antidepressiv
svagt smertestillende
antibiotikum
blodtrykssænkende
Persistent
3
3
Bioakkumulerende
0
3
Toksisk
1
3
2
Samlet
4
9
2
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
0
3
0
0
3
0
0
3
3
3
3
0
0
0
0
3
1
3
2
3
0
3
0
0
2
3
1
2
3
1
1
9
4
9
5
6
6
6
3
6
8
9
7
98
5
6
4
4
Tabel I.2: Liste over 23 lægemidler og deraf præparater, indkøbet til Sisimiut i ˚
ar 2010, 2011 og 2012. Bemærk at der bruges engelsk komma, s˚
a alle
kommaer er erstattet med et punktum.
Aktivt stof
Engelsk navn
Alfuzosin
Præparater
Fabrikkant
Xatral
sanofi-aventis
ATC-kode
Nummer
mg
stk pr. pakke
G04CA01
28589
2.5
90
2010
antal pakker
2011
2012
alle ˚
ar
5
48
11925
Amitryptiline
Amitriptylin ’DAK’
11.925.00
pr. ˚
ar
mg
3.975.00
90.500.00
30167
15.125.00
5042
582.500.00
194167
1.628.680.00
542893
Takeda Pharma
N06AA09
N06AA09
505404
505420
10
25
100
100
10
6
13
14
5
5
28000
62500
N04AA02
N04AA02
148452
198861
2
5
100
5
23
3
32
1
20
1
15000
125
N05AF03
N05AF03
N05AF03
149815
155390
155432
25
50
15
100
100
100
7
39
40
7
30
40
13
10
67500
395000
120000
N06AB04
N06AB04
N06AB04
N06AB04
N06AB04
N06AB04
N06AB04
8424
38534
81816
81861
81834
81843
126083
10
20
10
20
20
20
20
98
98
100
250
30
100
100
Biperiden
Akineton
i alt
Laboratorio Farmaceutico
Chloprothixene
Truxal
Lundbeck
Citalopram
Citalopram
Arrow
Orion
Sandoz
Sandoz
Sandoz
Sandoz
BMM Pharma
16
240
8
2
250
150
80
160
31
80
5
15680
784000
39000
10000
150000
460000
170000
99
Aktivt stof
Engelsk navn
Clonazepam
Præparater
Fabrikkant
ATC-kode
Nummer
mg
stk pr. pakke
2010
antal pakker
2011
2012
alle ˚
ar
i alt
6.055.00
Rivotril
Roche
N03AE01
N03AE01
N03AE01
593384
593392
840561
0.5
0.5
1
50
150
5
G01AF02
D01AC01
16648
590497
500
0.01
1
20
R06AX27
97288
0.5
120
N06DA02
454439
5
28
3
G03AC08
G03AC08
G03AC08
G02BB01
195610
112022
586397
7852
19
120
1
1
1
3
105
C10AX09
C10AX09
13485
24359
10
10
98
98
1
4
R06AX26
75069
180
30
15
N06AB03
444315
20
30
24
10
20
1
25
25
875
5175
5
280
390
335000
9
20
6
1560
-3
0
6
12
180
0
0
0
174600
Clotrimazol
335.009.00
Canesten
Bayer
45
Desloratidine
1.560.00
Aerius
MSD
Donepezil
Aricept
Pfizer
Etonogestrel
174.600.00
Implanon NXT
MSD
NuvaRing
MSD
ezetrol
MSD
Telfast
sanofi-aventis
15
200
Ezetimibe
3.920.00
-1
0
3920
Fexofenadine
81.000.00
81000
Fluoxetine
2.400.00
Fontex
Lilly
4
2400
pr. ˚
ar
mg
2018
0
0
0
0
111670
0
0
0
520
0
0
0
0
0
58200
0
0
0
0
0
1307
0
0
27000
0
0
800
0
0
Aktivt stof
Engelsk navn
Glibenclamide
Præparater
Fabrikkant
ATC-kode
Nummer
mg
stk pr. pakke
2010
antal pakker
2011
2012
alle ˚
ar
Hexaglucon
Sandoz
A10BB01
107128
3.5
3.5
120
100
11
4620
-2450
-7
Glimepiride
30.060.00
Amaryl
sanofi-aventis
(24-2)
A10BB12
A10BB12
91751
91769
1
2
90
90
22
23
N05AD01
N05AD01
161646
519033
2
5
100
5
9
6
D01AC08
D01AC08
D01AC08
16557
93278
100198
0.02
0.02
0.02
120
120
30
A07DA03
36319
2
20
A07DA03
150216
2
20
20
75
6
45
4320
25740
6
1
4
2000
400
45
8
156
192
13.8
80
7600
40
6400
Haloperidol
2.400.00
Serenase
Janssen
Ketoconazole
361.80
Ketoconazole shampoo
Nizoral. shampoo
Nizoral. creme
Actavis
McNeil
McNeil
Imodium
McNeil
20
20
60
15
Loperamide
14.000.00
Imolope
Orifarm Generics
Mianserin
Mylan
110
120
Mianserin
67.700.00
N06AX03
N06AX03
100
Aktivt stof
Engelsk navn
Oxazepam
i alt
2.170.00
Præparater
Fabrikkant
Alopam
Actavis
39676
41898
30
10
10
100
90
100
ATC-kode
Nummer
mg
stk pr. pakke
N05BA04
17397
10
100
N05BA04
28068
15
100
N05BA04
N05BA04
748327
749358
15
15
100
1000
25
3
-2
2010
antal pakker
-2
-2
69000
2700
-4000
2011
2012
alle ˚
ar
5
1
6000
30
45000
10
87000
15000
i alt
153.000.00
Oxabenz
Actavis
Oxazepam SAD
SAD
48
1
Risperidone
30.930.00
risperidon
Actavis
risperidon
BMM Pharma
risperidon
rispolept consta
N05AX08
100814
0.5
20
20
N05AX08
N05AX08
N05AX08
125717
125750
125783
0.5
1
2
20
60
60
26
41
44
N05AX08
N05AX08
N05AX08
97461
97470
97488
0.5
1
2
4
2
0.5
1
1
20
20
60
60
60
20
60
20
25
37.5
50
37.5
50
25
50
37.5
1
1
1
1
1
1
1
1
-20
0
260
2460
5280
Stada
43
45
69
30
40
-10
-7
-4
-3
-6
430
1500
13080
-2400
-840
-40
-180
-120
Parallelimporteret
N05AX08
N05AX08
N05AX08
N05AX08
N05AX08
N05AX08
N05AX08
N05AX08
71070
71081
71093
104330
103856
105547
148328
555271
37
30
4
20
20
32
2
60
30
20
14
70
925
1875
200
3075
100
2000
700
2625
pr. ˚
ar
mg
723
0
0
0
10020
0
0
0
800
0
0
0
120.6
0
0
0
4667
0
0
0
0
22567
0
0
0
0
pr. ˚
ar
mg
51000
0
0
0
0
0
0
0
10310
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Aktivt stof
Engelsk navn
Sertraline
Præparater
Fabrikkant
ATC-kode
Nummer
mg
stk pr. pakke
2010
antal pakker
2011
2012
alle ˚
ar
i alt
29.400.00
Sertralin
Hexal
Sertralin
Actavis
Tradolan
Nordic Drugs
N06AB06
20170
50
100
N06AB06
113267
50
98
N02AX02
N02AX02
522771
399510
50
50
100
100
N02AX02
94332
50
100
J01EE01
744136
80
100
J01EA01
580092
100
30
C08DA01
75291
40
100
C08DA01
110635
200
100
C08DA01
76240
2.5
10
-1
1
0
6
29400
130
300
5350000
1500000
150
750000
7
5
224000
6
124
390000
63
70
95
912000
2
2
80000
1
25
Tramadol
7.600.000.00
Tramadol
Actavis
sulfametoxazol med trimetoprim
SAD
420
520
Trimethoprim
614.000.00
Trimopan
Orion
Veraloc
Orion
16
Verapamil
992.025.00
Veraloc Retard
Orion
Veraloc
Orion
pr. ˚
ar
mg
9800
0
0
0
0
2533333
0
844
0
0
0
204667
68
0
0
0
330675
110.22
0
0
0
0
0
101
Tabel I.3: Beregninger for de 23 lægemidler. Der bruges engelsk komma i tabellen s˚
a kommaer er erstattet af punktummer. Miljøp˚
avirkning er en
vurdering af lægemidlets miljøp˚
avirkning indenfor kategorierne persistens, bioakkumulering og toksicitet. Se afsnit 4.9
Lægemiddel
Alfuzosin
Amitryptilin
Biperiden
Chlorprothixen
Citalopram
Clonazepam
Clotrimazol
Desloratidin
Ezetimibe
Fexofenadin
Fluoxetine
Glibenclamide
Glimepiride
Haloperidol
Ketoconazole
Loperamide
Mianserin
Oxazepam
Risperidone
Sertraline
Tramadol
Trimethoprim
Verapamil
% i slam
43.69
63.86
26.11
94.25
18.88
19.72
93.24
61.46
49.78
53.78
81.17
60.81
47.51
81.17
80.70
85.78
56.39
25.40
45.02
93.78
4.50
14.39
43.69
kd [l/kg]
1800
4100
820
38000
540
570
32000
3700
2300
2700
10000
3600
2100
10000
9700
14000
3000
790
1900
35000
110
390
1800
Fs
0.44
0.64
0.26
0.94
0.19
0.20
0.93
0.61
0.50
0.54
0.81
0.61
0.48
0.81
0.81
0.86
0.56
0.25
0.45
0.94
0.05
0.14
0.44
Fw
0.56
0.36
0.74
0.06
0.81
0.80
0.07
0.39
0.50
0.46
0.19
0.39
0.52
0.19
0.19
0.14
0.44
0.75
0.55
0.06
0.95
0.86
0.56
g/˚
ar
3.98
30.17
5.04
194.17
542.89
2.02
111.67
0.52
1.31
27.00
0.80
0.72
10.02
0.80
0.12
4.67
22.57
51.00
10.31
9.80
2533.33
204.67
330.68
g i
slam
1.74
19.26
1.32
182.99
102.50
0.40
104.12
0.32
0.65
14.52
0.65
0.44
4.76
0.65
0.10
4.00
12.73
12.95
4.64
9.19
114.67
29.45
144.46
g i
havet
0.98
6.96
0.97
10.53
83.15
0.32
7.04
0.12
0.33
6.71
0.12
0.17
2.50
0.12
0.02
0.57
5.55
9.66
2.55
0.57
109.48
25.21
81.35
rsw
kg/l
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
4.31E-04
vandforbrug
l/˚
ar
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
4.23E+08
g slam /˚
ar
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
1.82E+08
Cs
mg/kg
9.52E-03
1.06E-01
7.21E-03
1.00E+00
5.62E-01
2.18E-03
5.71E-01
1.75E-03
3.56E-03
7.96E-02
3.56E-03
2.41E-03
2.61E-02
3.56E-03
5.33E-04
2.19E-02
6.97E-02
7.10E-02
2.54E-02
5.04E-02
6.28E-01
1.61E-01
7.92E-01
Cw
mg/l
5.29E-06
2.57E-05
8.80E-06
2.64E-05
1.04E-03
3.83E-06
1.78E-05
4.73E-07
1.55E-06
2.95E-05
3.56E-07
6.70E-07
1.24E-05
3.56E-07
5.50E-08
1.57E-06
2.32E-05
8.99E-05
1.34E-05
1.44E-06
5.71E-03
4.14E-04
4.40E-04
C total
µg/l
9.39E-03
7.12E-02
1.19E-02
4.59E-01
1.28E+00
4.77E-03
2.64E-01
1.23E-03
3.09E-03
6.38E-02
1.89E-03
1.71E-03
2.37E-02
1.89E-03
2.85E-04
1.10E-02
5.33E-02
1.20E-01
2.44E-02
2.31E-02
5.98E+00
4.83E-01
7.81E-01