Forord. Kgs. Lyngby, d. 1. december _ Lisbeth Hansen, s Gry Petersen, s Lene Schødt, s020196

Transkript

1 Forord Denne rapport er lavet på baggrund af feltarbejde i Sisimiut, i forbindelse med kurset Arktisk teknologi (11422) ved BYG.DTU. Pointsætningen på kurset er 20 ECTS-point, hvoraf de 15 ECTS-point tæller som polyteknisk midtvejsprojekt for Lisbeth Hansen. Kurset er forløbet over perioden fra d. 5. januar til d. 1. december 2004, hvor feltarbejdet i Sisimiut, Grønland, har fundet sted fra d. 21. juli til d. 12. august Projektet består af to problemstillinger. Første problemstilling er at undersøge konsekvenserne af at benytte Ulkebugten som spildevandsrecipient. Anden problemstilling er at se på mulige løsningsforslag til spildevandsrensning i arktiske egne. De to dele kan betragtes som to selvstændige projekter og for at skabe mulighed for at læse de to dele uafhængigt af hinanden, er der valgt at lave en inddeling af rapporten i fire dele. Første del indeholder den teori, som er vedkommende for begge problemstillinger. Derefter er der i princippet en hel rapport for hver af de to problemstillinger. Anden del behandler spildevandssituationen i Sisimiut mens tredje del omhandler rensning af spildevand. Fjerde del skal ses som en samlet opsummering af de to projekter og vil være den del som kæder dem sammen. I forbindelse med projektet har der været hjælp fra en lang række af personer, ikke mindst vores to vejledere: Arne Villumsen og Morten Holtegaard Nielsen. Bente Frydenlund skal have en særlig stor tak for den meget tålmodige hjælp i laboratoriet. Al felt- og laboratoriearbejde i forbindelse med Ulkebugten er lavet i samarbejde med kursets gruppe 6, som består af Tina Chawes, Sanne Skov Nielsen og Rikke Nielsen, foruden hvilke det slet ikke ville være muligt med den omfattende dataindsamling og -behandling. Desuden ønskes at give en stor tak til følgende for hjælp: Hans Henrichsen, Bygge- og anlægsskolen i Sisimiut Hanseraq Polar Entreprise Superbyg i Sisimiut Lone Kristensen, Tekniskforvaltning, Sisimiut Kommune. Mikael Lüthje Poul Linnert Christiansen Klaus Myndal Barten Abdel Kgs. Lyngby, d. 1. december 2004 Lisbeth Hansen, s Gry Petersen, s Lene Schødt, s020196

2 Indholdsfortegnelse RESUMÉ...3 ABSTRACT...3 INDLEDNING DEL LOKALITETSBESKRIVELSE Sisimiut Status over miljøbevidstheden SPILDEVAND, MILJØ OG SUNDHED Komponenter i spildevand Udledning af næringssalte Krav til renset spildevand Tungmetaller Kvalitetskriterier og grænseværdier for udvalgte tungmetaller Spildevandssituationen i Sisimiut Kloaknettet - Kort over Sisimiut DEL ULKEBUGTEN TEORI Tidevand Havstrømme Vindbølger Bølgedrevne strømme Springlag Strømningsmønstre i fjorde Næringssalte Resuspension af sediment Ilt Eutrofiering MATERIALER OG METODER Materiale Metode RESULTATBEHANDLING - ULKEBUGT Tidevand Sedimenter Vandprøver DISKUSSION KONKLUSION PERSPEKTIVERING DEL SPILDEVANDSRENSNING Traditionel spildevandsrensning DE GRØNLANDSKE BEGRÆNSNINGER Socioøkonomiske forhold

3 Klimatiske forhold Vegetationsdække BESKRIVELSE AF SPILDEVANDSSITUATIONEN I SISIMIUT HÅNDTERING AF SPILDEVAND I ANDRE EGNE Nedsivningsanlæg Kongsted minirenseanlæg Lagune Valg af pilotanlæg TIDLIGERE ERFARINGER MED TØRVEANLÆG Næringssalte Tungmetaller BEREGNING AF JORDENS INFILTRATIONSHASTIGHED ETABLERING AF PILOTANLÆG Anlæggelse Prøveudtagning RESULTATBEHANDLING - TØRVEANLÆG Sand Tørv Spildevandsprøver LUFTFOTO DISKUSSION RENSNINGSANLÆG KONKLUSION Anbefalinger til evaluering tørveanlæg Perspektivering DEL UDKAST TIL BROCHURE LITTERATURLISTE KEMISKE BETEGNELSER Appendiks i Bind 2. 2

4 Resumé I Grønland er der ingen tradition for behandling af spildevandet inden det ledes til recipienterne. Derfor er der i dette projekt valgt at se på en specifik spildevandsudledning i Sisimiut for at give en vurdering af konsekvenserne, som den kan have på lokalmiljøet. Endvidere er mulige metoder til rensning af spildevand i arktiske egne undersøgt. Dette har ført til etablering af et pilotanlæg, som er baseret på nedsivning i tørv. Udledningen af spildevand i Sisimiut sker bl.a. i en tærskelfjord (Ulkebugten), hvilket har stor betydning for den spredning, som spildevandet kan opnå. Vandudskiftningen i bugten sker i et tempo så komponenter i det udledte spildevand har mulighed for at bundfælde. For at undgå en ophobning af næringsstoffer og tungmetaller skal bundsedimenterne sættes i bevægelse. Strømhastighederne i Ulkebugten er ikke tilstrækkelige til at resuspendere sedimentet. Dette understøttes af fordelingen af næringssalte og tungmetaller, som indikerer at der sker en ophobning i sedimentet af stoffer fra spildevandsudløbet. Det tyder på at fjordmiljøet lider under spildevandsudledningen. Havstrømningerne uden for Ulkebugten er undersøgt med henblik på at se om udledning andet steds er mulig. Det viser sig at tidevandsstrømmene kraftige nok til, at en spildevandsudledning er mulig vest for Teleøen i Sisimiut. Dette vil ikke formindske mængden af udledte stoffer med spildevandet, der vil blot ske en fortynding. Den optimale løsning er, at rense spildevandet inden udledning til recipienterne. Abstract In Greenland there is no tradition for treating wastewater before discharge to a recipient. The scope of this project is therefore to look at a specific discharge point of wastewater in Sisimiut to evaluate the consequences of this discharge to the local environment. Furthermore possible methods for treating wastewater in cold regions are examined. This has lead to establishment of a pilot plant, which is based on infiltration in a peat leachfield. The discharge of wastewater in Sisimiut occurs in a fiord (Ulkebugten), which has great impact of the diffusion that is obtainable for wastewater. The water exchange in the fiord happens at a rate so that the components in the discharged wastewater have a possibility to deposite. To avoid accumulation of nutrients and heavy metals in marine sediments resuspension is required. The velocities of the tidal currents in Ulkebugten are not sufficiently large to resuspend the sediments. This is supported by the distribution of nutrients and heavy metals, which indicates an accumulation of compounds from the discharge of wastewater in the sediment. It is indicated that the fiord environment is suffering from the discharge of wastewater. The tidal currents outside Ulkebugten are examined concerning the possibility of placing the discharge of wastewater somewhere else. It is seen that the tidal currents are strong enough for a discharge of wastewater west of Teleøen in Sisimiut. This will not reduce the amount of discharged compounds within the wastewater, it will only be diluted. The optimal solution is to clean the wastewater before discharge to the recipients. 3

5 Indledning I Grønland er der ikke tradition for, at rense spildevand inden det udledes i havet eller direkte til terræn. Grønlands klima giver en række begrænsninger i forhold til rensning af spildevand i f.eks. Europa, der er her tale om ekstreme temperatur forhold og permafrost. Etablering af systemer til rensning af spildevand i arktiske egne, kræver at der skal tænkes alternativt, da traditionelle metoder med bl.a. mikrobiologisk nedbrydningsprocesser ikke vil kunne fungere optimalt her, da mikrobiologisk nedbrydning ikke vel kunne fungere her. Den nuværende situation med udledning til havet gør at spildevandet bliver fortyndet, et koncept som mindsker de gener der kan være ved spildevandsudledning, men som ikke løser konsekvenserne ved udledning af spildevandets forurenende komponenter. En befolkningstilvækst igennem de sidste fem årtier, gør at spildevandsmængderne lokalt er vokset. Dette kan medføre at der i dag sker større skader hvis spildevandet ledes ud et sted hvor muligheden for fortynding og spredning af de forurenende stoffer ikke er tilstrækkelig. I denne opgave er der specifikt fokuseret på byen Sisimiut, som har en spildevandsudledning inde i en tærskelfjord, nemlig Ulkebugten. Dette gøres for at belyse de konsekvenser der kan være forbundet hermed, hvis tidevandet ikke kan fortynde og sprede. For at undersøge dette ses der på strømningsforhold omkring Sisimiut, vandudskiftningen i Ulkebugten og om de forurenende stoffer fra spildevandet kan spores i vandmasserne og sedimentet i Ulkebugten. Formålet med opgaven er yderligere at undersøge løsningsmetoder til rensning af spildevand, som kan benyttes i arktiske egne. Rensning af spildevandet er langt at foretrække frem for fortynding og spredning. Problemformuleringen for projektet er således: - Hvad er konsekvensen ved at benytte Ulkebugten som spildevandsrecipient? - Hvilke mulige løsninger findes til spildevandsrensning i arktiske egne? 4

6 1. Del Denne del af projektet indeholder en beskrivelse af feltområdet, samt en karakteristik af spildevand og dets indhold. Ophobningen af tungmetaller igennem fødekæden og konsekvenser ved indtag af disse vil blive gennemgået i det følgende Lokalitetsbeskrivelse Grønlands geografi er enestående, da landet ligger i de arktiske egne, som er kendetegnet ved et barsk klima med ekstreme lys- og temperaturforskelle. Somrene er korte og om vinteren er der udstrakt sne- og isdække. De arktiske dyr og planter har gennem tiden tilpasset sig disse forhold. Denne tilpasning har imidlertid gjort dem sårbare over for de menneskelige aktiviteter, der påvirker det arktiske økosystems fysiske, kemiske og biologiske kendetegn [Nilsson, 1998]. Selv i den del af Grønland, der er egnet til helårsbeboelse er befolkningstætheden lav ( 0,2 indbyggere(km 2 ) [Teknologirådet, 2002]. Det totale areal er km 2, hvoraf de 85 % er dækket af indlandsisen, så byerne er placeret langs kysterne. Af de ca mennesker, som lever i Grønland er ca. 20 % bosat i bygderne, som har en størrelse på indbyggere. De resterende ca. 80 % af befolkningen er bosat i byerne, hvor Nuuk er den største med omkring indbyggere. Hovederhvervet i Grønland er fiskeri [Møller og Nielsen, 2003]. Fiskeeksporten udgør ca. 85 % af landets samlede eksport og er den vigtigste indtægtskilde [Greenland Tourism, 2004] Sisimiut Sisimiut (Holsteinsborg) ligger på Grønlands vestkyst på N 53 30W, som det er vist i Figur 1. Klimaet er arktisk med temperaturer helt ned til -35 C om vinteren og op til 20 C om sommeren. Sisimiut er Grønlands nordligste by med en isfri havn om vinteren og samtidig det sydligste af grønlands slædehundedistrikter [Sisimiut kommune, 2004]. At havnen er isfri om vinteren betyder, at fiskeri er muligt hele året [Royal Greenland, 2004]. Sisimiut er Grønlands næststørste by med ca indbyggere. Et indbyggertal som er mere end fordoblet siden Kommunen består, udover selve byen, af de tre bygder; Itilleq, Sarfannguaq og Kangerlussuaq [Sisimiut kommune, 2004]. Sisimiut er Grønlands vigtigste fiskeriby [Møller og Nielsen, 2003], hvilket afspejles ved, at hovederhvervet er fiskeri og byens største virksomhed er Royal Greenlands fabrik [Sisimiut Turist Information, 2004]. Fiskeressourcerne er torsk, rejer [Berthelsen et al., 1997] og krabber [Royal Greenland, 2004]. En anden form for beskæftigelse i Sisimiut, er inden for handels- og byggesektoren. Byen er hovedkvarter for Grønlands største supermarkedskæder, Pisiffik og Pilersuisoq og for det nationale boligselskab INI A/S [Sisimiut Turist Information, 2004]. Yderligere kan det 5

7 nævnes at byen er en vigtig industri- og uddannelses by i Grønland med Bygge- og Anlægsskolen [Sisimiut kommune, 2004]. Figur 1: Billede af Grønland, hvorpå området omkring Sisimiut er markeret [ og [Vandrerkort 2004] Status over miljøbevidstheden Igennem de senere år har miljøbevidstheden fundet vej til Sisimiut. Dette ses bl.a. ud fra en batterikampagne, initiativ til privat affaldssortering og kommunens handlingsplan for sortering af affald på "dumpen", som er en kystnær losseplads i udkanten af byen. Kommunen har afsat ½ million i år og det samme til næste år, til etablering en affaldsstation, samt oprydning i det affald, som allerede har hobet sig op. Kommunen prøver at få borgerne involveret i miljøspørgsmål gennem brochurer, fokus og debat. Men på spildevandsområdet 6

8 mangler der fokus. På nuværende tidspunkt ledes urenset spildevand direkte til kloaknettet og derfra ud i havet. Kommunen har indtil videre ingen handlingsplan for rensningen af det spildevand, som udledes fra kloaknettet. Direktoratet for miljø og natur kigger på muligheden for at rense spildevandet ved kloaknettenes udløb i Grønland. Derved vil rensningen af vandet foregå i et stort anlæg lige før udledning til havet, i stedet for små rensningsanlæg ved spildevandskilden. Kommunen har dog foreløbigt ingen planer om etablering af et stort rensningsanlæg, da dette er et omfattende projekt [Kristensen, 2004] Spildevand, miljø og sundhed Vand er den vigtigste kilde til infektionssygdomme og rent vand er derfor en vigtig faktor for folkesundheden. Husholdningsspildevand indeholder potentielt skadelige organiske og uorganiske stoffer samt sygdomsfremkaldende mikroorganismer [Madigan et al., 2003]. Grundet hensynet til miljø og folkesundhed ønskes spildevandet renset. I Danmark ledes størstedelen af det rensede spildevand i Københavns Amt til havet. Ved denne form for udledning er det især belastningen med næringssaltene kvælstof (N) og fosfor (P), der skal reduceres for at begrænse algevækst og iltsvind i havet [Vandmiljøovervågningen, 2003]. En lignende kontrol er ønskelig af Grønlands farvande Komponenter i spildevand Spildevand kan deles op i to kategorier, gråt og sort. Det grå spildevand udgør størstedelen af spildevandsmængden og kommer fra køkken og vask, mens det sorte består af toiletaffald [Madigan et al., 2003]. Spildevand består af en række af forskellige komponenter, som optræder i større eller mindre mængder. Disse komponenter kan inddeles i en række hovedgrupper. Mikroorganismer, som omfatter bakterier, vira og ormeæg. De biologiske nedbrydelige stoffer. De øvrige organiske stoffer så som pesticider, fedt/olie, farvestof, og opløsningsmidler. Næringssalte; nitrogen (N, kvælstof), karbon (C) og fosfor (P). Tungmetaller; kviksølv (Hg), bly (Pb), cadmium (Cd), krom (Cr), kobber (Cu) og nikkel (Ni). De øvrige uorganiske stoffer (syrer bl.a. svovlbrinte og baser). Alle grupperne kan have en miljømæssig skadelig virkning, f.eks. kan mikroorganismerne udgøre en risiko ved kontakt med huden og ved indtagelse af skaldyr, mens næringssaltene kan være årsag til eutrofiering og iltsvind i søer og fjorde [Henze et al., 1990]. 7

9 Udledning af næringssalte Overdrevent brug af fosfater (P) og nitrater (N) kan forurene naturen, men kvælstof og fosfor er dog nødvendige stoffer for plante- og dyreliv. Der findes flere forureningskilder for disse stoffer. Fra land er kunstgødning fra landbruget en kilde for kvælstof, men også fosfor i form af superfosfat. Syntetiske vaskemidler er ligeledes en kilde til fosfor, da de indeholder metafosfationer (P 3 O 9-3 ) for at gøre vandet blødt [Kofstad, 1995]. Kvælstof kan komme fra forbrænding af nitrogenholdige stoffer [Lund-Hansen et al., 1994]. Havet beriges med en stor mængde næringssalte, når der udledes spildevand [Ulnits, 1998 (A)]. Spildevandet kan komme fra spildevandsanlæg eller industrien [Ærtebjerg et al., 2003]. Ved udledning af spildevand er der en risiko for opkoncentrering af næringssalte [Kofstad, 1995] Krav til renset spildevand Motiveret af særlige recipientforhold har en del amter i Danmark stillet strengere krav til deres rensningsanlæg end de krav, som er nationalt gældende. En del anlæg, med udledning til ferskvandsrecipienter har desuden krav til udledning af ammonium, ligesom der på en række anlæg stilles andre krav motiveret af de lokale forhold [Jansen og Laursen, 2004]. I tabel 1 er angivet de nationalt gældende udledningskrav til rensningsanlæg, ved havet som recipient, [Vandmiljøovervågningen, 2003]. Langt størstedelen af ioner (herunder tungmetaller) er bundet til det suspenderede stof [Spildevandscenter Avedøre, 2003]. Andelen af suspenderet stof er derfor væsentlig i dette projekt. Ved udledning til vandløb er det andre krav som er gældende, men de bliver ikke brugt i denne sammenhæng, da havet er den mest oplagte recipient til spildevandsudledning i Grønland. Tabel 1: Udledningskrav til rensningsanlæg i Københavns Amt, som er de nationalt gældende. Suspenderet stof (SS) Biologisk iltforbrug, 5 døgn (BI 5 ) [Vandmiljøovervågningen, 2003]. Recipient BI5 Totalt nitrogen Totalt fosfor Suspenderet stof (ppm) (ppm) (ppm) (ppm) Hav , Tungmetaller Andre stoffer i miljøet, som kan skabe problemer er tungmetallerne. Årsagen til at tungmetaller er så stort et problem i de arktiske egne er, at fødekæden for de arktiske dyr er meget lang. Dette medfører, at tungmetallerne opkoncentreres i de arktiske dyr. Disse dyr, som f.eks. isbjørnen, kan blive meget gamle og derfor er tungmetalkoncentrationen i en isbjørn meget høj. Opkoncentrationen af tungmetaller fortsætter, når de arktiske dyr spises af os mennesker, der er sidste led i fødekæden. Opkoncentreringen er særligt udtalt hos den arktiske befolkning, fordi kostvanerne er meget ensidige. For at få de nødvendige mineraler og vitaminer, har grønlænderne tradition for også at spise organer og spæk, hvori næring og tungmetaller findes. Det betyder at de får meget mere tungmetal gennem kosten end den 8

10 vestlige verdens befolkning [Born & Böcher, 1999]. En illustration af opkoncentreringen af bly igennem den arktiske fødekæde er vist i Figur 2. Figur 2: Opkoncentrering af bly igennem den arktiske fødekæde. Kilde: Born & Böcher, 1999 Tilstedeværelsen af tungmetaller er ikke i sig selv i et problem, da planter og dyr behøver visse metaller som sporstoffer. Problemerne opstår når et bestemt niveau overskrides, da metallerne derved bliver giftige for dyr og planter. Kilderne til tungmetaller kan både være naturlige, som forvitring af klipper, vulkanudbrud, og menneskeskabte, som minedrift, metalbearbejdning og afbrænding af fossile brændsler. Tungmetaller fra forbrugsvarer og industriprocesser kommer ud i miljøet, når affald dumpes eller brændes ved for lave temperaturer. Udledning af spildevand fra husstande er en væsentlig tungmetalkilde til floder, søer og havet. I spildevand findes bl.a. kviksølv, bly, cadmium, kobber, krom og nikkel [Nilsson, 1997]. De tungmetaller der giver anledning til bekymring, i de arktiske egne i særdeleshed, er kviksølv, cadmium og bly, da de er giftige i selv lave koncentrationer. Det menes, at disse stoffer er tilstede i de arktiske egne i en så høj koncentration, at der kan være en risiko for miljø og menneskers sundhed [Nilsson, 1997]. Det arktiske område modtager desuden tungmetaller, som er frembragt i andre dele af den nordlige halvkugle, fordi de føres frem på partikler (aerosoler), der bliver hængende i den kolde polarluft. Denne tilførsel forøger de naturligt høje koncentrationer af cadmium og kviksølv i hele det arktiske område. Jordpartikler fra erosion, der er samlet op af vinden, kan på verdensplan tegne sig for mere end halvdelen af al emission af krom til atmosfæren og % af udledningen af kobber, nikkel, bly og zink. Vulkaner udspyr materiale fra jordskorpen og denne kilde er ansvarlig for en betragtelig del af det cadmium og kviksølv som findes i luften [Nilsson, 1997]. I det følgende bliver de skadelige virkninger og egenskaber for nogle af de tungmetaller der findes i spildevand, gennemgået. Cadmium, bly og kviksølv er blandt de tre mest skadelige. I forbindelse med dette projekt er det ikke muligt at lave analyser af kviksølvindholdet og stoffet vil derfor ikke blive kommenteret yderligere. Cadmium, Cd Cadmium er giftig i for store mængder for alle organismer. Det optages direkte fra vand og føde, samt i en vis udstrækning fra luften. Der er en tendens til, at det ophobes i dyr og 9

11 planter. Hvirvelløse vanddyrs vækst hæmmes og larvernes overlevelsesprocent nedsættes ved for store koncentrationer af cadmium. Hos større dyr ophobes cadmium i nyrer og lever, hvor størstedelen binder sig til et særligt protein, der gør metallet uskadeligt for dyret. Hvis optagelsen overstiger organismernes naturlige forsvar kan der ske skader på nyrerne og stofskiftet af D-vitamin og calcium forstyrres. Dette medfører nyreskader og afkalkning af knoglerne. Cadmiums halveringstid er på flere årtier og derfor forlader det kun meget langsomt kroppen. Cadmium er et biprodukt ved fremstilling af bly og zink. Affaldsforbrænding og afbrænding af fossile brændsler er nogle andre store cadmiumkilder. Cadmium benyttes til batterier, til overfladebehandling af metal og i elektronik-industrien. Det findes også i kunstgødning, staldgødning, kompost og kloakslam [Nilsson, 1997]. Bly, Pb Bly i miljøet bindes hårdt til sedimenter og jordpartikler og er derfor stort set utilgængelig for dyr og planter. Optagelsen afhænger af en række forhold som temperatur, saltindhold, ph og tilstedeværelsen af organisk materiale. Det vides ikke om dyrene optager bly gennem huden, lungerne eller fra forurenet føde. Det ophobes i lever, nyrer, galde og knogler. Når blyet først er ophobet, som en del af knoglerne, er det adskillige år om at forlade kroppen igen. Det ophobes også i æg og fostre. De vigtigste tegn på blyforgiftning er beskadigelse af nervesystemet og mave-tarmsystemet. Blyforgiftning medfører også blodmangel og kan påvirke børns adfærdsudvikling selv i lave koncentrationer. Bly kan trænge gennem moderkagen og dermed påvirke barnet i fosterstadiet. Hos fisk ses ophobning i lever, gæller, nyrer og skelet. Fugle er kun følsomme overfor bly i meget høje koncentrationer. Blyholdig benzin er den største kilde, men minedrift og metalbearbejdningsindustrier, ammunition og affaldsforbrænding er også store bidragsydere [Nilsson, 1997]. Zink, Zn Zink udgør en vigtig bestanddel i mange af kroppens enzymer. Zink har også en stabiliserende virkning på cellernes arveanlæg og de cellemembraner, som omgiver alle kroppens celler. Hele kroppen indeholder ca. 2 gram zink. Den optimale daglige indtagelse af zink for mænd er 9 mg, og 7 mg for kvinder, men de fleste får langt mere. Bivirkninger ved for høje doser zink er sjældne, men der kan forekomme irritationer i mave-tarm kanalen. Kosttilskud med zink i højere doser end anbefalet kan hæmme optagelsen af andre sporstoffer. Doser på mg pr. dag kan påvirke kobberstofskiftet negativt og virkninger ses på immunforsvaret og blodfedtstofferne. Ved længere tids indtagelse af for høje doser kan kroppens optagelse af kobber nedsættes og der kan forekomme symptomer på kobbermangel. Zink kan også på længere sigt hæmme kroppens optagelse af jern. Egentlige forgiftninger er dog kun set hos mennesker, der har indtaget flere gram zink dagligt [Netdoktor, 2004]. Kobber, Cu Kobber benyttes i kroppen i mange enzymer. Det nødvendige kobberindtag pr. dag er estimeret til omkring 1,2 mg. Indtagelse af ikke-metallisk kobber kan føre til irritation af tarmslimhinden og selv få milligram kobber kan medføre kvalme, opkast og diarre. Flere gram kobber fører til mangel på røde blodlegemer, lavt blodtryk, påvirkning af leveren og 10

12 eventuelt døden [Netdoktor, 2004]. Endvidere er flere kobber-forbindelser klassificeret som miljø-farlige og er giftige for vandlevende organismer [Miljøstyrelsen, 2002] Nikkel, Ni Nikkel kan fremkalde allergi ved kontakt med huden og en række nikkelforbindelser er bevist eller mistænkt for at være kræftfremkaldende. Desuden er de fleste nikkelforbindelser klassificeret som værende meget giftige overfor vandlevende organismer og svært nedbrydelige [Miljøstyrelsen 2002] Kvalitetskriterier og grænseværdier for udvalgte tungmetaller Som nævnt kan tungmetaller have skadelige virkninger for dyr, mennesker og planter. Derfor er det vigtigt at undersøge om den tilstedeværende mængde i miljøet er skadelig. Dette gøres ved at undersøge skadevirkningerne på de organismer, der lever i det omtalte miljø. I dette tilfælde er der tale om et akvatisk økosystem. Ud fra disse undersøgelser fastsættes grænseværdier for hvor høj tungmetalkoncentrationen må være i vand og sedimenter. Grænseværdierne kan være et kvalitetskrav, der angiver den maksimale koncentration ved hvilken, der ikke forventes økotoksiske effekter ved kontinuerlig belastning. [NOVA (1), 2004] Grænseværdierne i Danmark (og dermed Grønland) reguleres efter EUs 76/464/EU direktiv, som er implementeret ved hjælp af bekendtgørelse 921 af 8. oktober Denne bekendtgørelse har ikke fastsat nogle grænseværdier på grund af manglende viden. I stedet bruges i Danmark OSPAR kommissionens (Oslo-Paris kommissionen) grænseværdier. OSPAR har fastsat grænseværdier for indhold af tungmetal i sediment og vand. Disse ses i tabel 2 sammen med forslag til kvalitetskriterier for overfladevand, sediment, jord og drikkevand. EAC (Ecotoxicological Assessment Criteria), er den højeste koncentration, hvorved der ikke forventes økotoksiske effekter på det marine miljø. Det er disse værdier, som resultaterne senere i dette projekt vil blive sammenlignet med [NOVA (1), 2004]. Tabel 2: Danske grænseværdier for tungmetaller i vand, jord og sedimenter [NOVA (1), 2004]. Tungmetal Overfladevand Sediment Jord Drikkevand EAC vand EAC Sediment µg/l mg/kg TS mg/kg TS * µg/l [µg/l] [mg/kg TS] Pb 5,6 ** , Cr 1,0 ** Cd 2,5 29 0,3 5 0,01-0,1 0,1-1 Cu 2,9 ** ,005-0, Ni 8,3 ** 7, , Zn 86 ** , * Grænseværdien gælder fra udløb ved pumpe eller vandværk og altså ikke ved aftapning hos forbrugerne ** Kun stillet som forslag til kvalitetskrav. 11

13 EAC værdier er kun vejledende værdier som kan bruges til vurdering af miljøets tilstand. I tabel 2 er værdierne inddelt i et interval. Hvis koncentrationen ligger under intervallet er der ikke fare for miljøbelastning. Der er større risiko for toksiske effekter ved stigende koncentrationer. Hvis koncentrationerne er højere end den øverste værdi i intervallet, betragtes de som stærkt belastende og toksiske effekter kan forventes [Miljøstyrelsen (1), 2004]. I naturen findes en naturligt forekommende baggrundskoncentration for sedimenter. Dvs. koncentrationer af de forskellige tungmetaller, som det kan forventes at spore i sedimentet [NOVA (2), 2004]. Det ses i tabel 3 at baggrundskoncentrationen af tungmetaller er højere i Grønland end i Danmark. Årsagen til dette er at der i Grønland sker en stor erosion af klipperne som indeholder mange tungmetaller. Desuden ses det af tabel 3 at baggrundskoncentrationen i Grønland til tider overstiger øvre EAC-værdi. Tabel 3: Baggrundskoncentrationer for udvalgte tungmetaller i henholdsvis Danmark og Grønland [NOVA (2), 2004] Tungmetal Baggrund (Danmark) Baggrund (Grønland) [mg/kg sediment] [mg/kg sediment] Bly (Pb) 1,8-4, Cadmium (Cd) 0,007-0,03 0,06-0,36 Kobber (Cu) 2,2-5, Nikkel (Ni) Zink (Zn) Spildevandssituationen i Sisimiut I Sisimiut benyttes, ligesom andre steder i Grønland, tre hovedmetoder til bortskaffelse af spildevand. Enten ledes det til kloaknettet, opsamles i en tank eller deles så det grå spildevand ledes til terræn og det sorte bortskaffes ved renovation. Spildevandsmængderne kan estimeres ud fra vandforbruget, da spildevandsmængden nødvendigvis må være mindre end eller lig vandforbruget. I Sisimiut er der ca husstande og vandforbruget for de enkelte husstande afhænger af, hvorvidt der er installeret helårsvand eller om vandet skal hentes manuelt ved vandposter. Boliger med helårsvand et langt større vandforbrug dels pga. toilet, vaskemaskine og andre vandkrævende installationer [Kristensen, 2004]. I Grønland svinger vandforbruget imellem 130 og 180 liter/person/døgn i byer med ledningsnet. Til sammenligning kan det nævnes at der i København bruges ca. 120 liter/person/døgn [Pedersen, 2002] Kloaknettet - Kort over Sisimiut Store dele af Sisimiut har afledning af spildevand via kloak og byen har tre store selvstændige kloaksystemer samt nogle mindre. På plankortene [Asiaq, 2000] over kloaknettet kan det tydeligt ses, at seks af disse netværk har udløb til havet, enten via Ulkebugten eller kysten omkring "chokoladefabrikken". Chokoladefabrikken er betegnelsen for det sted, hvor renovationsarbejderne tømmer indholdet fra toiletspande og tanke ud i havet. På Figur 3 er 12

14 der lavet afmærkninger af udløbsstederne for de seks netværk. De tre store udløb er afmærket med rødt, hvor de tre mindre er afmærket med blåt. Det indtegnede område angiver udbredelsen af kloaknettet, som har udløb i Ulkebugten [Asiaq 2000]. Kloaknettets udstrækning er bestemt ud fra, hvor terrænet har en hældning mod havet. Gravitationen er derfor den bestemmende faktor for systemets omfang. Sidste hus på en kloakledning er på terrænets top inden et fald til den modsatte side. Årsagen til dette er at spildevandet ellers skal pumpes gennem rørledningerne, hvilket vil fordyre driftsomkostningerne [Henriksen, 2004]. Yderligere information og beskrivelse af kloaksystemet i Sisimiut er vedlagt i Appendiks B Ved spildevandsudløbet i Ulkebugten nedenfor sygehuset er der observeret lugtgener ved lavvande i august måned [Feltarbejde 2004]. Figur 3: [Møller og Nielsen, 2003] Punkt 8 er Bygge- og Anlægsskolen. De røde afmærkninger angiver de tre store udløbssteder, hvor de blå angiver de lidt mindre udløb. Det kloaksystem, som har udløb nedenfor sygehuset, spænder over det afmærkede areal [Asiaq 2000]. 13

15 2. Del Denne del omhandler projektet i Ulkebugten. Her er det undersøgt om tilførslen af urenset spildevand udgør et problem i Ulkebugten. Den dertil relevante teori bliver gennemgået og efterfølges af en beskrivelse af feltarbejdet samt en analyse af de data, som indsamles på lokaliteten. Sidst afrundes med en konklusion over tilstanden i Ulkebugten Ulkebugten Ulkebugten, som er vist i Figur 4, ligger nord for Sisimiut og er sit navn til trods en fjord. En fjord er defineret ved at være en druknet gletscherdal, som er U-formet og har en tærskel ud mod havet [Bradshaw & Weaver, 1993] Ulkebugten er ingen undtagelse heraf og er på det dybeste sted 27 m. dyb, mens dybden over tærsklen er blot 4,8 m. [Kort og Matrikelstyrelsen, 2000]. Ulkebugten er ca. 140 m bred ved tærsklen, hvor en indsnævring findes og op til 750 m på det bredeste sted ind mod bunden. Elven fra sø 5 (drikkevandssøen) har sit udløb i Ulkebugten. Alene denne elv tilfører 11*10 6 m 3 smelte- og regnvand til Ulkebugten hvert år og dræner et opland på ca. 50 km 2 [Sørensen & Hag, 2000]. Ulkebugten er præget af tidevand og et areal på godt m 2 blotlægges ved lavvande [Kort og Matrikelstyrelsen, 2000]. Tidevandsforskellen er på ca. 3 m. og lystbådehavnen er indrettet herefter ved at have flydende landgangsbroer, så bådtrafikken ikke påvirkes af den skiftende vandstand [Feltarbejde, 2004]. Figur 4: Luftfoto af Ulkebugten [Asiaq 2000]. 14

16 2.2. Teori Spildevandsrecipienter er de områder, der modtager spildevand. Klippe, vandløb, søer, fjorde og havområder (herunder bugte) er alle forskellige typer af recipienter. Fælles for dem alle er, at uanset hvilken recipienttype, som spildevand udledes i, vil det i sidste ende havne i havområderne. Det er yderst vigtigt at have kendskab til vandudskiftet i recipienten, da det er af afgørende betydning for nærmiljøet, hvordan det udledte spildevand fortyndes og transporteres. Transporten af de stoffer, der befinder sig i spildevandet, er afhængig af valget af recipienttype og stoftransporten kan opdeles i suspenderet og opløst stof. De parametre som påvirker vandskiftet, i f.eks. en bugt, er bl.a. vandudvekslingen med det åbne farvand, men faktorer som tidevand, vindforhold, tilløb fra åer og ferskvandsgennemstrømninger samt massefylde- og temperaturforskelle i vandet har ligeledes stor betydning [Winther et al., 1978]. Kendskabet til vandmassernes strømninger over længere tidsrum, dvs. måneder til dekader, anvendes til at bedømme havets transportprocesser af f.eks. plankton, næringssalte og forurenende stoffer, såsom tungmetaller. I følgende afsnit gennemgås de faktorer, der har betydning for stoftransporten i Ulkebugten Tidevand Tidevandet skyldes Månens og Solens tiltrækning af vandmasserne i de store have. I sit kredsløb omkring Jorden står Månen i syd 50 min. senere hver dag. Tilsvarende vil tidevandsbølgerne indtræffe 50 min. senere hver dag og har altså en cyklus på 24 timer og 50 min. I det tidsrum vil der indtræffe to tidevandsbølger, hvilket er ensbetydende med, at den enkelte tidevandsbølge ideelt set har en varighed på 12 timer og 25 min. [Møller og Nielsen, 2003]. Jorden og Månen danner et system, hvor de to legemer roterer omkring et fælles tyngdepunkt i næsten cirkulære baner. Jorden roterer excentrisk omkring det fælles tyngdepunkt, som ligger inde i jordkuglen. Alle punkter på Jorden har samme acceleration og derfor også samme centrifugalkraft grundet den excentriske rotation. Den tidevandsproducerende kraft er resultatet af den massetiltrækning, som er mellem Jorden og Månen. Størrelsen af de tidevandsproducerende kræfter afhænger af massen af de to legemer samt af afstanden imellem dem. Kraften er størst ved den korteste afstand mellem de to legemer. [Lund-Hansen et al., 1994]. Ud over den del af tidevandet, som er et resultat af Jord-Måne systemet, påvirker Solen også vandstanden. Princippet i Jord-Sol systemet er det samme, som mellem Jorden og Månen, hvor der er en massetiltrækning. På trods af at Solen er meget større end Månen vil de tidevandsproducerende kræfter fra Solen kun udgøre 46 % af kræfterne fra Månen, da Solen ligger 360 gange så langt væk fra Jorden. Springtidevand fremkommer når Solen, Månen og Jorden ligger på samme linie, hvilket indtræffer ved fuldmåne og nymåne. Her vil kræfterne fra Solen og Månen virke i samme retning og give ekstra store tidevandsproducerende kræfter. Niptidevandet opstår derimod, når 15

17 kræfterne modarbejder hinanden ved at Solen og Månen står i kvadratur til hinanden. Der går 14,75 dage mellem spring- og niptidevandet [Lund-Hansen et al., 1994]. Figur 5 illustrerer Solen og Månens placering i forhold til Jorden ved spring- og niptidevandet. Figur 5: En skematisk fremstilling af de tidevandsproducerende krafter ved interaktion mellem solen og månen, set fra jordens nordpol. A: Nymåne, kræfterne fra sol og måne virker sammen (springtid). B: Første kvarter, kræfterne fra sol og måne modarbejder hinanden (niptid) [Lund-Hansen et al., 1994]. Tidevandet påvirkes af flere interaktive kræfter, her iblandt Månens deklination. Deklinationen skyldes Månens bane, som varierer i forhold til Ækvator med ±28 o. Når afvigelsen fra Ækvator er størst kan der opstå døgnvariationer i tidevandet mellem breddegraderne. En sådan variation findes i Sisimiut, som det også fremgår af Figur 6, hvor tidevandet er afbildet for perioden, hvori feltarbejdet er udført [Lund-Hansen et al., 1994]. 16

18 Tidevandcyklus i Sisimiut i perioden 22. juli - 12.aug Vandstand i meter 5 4,5 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0, Antal høj- og lavvande Figur 6: Illustration af tidevandet i Sisimiut under feltarbejdet. Tidevandet har en døgnvariation [Appendiks E] Havstrømme Cirkulationen af havets vandmasser kan opdeles i to komponenter; den vindskabte og den termohaline cirkulation. Sidstnævnte er betinget af forskelle i havvandets massefylde, som skyldes forskelle i temperaturforhold og saltholdighed. Dette betegnes også som densitetsstrømme. Strømmene funger som oceanernes store transportbånd [Dolin et al., 2000] og det er strømmene, som driver vandet til og fra det arktiske område, se Figur 7. Overfladestrømme er overvejende vinddrevne [Christiansen, 1999]. Som nævnt er cirkulationen af jordens vandmasser påvirket af deres forskellige temperatur og saltindhold. I havvand varierer koncentrationen af salt med dybden, og det mindre saltholdige vand vil flyde oven på den mere saltholdige og den dermed tungere vandmasse. Vandsøjlen kan herved ses som to separate lag med hver sit temperaturniveau og saltindhold. Det arktiske overfladevand er mindre saltholdigt end dybhavsvandet og overfladevand fra andre have. Årsagen til dette er, at ferskvandstilførslen er stor fra smeltevandsfloder. Det vand fra Atlanterhavet og Stillehavet har det højeste saltindhold. Når det saltholdige vand fra Nordatlanten strømmer mod det kolde ishav omkring Grønland vil vandet fra Atlanten afkøles, blive tungere og dermed synke [Nilsson, 1998]. I tilfælde af at havvandet fryser til is vil saltene udskilles fra isen. Udskillelsesprocesen forekommer, fordi ikke-frossent saltvand vandrer ned gennem hulrum i isen. Det relativt tunge saltvand synker ned til de dybereliggende vandlag [Born & Böcher, 1999]. Det nu tunge, kolde havvand bevæger sig langsomt mod syd hen over bunden af Atlanterhavet [Nilsson, 1998]. 17

19 Figur 7: Oceanernes store transportbånd [Dolin et al., 2000]. Strømningsmønsteret (illustreret i Figur 8) omkring Grønland tager udgangspunkt i vandmasserne fra det arktiske ocean og det nordatlantiske strømsystem, der er en fortsættelse af Golfstrømmen. Fra det arktiske ocean strømmer betydelige mængder ferskvand hovedsageligt ud to steder: Framstrædet, som findes mellem Nordøstgrønland og Svalbard, og Nares Strædet, der ligger mellem Nordvestgrønland og Canada. Sidstnævnte strøm løber langs med Canadas kyst og udgør et betragteligt tilskud til Labradorstrømmen. Udstrømningen gennem Framstrædet er den største af de to omtalte strømme fra det arktiske ocean og den danner Den østgrønlandske strøm, som strømmer langs den østgrønlandske kyst og rundt om Kap Farvel. Begge strømme bliver i sydgående retning holdt inde langs østkysten i henholdsvis Grønland og Canada pga. Corioliskraften 1. I havområdet syd for Island (Irmingerhavet) strømmer en sidegren af den nordatlantiske strøm, Irmingerstrømmen. I området mellem Island og Grønland (Danmarskstrædet) mødes den Østgrønlandske strøm og Irmingerstrømmen. De to strømme følges ad til Kap Farvel og fortsætter mod nord, langs Grønlands vestkyst, hvor de bliver til den Vestgrønlandske strøm. Der sker en vis opblanding af de to strømme, så de ændrer deres oprindelige temperatur og saltindhold. Ved Sukkertoppen bøjer den Vestgrønlandske strøm af mod vest og bliver til en del af Labradorstrømmen. Irmingerstrømmen fortsætter hele vejen op langs Grønlands vestkyst [Gregersen og Buch, 1995]. 1 Pga. Jordens rotation omkring sin egen akse vil luft og vand afbøjes mod højre på den nordlige halvkugle og mod venstre på den sydlige. 18

20 : Figur 8: Strømmene omkring Grønland [Berthelsen et al., 1997] Vindbølger Vindgenererede bølger er vigtige i transporten af energi. Først tilføres bølgerne energi fra vinden, derefter transporterer de energien igennem vandmasserne for til slut at dissipere 2 energien i de kystnære regioner. Bølger genererer strømninger på lavt vand og kan vha. disse transportere sedimenter og dermed næringsstoffer. Hvis en laminar vind blæser over en plan vandoverflade vil turbulens dannes pga. friktionen imellem de to lag. Turbulensen skaber ujævnheder -kapillarbølger- på vandoverfladen. I tilfælde af, at vinden lægger sig vil vandoverfladen blive plan igen. Hvis vinden derimod fortsætter med at blæse, vil større bølger -vindbølger- formes efterhånden som mere og mere energi overføres fra vind til vand. Overtryk på stødsiden og undertryk på læsiden bevirker, at bølgen vil bevæge sig i retning med vinden, som det er illustreret i Figur 9 [Nielsen & Nielsen, 1990]. 2 Dissipere er den engelske fagterm, som bedst oversættes med: at tabe. 19

21 Figur 9: Trykmodel for dannelsen af vindbølger. Kilde: Lund-Hansen et al., Størrelsen på bølgerne er betinget af tidsrummet, hvori det blæser, og af energiniveauet. Bølgernes længde og højde øges jo længere tid det blæser og jo længere der frie stræk er. Sammenhængen mellem tid, stræk og bølgestørrelse fremgår af Figur 10. En ligevægt vil dog indstilles. Her vil overført energi fra vinden betinge bølgebrydning, hvormed bølgernes dimensioner holdes indenfor et givent spektrum [Komar, 1998]. Vindbølger er kendetegnet ved at være irregulære i form og dimension og er repræsenteret indenfor et spektrum snarere end én given størrelse [Nielsen & Nielsen, 1990]. Figur 10: Bølgernes størrelse afhængigt af A: vindens varighed og B: det frie stræk [Lund-Hansen et al., 1994]. Efterhånden som stormen lægger sig (eller bølgerne bevæger sig ud af stormområdet) ændres de irregulære vindbølgers dimensioner til lange, lave bølger. Disse regelmæssige bølger 20

22 kaldes dønninger og de er illustreret i Figur 10 B. Dønninger er ikke afhængig af hverken vindens retning eller styrke. Dønningers bølgehastighed er større end vindbølgernes og disse kan bevæge sig flere tusinde kilometer gennem oceanerne uden at miste særlig meget energi [Komar, 1998] Bølgedrevne strømme Både de vindgenererede bølger og tidevandet danner strømninger; især på lavere vand. Opståede strømme skyldes vandpartiklernes bevægelse. På dybt vand bevæger vandpartiklerne sig i orbitaler, som er aftagende i størrelse fra havoverfladen til en dybde svarende til den halve bølgelængde (denne dybde betegnes bølgebasis). Orbitalbevægelsen på dybt vand er skitseret i Figur 11. På lavt vand, hvor bølgebasis er nået, bliver bevægelsen mere og mere sammenpresset pga. partiklernes påvirkning af friktionen mod bunden. Helt nede ved bunden er bevægelsen frem- og tilbagerettet i takt med henholdsvis bølgetop og - trug. I tidsrummet midt imellem bølgetop og -trug er hastigheden nul og dermed er der ingen strøm [Lund-Hansen et al., 1994]. Af Figur 11 ses bevægelsesmønstret på lavt vand. Figur 11: Vandpartiklernes bevægelse på dybt vand, på lavere vand og på meget lavt vand. Kilde: Masselink & Hughes, Bølgebasis nås på meget dybere vand for en tidevandsbølge end det er tilfældet for vindinducerede bølger. Desuden er de frem- og tilbagerettede bevægelser af meget længere varighed (ca. 6 timer hver vej) for tidevandsbølgen. Tilsvarende er tidsrummet omkring lavog højvande, hvor strømmen er meget svag eller nul, længere for tidevandsbølgen end for vindbølgerne. Tidevandet roterer omkring et centrum, der betegnes amfidrom [Lund-Hansen et al., 1994]. Herom har tidevandet retning mod uret, hvilket gør at retningen for den tidevandsproducerede strøm kendes som henholdsvis ebbe og flod. Ebbe og flod er udtryk for de perioder, hvor vandstanden er henholdsvis faldende og stigende (og altså ikke ensbetydende med lav- og højvande) [Jespersen, 1990]. Det er midt i disse perioder, at de stærkeste tidevandsstrømme findes. 21

23 Springlag Springlag betegner det dybdeinterval i vandsøjlen, hvor der forekommer ændringer i en parameter, f.eks. temperatur, saltindhold eller densitet. Dvs. at vandsøjlen kan betragtes, som lagdelte vandmasser, der har hver deres fysiske og kemiske karakteristika. Det er gradienten af den enkelte parameter, som angiver springlagets beliggenhed. For en lagdeling i vandsøjlen gælder der, at densiteten af det øvre lag er mindre end i det nedre lag, og strømningsretningerne i de to lag er ikke nødvendigvis den samme. Koncentrationen af næringssalte er også forskellig, da transporten af vand og stof mellem de to vandmasser er stærkt nedsat som følge af lagdelingen [Lund-Hansen et al., 1994]. Haloklin er den betegnelse der benyttes om en salinitetsgradient, termoklin bruges om en temperaturgradient og pyknoklin anvendes der, hvor densitetsgradienten er størst. Pyknoklinens beliggenhed falder oftest sammen med placeringen af haloklinen, da vandets salinitet er den væsentligste variabel mht. vandets densitet [Lund-Hansen et al., 1994]. Figur 12 viser et eksempel på springlag for både den halokline og den termokline grænse i en vandsøjle. I dette tilfælde stiger koncentrationen af næringssalte ned gennem vandsøjlen, mens temperaturen samtidig falder. Figur 12: Viser eksempel på måling af temperatur og saliniet. Der er et kraftigt springlag, både mht. Salinitet og temperatur, beliggende i ca. 12 m dybde.[lund-hansen et al., 1994] Strømningsmønstre i fjorde Strømningsmønstrene i arktiske fjorde varierer igennem året. Der findes en sommer- og en vintersituation, som påvirker hinanden pga. tilstedeværelsen af en tærskel. Om vinteren vil overfladevandet afkøles af den kolde luft. Derved kan vandet i overfladen få en højere densistet end det underliggende vandlag, hvorved det synker til bunds med en opblanding af vandsøjlen til følge. Denne opblanding kan forstærkes yderligere, hvis vandet 22

24 fryser. Når havvand fryser til is vil højkoncentreret saltvand udskilles af isen, fordi dette netop ikke kan fryse pga. det høje saltindhold. Det udskilte saltvand har en højere densitet end det underliggende vand og vil derfor søge mod bunden. Vandsøjlen vil altså være homogen om vinteren med meget koldt og saltholdigt vand [Born og Böcher, 1999]. Vintersituationen er illustreret i Figur 13 A. Om sommeren vil der være en lagdeling mellem udstrømmende ferskvand og indadgående, saltholdigt havvand i fjorde med en ferskvandstilførsel i form af en flod. Ferskvandet vil pga. den lavere densitet end havvandet flyde i overfladen og derved skabe et springlag imellem de to vandmasser. Dette er illustreret i Figur 13 B. Det udadgående ferskvand vil i grænselaget opblandes med det mere salte dybdevand og noget af saltvandet føres derved ud af fjorden igen [Born og Böcher, 1999]. I arktiske fjorde vil indstrømningen af det friske og næringsrige havvand om sommeren begrænses, idet havvandet kun kan strømme ind i fjorden i et tyndt lag over tærsklen. Bag tærsklen står vandet stille pga. den store densitetsforskel. Dette fænomen kaldes for en død fjord, da springlaget hæmmer den vertikale diffusion af ilt [Berthelsen et al., 1997]. Konsekvensen ved en tærskelfjord kan nemlig blive, at det saltvand, der strømmer ind om vinteren, vil blive liggende som et koldt og iltfattigt bundlag om sommeren pga. manglende opblanding af vandmasserne [Born og Böcher, 1999]. Den ringe vandudskiftning om sommeren er illustreret i Figur 13 B. (A): Vintersituationen (B): Sommersituationen Figur 13: Illustration af den homogene vandmasse i en fjord om vinteren (A) og den lagdelte fjord om sommeren (B) [Born og Böcher, 1999] Næringssalte Næringssalte er den væsentligste forudsætning for biologisk liv i havet. De er bl.a. nødvendige for vækst og overlevelse af de små planter (fytoplankton), som danner grundlag for produktion i havet. Planteplanktonet produceres i de øvre lag af vandsøjlen, hvor der er rigeligt med både næringssalte og lys. De vigtigste næringssalte består af henholdsvis kvælstof, fosfor og silicium (Si), hvor fosfor optræder som fosfat (PO 4-3 ) og kvælstof findes som ammoniak (NH 3 ) og de tre uorganiske ioner: nitrat (NO 3 - ), nitrit (NO 2 - ) og ammonium 23

25 (NH 4 + ). Kvælstof og fosfor er primære kilder til næring for fytoplanktonet, hvor silicium optages af fytoplanktonet til opbygning af kiselskelet (kiselalger). Da der kun er én gruppe af fytoplankton, som har behov for silicium (mens alle grupper har brug for kvælstof og fosfor for at overleve) er der tilbøjelighed til kun at omtale kvælstof og fosfor, når der hentydes til næringssalte - det samme gør sig gældende i dette projekt. Desuden er mængden af silicium i havet stort set geokemisk bestemt. Nitrat er den vigtigste kvælstofkilde for fytoplanktonet og derfor benyttes ofte nitratkoncentrationen, som et udtryk for forekomsten af uorganiske kvælstofsalte [Lund-Hansen et al., 1994]. Da de kystnære sedimenter indeholder relativt lidt nitrat og nitrit, kan Kjeldahl-metoden benyttes, som mål for det totale indhold af kvælstof [Fossing et al., 1998]. Sediment fra havbunden indeholder ofte 0,1 % fosfor, hvor fosforindholdet i havvand som regel er af størrelsesordenen µg/l (ppb) dvs. 0,02-0,06 ppm i form af fosfat [Dinesen og Larsen, 1991] Næringssaltenes naturlige cyklus Koncentrationen af næringssalte i havvand er lav om foråret pga. en øget opblomstring af planktonet. Når planktonet dør omsættes det i løbet af sommeren/efteråret under frigivelse af næringssalte, hvilket medfører at koncentrationen stiger igen. Transporten af næringssalte foregår med vandstrømningerne. Tilførslen af næringssalte kan ske vha. havstrømmene, men også ved afstrømninger fra land. En anden nitrogenkilde er den atmosfæriske deposition, hvor der skelnes mellem tør- og våddeposition. Den sidstnævnte er den del der kommer ned med nedbør, hvor tørdepositionen er aerosoler, der pga. tyngden ender på jord- eller havoverfladen. Aerosoler kan bl.a. dannes ved forbrændingsprocesser, hvori der indgår kvælstof. Stor vandudskiftning og lav biologisk aktivitet om vinteren gør, at koncentrationen af næringssalte er relativt høj. Ligeledes er vandsøjlen om vinteren mere eller mindre opblandet indtil midt på sommeren, hvor nutriklinen (grænsen mellem næringsrigt og næringsfattigt vand) flyttes nedad i vandsøjlen (pga. at plankton udnytter og omsætter saltene så længe, der er tilstrækkeligt med lys tilstede for deres overlevelse). Når nutriklinen sænkes vil der indtræde en lagdeling og koncentrationen af næringssalte vil falde forholdsvist hurtigt i det øverste lag [Lund-Hansen et al., 1994]. Fra havet kan nitrat fjernes ved en denitrifikationsproces (respiration), hvor organisk materiale, under ilt frie forhold, oxideres med nitrat, som vist i reaktionsligningen (1) [Lund- Hansen et al., 1994]. Organisk materiale + NO CO + H O + (1) Den største forskel på nitrogen- og fosforcyklerne er, at fosfor ikke emitteres til atmosfæren [Ærtebjerg et al., 2003] N Balance mellem næringssalte i sedimentet Nedbrydningen af det organiske materiale i sedimentet sker vha. mikroorganismernes aktivitet. Organismerne benytter C, N og P som næring, hvilket de optager i samme forhold, som findes i deres cellemasse. Det optimale N/P-forhold (masseforhold) for mikrobiel vækst regnes derfor med at være ca. 10, da størrelsesorden for fosfor i cellemassen er ca. 10 % i 24

26 forhold til N-indholdet [Pettersen et al., 2004]. Ligeledes er forholdet i mikroorganismernes cellemasse mellem C og N også 10. Hvis forholdet er over 10 betyder det, at bakterierne har ideel mulighed for at nedbryde det organiske materiale. Er forholdet derimod under 10 vil denne nedbrydning hæmmes [Fog, 1997] Næringssalte og tungmetallers binding til sedimentet Næringsstoffer, der ledes ud i havet, har en tendens til at ophobes imellem og på overfladen af sedimenter. Mængden af næringssalte i sedimentet afhænger bl.a. af, hvor meget organisk materiale der bundfældes, iltindholdet nær bunden (som betinger omsætningen), koncentrationen af det udledte spildevand i området og sedimentationsraten. Hvor stor en del af disse næringsstoffer, der adsorberes på sedimenterne afhænger til gengæld af kornstørrelserne. Næringsstoffer findes både som adsorberede kationer på mindre partiklers overflade og som porevand imellem sedimenterne. Begge slags er tilgængelige for de omgivende vandmasser, når der hvirvles op i sedimentet [Christiansen et al., 1997]. Næringsstofferne i porevandet stammer fra nedbrydningen af bundfældet organisk materiale, hvorved bundne næringssalte frigives [Fossing et al.,1998]. Der vil med tiden indstille sig en ligevægt, så koncentrationen af kationer i porevandet afspejles i de adsorberede ioner, der findes på de mindre partikler i sedimentet. Især lerpartikler har en stor ydre overflade og de kvældende af slagsen har endvidere en indre overflade, hvorpå kationerne kan adsorberes [Brady & Weil, 1999]. Den specifikke overflade er altså af stor betydning for den mængde af lagrede kationer, der er tilgængelig for havet i tilfælde af resuspension af sedimentet, mens iltindholdet betinger frigivelsen af de ellers bundne næringssalte. Næringssalte og tungmetaller binder sig bedst til kornstørrelser på under 63 µm (ler- og siltfraktionen) [Larsen et al., 1995]. Figur 14: Illustration af adsorberede kationer på forskellige lermineraler, hvoraf montmorilloniten er kvældende med en meget stor overflade, mens kaolliniten ikke er kvældende og overfladearealet begrænset heraf [ 25

27 Resuspension af sediment Bundsedimentet fungerer som et magasin for tilgængelige næringsstoffer. Når sedimenter sættes i bevægelse frigives mange af næringssaltene til vandsøjlen. Dette sker pga. den forskydning, der er sket i koncentrationen af bl.a. kvælstof og fosfor fra det højt koncentrerede porevand til det mere ferske havvand. En ny ligevægt søges via udskiftning af de adsorberede kationer og diffusion af porevandets salte. Figur 15: De forskellige transportformer for sediment; bundtransporten, som udgøres af de hoppende og rullende sedimenter, og suspension, som er sediment understøttet af den omgivende væske [Lund-Hansen et al., 1994]. Der findes to måder, hvorpå sedimenter kan transporteres i væske; som bundtransport og i suspension. (illustreret i Figur 15). Al bevægelse i bundsedimentet medfører en udveksling af næringsstoffer imellem sediment og vandmasse. Dog er udvekslingen størst ved suspension. Suspension af partikler er defineret ved, at sedimentkornene er understøttet af den omgivende væske og at disse bevæges uden kontakt til bunden [Fredsøe & Deigaard, 1992]. For at sedimentet sættes i bevægelse kræves det, at de igangsættende kræfter overstiger de stabiliserende. De igangsættende kræfter styres primært af vandets strømhastighed og densitet samt diameteren af sedimentet, mens de stabiliserende kræfter styres af tyngekraften, sedimentets densitet og af den indre friktion imellem de enkelte korn [Fredsøe & Deigaard, 1992]. Som det også fremgår af Figur 16 er igangsætningshastigheden større end hastigheden, der holder sedimentet i suspension. For at bestemme den kritiske erosionshastighed må middelkornstørrelsen af sedimentprøven findes. Ud fra den fundne kornstørrelse kan igangsætningshastigheden aflæses vha. Figur

28 Figur 16: Sundborgs diagram over sammenhængen mellem sedimenttransport og strømhastigheder. Bemærk at igangsætningshastigheden er større end den hastighed, der kræves til at opretholde sedimentet i transport [Nielsen & Nielsen, 1990]. Potentialet for at sætte sedimenter i resuspension er bl.a. betinget af kornstørrelsen og i mindre grad fordelingen af disse. Sedimentet vil som regel være velsorteret i det marine miljø, da det afspejler energiniveauet i strømningerne det pågældende sted. Hvis sedimentet er groft og velsorteret er der hulrum (porerum) imellem de enkelte sedimentkorn. Når sedimentet er dårligt sorteret vil disse porerum udfyldes af mindre korn, hvorved sedimentet bliver mere kompakt end for velsorterede sedimenter. De fine partikler vil være mindre erodérbare end de grovere, fordi de ligger gemt af vejen for strømmens påvirkning [Trenhaile, 1997]. Ler- og siltpartikler er desuden kohæsive af karaktér pga. af deres elektrostatiske binding, hvilket betyder, at de er svære at sætte i suspension, jvf. Figur 16 [Masselink & Hughes, 2003]. Til gengæld er faldhastigheden lille og finkornede sedimenter har derfor en længere opholdstid i vandsøjlen end større sedimenter i tilfælde af suspension. Dermed er der også et øget potentiale for udveksling af næringssalte med vandet [Trenhaile, 1997] Ilt Havets iltindhold påvirkes af fire parametre. Den første er ilten fra atmosfæren, som opløses i vandoverfladen, dernæst de processer, der involver respiration (iltforbrug) og fotosyntese (dannelse af ilt) og til sidst er der havets iltreservoir [Lund-Hansen et al., 1994]. 27

29 Transporten af ilt fra atmosfæren og ned gennem havoverfladen er normalt tilstrækkelig til, at havets øvre lag er tæt på mætningskoncentrationen for ilt i vand. Udvekslingshastigheden for ilt imellem atmosfæren og havoverfladen er temperaturafhængig [Lund-Hansen et al., 1994]. Fotosyntese er en anden proces som tilfører ilt til havet. Her frigiver planterne i havet ilt ved brug af sollys som energikilde. Fotosyntesen aftager dog generelt med dybden, da lysintensiteten tilsvarende falder. Som eksempel på dette fald i lysintensitet kan nævnes, at i danske farvande er lysintensiteten < 1 % af overfladens i ca. 20 m dybde [Lund-Hansen et al., 1994]. Reaktionsligningen for fotosyntese er vist i ligning (2), hvor (CH 2 O) repræsenterer organismernes organiske energilager (cellemasse). Organismerne er planter eller bakterier [Madigan et al., 2003]. CO Lys 2 + H 2O CH 2O) ( + O 2 (2) Om natten, hvor alger og andre typer af planter ikke har mulighed for at benytte lys som energikilde, optager de ilt fra vandet for at overleve. Dette fænomen kaldes for respiration [Lund-Hansen et al., 1994]. Nogle organismer, bl.a. de fototrofe organismer, kan dog optage ilt både med og uden tilstedeværelse af lys. Reaktionsligningen for respiration ser ud som vist i ligning (3). (CH 2 O) repræsenterer her organismens energilager. For at der kan ske en vækst af fototrofe organismer skal hastigheden for fotosyntesen være højere end hastigheden for respiration, hvor organismens eget energilager vil forbruges [Madigan et al., 2003]. Figur 17 illustrerer forholdet mellem respiration og fotosyntese ned gennem vandsøjlen [Lund-Hansen et al., 1994]. De mikroorganismer, som står for omsætningen af næringssalte, har en temperaturafhængig arbejdshastighed, hvoraf den er størst om sommeren [Lund-Hansen et al., 1994]. ( CH 2 O) + O2 CO2 + H 2O (3) Figur 17: Forholdet mellem respiration (R) og fotosyntese (P) ned gennem vandsøjlen. Respiration pr. given mængde plankton er konstant, hvor fotosyntesen aftager med lysintensiteten. 28

30 De forskellige faktorer der påvirker kredsløbet af ilt kan gøre, at det er svært at skabe en optimal ilttransport og dermed undgå iltsvind (mindre end 4 mg O 2 /l). Hvis der f.eks. er springlag (lagdeling) i vandsøjlen vil dette medføre en begrænsning af den lodrette vekselvirkning mellem de forskellige vandlag [Lund-Hansen et al., 1994] og dermed hæmme den vertikale opblanding [Winther et al., 1978]. Inden for det enkelte lag foregår den lodrette transport af ilt meget lettere end imellem lagene. Dette betyder at iltkoncentrationen er næsten konstant inden for det enkelte lag. Andre faktorer, som spiller en vigtig rolle for iltforholdene, er vind og strøm, idet disse er med til at skabe en cirkulation af vandet, hvorved ilt transporteres til de dybere liggende vandlag [Lund-Hansen et al. 1994]. Iltsvind har biologiske konsekvenser og en tommelfingerregel for disse effekter er, at hvis iltkoncentrationen (c ilt ) er mindre end 4 mg O 2 /l vil fiskene begynde at flygte fra området. Hvis c ilt er mindre end 2 mg O 2 /l er der yderligere risiko for at fiskene vil dø af iltmangel. Hvis iltsvindet er så kraftigt, at al ilt er opbrugt vil der være mulighed for, at der optræder fri svovlbrinte (H 2 S) [Lund-Hansen et al., 1994]. Svovlbrinte (H 2 S) er giftig og har en meget ubehagelig lugt, der minder om rådne æg [Kofstad, 1995]. I åbne farvande vil iltsvind normalt kun forekomme i de nedre lag af vandsøjlen. Hvis c ilt er tæt på nul, vil der kunne opbygges et 'liglag' (lag af hvide svovlbakterier) på bunden. Dette er et tydeligt tegn på at iltforholdene er kritiske og at dyr i sedimentet (bundfaunaen) sandsynligvis er hårdt ramt. Aftager c ilt forsat, vil der kunne opstå en 'død' bund og dannelse af fri H 2 S [Lund-Hansen et al., 1994] Eutrofiering Eutrofiering sker ved indgreb i næringssaltenes naturlige cyklus i havet. Næringssaltene optages af planktonalger, som blomstrer op og der sker en stærkt stigende vækst. Dette gør bl.a. vandet grumset og ugennemsigtigt, og algerne vil skygge for lyset. Når algerne dør synker de til bunds, hvor de nedbrydes af iltforbrugende mikroorganismer, såsom svampe og bakterier. Jo flere alger der skal nedbrydes, jo større bliver iltforbruget [Ulnits, 1998 (A+B)]. Resultatet heraf er et underskud af ilt i vandet [Ulnits, 1998 (A)]. Dette bevirker at fisk dør og bakteriel nedbrydning forhindres. Når der er for lidt ilt i de nedre lag af vandsøjlen vil anaerobe mikroorganismer overtage [Kofstad, 1995] og disse vil spalte organisk affald (døde alger) til H 2 S og derved producere en giftig og stinkende vandmasse [Kofstad, 1995]. Når der for alvor er iltmangel i bunden kryber muslinger og børsteorm op af deres gange i mudderet [Ulnits, 1998 (A)]. I mere end 30 år har berigelse af næringssalte været en af hovedtruslerne for balance i det marine økosystem og dets ressourcer. Økosystemets respons på en stigende koncentration af næringssalte kaldes for eutrofiering. De væsentligste næringssalte til eutrofiering er N i form af NO 3 2- og NH 4+ samt fosfor i form af PO 3 4- [Ærtebjerg et al., 2003]. Ved eutrofiering er det de menneskeskabte ændringer man taler om. En måde at skabe en reduktion af eutrofieringseffekterne på er ved at reducere den mængde af næringsstoffer, som tilføres naturen [Lund-Hansen et al., 1994], hvilket kan ske ved f.eks. at rense spildevand. 29

31 2.3. Materialer og metoder I det følgende afsnit om materialer vil det kort blive beskrevet, hvilke hjælpemidler der har været til rådighed. Tilsvarende vil det i afsnittet om metoder blive forklaret, hvordan hjælpemidlerne er anvendt og begrundelsen herfor Materiale Inden feltarbejdet er der anvendt to slags kort; tekniske tegninger over kloaknettet i Sisimiut [Asiaq, 2000] og søkort over farvandet omkring Sisimiut [Kort og Matrikelstyrelsen, 2000]. Begge typer kort er blevet brugt til at bestemme, hvor det kunne være interessant at indsamle vand- og sedimentprøver. Kortene over kloaknettet er blevet brugt til at anskueliggøre, hvor udløbet i Ulkebugten findes, mens søkortet har været anvendt til at udpege steder med de rette dybdeforhold. Derudover er tidevandstabeller for grønlandske farvande 2004 anvendt [Farvandsvæsenet, 2003] til at bestemme tidspunkterne for dataindsamling i de tilfælde, hvor forskelle mellem lav- og højvande er målt. Under feltarbejdet er der brugt instrumenter til at indsamle sedimentprøver, vandprøver og måle strømhastighed- og retning. Til indsamling af sedimentprøver er anvendt en KC HAPS bottom corer (appendiks G), der kunne fastgøres til et spil på en fiskerkutter. Vandprøverne er hentet op i en Nansen vandhenter (appendiks G), mens in-situ målinger er indsamlet med en CTD-sonde af fabrikatet: XR-420CTD, se også appendiks K. Til måling af strømhastighed og -retning er brugt otte strømkors med monterede GPS er (appendiks G) og en akustisk strømmåler (ADCP), som er beskrevet i appendiks V. Desuden har der været brugt instrumenter til at måle iltkoncentrationen af opsamlede vandprøver og måle turbiditeten i forskellige dybder. Sidstnævnte apparatur var fastgjort til CTD-sonden for at måle på samme vandsøjle. Ilt- og turbiditetsmålerne har vist defekter og der er i rapporten ikke medtaget data fra de to instrumenter pga. utroværdige resultater Metode Prøveudtagningssteder Indsamlingsstederne for sedimentprøverne er valgt ud fra intentionen om at dække de forskellige miljøer, der findes i området omkring Ulkebugten og havnen. Her iblandt kan nævnes udtagninger nedenfor kloakudløb ved sygehuset, ved Royal Greenlands udløb, på det dybeste sted i Ulkebugten, det lave og strømfyldte sted over tærsklen og til slut en kystfjern lokalitet, som er antaget at være upåvirket af diverse udledninger fra Sisimiut. 30

32 Prøveudtagningsmetode og -formål Indsamling af data er foretaget i to omgange. De første er indsamlet under springtidevand, hvor både sediment- og vandprøver er blevet hentet. De næste målinger er lavet i perioden med niptidevand. Desuden er der samtidig taget målinger af strømhastighed og -retning samt af salinitet og temperatur i et transekt. Sedimentprøverne er alle indsamlet på én dag, hvor en fiskekutter med spil var til rådighed. Haps en samler sedimentet op i en kerne på 20 cm i diameter og cm i højden. Af disse sedimentkerner er den øverste centimeter udtaget til videre analyse og i enkelte tilfælde (ved farveskift) er der udtaget prøver længere nede i kernen. De to vandprøver for hvert profil er indsamlet fra overfladen og nær bunden med en Nansen Vandhenter. Indholdet af næringsstoffer (C, N og P) og tungmetaller (Cd, Pb, Zn, Ni og Cu) er bestemt for alle vandog sedimentprøver. Yderligere er der bestemt kornstørrelse for udvalgte sedimentprøver. Alle laboratorieanalyser følger dansk standard med undtagelse af fosforanalysen, som det også fremgår af appendiks F, hvori alle analysevejledningerne er vedlagt. Udover vandprøverne er der indhentet en spildevandsprøve fra kloakudløbet nedenfor sygehuset, d. 29. juli 2004 omkring kl. 11. Det skal gøres klart, at dette spildevand ikke kun kommer fra sygehuset, men fra ca. en tredje del af husstandene i Sisimiut. Denne ene prøve skal repræsentere sammensætningen af det spildevand som udledes til Ulkebugten. Da spildevand, som omtalt i teorien, varierer over hele døgnet både i sammensætning og mængde kan denne antagelse diskuteres. Yderligere er der hentet en prøve fra Royal Greenlands fabrik af det affald (spildevand), som udledes uden for tærsklen. Dette var meget organisk materiale i form af reje- og krabberester. Prøven benævnes i det følgende som krabbevand. De steder, hvor der er taget sedimentprøver, er der også målt på saltholdighed og temperatur hele vejen ned gennem vandsøjlen, samt der er hentet vandprøver op fra to dybder. Salinitet og temperatur er bestemt vha. af CTD-sonden. Trykmåleren, som bestemmer dybden for CTD-sonden, var ude af funktion. I stedet er målingerne taget ved at holde instrumentet i ca. 5 sekunder ved hver meter ned gennem vandsøjlen. Herved er det muligt at identificere de enkelte måledybder, da sonden sættes til at tage en måling hvert sekund. Strømretning og - hastighed er målt i et transekt igennem Ulkebugten og videre ud forbi havnen. Strømmen er målt vha. en akustisk strømmåler. På samme tid er der målt salinitet og temperatur for at bestemme springlagets beliggenhed i vandsøjlen i selv samme transekt. Disse målinger har fundet sted i perioden med niptidevand; både under høj- og lavvande for at kunne sammenligne strømforholdene i de to situationer. Endelig er strømforholdene ude mellem skærene undersøgt vha. strømkors. Otte strømkors med fastmonterede GPS er blev sat ud under henholdsvis højvande og en flodperiode (med fire per gang) for at bestemme strømforholdene udenfor byen. Strømkorsene var i en dybde på ca. 10 meter for at måle under den bølgegenererede strøm og dermed bestemme tidevandsstrømmens hastighed og retning. 31

33 2.4. Resultatbehandling - Ulkebugt Til analysen af resultatindsamlingen vedrørende Ulkebugten er der tre hovedområder. Først gennemgås de tidevandsgenererede strømninger, dernæst indholdet af næringsstoffer og tungmetaller i sedimentet og vandfasen Tidevand Undersøgelser af strømforholdene i farvandet omkring Sisimiut kan hjælpe til at anskueliggøre, hvordan udledt spildevand spredes og om der overhovedet sker en spredning. Strømforholdene er undersøgt ved at udsætte strømkors og måle saltholdighed og temperatur ned gennem vandsøjlen. Det interessante er om, der er identificérbare ændringer fra spring- til niptidevand og høj- til lavvande. Disse ændringer, eller mangel på samme, er med til at danne et billede af, hvor udledte spildevandskomponenter ender. Om de tages af strømmen og på den måde føres ud af Ulkebugten eller om de forbliver inde i fjorden Strømkors I det følgende vil strømningsforholdene udenfor Sisimiut blive undersøgt ved at måle bevægelserne af fire strømkors. Strømningsmønsteret undersøges for at slå fast, om der findes en reel løsningsmulighed i at lede spildevandet længere ud til søs end det er tilfældet på nuværende tidspunkt. Ved en sådan løsning er det forudsat, at strømmene er stærke nok til at sprede spildevandet. Imellem skærene ud for Sisimiut genererer tidevandet en strøm, der skifter retning ved henholdsvis høj- og lavvande. Desuden findes der en nordgående strøm i form af den Vestgrønlandske strøm. Vindbølger og dønninger, der kun påvirker de øverste få meter af vandsøjlen. I praksis er påvirkninger fra vindbølger og dønninger undgået ved at udsætte strømkors i ca.10 meters dybde. Retningen af den tidevandsgenererede strøm er forudsigelige i kraft af, at tidevandet roterer om et centrum (amfidromet) imod urets retning. Det indebærer en nordgående strøm under flod, mens strømmen er sydgående under ebbe. Målingerne er lavet ved påmonterede GPS ere, der målte i 5 min. intervaller, hvorved hastigheder kan estimeres. Strømkorsene blev sat ud i to hold. Det første hold blev sat ud d. 5. august syd for Sisimiut og det andet hold blev sat ud d. 6. august nordvest for Sisimiut ved lufthavnen. Strømkorsenes påvirkning af tidevandet blev undersøgt ved, at det første hold blev sat ud i tidsrummet omkring højvande, mens det andet hold blev sat ud i starten af flodperioden. Der blev sat fire strømkors ud hvert sted, men der er kun resultater fra tre strømkors ved lufthavnen, da batterierne løb tør på en af GPS erne. Desuden har et par strømkors målinger for en kortere periode end de resterende, hvilket også skyldes batterisvigt. På Figur 18 ses det, hvor de to hold strømkors er sat ud 32

34 Figur 18: Oversigtkort over områder, hvor de to hold strømkors er sat ud. På Figur 19, som er et udsnit af det første hold strømkors bevægelse. Talværdierne angiver antallet af minutter siden start. 33

35 Arktisk teknologi 2004 Figur 19: Bevægelsesmønstret af det første hold strømkors, der er udsat d. 5. august Det første hold strømkors blev sat ud d. 5. august i tidsrummet 11:10 til 14:00, som ifølge tidevandstabellen er fra højvande mod ebbe. Af Figur 19 ses, at strømkorsene har bevæget sig nordpå med en relativt høj hastighed i løbet af de første 50 min., jf. tabel 4. I resten af tiden sagtnes farten til næsten nul, hvorefter strømkorsene bevæger sig mod syd. Dette bevægelsesmønster ses trods en kraftig vind fra SV (som var tiltagende i styrke under hele måleperioden) [Feltarbejde, 2004]. Vinden burde generere en strøm i en nordøstlig retning. For det første kan det slås fast, at målingerne ikke er påvirket af de vindgenererede strømme. For det andet kan det slås fast, at der er målt på en tidevandsstrøm, da den Vestgrønlandske strøm kun er nordgående, hvilket tydeligvis ikke er tilfældet for målingerne. Tabel 4: Tabellen angiver de målte strømhastigheder for det første hold strømkors. Gennemsnitlig Strømhastighed [cm/s] Hastighedsinterval i måleperiode [cm/s] Blåt strømkors Gråt strømkors Grønt strømkors Rødt strømkors Figur 20 viser det andet hold strømkors, som blev sat ud nord for Sisimiut d. 6. august. Også her angiver tallene tiden siden start med 5 min. intervaller. Strømkorsene var ude i tidsrummet 7:30-9:00, der ifølge tidevandstabellen var midt under flod, hvor strømningshastighederne er høj. I flodperioden forventes det, at tidevandsstrømmen bevæger sig i nordlig retning. Hvorvidt dette tilskrives tidevandet eller den Vestgrønlandske strøm kan imidlertid ikke slås fast, men en interaktion de to strømme imellem er sandsynlig. Ved det første hold sås dog en 34

36 Arktisk teknologi 2004 nøje sammenhæng med tidevandsstrømmen, fordi retningen på strømkorsene vendte undervejs. Derfor kunne tidevandsstrømmen tyde på at dominere strømningsmønstret. Figur 20: Bevægelsesmønstret af det andet hold strømkors, der blev sat ud d. 6. august Det fremgår da også af Figur 20, at det andet hold strømkors bevæges i nordgående retning med hastigheder nær det dobbelte af det første hold strømkors jf. Tabel 4 og 5. Hastighedsforskellene kan formodentlig forklares med de forskellige tidspunkter for udsætningen af strømkorsene. Det grønne strømkors flytter sig stort set ikke i en periode på ca. ½ time. Denne stilstand kan muligvis forklares med, at der på stedet er lavt og at der derfor dannes en hvirvel, hvori strømkorset er fanget. Ideelt set havde det første hold været sat ud midt under perioden for ebbe, hvor tidevandsstrømmen burde være stærkest i sydgående retning. Til gengæld tyder det på, at de maksimale hastigheder for de sorte og det hvide strømkors godt kan betinge en igangsætning af sedimentet i renden, så længe d50 er større end 3 mm (aflæst på Figur 16). Desuden er strømhastighederne så store, at udledte spildevandsobjekter vil nå at spredes inden bundfældning sker. Tabel 5: Tabellen angiver strømhastighederne for det andet hold strømkors. Gennemsnitlig strømhastighed [cm/s] Hastighedsinterval i måleperiode [cm/s] Sort strømkors Hvidt strømkors Grønt strømkors Det har vist sig, at tidevandet dominerer strømningsmønstret udenfor Sisimiut, da vinden ikke har præget bevægelsesretningen af det første hold strømkors og da den Vestgrønlandske strøm ikke kan modvirke, at strømkorsene har vendt retning efter højvande. En interaktion mellem 35

37 de forskellige strømme vil enten hæmme eller fremme bevægelseshastigheden afhængigt af om strømmene fungerer i samme retning eller er modsat rettede. Det andet hold strømkors har givet et estimat af de maksimale strømhastigheder midt under flod. Hastighederne kan også være styret af den Vestgrønlandske strøm, hvilket ikke kan fastslås endeligt pga. for få målinger Transektmålinger Alle figurer med målinger fra CTD-sonden skal betragtes som vejledende frem for faktuelle. Dette skyldes en defekt trykmåler, som skulle have givet en eksakt dybde for hver enkelt måling. En nærmere beskrivelse af proceduren kan findes under beskrivelsen af metoder. Desuden er der få målepunkter i transsektet fra de tre måledage. Målinger fra den 29. juli og den 10. august er baseret på 5 profiler ned gennem vandssøjlen, mens der er 7 profiler for den 9. august. Selvom der er målt væsentligt flere profiler den 29. juli ligger de færreste på linie med transsektet. Da resultaterne kun er sammenlignelige, hvis de ligger på den samme linie er det kun de 5 profiler, der ligger på transktet, som er medtaget. Transektet, hvor vandets saltindhold og temperatur er målt, er sammenfaldende med den sejllinie, der benyttes ved indsejling til Ulkebugten for større fartøjer. Denne linie er trukket helt ud til havnegrænsen og udgør transektet, som det også kan ses af Figur 21. På baggrund af transektets placering er profilet tegnet og nulpunktet placeret ved havnegrænsen. Dybderne er fundet vha. bundkoter og dybdekurver på søkort. Figur 21: Transektlinien igennem Ulkebugten og ud forbi havnen. Nulpunktet findes ved havnegrænsen til venstre i billedet. 36

38 Salinitet Saliniteten er målt i Ulkebugten og omkring havnen, hvor udløbet fra Royal Greenlands fabrik findes. Fordelingen af salt i vandsøjlen er bl.a. med til at afspejle de hydrografiske forhold i vandet. I dette projekt ligger fokus på vandudskiftningen i Ulkebugten pga. tærsklen, som er med til at hæmme (tidevands-) påvirkninger ude fra havet. Generelt for de tre figurer Figur gælder det, at der ses en tydelig og temmelig kraftig lagdeling af vandsøjlen. Indenfor de øverste par meter sker der et spring i saliniteten på op til 9 psu (fra 24 til 32 psu d. 9. august). Lagdelingen er helt sikkert betinget af saliniteten, men hvorvidt det er en haloklin eller en pyknoklin vides endnu ikke. Tilstedeværelsen af et springlag understøttes desuden af observationer under feltarbejdet, hvor en lagdeling tydeligt sås allerede ved en dybde på omkring cm. [Feltarbejde, 2004]. Den relativt store dybdeforskel i springlagets beliggenhed mellem det observerede og det målte kan forklares med den manglende trykmåler og tilstedeværelsen af bølger. Ved nedsænkning af sonden bevirkede bølgegangen, at måledybderne kan variere med ca. 1 meter. Denne variation er mest signifikant i de øverste meter af vandsøjlen pga. den lille måledybde i forhold til det store udsving i vandstanden. Fænomenet ses tydeligt på de øverste målinger i råskitserne, der findes i appendiks K. Måledybderne er altså et gennemsnit omkring den ønskede dybde. 0 Salinitetsfordeling i Ulkebugten den 29. juli Dybde [m] psu 29psu 30psu 31psu 32psu 33psu bund Længde [m] Figur 22: Salinitetsfordeling på transektlinien igennem Ulkebugten d. 29. juli Figur 22 viser en afbildning af salinitetsfordelingen d. 29. juli 2004, hvor der var springtidevand og lavvande. Heraf ses en tydelig lagdeling i de øverste par meter af vandsøjlen. Situationen er som forventet i forhold til teorien; fersk regn- og smeltevand ligger øverst i vandsøjlen og det tungere havvand ligger nedenunder. 37

39 Salinitetsfordeling i Ulkebugten den 9. aug Dybde [m] psu 25psu 26psu 27psu 28psu 29psu 30psu 31psu 32psu 33psu bund Længde [m] Figur 23: Salinitetsfordeling på transektlinien igennem Ulkebugten d. 9. august Figur 23 illustrerer fordelingen af saltholdigheden i vandsøjlen d. 9. august 2004, hvor målingerne blev indsamlet i perioden med niptidevand og i slutningen af flodperioden. Det samme billede tegner sig for denne situation, som for Figur 22. Lagdelingen er dog skarpere på denne dag trods et større spring i salinitet, hvilket måske kan tilskrives de 7 (i stedet for 5) målinger på denne dag. 0 Salinitetsfordeling i Ulkebugten den 10. Aug Dybde [m] psu 28psu 29psu 30psu 31psu 32psu bund Længde [m] Figur 24: Salinitetsfordeling på transektlinien igennem Ulkebugten d. 10. august Figur 24 viser målinger af saliniteten for d. 10. august 2004, som var i niptidevandsperioden og i slutningen af ebbe. Springlagets beliggenhed er denne dag det mest veldefinerede af de i 38

40 alt tre dage. Til gengæld er der ikke målt under 32,8 psu i Ulkebugten, mens der de andre dage (29.juli og 10. august) er fundet bundvand med saltholdighed på 33-33,9 psu. Det skal dog tilføjes, at der ikke er målt længere ned end til 16 meters dybde, hvilket ca. er det niveau, hvor skellet mellem 32 og 33 psu findes for de to andre dage. Det er ensbetydende med, at det tungere bundvand sagtens kan være der, men blot ikke er målt. Det samme gør sig gældende udenfor Ulkebugten, hvor den dybeste måling er taget på 20 meters dybde, hvilket ligger over niveauet for skellet mellem 32 og 33 psu den 29. juli På alle tre dage ligger springlaget meget stabilt i de øverste par meter af vandsøjlen. Dette viser, at tidevandsstrømmene ved spring- og niptidevand samt høj- og lavvande ikke er kraftige nok til, at en total opblanding af vandsøjlen finder sted i Ulkebugten på måletidspunkterne. På alle tre figurer dykker kurverne i en afstand på omkring m. fra havnegrænsen. Alle tre målinger går ned til en dybde af 14 m. Ifølge profilet er dybden imidlertid ikke mere end 6 m, hvilket der ikke er kompenseret for på illustrationerne. I stedet er der set bort fra de resterende meter. Det er ikke blevet observeret, at CTD-sonden lå skævt i vandet, fordi den netop ikke var grebet af strømmen i den øverste del af vandsøjlen. Dette kunne tyde på, at CTD-sonden er taget af en indadgående strøm længere nede mod bunden. At strømmen må være indadgående kan begrundes med, at dybden øges markant indefter i Ulkebugten, mens dybden mindskes udefter (på tærsklen). I tilfælde af at CTD-sonden var stødt på bunden ville det mærkes på vægten og ses på den slappe wire. En indadgående strøm langs med tærsklens bund stemmer fint overens med teorien bag hydrodynamikken i fjorde om sommeren Temperatur Temperaturfordeling i Ulkebugten den 29. juli Dybde [m] grader C 7,5 grader C 7 grader C 6,5 grader C 6 grader C 5,5 grader C 5 grader C 4,5 grader C 4 grader C bund -40 Længde [m] Figur 25: Temperaturfordelingen på transektlinien igennem Ulkebugten d. 29. juli

41 Af Figur 25 ses et stort temperaturfald; fra 8 o C i overfladen til under 4 o C ved bunden på det dybeste sted. D. 29. juli 2004 er den af de tre måledage, hvor temperaturfaldet er mest veldefineret i de øverste meter i vandsøjlen især udenfor Ulkebugten. Undtagelsesvist kan springlaget udenfor fjorden betegnes pyknoklin, som er betinget af både salinitets- og temperaturændringer i samme dybde interval. Temperaturfordeling i Ulkebugten den 9. aug Dybde [m] ,5 grader C 8 grader C 7,5 grader C 7 grader C 6,5 grader C 6 grader C 5,5 grader C 5 grader C 4,5 grader C -40 Længde [m] bund Figur 26: Temperaturfordelingen på transektlinien igennem Ulkebugten d. 9. august På Figur 26 ses et temperaturfald, der er tilsvarende det, som ses d. 29. juli Fælles for begge dage er, at vandet udenfor Ulkebugten viser en større grad af homogenitet end vandet bag tærsklen. Temperaturfordeling i Ulkebugten den 10. aug Dybde [m] ,5 grader C 7 grader C 6,5 grader C bund Længde [m] Figur 27: Temperaturfordelingen på transektlinien igennem Ulkebugten d. 10. august

42 I ovenstående Figur 27 ses blot tre temperaturkurver. De lave temperaturer nær Ulkebugtens bund, som er målt de to andre dage, fremgår ikke af denne figur. Ligesom det er tilfældet for saliniteten, er temperaturen heller ikke målt på større dybder end 16 m. Dette er dybden hvor, der er målt temperaturer på 6 o C og derunder både d. 29. juli og d. 9. august. Det er derfor muligt, at de samme lave temperaturer er repræsenteret ved bunden d. 10. august, men blot ikke målt. Fælles for de 3 figurer er, at temperaturerne er faldende nedefter i vandsøjlen. Ændringen er ikke kun lokaliseret i de øverste meter, som det er tilfældet for saliniteten. Dermed kan det slås fast, at springlaget overvejende er betinget af salinitetsforskelle og er derfor en haloklin. Bundvandet inde i Ulkebugten er op til et par grader koldere end vandet udenfor. Det kunne tyde på, at det kolde, tunge vand er et levn fra vinteren. Ifølge teorien burde havvand strømme ind i Ulkebugten langs med bunden om sommeren, men havvandet vil ikke nå bunden, hvis ikke det er ligeså tungt, som det vand der allerede befinder sig ved bunden. En vis opblanding vil dog ske, da det udstrømmende overfladevand vil resultere i en medrivning af lavere liggende fjordvand. Det skal dog pointeres, at saliniteten ikke illustrerer helt den samme tendens med tungt vintervand, da saliniteten er temmelig homogen under springlaget. En salinitet på 33 psu findes både inde i bunden af Ulkebugten og udenfor tærsklen Sedimenter Alle sediment prøver er indsamlet d. 29. juli 2004 med en KC HAPS bottom corer, som blev fastgjort til et spil på en fiskerkutter, hvorved der opsamles en sedimentkerne fra havbundens øverste 20 cm. Fra denne kerne tages en prøve fra toppen (bundoverfalden) og i enkelte tilfælde fra et dybere liggende lag. Oversigt over de geografiske indsamlingssteder er vedlagt i appendiks L. Tabel 6 beskriver prøver og prøveudtagningssteder. Tabel 6: Alt i denne tabel kan jf. til kortet i figur, med punkterne indtegnet i appendiks Navnet Placering Hvilke typer af prøver der er taget i det pågældende punkt. 1 Inderst i Ulkebugten To sedimentprøver (1a og 1b). To vandprøver (1A og 1B) 2 Dybeste sted i Ulkebugten To sedimentprøver (2a og 2b). To vandprøver (2A og 2B). 3 (Øst SH) (Lige før udløb) Øst for udløb. En sedimentprøve af bundoverfladen (3). To vandprøver (3A og 3B). Sygehus Nedenfor sygehuset To sedimentprøver (sygehus (a) og sygehus (b)). To vandprøver (sygehus (A) og sygehus (B)) 4 (Nord SH) Meget lidt nord for udløb En sedimentprøve af bundoverfladen (4). Vandprøver (4A og 4B) 5 (Vest SH) Rens spildevandsslam tæt på sygehus. Ingen sedimentprøve (rent spildevandsslam) (vest for) 6 Nord for udløb. Modsatte side af Ulkebugten end udløbet ved sygehuset. To sedimentprøver (6a og 6b). To vandprøver (6A og 6B). 7 Ud for lystbådehavnen En sedimentprøve (7). To vandprøver (7A og 7B). 41

43 Tærskel Royal Greenland (RG) Ved Royal Greenlands spildevandsudløb. (Kan identificeres på boblerne i vandets overfalde) Ingen sedimentprøve. To vandprøver (Tærskel (A) og Tærskel (B)). To sedimentprøver (RG (a) og RG (b)). To vandprøver (RG(A) og RG(B)). 8 (Nord RG) Lidt nord for RG s udløb En sedimentprøve (8). To vandprøver (8A og 8B). 9 (Vest RG) Vest for RG s udløb Tre sedimentprøver (9a, 9b og 9x - 9 a og x er begge fra bundoverfladen) To vandprøver (9A og 9B). 10 (NV RG) Nord-vest for Ulkebugten Ingen sedimentprøve. En vandprøve fra toppen af vandsøjlen (10A). 11 en anelse mere Nord-vest for Ingen sedimentprøve. En vandprøve nede i Ulkebugten end punkt 10. vandsøjlen (11B) 12 Mellem øerne, ud for kysten. Syd vest En sedimentprøve fra bundoverfladen (12a). Ingen for Ulkebugten. vandprøver. 13 Samme som punkt 12, men lidt mere Ingen sedimentprøve. To vandprøver (13A og 13B). sydligt ud for kysten. Dumpen Taget ved Dumpen. Ved sydsiden af Sisimiut. Ingen sedimentprøve. To vandprøver (Dumpen (a) og Dumpen (B)). Figur 28: Oversigtskort over indsamlingssteder for vand- og sedimentprøver d. 29. juli Resultaterne af fosforanalyserne i sedimentprøverne vil blive sammenholdt med den koncenytration, der ofte findes i fjorde. Derudover vil der blive kigget på sedimentbalancer mellem næringsstofferne (C, N og P) for at vurdere om sedimentet i Ulkebugten er i balance. Tungmetallerne vil blive sammenlignet med EAC-grænseværdier og baggrundsværdier for de 42

44 enkelte metaller i Vestgrønland. For at få mere end et billede af situationen for den enkelte dag, vil resultaterne blive sat i en større sammenhæng, ved også at se på analyse resultater fra 2003 [Thomsen et al., 2003] for at se om der er en forskel eller lighed. Data fra 2003 vurderes at være af samme kvalitet som dem fra 2004, da det er de samme instrumenter, som er benyttet til indsamling af prøver og analysemetoderne er identiske. Yderligere er hjælpen i laboratoriet kommet fra den samme laborant. Tal og målepunkter fra 2003 er vedlagt i Appendiks M Prøvebeskrivelse Beskrivelse af sedimentprøver. Hvor a betegner bundoverfladen og b er en prøve fra ca cm dybde. Tabel 7: Beskrivelse af de indsamlede sedimentprøver fra d. 29. juli Prøvenavn Prøvebeskrivelse 1a Lugt af svovlbrinte. Indeholder rester af alger, planter og tang-vækster. Er mere dyndagtig end nogen af de andre sedimentprøver. 1b Tegn på uddødt liv (muslingeskaller). 2a Siltet, brunt, slammet. Indeholder børsteorme. 2b Lidt grovere end 2a, men stadigvæk siltet og brunt. Mindre vandfraktion. Indeholder skaller. 3a Mørkt finkornet sediment. Med liv fra børsteorm. Sygehus (a) Sort spildevandsslam med hår og tampax. Sygehus (b) I 15 cm. dybde, er det stadigvæk spildevandsslam. 4a Grå/sort. sandet. Lugter af svovlbrinte. Skaller, ormerør og krabber. 6a Fint sand, leret. Delvist døde, opløste muslinger ned til 5 cm. dybde. Den første ½ cm er iltet, resten af søjlen er anaerob. 6b Fint sand, leret. Anaerob. 7a Mørkt, fint sand. Velsorteret. Lidt dyndagtigt. Levende søpølser og muslinger. Tærskel Tang, søstjerner og søpindsvin. Men ingen sedimentprøve, da sediment er for groft. RG (a) Lyserøde, grålige slimede rejerester. RG (b) 30 cm under overfladen er der oprindelig bund. Sort, slammet og med en lugt af svovlbrinte. Over Royal Greenlands udløb (RG) var der bobler på overfladen af vandet. Udløbet er ved bunden. 8a Sort, slammet, kompakt. Vegetation. Tanglopper, (sand-) orme. Svagt rødlig dvs. lettere iltet 9a Gråligt/sort gytje. Leret, slammet og med hvide skaller. Levende tanglopper. 9x Sort gytje med hvide skaller. Slammet. Levende tanglopper. 9b Kraftig lugt af svovlbrinte. Gråligt/sort gytje. Leret, slammet og med hvide skaller. 12 Sand. Grå. Grovere sorteret Kornstørrelsesfordeling Kornstørrelsesfordelingen har betydning for indholdet af næringsstoffer og tungmetaller i sedimentet, da det specifikke overfladeareal afspejles af sedimentsammensætningen. Dvs. at jo større indholdet i ler- og siltfraktionen er jo højere koncentration af de valgte stoffer forventes det at finde. Yderligere har kornstørrelsesfordelingen betydning for resuspension af sedimentet. For at bestemme kornstørrelsesfordelingen i sedimentprøverne er der lavet slemme- og sigteanalyse (analysemetoden er vedlagt i appendiks O). Til denne analyse er der valgt kun at 43

45 se på få af sedimentprøverne og derved lade dem repræsentere de forskellige bundmiljøer, som findes omkring Sisimiut. Valget er sket på baggrund af grupperinger inden for sedimentprøvernes glødetab og vandindhold. Det er udvalgt 6 prøver, som er fra spildevandsudløbet neden for sygehuset (Sygehus), fra Royal Greenlands udløb (RG), den nordlige bred i Ulkebugten (6), det dybeste sted (2), vest for RG (V RG) og mellem skærene (12). I analysen blev der hovedsageligt udvalgt prøver fra cm dybde i sedimentkernen pga. et lavere indhold af organisk materiale, da det organiske materiale kan umuliggøre en sigtning. Yderligere afspejler disse strømforholdene gennem længere tid end blot sommersituationen Det viste sig dog umuligt at udføre en slemmeanalyse på prøven Sygehus (b), grundet et højt indhold af organisk materiale, som derved ikke kan sigtes. Figur 29 og 30 viser kurverne for kornstørrelsesfordelingen, hvor abscissen er kornstørrelsen (i mm) og ordinanten er det procentvise indhold i den enkelte prøve. S-kurver indikerer at prøverne generelt er velsorteret. Alt sediment med en diameter på under 63 µm består af ler og fint silt [Larsen et al., 1995]. I denne sammenhæng, hvor det er næringsstofferne og bindingen af tungmetal som der fokuseres på, er det disse to kornfraktioner som er interessante, da de er kohæsive. Figur 30-A viser at sedimentet på det dybeste sted i Ulkebugten består af en stor fraktion af finkornet sediment hvor ca. 75 % består af ler og fint silt. Figur 30-B er for prøve (6b), som er på den nordlige side af Ulkebugten, i forhold til spildevandsudløbet. Denne prøve er en anelse mere grov, da der her kun er ca. 25 % ler og fint silt. Det samme gør sig gældende for prøven indsamlet ved Royal Greenland (Figur 30- C), hvor 35 % er under 63 µm. Vest for Royal Greenlands udløb er sedimentet endnu grovere, her består kun ca. 20 % af ler og fint silt og ved reference punktet ude for Sisimiuts kyst (punkt 12) indeholder sedimentet kun omkring 5 % ler og silt (jf. Figur 29-D og E). Det skal dog nævnes at prøverne fra punkt (9) og (12) er fra bundoverfladen, til forskel fra de andre analyserede prøver. Slemmeanalysen stemmer godt overens med det forventede, nemlig at kornstørrelsen er finest på det dybeste sted i bugten. Dette tyder på at strømmene her er minimale. Længere inde i bugten er materialet relativt finkornet i modsætning til på tærsklen, hvor det slet ikke var muligt at opsamle en prøve, da sedimentet var for groft. Dette understøtter den stærke strøm, der antydes af salinitets- og temperaturkurverne. 44

46 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,001 0,010 0,100 1,000 10,000 A: Prøve 2b. 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,001 0,010 0,100 1,000 10,000 B: Prøve 6b 100,00 90,00 80,00 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,001 0,010 0,100 1,000 10,000 D: Vest RG (x) 100,00 90,00 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0,001 0,010 0,100 1,000 10,000 E:12 (a) 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 Figur 29: Kurverne for slemmeanalyserne, hvor abscissen er kornstørrelsen og ordinaten er det procentvise indhold i den enkelte prøve. D: Vest RG (b) og E: 12 (a) 0,001 0,010 0,100 1,000 10,000 C: RG (b) 0,00 Figur 30: kurverne for slemmeanalyserne, hvor abscissen er kornstørrelsen og ordinaten er det procentvise indhold i den enkelte prøve. A: 2b, B: 6b og C: RG (b). 45

47 I relation til lerindholdet, vil det forventes, at der er et højt indhold af næringsstoffer og tungmetal i prøverne inderst i Ulkebugten (1) og på det dybeste sted (2) samt de steder, hvor der er udledning af spildevand ved (RG) og Sygehuset Næringssalte i sedimentprøver Alle de indsamlede sedimentprøver er analyseret for organisk stof, kvælstof og fosfor. Næringsstofferne i dette afsnit er opgivet som vægtprocent af sedimentprøven. Alle analyseresultaterne for næringssalte er vedlagt i appendiks P. Organisk stof For at analysere indholdet af organisk stof i sedimentprøverne, måles karbonindholdet (C). Det totale indhold af karbon består både af organisk og uorganisk karbon. Det uorganiske er i form af karbonater. Indholdet af organisk karbon kan ikke måles direkte, så der analyseres for totalt karbon og for uorganisk karbon, hvor differencen er mængden af det organiske stof. Analyserne udføres på en LECO ovn, hvor en tørret prøve giver den totale mængde karbon og en glødet prøve vil give mængden af uorganisk karbon. Organisk stof i sedimenter % organisk stof i sedimentet Bundoverfladen (a) Prøve fra cm dybde Ekstra overfladeprøve Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøvenavn Figur 31: Diagram over indholdet af organisk stof (i procent af den enkelte sedimentprøve) for alle sedimentprøverne. I Figur 31 er et diagram over indholdet af organisk stof vist for alle prøverne. Det ses tydeligt, at bundoverfladen ved Royal Greenlands udløb (RG (a)) har et meget højt indhold af organisk stof i forhold til de andre prøver inklusiv den prøve, som kommer dybere fra samme kerne. Dette var forventet, da sedimentkernen fra RG øverst bestod af et lag slimede 46

48 rejerester, mens sedimentet længere nede i kernen var anaerobt. Prøverne inderst fra Ulkebugten (1), fra det dybeste sted (2) og fra Sygehus, har også et højt indhold af organisk stof. At der er et relativt højt indhold i prøve (1) og (2) passer godt med, at det er her fraktionen af finkornet materiale er størst. I sommeren 2003 viste prøver fra RG og Sygehus også et forholdsvist højt indhold af organisk stof [Thomsen et al., 2003] i forhold til andre sedimentprøver fra samme geografiske område. Kvælstof Sedimenternes indhold af kvælstof er analyseret vha. Kjeldahl-metoden. 3,50 3,00 Kvælstof i sedimenter Bundoverfladen (a) Prøve fra cm. dybde (b) Ekstra overfladeprøve (x) % kvælstof i sediment 2,50 2,00 1,50 1,00 0,50 0, Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 Prøvenavn RG Figur 32: Indholdet af kvælstof i sedimentprøverne angivet som procent. Det ses af Figur 32 At indholdet af kvælstof er relativt højt ved RG og sygehuset, som begge er ved spildevandsudløb. Yderligere er der, ligesom med det organiske stof, mere kvælstof i prøverne (1) og (2) end i de andre sedimentprøver (med undtagelse af Sygehus og RG). Igen er det indholdet af det fine sediment, som er vigtig i koncentrationen af næringssalte. I 2003 var det tilsvarende ved Sygehuset, RG og ved det dybeste sted i bugten (2), at de højeste værdier for kvælstof blev fundet. Ved RG var værdien ca. 2,8 %, ved sygehuset ca. 0,7 % og ved (2) ca. 0,5 % [Thomsen et al., 2003]. Med undtagelse af målingen ved sygehuset ligner værdierne hinanden. 47

49 Fosfor Fosfor i sedimentprøverne er analyseret på et spektrofotometer ved metoden som er vedlagt i appendiks F. Resultatet er afbilledet i Figur 33. Dog er koncentrationen for RG (a) ikke medtaget, da værdien er markant højere end de andre. RG (a) har værdien ppm (6,80 %). 0,18 0,16 Fosfat i sedimentprøver Bundoverflade (a) Prøve fra cm dybde (b) Ekstra overfladeprøve (x) "Normalen" % fosfat i sedimentprøve 0,14 0,12 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0, Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøvenavn Figur 33: Indholdet af fosfat i sedimentprøverne opgivet som procent. RG (a) er ikke medtaget, men har værdien 6,80 % hvilket svarer til ppm. Det er kun vest for RG, at der er taget en ekstra bundoverflade prøve Sediment fra havbunden indeholder ofte 0,1 % fosfor. Dette er betegnet med Normalen i figuren. Denne værdi overskrides af de fleste af sedimentprøverne, med undtagelse af prøve (7) (tæt ved tærsklen) og nord for sygehuset (Nord SH). Prøve (7) har ikke lige så stort et indhold af finkornet materiale, som alle de andre prøver. Som forventet er der flest næringssalte i de prøver, som er taget nær spildevandsudløb, både neden for sygehuset og ved Royal Greenland, samt i de finkornede sedimentprøver. Dette stemmer overens med forventningen, da adsorptionen er afhængig af prøvens samlede overfladeareal og dermed vil være størst for finkornede sedimenter. Disse sedimenter findes inderst og på det dybeste sted i Ulkebugten (sedimentprøver 1 og 2) Næringsbalance I Figur 34 er C/N-forholdet for alle sedimentprøverne skitseret. Som beskrevet i teorien, betyder et C/N-forhold over 10, at bakterierne har ideel mulighed for at nedbryde det 48

50 organiske materiale, mens nedbrydningen vil gå i stå, hvis forholdet er under 10 og kvælstoffet er opbrugt C/N-forhold Bundoverfladen (a) Prøve fra cm dybde (B) E ks tra overflade prøve (x ) C/N = 10 C/N-forhold Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 Prøvenavn RG Nord RG Vest RG 12 Figur 34: Illustration af C/N-forholdet i de enkelte sedimentprøver. Ud fra kriteriet for C/N-forholdet ses det af Figur 34, at sedimenterne fra inderst i Ulkebugten (1), det dybeste sted (2), Sygehuset, det øverste lag fra RG og (12) alle er i balance hvad angår C/N-forholdet. Dvs. at bakterierne har mulighed for at nedbryde det organiske materiale og ikke begrænses af mangel på kvælstof. Det er de samme prøver, som har et relativt højt indhold af organisk materiale i forhold til de resterende sedimentprøver, som alle indeholder mindre end 2,5 % organisk materiale. Af teorien fremgår det, at N/P-forholdet i et mikrobielt attraktivt miljø helst skal være omkring 10. Det er der ikke i nogen af sedimentprøverne, som vist i Figur 35. For alle prøverne, med undtagelse af Sygehus, har et N/P-forhold på under 5, dvs. at der er overskud af fosfor og en begrænsning af kvælstof. Ved sygehuset er forholdet omkring 8, men det er stadigvæk mindre end 10, som er det optimale for mikroorganismerne. 49

51 N/P-forholdet Bundoverflade (a) Prøve fra c m dybde (b) Ekstra overflade prøve (x) 7 N/P-forhold Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 Prøvenavn RG Nord RG Vest RG 12 Figur 35: Illustration af N/P-forholdet i de enkelte sedimentprøver Tungmetaller Til analyse af tungmetal er der, grundet den lille laboratorie kapacitet, valgt kun at se på fem tungmetaller, nemlig nikkel, bly, cadmium, kobber og zink. Der har ikke været udstyr til måling af kviksølv til rådighed og for at begrænse omfanget af projektet, er der ikke lavet målinger af krom i hverken sediment eller vandprøver. Alle sedimentprøvernes indhold af tungmetal er analyseret efter Dansk Standard nr. 259 (DS 259) vha. Atomabsorptionsspektrofotometri (AAS). Som DS 259 angiver har alle prøverne været konserveret og er klargjort til analysen vha. en syreoplukning. I Figur 36 og Figur 37 er der vist et diagram over sedimentprøvernes indhold af alle de analyserede tungmetaller. Figur 36 er for bundoverfladeprøverne (a) og Figur 37 er for prøver taget i dybden cm (b). Ved en fejl er der ikke analyseret for nikkel i prøve RG (a). Det ses tydeligt på Figur 36, at der generelt er høje koncentrationer af tungmetal ved spildevandsudløbet nedenfor sygehuset (Sygehus) og omkring Royal Greenlands udløb (RG), samt inderst i Ulkebugten (1) og på det dybeste sted (2). 50

52 T ungmetal i bundoverfladen (a) 450 Koncentration [mg/kg] Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Prøvenavn Nord RG Nikkel Bly Cadmium Kobber Zink Zink Cadmium Nikkel Vest RG 12 Figur 36: Sedimentprøver fra bundoverfladens indhold af tungmetal. (RG er ikke analyseret for nikkel). Tungmetal i prøver fra cm dybde (b) 400 Koncentration [mg/kg] Nikkel Bly Cadmium Kobber Zi nk Zink Cadmium Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 Prøvenavn RG Nord RG Vest RG Nikkel Figur 37: Viser en samlet skitse af tungmetal koncentrationen i sedimentprøver fra cm dybde. (For Øst SH, Nord SH, 7 og Nord RG er der kun taget prøve af bundoverfladen) 51

53 De fem udvalgte tungmetaller vil i det følgende blive behandlet hver for sig. Sedimentprøverne vil blive sammenholdt med de grønlandske baggrundsværdier for tungmetal og diskuteret ud fra de økotoksiske grænseværdier (EAC). Baggrundsværdier og ECA-værdierne er angivet i teoriafsnittet. Yderligere vil der blive set på de målte koncentrationer i forhold til analyserede værdier fra sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003]. Nikkel Baggrundsværdien for nikkel i Grønland ligger i intervallet fra 18 ppm til 388 ppm. Den nedre EAC grænse er 5 ppm og den kritiske grænse (øvre EAC) er 50 ppm. I Figur 38 ses det, at alle sedimentprøver ligger under den kritiske EAC værdi for nikkel og det kun er overfladesedimentprøverne inderst i Ulkebugten (1) og fra det dybeste sted i bugten (2), som ligger over den nedre EAC-værdi. Det er dog bemærkelsesværdigt, at alle de målte nikkelkoncentrationer ligger langt under det opgivne interval for baggrundskoncentrationerne, hvilket kunne tyde på, at der ikke er nogen naturlig kilde i området. Yderligere er indholdet af nikkel i de fleste af prøverne under den nedre ECA-værdi. Det tyder derfor ikke på, at nikkel udgør en risiko for det akvatiske miljø i bugten og at koncentrationerne nødvendigvis har en sammenhæng med spildevandsudløb. Nikkel i sedimenter Nikkel koncentreation [mg/kg] Bundoverflade (a) Prøve fra cm dybde (b) E kstra overflade prøve (x ) Øvre EAC Nedre EAC Nedre baggrunds værdi 1 2 Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøvenavn Figur 38: Indholdet af nikkel i sedimentprøverne. I 2003 [Thomsen et al., 2003] var tendensen ligeledes, at koncentrationen af nikkel var højest inderst i Ulkebugten med værdier i bundoverfladen på ca. 25 ppm. Denne værdi er dog stadigvæk lavere end den nedre baggrundskoncentration for Grønland, hvilket antyder, at der ikke er noget at anmærke på koncentrationen af nikkel. 52

54 Bly Intervallet for baggrundskoncentrationen af bly i Grønland er fra 6 ppm til 37 ppm. Den kritiske EAC-værdi (50 ppm) for bly ligger over den øvre baggrundskoncentration (se også Figur 39). Af figuren ses, at to af sedimentprøverne indeholder et kritisk niveau af bly. Den ene er fra det dybere lag af den sedimentkerne, som er indsamlet ved sygehuset (Sygehus (b)), den anden er lidt nord for Royal Greenlands spildevandsudløb (Nord RG). I forhold til de resterende sedimentprøver er koncentrationerne af bly i Sygehus (a) og (b) relativt høje. Dette tyder på en lokal forureningskilde, hvilket sandsynligvis er kloakudløbet nedenfor sygehuset. Dette kan også have en sammenhæng med, at bly binder hårdt til sedimenter og derved ikke har særlig stor tilbøjelighed til at komme over i vandfasen, når det er fastbundet. Dette kan bevirke en ophobning af bly, hvis sedimentet ikke resuspenderes. At der er mindre bly i overfladesedimentet end i det dybere liggende lag, og derved ældre lag, tyder på at kilden til bly er formindsket i nyere tid. Bly i sedimenter Bly koncentration [mg/kg] Bundoverflade (a) Prøve fra cm dybde (b) Ekstra overflade prøve (x) Øvre EAC Nedre EAC Øvre baggrundsværdi Nedre baggrundsværdi Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 Prøvenavn RG Nord RG Vest RG 12 Figur 39: Indholdet af bly i sedimentprøverne. I 2003 var tendensen ligeledes, at koncentrationen af bly i overfladesedimentet ved sygehuset (a) var høj i forhold til resten af de analyserede sedimentprøver. Prøven antog en værdi af bly på 41,89 ppm. Denne er højere end intervallet for baggrundskoncentrationen, men er ikke over den kritiske EAC-værdi, ligesom observationen ved Sygehus (a). 53

55 Cadmium I Figur 40 ses det, at for cadmium ligger flere af prøverne over intervallet for baggrundsværdien, som går op til 0,36 ppm. Det drejer sig om prøverne indsamlet inderst i Ulkebugten (1), Sygehus (b) samt Nord RG og Vest RG. Det er dog kun (1a) og Sygehus (b), som ligger over det kritiske EAC niveau (1 ppm). At det ved sygehuset, ligesom for bly, kun er i det dybere lag af sedimentkernen, at der er en kritisk høj værdi af cadmium, kan skyldes en ophobning fra tidligere udledning af forurenet spildevand. Dette stemmer overens med, at der i 2003 blev målt en tilsvarende værdi af cadmium (1,44 ppm) i overfladesedimentet [Thomsen et al., 2003]. I bunden af Ulkebugten blev der i 2003 målt en koncentration på ca. 0,7 ppm i overfladesedimentet. Dette svarer ikke helt til overfladeværdien i prøven fra 2004, men er tilnærmelsesvist lig med værdien fra det dybere liggende lag af sedimentkernen. Cadmium i sedimenter Bundoverflade (a) Cadmium koncentration [mg/kg] 1,6 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 Prøve fra cm dybde (b) Ekstra overflade prøve (x) Øvre EAC Nedre EAC Øvre baggrundsværdi Nedre baggrundsvæ rdi 1 2 Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøvenavn Figur 40: Indholdet af cadmium i sedimentprøverne. 54

56 Kobber I alle de prøver, hvor der er registreret en kobberkoncentration, ligger værdien over det nedre EAC-niveau. Da de alle ligger i intervallet for baggrundskoncentrationerne, er det ikke muligt at give en generel anmærkning. I Figur 41 ses det, at kobberindholdet i alle sedimentprøverne ligger under den kritiske EAC-værdi (50 ppm) med undtagelse af prøven fra sygehuset. Den kritiske værdi ligger langt under den øvre baggrundskoncentration (145 ppm), som det er muligt at måle i Vestgrønland og det er kun Sygehus (a), der ligger over denne værdi. Da prøverne ved sygehuset har en langt højere kobberkoncentration end de resterende prøver, tyder det igen på en lokal forureningskilde, f.eks. kloakudløbet. At kilden har været der igennem længere tid antydes, idet begge prøver fra den samme kerne har et højt indhold af kobber. I 2003 blev der målt et tilsvarende højt indhold af kobber ved sygehuset (ca. 120 ppm). 180 Kobber i sedimenter Bundoverflade (a) Prøve fra cm dybde (b) Eks tra overflade prøve (x ) Kobber koncentration [mg/kg] Øvre EAC Nedre EAC Øvre baggrundsværdi Nedre baggrundsværdi Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøvenavn Figur 41: Indholdet af kobber i sedimentprøverne. Zink Da zink ikke er nær så giftigt, som de andre tungmetaller, er grænseværdierne tilsvarende højere. Intervallet for baggrundskoncentrationen (fra 38 ppm til 115 ppm) i Grønland ligger langt under den kritiske EAC-værdi (500 ppm). Det ses i Figur 42, at det kun er (1a) og de to sedimentprøver ved sygehuset, som er over den nedre EAC-grænse, men (1a) er langt fra den kritiske værdi. Prøverne fra sygehuset holder sig også under den kritiske grænse, men er 55

57 markant højere end i de resterende prøver, og det tyder atter på, at der må være en lokal kilde til zink, f.eks. kloakudløbet. Zink koncentration [mg/kg] Zink i sedimenter Bundoverflade (a) Prøve fra cm dybde (b) Eks tra overflade prøve (x) Øvre EA C Nedre EAC Øvre baggrundsværdi Nedre baggrundsværdi Øst SH Sygehus Nord SH 6 7 RG Nord RG Vest RG 12 Prøve navn Figur 42: Indholdet af zink i sedimentprøverne. Af de tungmetaller, der er analyseret for, er det kun for bly, cadmium, kobber og zink, der er anmærkninger omkring. Det kan ikke vurderes om der er et problem med nikkel, da alle de målte koncentrationer er under den nedre værdi for baggrundsintervallet i Grønland. Yderligere er nikkel langt under den kritiske EAC værdi. For de fire andre tungmetaller tyder det på, at der er en lokal forureningskilde ved kloakudløbet neden for sygehuset, hvilket understøttes af tilsvarende resultater fra 2003 [Thomsen et al., 2003]. Da koncentrationerne af disse tungmetaller i sedimentprøven fra Sygehus er markant højere end for de andre prøver. For bly, cadmium og kobber er koncentrationen lokalt over den kritiske EAC-værdi. Uden for tærsklen er der kun problemer med for høje blyindhold i prøver indsamlet omkring Royal Greenlands spildevandsudløb. Cadmium optræder også i de prøver, men er ikke over den kritiske EAC-værdi. Yderligere ses det af analyseresultaterne, at der inderst i Ulkebugten (1) og på det dybeste sted (2) er relativt høje tungmetalkoncentrationer i forhold til resten af det geografiske forsøgsområde (med undtagelse ved sygehuset og Royal Greenlands spildevandsudledninger). Dette stemmer godt overens med, hvad der forventes, da her er et højere indhold af finkornet materiale end i de resterende sedimentprøver og derved er adsorberingen også større. 56

58 Resuspension Af resultaterne for indhold af næring og tungmetaller tyder det på, at sedimentet fungerer som magasin. Det undersøges hvorvidt sedimentet kan resuspenderes for derved at kunne sprede næringssalte og tungmetaller, så de fjernes fra Ulkebugten. Igangsætningshastigheden er større end den hastighed, hvormed sedimentet holdes i suspension, hvilket fremgår af Figur 16. I Figur 43 til 46 er de tidevandsproducerede strømhastigheder afbilledet, for perioden med feltarbejdet (d. 21. juli til d. 12. august 2004). Alle hastigheder er gennemsnitshastigheder beregnet på tidevandsændringerne mellem høj- og lavvande. Strømhastighederne er altså ikke de maksimale hastigheder, der genereres af tidevandet midt under flod- og ebbeperioderne. Hastighederne er modsatrettede under en hel tidevandscyklus. Dette faktum er imidlertid ikke væsentligt, da det interessante i dette projekt er at vurdere potentialet for resuspension af allerede aflejret sediment. Strømretningen fremgår derfor ikke af Figur 43 til Figur Gennemsnitlig strømhastighed ved RG 35 Strømhastighed [cm/s] Strømhastighed Resuspension Antal tidevandsændringer Figur 43: Den gennemsnitlige strømhastighed, ved Royal Greenlands spildevandsudløb, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august De gennemsnitlige strømhastigheder ved RG viser hastigheder, der ligger mellem 0,2 og 1,8 cm/s. Strømforholdene ved Royal Greenlands udløb er meget rolige under perioden for feltarbejdet og som det kan ses på Figur 43 finder resuspension ikke sted på baggrund af de gennemsnitlige strømhastigheder genereret af tidevandet. Tværsnittet ved Royal Greenlands udløb er stort med m 2, så det store volumen af vand, som skal passere under flod og ebbe, genererer ikke kraftige strømme på dette sted. For detaljer se også appendiks I. 57

59 40 Gennemsnitlig strømhastighed ved tærsklen 35 Strømhastighed [cm/s] Strømhastighed Resuspension Antal tidevandsændringer Figur 44: Den gennemsnitlige strømhastighed, på tærsklen mellem Ulkebugten og havet, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august Den gennemsnitlige strømhastighed er meget stor på tærsklen mellem Ulkebugten og havet med værdier som er mellem 3,8 og 32,0 cm/s. Tværsnittet er meget lille over tærsklen med blot 540 m 2, hvor igennem der skal flyttes et stort volumen vand på godt 6 timer. Derfor må strømhastigheden nødvendigvis også øges for at lade vandmasserne passere. Gennemsnitshastigheden kan ikke bringe sediment i suspension, men de højere hastigheder, som findes midt i flod- og ebbeperioden, er formodentlig i stand til at fjerne finere partikler. De høje hastigheder bekræftes blot af, at det ikke var muligt at opsamle en sedimentprøve på tærsklen, fordi sedimentet var for groft til, at haps en kunne fungere. Den stiplede linie i Figur 44 skyldes, at linien for resuspension viser den laveste påkrævede hastighed, der findes ved kornstørrelser mellem 0,1 og 0,3 mm. Sedimentet på tærsklen er grovere, hvilket kræver større hastigheder for igangsætning, men middelkornstørrelsen (d 50 ) kendes ikke pga. den manglende sedimentprøve. De beregnede strømhastigheder bekræfter antagelsen om, at strømmen over tærsklen er kraftig baseret på salinitetkurverne. 58

60 40 Gennemsnitlig strømhastighed ved nordlige bred i Ulkebugten 35 Strømhastighed [cm/s] Strømhastighed Resuspension Antal tidevandsændringer Figur 45: Den gennemsnitlige strømhastighed, ved den nordlige bred nord for spildevandsudløbet i Ulkebugten, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august Både Figur 44 og 46 viser, at der ingen resuspension sker, da de gennemsnitlige hastigheder er markant lavere end de påkrævede hastigheder for igangsætning af sedimentet. Hastighederne for den nordlige bred i Ulkebugten ligger mellem 0,4 og 3,1 cm/s, mens hastighederne ligger mellem 0,3 og 2,2 cm/s for det dybeste sted. Det skal her bemærkes, at resuspensionshastighederne er forskellige, fordi d 50 er meget forskellig i de to prøver. Omkring 75% af kornstørrelsen i sedimentet, der er hentet op fra det dybeste sted i Ulkebugten, er i silt- og lerfraktionen. Det er i denne fraktion at sedimentet er kohæsivt, hvorved det er svært erodérbart. Derfor skal der også højere hastigheder til for, at en igangsætning finder sted. 59

61 60 Gennemsnitlig strømhastighed på dybeste sted i Ulkebugten 50 Strømhastighed [cm/s] Strømhastighed Resuspension Antal tidevandsændringer Figur 46: Den gennemsnitlige strømhastighed, på det dybeste sted i Ulkebugten, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august Figur 47: Strømhastighedsfordeling over tærsklen ind til Ulkebugten. Bemærk venligst den spejlvendte afbildning i forhold til de øvrige figurer med transektet. 60

62 Af Figur 47 ses det, at de in-situ målte strømhastigheder svarer overens med de beregnede. Strømhastighederne i Figur 47 er målt den 10. august 2004, hvilket er i perioden med niptidevand. De faktiske hastigheder synes ikke markant højere end de beregnede og gennemsnitlige, hvilket kan have med måletidspunktet at gøre. Målingerne er taget et par timer efter lavvande og de maksimale tidevandsgenererede strømhastigheder er altså ikke målt i dette tilfælde Vandprøver Vandprøverne er indsamlet d. 29. juli og den 10. august 2004, inde i og udenfor Ulkebugten. Vandprøverne er, efter prøvetagning, blevet konserveret og analyseret i laboratoriet på samme måde som sedimentprøverne. I det følgende vil de indsamlede vandprøver, blive analyseret for næringsstofferne, fosfor og kvælstof og dernæst for tungmetallerne nikkel, bly, cadmium, kobber og zink. Vand er en flygtig fase, hvilket bevirker, at prøverne kun afspejler en øjeblikssituation, men vandprøver som er taget på forskellige tidspunkter men i samme punkt, vil kunne give et billede af flere øjeblikssituationer og derved kunne sammenlignes. Analyseresultaterne for vandprøverne vil blive sammenlignet med EAC-grænseværdierne for de enkelte stoffer og med resultaterne fra sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003]. Det skal imidlertid bemærkes, at vandprøverne fra 2003 var indsamlet i det øverste lag af vandsøjlen. Dette gør at sammenligningsgrundlaget med disse prøver kun er aktuelt for prøver fra vandoverfladen Næringssalte i vandprøverne Fosfor I Figur 48 er fosforindholdet i vandprøverne fra Sisimiut afbilledet. Det ses, at indholdet af fosfor er størst i nærheden af de to spildevandsudløb (Sygehus og RG). Nord for udløbet ved sygehuset er koncentrationerne højest i vandoverfladen og ved Royal Greenlands udløb er de højest midt i vandsøjlen. Årsagen til det er, at udledningen foregår i overfladen ved Sygehuset og ved RG foregår udledningen nær bunden. Ved Royal Greenlands udløb ses også store døgnvariationer, da målingen fra d. 29. juli er mere end en faktor 2 større end målingen taget d. 10.august. 61

63 Fosfor i vandprøver Fosfat koncentration [ppm] 0,40 0,35 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen 0, Ø SH Sygehus N SH V SH 6 7 Tærskel RG N RG Prøvenavn V RG NV RG Dumpen Figur 48: Indholdet af fosfat i vandprøverne fra d. 29. juli og 10. august. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (B), nord-vest RG (B) og 11 (A)). D. 10. august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Fosforindholdet i havvand er som regel af størrelsesordenen µg/l (ppb), dvs. 0,02-0,06 ppm i form af fosfat [Dinesen og Larsen, 1991]. De fleste af vandprøverne omkring sygehusudløbet og Royal Greenlands udløb overstiger dette interval. Tilsvarende målinger fra sommeren 2003 omkring Sygehus (ca. 0,25 ppm) og RG (ca. 0,09 ppm) [Thomsen et al., 2003] viser, at værdien ved sygehuset er lidt lavere end målingen fra 2004, hvor analyseresultatet giver ca. 0,35 ppm. Dette er en faktor 1,4 højere, hvilket kan forklares ved døgnvariationer i udledningen af spildevand. Da der kun sammenlignes med prøver fra vandoverfladen er målingen ved RG fra 2003 en faktor 1,5 højere end i 2004, hvor der er målt en fosforkoncentration på 0,06 ppm i vandoverfladen. Fosforkoncentrationen er målt både i sedimentet og i vandet. Sammenlignes de to faser ses det, at koncentrationen af fosfor er væsentligt større i sedimentet end i vandet. De store forskelle i koncentrationerne indikerer, at fosfor bundfældes og ophobes i sedimentet. Det betyder også, at spredning af fosfor vil kræve en spredning af sedimentet. Overordnet kan det ud fra fosformålingerne i vandfasen ses, at der er store koncentrationer omkring udløbene fra Sygehuset og Royal Greenland. Dette tyder på, at der er to punktkilder, som kan være spildevandsudløbene. De store fosforkoncentrationer spredes tilsyneladende ikke, da nærliggende målinger viser et fosforindhold, der er normalt for havvand. 62

64 Kvælstof Vandprøverne fra Sisimiut er blevet analyseret ved hjælp af to forskellige analysemetoder. I Grønland blev der brugt et test-kit, som kunne måle kvælstof i intervallet 1-16 ppm og 5-40 ppm. En stor del af prøverne viste et kvælstof indhold på under 1 ppm og kunne derfor ikke detekteres. I tabel 8 er kvælstofindholdet opsummeret for de prøver, hvor koncentrationen af kvælstof er over 1 ppm. For Royal Greenland (RG) og Sygehus er der udført en dobbelt bestemmelse med både test-kit og Kjeldahl- metoden. Dette blev gjort pga. mistanke om en defekt i test-kittet, da det er usandsynligt, at der ingen kvælstof var i vandet omkring sygehusudløbet og Royal Greenlands udløb. Resultaterne i tabel 8 ser også ud til at bekræfte mistanken. Vandprøverne ved Sygehus og Royal Greenland på Kjeldahl-metoden viste nemlig en koncentration på over 4 ppm. Tabel 8: De vandprøver, hvori der er målt et indhold af kvælstof. C prøverne er indsamlet midt i vandsøjlen d. 10. august Det er kun to af prøverne som også er analyseret ved Kjeldahlmetoden. Prøve Test-Kit [ppm] Kjeldahl [ppm] 1A 0,04 Sygehus (C) < 1 ppm 7,3 4A 0,652 4B 0,026 RG (C) < 1 ppm 4,2 Kvælstofmålinger fra sommeren 2003 viste en koncentration på 64 ppm ved sygehuset og 42 ppm ved Royal Greenlands udløb. Begge er meget høje koncentrationer sammenlignet med resultaterne fundet i sommeren 2004, på henholdsvis 7,3 og 4,2 ppm. Denne forskel kan skyldes den tidligere nævnte døgnvariation, hvilket desuden viser, at vand er en meget flygtig fase. Derfor kan resultaterne kun fortælle om den nuværende situation og intet om en længere tidsperiode. Kvælstofindholdet er meget højere i sedimentet end i vandet, som det også gør sig gældende for fosformålingerne. Samlet set findes det meste kvælstof i sedimentet og kvælstofkoncentrationen i vandfasen er meget varierende. Imidlertid ser det ud til, at der er en punktkilde fra sygehuset, da koncentration af kvælstof i både sedimentet og vandfasen er højere der end i de resterende prøver. 63

65 Tungmetaller Nikkel Nikkel i vandprøver Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen Øvre EAC Nikkel koncentration [ppb] Ø SH Sygehus N S H V SH 6 7 Tærskel RG N RG Prøvenavn V RG NV RG Dumpen Figur 49: Indhold af nikkel i vandprøverne. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (B), nord-vest RG (B) og 11 (A)). EAC-værdierne for nikkel er 0,1-1 ppb. D. 10. august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Af Figur 49 kan det ses, at nikkelkoncentrationen i vandet varierer meget over døgnet; især omkring udløbet ved sygehuset, hvor prøver fra to forskellige dage giver ca. 10 og 40 ppm midt i vandsøjlen. Det ses også af figuren, at nikkelkoncentrationen er højere midt i vandsøjlen end ved vandoverfladen. At der er så stor forskel på koncentrationerne i vandoverfladen og midt i vandsøjlen kan skyldes tilstedeværelsen af springlaget, som kan vanskeliggøre transport af tungmetaller imellem de forskellige vandlag. EAC-værdien for nikkel (1 ppb) er overskredet for samtlige vandprøver. I sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003] var nikkelkoncentrationen mindre end 0,7 ppb i vandoverfladen, hvilket er et noget lavere niveau end overfladeprøverne fra 2004, som er beliggende i intervallet 3,5-10 ppb (dvs. næsten en faktor 10 højere). Indholdet af nikkel i sedimentet er markant højere end i vandet (ca. en faktor 8 for sedimentprøven taget ved sygehusudløbet). Igen synes det målte at stemme overens med forventningerne om, at nikkel bindes til det organiske stof, der primært findes i sedimentet. Til gengæld er EAC-værdierne ikke overskredet for sedimentet, som de er det for vandfasen. 64

66 Bly Figur 50 viser indholdet af bly i vandprøverne. Bly koncentration [ppb] Bly i vandprøver Ø SH Sygehus N SH V SH 6 7 Tærskel Prøvenavn Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen Øvre EAC RG N RG V RG NV RG Dumpen Figur 50: Indhold af bly i vandprøverne. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (B), Nord-vest RG (B) og 11 (A)). ECA for bly er 0,5-5 ppb. D. 10. august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Af Figur 50 fremgår det, at den øvre grænseværdi (5 ppb) kun er overskredet for vandprøverne taget ved sygehuset d. 10. august og midt i vandsøjlen nord for Royal Greenlands udløb d. 29. juli. Der ses også en stor døgnvariation, da koncentrationen af bly fra sygehuset den 29. juli er 0 ppb i hele vandsøjlen mod 87 ppb den 10. august. Desuden fremgår det af Figur 50, at koncentrationen af bly er højest midt i vandsøjlen. Årsagen til at blykoncentrationen er højere midt i vandsøjlen frem for i vandoverfladen skyldes tilstedeværelsen af springlaget, som også er omtalt i forbindelse med nikkel. Ved sammenligning med data fra sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003] ses det, at koncentrationen af bly fra Sygehus og nord for Royal Greenlands udløb er højere i I 2003 er begge værdier mindre end 1,7 ppb. Igen kan denne forskel forklares med døgnvariationer. Koncentrationen af bly i sedimentet er højere end i vandet, hvilket også gælder for næringssaltene og nikkel. Årsagen til dette er, at bly binder meget hårdt til sedimentet. Desuden er grænseværdien for både sediment- og vandprøver overskredet ved sygehuset og nord for Royal Greenlands udløb. 65

67 Cadmium Cadmium koncentration [ppb] 2 1,8 1,6 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0, Cadmium i vandprøver Ø SH Sygehus N SH V SH 6 7 Tærskel Prøvenavn RG N RG V RG NV RG Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen Øvre EAC Dumpen Figur 51: Indhold af cadmium i vandprøverne. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (B), nord-vest RG (B) og 11 (A)). ECA for cadmium er 0,01-0,1 ppb. D. 10. august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Af Figur 51 ses det, at koncentrationen af cadmium generelt er højest midt i vandsøjlen. Igen kan dette skyldes et springlag. Der er yderligere en døgnvariation, da vandprøven fra sygehuset d. 10. august (0,46 ppb) viser 10 gange så høj en koncentration af bly som den 29. juli (0,05 ppb). Den øvre EAC-værdi (0,1 ppb) er overskredet øst for udløbet ved sygehuset (Ø SH), ved sygehuset og omkring Royal Greenlands udløb. Cadmiumkoncentrationerne fra sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003] er generelt højere i de fleste punkter, eksempelvis var koncentrationen ved sygehuset 0,5 ppb. Undtagelsen er ved Royal Greenland, hvor koncentrationen (ca. 0,4 ppb) er på samme niveau som i Cadmiumindholdet i sedimentet viser, som forventet, at koncentrationen her er højere end i vandfasen. Den øvre EAC-værdi (1 ppm) er dog kun overskredet for sygehusudløbet, mens de andre sedimentprøver ligger indenfor den kritiske zone. 66

68 Kobber Kobber i vandprøver Kobber koncentration [ppb] Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen Øvre EAC Ø SH Sygehus N SH V SH 6 7 Tærskel RG N RG Prøvenavn V RG NV RG Dumpen Figur 52: Indhold af kobber i vandprøverne. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (B), nord-vest RG (B) og 11 (B)). ECA for kobber er 0,005-0,05 ppb. D. 10. august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Af Figur 52 ses det, at den øvre grænseværdi (0,05 ppb) er overskredet for alle vandprøverne. Vandprøvernes indhold af kobber indikerer også døgnvariationer i spildevandsudledningen og, ligesom for de andre tungmetaller, befinder størstedelen af kobberet sig midt i vandsøjlen pga. springlaget. En sammenligning med målingerne fra sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003] viser, at samtlige målinger (1,3-21,5 ppb) er højere end dem fundet i sommeren 2004 i vandoverfladen. Dette kan igen skyldes døgnvariationen. Kobberkoncentrationen er meget højere i sedimentet end i vandfasen. Til gengæld er det, ligesom med cadmium, kun sedimentprøverne fra sygehusudløbet (Sygehus), som ligger over den øverste grænseværdi (50 ppm). 67

69 Zink Zink i vandprøver Zink koncentration [ppm] 3 2,5 2 1,5 1 0,5 Vandoverfladen (A) Midt i vandsøjlen (B) 10. august - Midt i vandsøjlen Nedre EAC Ø SH Sygehus N SH V SH 6 7 Tærskel Prøvenavn RG N RG V RG NV RG Dumpen Figur 53: Indhold af zink i vandprøverne. (Der er ikke indsamlet prøver ved: Vest sygehus (b), nord-vest RG (b) og 11 (a)). ECA for zink er 0,5-5 ppm. D. 10.august er kun repræsenteret for sygehuset og Royal Greenland. Af Figur 53 ses det, at koncentrationen af zink er under den nedre grænseværdi (0,5 ppm) i de fleste af vandprøverne, undtagen i vandprøven taget ved sygehusudløbet d. 10. august. Denne vandprøve, med en værdi på 2,38 ppm, er indenfor den kritiske zone, men under den kritiske grænseværdi (5 ppm). Det ses at døgnvariationen kun har betydning for vandprøver ved Sygehuset og at zink, ligesom de andre tungmetaller, findes midt i vandsøjlen pga. springlaget. Zinkkoncentrationerne fundet i sommeren 2003 [Thomsen et al., 2003] ligger under 0,1 ppm, hvilket vil sige at målingerne fra 2004 er lidt lavere, da den med den højeste værdi i vandoverfladen har værdien 0,091 ppm. Zinkkoncentrationen er mange gange højere i sedimentet end i vandet. Ingen af sedimenterne overskrider den øverste grænseværdi (500 ppm). En høj koncentration af tungmetaller findes i de vandprøver, som er taget midt i vandsøjlen, dvs. under springlaget. Desuden er den øverste EAC-værdi overskredet for alle de analyserede tungmetaller med undtagelse af zink. Tungmetallerne findes i langt højere koncentrationer i sedimentet end i vandet, hvilket bekræfter at tungmetallerne bindes til sedimentet. Den kraftige binding til sedimentet gør, at både tungmetaller og næringssalte skal spredes med sedimentet, hvis de skal væk fra kilderne. Målingerne fra sommeren 2004 er generelt højere end dem, der er fundet af Thomsen et al. i sommeren Dette kan dog skyldes variationer 68

70 som er daglige, ugentlige eller månedlige. Det skal dog pointeres, at de målte koncentrationer i vandet kun giver et øjebliksbillede, fordi vand er flygtigt. 69

71 2.5. Diskussion Det ønskes undersøgt, hvilke konsekvenser det har for havmiljøet, at spildevand fra 1/3 af Sisimiuts indbyggere ledes urenset til Ulkebugten. Baseret på fordelingen af næringssalte og tungmetaller i sediment og vand vil tilstanden i Ulkebugten blive vurderet. Fordelingen er betinget af strømforholdene og vandudskiftningen, som gerne skulle skabe et overblik over spredningen af udledt spildevand. Både den nuværende udledning til Ulkebugten og i det tilfælde, hvor en kloakledning føres ud i renden imellem skærene vest for Teleøen (også benævnt Tømmermandsøen). Resultaterne fra strømkorsene er tiltænkt at skulle give et billede af strømningerne mellem skærene vest for Sisimiut og Teleøen. Resultaterne viser, at tidevandet dominerer strømningsmønstret, da vinden ikke påvirker bevægelsesretningen og da den Vestgrønlandske strøm ikke forhindrer, at strømkorsene vender retning efter højvande. Sandsynligvis sker der en interaktion mellem de forskellige strømme ved at bevægelseshastigheden bliver hæmmet eller fremmet. Desværre har de indsamlede data ikke gjort det muligt at fastslå en sådan sammenhæng. Data er for mangelfulde hertil. Det skal påpeges at intentionen var at sætte strømkorsene ud midt under flod og ebbe men pga. at tidevandsperioden er en anden end først antaget, var det første hold strømkors ude omkring højvande, mens det andet hold blev sat ud i starten af flodperioden. Det vil sige at måleperioden ikke har været optimal. Dog giver det første hold strømkors et billede af den tidevandsbetingede strøm, mens det andet hold strømkors giver et estimat af de maksimale strømhastigheder midt under flod. Under antagelse af at de målte hastigheder for strømkorsene ved lufthavnen (på henholdsvis 51 og 91 cm/s) er hyppigt forekommende, er strømmen ud for lufthavnen i stand til at sætte sediment i bevægelse. Igangsætningen betinger, at middelkornstørrelsen er mindre end 3 mm. Det skal imidlertid påpeges, at strømhastighederne er målt i et tidsinterval på 5-10 min. under en enkelt tidevandsbølge. Den maksimale hastighed for det grønne strømkors er blot 21 cm/s. Den lille hastighed skyldes, at strømkorset bremses. Midt i måleperioden står det stort set stille i 30 min. Dette faktum kan skyldes en lokal strømhvirvel, som også kan have påvirket de andre strømkors i området. Sammenligning af de gennemsnitlige strømhastigheder ud for lufthavnen (Sort: 16 cm/s, hvid; 14 cm/s, grøn; 8 cm/s) og de maksimale strømninger samme sted viser, at der er stor variation over relativt kort tid (ca. to timer). Denne variation kan forklares ud fra, at strømkorsene bevæger sig mod en banke, som bevirker at tværsnitsarealet formindskes og friktionen derved øges. På baggrund af strømhastighederne vurderes det, at en udledning af spildevand kan være mulig idet strømhastighederne er så store, at udledte spildevandskomponenter kan formodes at blive spredt inden bundfældning sker. Dvs. at en punktkilde ikke vil være mulig at spore. At denne løsning vurderes ud fra målinger på strømkors ved lufthavnen og ikke dem, som blev sat i vandet ud ved dumpen skyldes, at der på disse ikke blev målt maksimale strømhastigheder. Grunden hertil er, at de blev sat i vandet, imens tidevandsstrømmen vendte og hastighederne er derfor på sit laveste. Det antages at strømhastighederne ud for lufthavnen vil være repræsentative for hele området. 70

72 En evt. spildevandsledning bør føres ud vest for Teleøen for at opnå tilpas kraftige strømme. Det skal dog gøres klart, at et sådant forslag ikke løser et spildevandsproblem. Det vil blot bevirke en spredning af problemet. En ophobning i fødekæden vil dog fortsætte i samme omfang med en løsning, hvor en spildevandsledning føres ud i renden. Denne løsning kan desuden påvirke grænsen for fiskezonen og er ikke anbefalelsesværdig. Målingerne fra CTD-sonden bærer præg af at være få og usikre. Usikkerheden er betinget af at trykdetektoren i sonden var i stykker under feltarbejdet. Derfor vil det billede, som målingerne fra sonden giver, kun være vejledende. Salinitets- og temperaturmålinger i og omkring Ulkebugten viser, at strømmene ikke er kraftige nok til, at der sker en opblanding af vandsøjlen. Dvs. der er ikke målt nogen forskel på hverken spring- og niptidevandets strømme eller høj- og lavvande. Salinitetskurverne viser at haloklinen (det saltbetingede springlag) ligger meget stabil, hvilket også er forventeligt med en ferskvands udstrømning fra elven inderst i Ulkebugten. Temperaturkurverne indikerer koldere vand langs bunden af fjorden end udenfor. På to af hinanden uafhængige dage er forskellen i temperatur udenfor og inde i bugten målt til ca. 1,5 ºC. De lave temperaturer er dog kun synlige d. 29. juli og d. 9. august, mens der d. 10. august ikke blev målt dybt nok til at registrere disse temperaturer. Det kolde vand (< 4 ºC) langs bunden inde i fjorden tyder på, at vandudskiftningen her sker langsomt. Til gengæld indikerer temperaturmålingerne, at vandet uden for tærsklen er en homogen vandmasse. Dette fortæller at der her er en vandcirkulation og vandudskiftning, som ikke findes i Ulkebugten. Det relative kolde vand inde i Ulkebugten tyder på, at der findes levn fra tidligere på året, hvor temperaturen var lavere. De stillestående strømforhold i Ulkebugten kan betyde at spildevand, som ledes ud i fjorden, ikke bliver spredt med strømmen trods høje hastigheder over tærsklen. Topografien omkring Sisimiut bestemmer i høj grad hvordan tidevandsstrømmene bevæger sig. Bankerne ved lufthavnen og Teleøen gør, at området kan betragtes, som et delvist aflukket system fra havet, som tidevandsbølgen bevæger sig ind og ud af. Tidevandsbølgen presser sig på syd for Sisimiut pga. rotationen om amfidromet. Det er ensbetydende med, at tidevandet strømmer ind over banken vest for Teleøen under flod. Under ebbe er tidevandets bevægelsesmønster præget af topografien i højere grad end under flod pga. den lille hastighed under højvande. Det bevirker, at hovedparten af tidevandet formodentlig løber ud igen over banken ved Teleøen, fordi der her er dybere end ved banken vest for lufthavnen. Friktionen i tværsnittet over banken ved lufthavnen er derfor større end ved Teleøen. Topografien understøtter altså, at en kloakudledning vil være bedst på banken vest for Teleøen, da vandudskiftningen er størst her. Dog skal det pointeres, at en udledning her er ikke løser et spildevandsproblem. Det kan diskuteres om valget af prøver til slemmeanalysen burde være foretaget anderledes. Prøverne kunne være valgt på transektlinien, hvor der er målt temperatur og salinitet for at sammenligne med den fundne vandudskiftning. De udvalgte prøver er taget cm nede i sedimentkernen, hvor aflejret sediment over en lang periode er repræsenteret. Dermed er de skiftende strømforhold sandsynligvis afspejlet i sedimentet. Fordelingen af grove sedimenter viser relativt kraftige strømme ved tærsklen, dumpen og mellem skærene, hvilket også bekræfter strømningsmønstret fundet vha. strømkors og topografi. De fine sedimenter er 71

73 fundet på det dybeste sted i Ulkebugten, ved den nordlige bred og inderst i bugten, hvilket passer godt med strømme fundet vha. salinitet- og temperaturfordelingen samt målinger med den akustiske strømmåler. Stederne med finkornet sediment er sammenfaldende med de steder, hvor strømhastighederne er lave. Resultater opnået i dette projekt (2004) er sammenholdt med resultaterne fra sommeren Formålet med denne sammenligning er at se om der er en stabilitet i fordelingen af næringsstoffer og tungmetaller i Ulkebugten for de to på hinanden følgende somre. Sammenligningen er forsvarlig, da det er de samme fremgangsmåder og instrumenter, der er brugt til målingerne. Indholdet af ler og silt afspejles i mængden af organisk materiale i sedimentprøverne fra de to spildevandsudløb (Sygehus og Royal Greenland), det dybeste sted og inderst i bugten. Tilsvarende markerer Sygehus og RG sig ved en højere koncentration af kvælstof end i alle de andre prøver. Det er forventet at disse to prøver har et højt indhold af næringssalte i forhold til de andre prøver grundet lokale kilder. At indholdet af organisk materiale i prøverne fra det dybeste sted og inderst i bugten også er højt, skyldes formentligt deres procentvise indhold af finkornet materiale i ler- og siltfraktionen. Dette indhold udgør 75 % af sedimentprøven på det dybeste sted og at den inderst i bugten var dynd. Prøverne med et sundt C/N forhold (C/N > 10) er ligeledes dem, som har et relativt højt indhold af organisk materiale. Fosforindholdet skiller sig kun ud for prøven ved RG hvor det er 6,8 % (for alle andre prøver er det under 0,18 %) men ses der på om sedimentprøverne er i balance, er forholdet N/P utroligt lavt (under 1 %) i samme prøve, hvilket betyder at der er underskud af N eller overskud af P. Det sidste er nok mest tænkeligt da indhold af fosfor i kystsediment ofte er omkring 0,1 %. For alle andre prøver er N/P forholdet ikke i balance, da det er under den optimale værdi på 10. Det store overskud af fosfor kunne tyde på at der er tale om en eutrofiering i Ulkebugten, hvor biomassen vokser mens antallet af bunddyr falder. Dette kan dog ikke konkluderes med sikkerhed da biomassen ikke er undersøgt i dette projekt. Det blev dog iagttaget i sedimentprøverne at der ikke var meget liv. Der er ikke fundet nogen grænseværdier for fosfor og kvælstof i sediment kun hvad det normale indhold af fosfor er i sediment og derfor vides det ikke om de fundne koncentrationer er skadelige. Derfor fokuseres der i stedet på næringsstofbalancerne C/N og N/P. I Ulkebugten tyder det på, at der ikke er balance mellem næringssaltene C, N og P i sedimentet. Dette indikerer, at der ikke er mulighed for er en optimal mikrobiologisk nedbrydning af næringsstofferne. Alle sedimentprøver fra Ulkebugten viser desuden tydelige tegn på anaerobe forhold i form af sort sediment og lugten af svovlbrinte. Yderligere er der fundet røde børsteorme ved spildevandsudløbet. Børsteorme bliver røde i et iltfattigt miljø. Muligvis afspejles det iltfattige miljø i sommersituationen med et springlag, som besværliggør vandringen af ilt ned gennem vandsøjlen. Iltmålinger kunne have fastslået, hvorvidt springlaget hæmmer ilttilførslen eller ej. Direkte iltmålinger fra Ulkebugten haves ikke pga. defekt udstyr, men et fingerpeg om iltindholdet ved bunden ved lugten af fri svovlbrinte, da hapsen kom op med sedimentprøverne. Det kan derfor konkluderes, at der er iltfattige forhold ved bunden i Ulkebugten. Analyseresultaterne for tungmetal i sedimentprøverne viser samme tendens som næringssaltkoncentrationerne. De er størst i sediment med en stor procentdel i de fine 72

74 fraktioner (dvs. ler og silt). For bly, cadmium og kobber overskrides både den øvre EACgrænse og den øvre baggrundsværdi for fjordsedimenter langs Grønlands vestkyst, i næsten alle sediment prøverne, men er især høj i prøverne indsamlet omkring spildevandsudløbet neden for sygehuset. Dette tyder på en punktkilde, som udgøres af spildevandsledningen i Ulkebugten. Et lignende, men dog knapt så signifikant, billede tegner sig ved Royal Greenlands spildevandsudledning. Ned gennem sedimentkernen ved sygehuset ses der variation af koncentrationen af cadmium og bly. Koncentrationerne er væsentlige højere i en dybde på cm end ved overfladen. Dette antyder at kilden har ændret karakter gennem tiden. Baggrundsværdierne i Grønland er for flere af tungmetallerne over den kritiske EAC-værdi, hvilket gør det vanskeligt at vurdere om de målte koncentrationer i sedimentprøverne skyldes forurening eller om de er betinget af naturlige forekomster. Sammenholdes de enkelte målinger med hinanden, ses et tydeligt mønster, nemlig at koncentrationerne ved sygehuset er højere end andre steder i Ulkebugten. De høje koncentrationer ved spildevandsudløbet indikerer en hurtig bundfældning af stoffer fra vandfasen. Denne tendens bekræfter den relativt langsomme vandudskiftning i Ulkebugten, som er fundet vha. salinitet- og temperaturkurverne. Resultaterne af sedimentprøverne fra sommeren 2003, hvor fordelingen af næringssalte og tungmetaller viser samme tendens som prøverne fra 2004, nemlig at der er punktkilder ved Sygehuset og Royal Greenland. Resuspension af sedimentet i Ulkebugten kan medvirke til en spredning af de forurenende stoffer, som er bundet i sedimentet. Potentialet for at resuspension af det sediment, hvori næringsstoffer og tungmetaller er ophobet, viser sig at være meget lille. Den manglende bevægelse er forventelig, da det er de fine sedimenter med kohæsive egenskaber, som er svære at sætte i bevægelse, men det er på samme tid også i disse sedimenter, at de store koncentrationer findes pga. det store specifikke overfladeareal. Den manglende igangsætning af sedimentet er yderligere bekræftet ved, at punktkilden tydeligt kan identificeres vha. sedimentanalyserne. Det tyder derfor ikke på, at forurenende stoffer fra forureningskilden føres ud af bugten. Analyser af vandprøverne fra de to indsamlingsdage (29. juli og 10. august) samt resultaterne fra sommeren 2003, viser meget forskellige koncentrationer. Dette er klart da vand er en flygtig fase, som kun kan fortælle noget om en øjeblikssituation og ikke give et billede, som generelt er gældende. Tilsvarende sedimentprøverne er koncentrationen i vandfasen af næringssalte og tungmetaller størst ved Sygehuset. Spildevandsudledningen varierer imidlertid i sammensætning og volumen over længere tidsperioder og dette er blot en forventet iagttagelse. Der er ikke konkluderet noget på baggrund af fosfor- og kvælstofkoncentrationerne målt i vandprøverne og dette har flere årsager. For fosfor er der opgivet et forekommende indhold i havvand og det ses, at målingerne fra sommeren 2004 overskrider denne værdi. Det er ikke til at sige om den højere fosforkoncentration er skadelig da grænseværdien for fosfor i havvand er ikke fundet. Det relativt høje fosforindhold i vandprøverne kunne også være et udtryk for at baggrundskoncentrationen af fosfor i havvand er højere i Grønland end andre steder. Derfor kan der for fosforindholdet i vandprøverne kun konkluderes at det normale indhold i havvand overskrides. Kvælstofkoncentrationen er 73

75 dobbeltbestemt for en vandprøve fra sygehusudløbet og Royal Greenlands udløb. Koncentrationen bestemt både vha. et test-kit og Kjeldahl metoden, da der var mistanke om test-kittets brugbarhed. Dobbeltbestemmelsen viser at der findes over 4 gange så høj kvælstofkoncentration med Kjeldahl metoden. Der tages ikke stilling til, hvilken målemetode der er mest præcis, da der er lavet for få dobbeltbestemmelser til at understøtte dette. På grund af usikkerhederne omkring målemetoderne og at der ikke er nogle baggrundsværdier at sammenligne med, konkluderes der ikke noget på baggrund af kvælstof-indholdet i vandprøverne. Dette skyldes også, at der ikke er fundet nogen grænseværdier at sammenligne med. For nikkel og kobber overskrides de øvre EAC-grænser for koncentrationer af tungmetaller i vand i samtlige vandprøver. Derimod findes de kritiske koncentrationer af cadmium og bly kun lokalt omkring udløbene ved RG og sygehuset. 74

76 2.6. Konklusion Analyser af sedimentprøver fra Ulkebugten viser, at der er en tendens til ophobning af tungmetaller og næringssalte omkring spildevandsudløbet neden for sygehuset. Koncentrationerne af tungmetaller omkring udløbet ligger over den kritiske EAC-værdi for bly, cadmium og kobber. Ligeledes er zinkkoncentrationen markant højere her end hvad der er målt nogen andre steder. Årsagen kan være, at tidevandet ikke genererer strømningshastigheder, som er tilstrækkeligt høje til, at en resuspension af sedimentet forekommer. Derved spredes spildevandskomponenterne ikke og de finkornede sedimenter, hvorpå næringssalte og tungmetaller adsorberes, ophobes i Ulkebugten. Yderligere tyder det på, at den langsomme vandudskiftning giver de forurenende stoffer den fornødne tid til at bundfældes og bindes til sedimentet inden en reel spredning af vandmasserne. At vandudskiftningen sker langsomt understøttes af salinitets- og temperaturmålinger, der viser springlag og koldt vand fra tidligere på året langs bunden i Ulkebugten. Strømforholdene ude mellem skærene er meget anderledes fra de forhold der findes i Ulkebugten. Denne forskel kan tilskrives topografien. På trods af at strømhastighederne formentlig er høje nok til at sprede evt. udledt spildevand vest for Teleøen kan det ikke tilrådes, at flytte kloakledningen hertil. Nok er en sådan omlægning bedre end den nuværende spildevandsudledning, men omlægningen løser ikke forureningsproblemet den spreder det blot. 75

77 2.7. Perspektivering Da vand er en flygtig fase, bør der for at få den mest specifikke vurdering af omfanget af forureningsproblemet ved udledning af urenset spildevand til Ulkebugten, laves en tilsvarende analyse om vinteren. Denne analyse bør indeholde de samme målinger. Målinger over en årrække kan klarlægge årstidsvariationerne i vandudskiftningen, som kan medvirke til spredningen af de skadelige stoffer. I dette projekt er kun behandlet fra en sommersituation og strømningsmønsteret kan se meget anderledes ud resten af året. Det anbefales at der bliver udarbejdet en handlingsplan for rensningen af spildevandet i Sisimiut Kommune, inden det ledes fra kloakken og ud i f.eks. bugten. Handlingsplanen bør indeholde mål for hvilke krav der skal stilles til det spildevand som skal udledes i recipienterne. Yderligere anbefales det at der opstilles en realistisk tidsplan, som f.eks. indledes med en mindre periode til undersøgelse af hvilke alternativer der er i forbindelse med rensning af spildevand i arktiske egne. Til sidst skal der naturligvis være en økonomisk vurdering mht. hvordan etableringen af anlæg til rensning af spildevand skal finansieres. 76

78 3. Del Tredje del af projektet omhandler spildevandsrensning. Spildevandsrensning i arktiske egne har nogle begrænsninger i forhold til f.eks. Europa pga. de anderledes klimaforhold. Socioøkonomiske faktorer spiller også en vigtig rolle. Derfor er de metoder der benyttes i Danmark ikke alle lige hensigtsmæssige at anvende. Her beskrives først normalen for rensning af spildevand i Danmark. Derefter belyses de grønlandske begrænsninger og mulige alternativer til traditionelle, danske rensningsmetoder. Sidst i denne del vil der være en dimensionering af, og forklaring til hvordan det valgte løsningsforslag er etableret Spildevandsrensning Formålet med spildevandsrensning, er at reducere organiske og uorganiske stoffer i spildevandet til et niveau, hvor det ikke længere er favorabelt for vækst af mikroorganismer, samt at eliminere andre potentielt giftige stoffer. Typiske rensningsanlæg skal kunne håndtere både gråt og sort spildevand, hvilket kræver flere fysiske og biologiske processer [Madigan et al., 2003]. Når et rensningsanlæg skal dimensioneres er det vigtigt at kende spildevandsmængden og hvilke stoffer spildevandet indeholder. Derudover skal det gøres klart, hvilke krav der stilles til det rensede vand. Under dimensioneringsfasen skal der yderligere være opmærksomhed på at spildevandet ikke flyder i en jævn strøm, men varierer over alle døgnets 24 timer [Henze et al., 1990]. Spildevandsmængden varierer men må antages at være mindre end vandforbruget. I København er forbruget ca. 120 liter/person/døgn, hvor det som nævnt tidligere svinger mellem 130 og 180 liter/person/døgn i Grønland for byer med ledningsnet [Pedersen, 2002] Traditionel spildevandsrensning Grundprincippet for rensning af husholdningsspildevand i stor-skala (så som store kommunale anlæg), involverer både fysiske og biologiske processer. Kemiske behandlingsmetoder er dog også almindelige. Den generelle metode til rensning af spildevand, som er illustreret i Figur 54, består af to til tre forskellige trin. Efter trin 2 er vandet egnet til udledning floder, vandløb og lignende, eller det kan videre forarbejdes i trin 3, hvorefter det vil være egnet som kilde for drikkevand. 77

79 Figur 54: Illustration inspireret af Madigan et al. (2003) af det generelle princip for rensning af spildevand. Det første trin er den primære spildevandsrensning. Her sker der kun en fysisk separation. Vandet ledes gennem en serie af riste og sigter, som har til formål at fjerne større objekter. Efter denne filtrering skal vandet være stillestående i et specifikt antal timer, for at lade suspenderede stoffer sedimentere. Efter trin 1 indeholder vandet stadigvæk et højt niveau af næringsstoffer og organisk materiale, derfor har langt de fleste rensningsanlæg en sekundær rensningsmetode, dvs. trin 2. I trin 2 er det den mikrobielle teknik som benyttes. Filterkagen, der består af de faste elementer og stoffer, som filtreredes fra i trin 1 skal gennem en anaerob behandling, hvorimod filtratet (væskedelen) behandles aerobt. Der findes flere oxidationsprocesser, som kan benyttes til den aerobe behandling, men nedsivningsfiltre (eng.- the trickling filter) og aktiveret slam (eng.- the activated sludge) er de mest anvendte. Nedsivningsfiltrene er en metode hvor spildevandet bredes ud over toppen på et to meter tykt lag af knuste sten (eng.- bed of rocks se Figur 55). Væsken siver så langsomt ned gennem det to meter tykke lag. Væskens organiske del vil adsorbere til stenene, hvor der vil ske en mikrobiel vækst. Mineraliseringen, dvs. omdannelsen af det organiske materiale til CO 2, NH 3 /NH 4 +, NO 3 2-, SO 4 2- og PO 4 3-, sker i biofilmen, der er det lag på stenene som mikroorganismerne danner. Den anden metode, som er den mest almindelige, er processen med det aktiverede slam. Her blandes og luftes vandet i en stor tank, hvor slimdannende bakterier vokser. Disse bakterier samles i store flokke (eng.- flocs) som danner et indre lag, hvor til mikroorganismer angriber. Senere pumpes det hele til en klaringstank, hvor flokke bundfældes i løbet af 5-10 timer [Madigan et al., 2003]. 78

80 Figur 55: Billede af et nedsivningsanlæg (stor skala), som er baseret på sten [Madigan et al., 2003]. Få rensningsanlæg har yderligere en tertiær rensningsdel (trin 3). Denne er en yderst kostbar proces, der involvere både en fysisk og kemisk rensning, i form af bundfældning, filtrering og behandling med klor. I dette trin opnås en yderligere reducering af de uorganiske næringssalte, og resultatet er så fattigt på nitrat og fosfat, at en mikrobiel vækst stort set vil være umulig [Madigan et al., 2003] De Grønlandske begrænsninger At opføre et spildevandsanlæg i Grønland er ikke uden komplikationer. Årsagerne er socioøkonomiske og fysiske begrænsninger som bl.a. bosætningsmønsteret, befolkningens indstilling til miljøproblemer, klimaet, og de geologiske forhold. Grundet disse faktorer er bortskaffelsen af affald og spildevand ofte besværligt, dyrt og til tider forurenende [Teknologirådet, 2002]. Siden 1970'erne har der været bekymring for den Arktiske forurening, der kan være en trussel for det arktiske økosystem og på længere sigt påvirke menneskets fysiske, mentale og sociale velbefindende [Nilsson, 1998]. Tidligere har der været tillid til, at havet nok skulle fortynde og slette alle spor [Møller og Nielsen, 2003], men dengang var der langt færre indbyggere i Grønland og spildevands- og affaldssammensætningen anderledes. Derfor var håndteringen ikke et problem. I dag udgør bortskaffelsen af bl.a. toiletaffald et miljøproblem, som kan true grønlændernes sundhed [Holten-Møller, 2001]. Foranstaltninger som rensningsanlæg, genbrugsstationer, kontrollerede lossepladser og lignende findes ikke i Grønland. Alle former for spildevand ledes urenset ud i havet og alle former for affald - i det omfang at det indsamles - køres ud på "dumpen", som er en kystnær losseplads i udkanten af byen [Møller og Nielsen, 2003]. 79

81 Socioøkonomiske forhold De socioøkonomiske begrænsninger ligger hovedsageligt i, at Grønlands befolkning bor i mindre byer og bygder med få indbyggere set med danske øjne. Derfor er det ikke hensigtsmæssigt at oprette et traditionelt dansk anlæg til flere tusinde mennesker. Den traditionelle spildevandsbehandling fra Europa, kan være en meget dyr løsning for grønlænderne. Årsagen til dette er, at der ofte skal specialiseret personale til at anlægge og vedligeholde et rensningsanlæg af europæisk standard. Ikke al ekspertise er tilgængelig i Grønland, så dette skal hentes udefra sammen med materialerne til et sådant anlæg. Derfor er der behov for at tænke i andre og mere enkle baner. Da mange grønlændere bor i små samfund er det oplagt at finde en spildevandsløsning, der kan dække blot et par husstandes behov. Dette medfører, at de enkelte husstande skal inddrages i pasning og vedligeholdelse af disse anlæg. Hvilket derfor skal være simpelt. Grønlænderne inddrages ikke i tilstrækkelig grad i debatterne om miljøet. Det betyder at den grundlæggende miljøbevidsthed mangler. Denne bevidsthed er fundamental for at sikre borgernes opbakning til de nødvendige miljøindsatser og økonomiske prioriteringer [Gabriel et al., 2003]. Hvis borgerne ikke ser noget problem i at spildevandet ender i bugten, er der en stor sandsynlighed for at de ikke vil være med til at betale for en bedre løsning. Når grønlænderne får en grundlæggende miljøbevidsthed vil det gøre dem mere interesserede i at bidrage til en anden løsning både ved at betale for simple anlæg og ved pasningen af disse. En anden forhindring, som skal forceres er, at mange mennesker i Sisimiut lever efter konceptet "easy living", hvor alle penge bruges og intet går til opsparing. Dette skyldes deres traditioner og kultur, hvor der ikke er nogen rollemodeller fra tidligere, som sparede op til f.eks. en opkobling til kloakken eller en tank til spildevand. En investering, der først har sin effekt om årtier [Kristensen, 2004] Klimatiske forhold Fysiske og tekniske begrænsninger ligger bl.a. i, at Grønland adskiller sig fra den vestlige verden i geografi, geologi og klima. Dette er faktorer, der ofte gør det umuligt at bruge de teknologier, der udvikles andre steder i verden til forsyning af borgerne [Rådet til tinget, 2002]. Undergrunden i Grønland består af klippe og dette vanskeliggør anlæggelsen af renseanlæg, da alt skal sprænges og manglen på jord umuliggør behandling ved hjælp af et nedsivningsanlæg. Klimaet i Grønland er arktisk med en gennemsnitstemperatur -4 C [DMI, 2004] og disse lave temperaturer vanskeliggør bakteriologisk nedbrydning, da størstedelen af al biologisknedbrydning begynder at gå i stå ved temperaturer under + 4 C [Madigan et al., 2003]. Sporadisk permafrost findes i hele Sisimiut. Permafrost er defineret ved, at jorden har en temperatur under 0 o C på to år i træk. Jorden behøver altså ikke at være frosset til is ved tilstedeværelsen af saltholdigt porevand eller ved trykpåvirkninger [French, 1996]. Permafrost kan være skyld i at hele anlæg går i stå på grund af, at det hele fryser til. Et andet problem med permafrost er, at hvis den tør op kan der forekomme nedsynkninger, hvilket ikke er ønskværdigt i nærheden af boligområder og andre konstruktioner. 80

82 Vegetationsdække Sisimiut ligger i en fugtig kystzone med lav-arktisk plantevækst [Berthelsen] og har stor botanisk interesse, da fjeldområdet omkring byen er særdeles varierende med pilekrat, saltsøer, beskyttede dale med særlig frodig vegetation, sletter, kær og søer. Vegetationen består hovedsageligt af veludviklede dværgbuske, som ofte er domineret af mosebøller eller blålyng og på særligt begunstigede steder forekommer der Urtelier og lave pilekrat [Haarløv et al., 1980]. Mos spiller en stor rolle i den grønlandske vegetation, da det er den vigtigste plantegruppe i Grønland. I krat, heder og snelejer er bunden oftest dækket af et tykt lag mos, og i Sydgrønland er alle kær og moser domineret af arter af tørvemos (Sphagnum). I de nordligere egne hvor blomsterplanter kun i mindre grad gør sig gældende, består kær og tundravegetationen hovedsageligt af mos [Nørrevang og Lundø, 1981]. På steder hvor blomsterplanter normalt ikke kan gro, vil der ofte kunne findes mos, som har tilpasset sig de forskellige ekstreme vilkår f.eks. på klippeblokke, stejle klippevægge, mørke klipperevner, vandfald og stride elve. Selv på de højeste fjeldtoppe eller på steder hvor der kun er isfrit ganske kort tid om året, vil der kunne findes mosser [Nørrevang og Lundø, 1981] Beskrivelse af spildevandssituationen i Sisimiut I Sisimiut er det langtfra alle husstande, der er koblet til kloaknettet. De, som ikke er tilsluttet kloak, har enten en toiletspand eller en tank til spildevand. I Sisimiut findes ca. 400 husstande, som benytter toiletspand og , som har fået installeret en tank. Af dem findes et ukendt antal (men en stor del), der kun benytter tanken til sort spildevand, mens det grå spildevand bortledes til terræn. Årsagen til at det grå spildevand ledes til terræn er, at det er dyrt at få tømt tanken samt, at selve tanken er dyr i drift, fordi den skal stå varmt og frostfrit [Kristensen, 2004]. Prisen for at få tømt en tank er 250 kr./tømning for en lille tank (mindre end 2500 liter) og 350 kr./tømning for en tank på over 2500 liter [Olsen, 2004]. For husstande med toiletspand er prisen på renovation afhængig af, hvor mange måneder der tegnes kontrakt for og om det er dag- eller natrenovation. Prisen svinger fra 115,50 kr. (dagrenovation) og 155 kr. (natrenovation) for 1 måned. En enkelt tømning koster 55 kroner [Kristensen, 2004]. Enkelte steder benyttes plastikposer i toiletspandene. Disse skal indsamles af renovationsarbejderne og først skæres op ude ved en rampe på Chokoladefabrikken, før indholdet tømmes ud i havet. Poserne bliver enten brændt eller smidt med ud i havet [Holten- Møller, 2001]. Alle boligblokke og rækkehuse (undtagen dem på Uigulukutsut) er tilsluttet kloak og det er både gråt og sort spildevand som ledes til kloakken. Derfra ledes det ud i havet [Kristensen, 2004]. Det sker at spildevandet fra enkelthuse ledes direkte ud i terrænet, hvor det aflejres som et lag af slam på fjeldet. Dette kan skabe hygiejneproblemer og lokale problemer med gener fra fluer. [Teknologirådet, 2002] Hvis en husstand skal tilsluttes kloaknettet koster det kr. og dette er kun prisen for ledningen mellem huset og selve kloaknettet. Derudover 81

83 følger installationerne inde i huset. I ældre huse kan køkken og bad ligge i hver sin ende af huset, hvilket fordyrer omkostningerne i forbindelse med etableringen af de indvendige rør [Kristensen, 2004]. Ifølge den nye lokalplan er det blevet besluttet at, ved etablering af nye huse skal spildevandet fra disse ledes til kloakken. Hvis dette ikke er muligt, skal vandet bortledes til en tank [Kristensen, 2004]. Kommunalbestyrelserne er bemyndiget til at give tilladelse til udledning af ikke-sanitært spildevand på terræn, som pga. de store kloakudgifter i Grønland er almindelig praksis mange steder [Grønlands Hjemmestyre, 2004]. Dette gælder også for Sisimiut hvor det tidligere har været kutyme at give mange dispensationer fra tilslutning til kloak/tank. Dette er der ved at blive sat en stopper for ved, at embedslægen inddrages i afgørelserne. På nuværende tidspunkt er der ingen handlingsplaner for håndtering af spildevand, for ældre huse, men hvis der opstår problemer prøver man at skabe en dialog med folk i husene om problemet Håndtering af spildevand i andre egne Nedenfor gennemgås en række lavteknologiske spildevandsanlæg, som benyttes til få husstande. De typer anlæg, der gennemgås er anlæg baseret på nedsivning, et rensningsanlæg fra Kongsted Maskinfabrik samt en lagune. Ud fra disse anlæg findes den bedste løsning til de grønlandske klimaforhold Nedsivningsanlæg I et nedsivningsanlæg renses spildevandet ved at sive gennem et rensende medie, så som sand, tørv og jord. Inden spildevandet ledes ud i et nedsivningsanlæg skal det først passere en bundfældningstank [Bantz et al., 2003] Biologisk sandfilter Det biologiske sandfilteranlæg er et nedsivningsanlæg (se Figur 56), der renser spildevandet før det ledes ud til dræn eller vandløb. Spildevandet passerer først en bundfældningstank på minimum 2000 liter, svarende til fem personækvivalenter, før det løber ud i sandfilteret. Det anbefales at etablere en pumpe efter bundfældningstanken, der kan fordele spildevandet jævnt i sandfilteret. Spildevandet ledes igennem sandfilteret, der består af et sandlag. I dette lag nedbryder mikroorganismer en del af spildevandets indhold af forurenende stoffer. Sandfilteret anlægges i 2 meters dybde i et hul, som er foret med en tæt membran. På membranen lægges et drænlag, hvor det rensede vand kan opsamles. Herefter fyldes hullet med filtersand. Drænrør lægges oven på sandet, som skal bruges når spildevandet skal ledes til filteret. Til sidst dækkes hele filteret til med jord for at sikre mod frost. Da sandfilteret kan ligge dybt installeres ofte en pumpe efter filteret for at løfte spildevandet op til et afløbsdræn. Generelt skal der bruges 5 m 2 sandfilter pr. person. Drift og vedligeholdelse af et sandfilteranlæg omfatter bl.a. en årlig tømning af bundfældningstanken, en spuling af fordelingsrørene ca. hvert andet år og vedligeholdelse af en eventuel pumpe. Sandfilteret kan 82

84 stoppe til ved permanent overbelastning eller hvis bundfældningstanken fungerer dårligt. Hvis vandet fordeles dårligt i filteret kan der også ske tilstopning. Dette kan undgås ved at installere en pumpe, der fordeler vandet i filteret. Sandfilteret stiller på samme måde som pileanlægget krav til, at brugerne ikke permanent overbelaster bundfældningstanken, hvilket sker ved bl.a. karbade og løbende toiletter. Regn- og drænvand må heller ikke ledes til anlægget. Succeskriterierne af et sådant anlæg afhænger også af den omgivende temperatur, da spildevandet kan risikere at fryse til is i filteret, hvilket også forårsager tilstopning. Levetiden for et biologisk sandfilter anlæg er år, men en evt. pumpe forventes at have en kortere levetid. Anlægningsomkostninger til fem personer udgør fra afhængig af lokale forhold og om der installeres pumpe. Denne pris indbefatter ikke en bundfældningstank eller omlægning af rør. De årlige driftsomkostninger er fra 500 til kroner. Et biologisk sandfilter lever kun op til renseklasserne for ammonium og organisk stof, da det ikke renser tilstrækkeligt for fosfor [Bantz et. al., 2003]. Figur 56: Illustration af et nedsivningsanlæg. Spildevandet ledes til en bundfældningstank og derfra vha. en pumpe (midt i billedet) pumpes det ud i nedsivningsdelen Pileanlægget I Danmark kan en kombineret metode ved beplantning af piletræer over et nedsivningsanlæg af jord benyttes. I pileanlægget renses spildevandet ved fordampning. Der sker hverken nedsivning eller udledning fra et sådant anlæg. Den periode af året, hvor piletræerne ingen blade har, er fordampningen noget mindre, så i denne periode ophobes spildevandet i anlægget indtil næste vækstsæson [Bantz et al., 2003]. Da vækstforholdene for pil i Grønland er mindre gunstige sammenlignet med de danske forhold betragtes denne kombinations metode ikke som et muligt løsningsforslag til rensning af spildevand i Grønland. De lave vintertemperaturer vil hæmme pilens vækst [Haarløv et al., 1980]. 83

85 Tørveanlæg Et tørveanlæg, som også er et nedsivningsanlæg, består af et drænområde (se Figur 57). Drænområdet er bygget op af en plastikdug, samt flere lag sand og tørv. Drænrør fører fra bundfældningstanken til drænområdet, hvor fordelingsrør sørger for, at spildevandet bliver ligeligt fordelt. Når spildevandet kommer i kontakt med tørven adsorberes bl.a. tungmetaller. Dette skyldes at tørven har en negativ overflade og derfor tiltrækker stoffer med en positiv overflade som Cu, Cr, Ni, Zn og Pb. Endvidere har tørv en meget stor specifik overflade, hvorpå ionerne kan adsorbere. Tørvens store porevolumen betyder at iltindholdet tilsvarende er stort. Dvs. at bakteriologiske omsætningsprocesser kan forløbe hele året rundt, da der er rigelig med ilt i systemet. Herved kan både kvælstof og fosfor omsættes. [Brooks, 1980]. Det er vigtigt, at tørven ikke er for kompakt, da en kompaktion kan medføre dannelsen af kanaler, hvori vandet kan løbe igennem uden at blive renset [Reid, 1990]. Desuden virker tørvs løse struktur isolerende, hvilket kan forhindre systemet i at fryse til i vinterhalvåret [Riznyk, 1993]. Ikke mindst findes der tørv i rigelige mængder i hele Grønland. Figur 57: Illustration af et tørveanlæg opbygget som en tue [Riznyk, 1993] Kongsted minirenseanlæg I et minirenseanlæg renses spildevandet kemisk og biologisk efter, at det har passeret en bundfældningstank. Kongsteds minirenseanlæg består af tre ens kar (se Figur 58). Rensningseffektiviteten i et Kongsteds anlæg skyldes, at nedbrydningsprocesserne deles op. Dette medfører at de naturligt forekommende mikroorganismer, der renser husets spildevand, får de optimale vækstbetingelser. I den ene ende af anlægget pumpes spildevandet fra husets septiktank over i anlægget. Efter indløb fjernes først svovlbrinte og andre flygtige bakteriedræbende stoffer. Herefter bliver spildevandets organiske materiale nedbrudt og til sidst nedbrydes ammonium. Hvis der er krav om fosforfjernelse kan anlægget leveres med en kemisk fosforfældningsbrønd, som monteres efter minirenseanlægget for at undgå, at 84

86 fældningskemikalierne ikke påvirker den biologiske proces i anlægget. Fosforfjernelsen er nødvendig, hvis alle renseklasser skal overholdes. Målinger viser, at Kongsted minirenseanlæg overholder Miljøstyrelsens krav samt alle de fastlagte grænser for normal brug af minirenseanlægget. Målinger viser også, at et Kongsted minirenseanlæg renser meget konstant gennem hele året. Dette tilskrives den sektionsinddelte rensningsproces. Anlægsomkostningerne spænder fra for et anlæg til fem personer til for et anlæg til 30 personer. Disse tal er uden en fosforfældningsbrønd. Levetiden for et Kongsted anlæg er anslået til ca. 20 år [Kongsted, 2004]. Figur 58: Illustration af minirensningsanlæg fra Kongsted maskinfabrik [Kongsted, 2004] Lagune En lagune er et bassin med en dybde på ca. 2½-6 m., som benyttes til spildevandsbehandling. Spildevandet transporteres dertil, og opholdstiden er dage afhængig af nedbrydningshastigheden. At opholdstiden kan være på op til et år skyldes, at spildevand, der transporteres til lagunen om vinteren, ikke omdannes på grund af den lave temperatur. Under opholdstiden sker en nedbrydning af spildevandets næringsstoffer. Nedbrydningen kan foregå aerobt eller anaerobt. Lagunernes design er baseret på mængden af spildevand eller på indholdet af organisk stof. Placeringen af lagunen kan være i en naturlig dam, hvilket er en økonomisk god løsning. Hvis der ikke eksisterer en naturlig dam, er det muligt at konstruere en lagune ovenpå permafrosten. Det skal dog så vidt muligt undgås at permafrosten smelter, da jorden, og dermed også lagunen, bliver ustabil. Spildevandssystemer i områder med lave temperaturer producerer mere slam end i temperede områder pga. den lave biologiske aktivitet. I arktiske egne skal lagunen derfor renses og slammet fjernes hver år. Efter ophold i lagunen skal spildevandet fortyndes før det ledes ud i en å eller flod, da det ikke lever op til vandkvalitetskravene. Denne fortynding kan være op til en faktor 1000 [Smith et al., 1996] Valg af pilotanlæg Pileanlægget er ikke velegnet til de grønlandske forhold pga. de lave temperaturer, som vil hæmme piletræernes vækst. 85

87 Det biologiske sandfilter er heller ikke velegnet til de grønlandske forhold pga. de lave temperaturer. Der er meget stor sandsynlighed for, at spildevandet fryser til i anlægget medmindre, at selve nedsivningsdelen af anlægget isoleres. Kongsted minirenseanlæg er en meget dyr løsning til det grønlandske samfundda materialerne skal importeres. Anlægget er kompliceret, hvilket påkræver ekspertise til at få anlægget til at fungere og til vedligeholdelse. Lagunen er heller ikke nogen god løsning, da denne ikke virker hele året og spildevandet efter ophold i lagunen skal fortyndes, fordi rensningseffekten ikke efterleves. I øvrigt er anlægget pladskrævende og lugt gener kan forekomme. Tørveanlægget er blevet den foretrukne løsningsmetode, fordi det kan efterleve de stillede krav til miljøet i Arktis og til ønskerne om en bæredygtig model. Egenskaberne i tørven, som er de interessante for rensning af spildevand, er: 1) Isoleringsevnen der bevirker, at systemet ikke fryser til i løbet af vinteren. 2) Det store porevolumen, hvori der findes rigelige mængder ilt til at den biologiske omsætning af stoffer i spildevandet bliver effektivt. 3) Den høje kation bytter kapacitet. 4) Gode infiltrationsegenskaber, eftersom tørven bevarer sin struktur i mange år. Tilstopning i systemet skulle formindskes herved. 5) Tørv er almindeligt forekommende i hele Grønland. Samtidigt kræver et tørveanlæg ikke særlig meget plads, hvilket gør det muligt at benytte anlægget i både små bygder og i større byer. Endelig er anlægget simpelt at installere og betjene, samt næsten uden vedligeholdelse Tidligere erfaringer med tørveanlæg Næringssalte Interessen for at undersøge tørvs evne til at rense spildevand for næringssalte i både gråt og sort spildevand er stor [(Riznyk et al., 1992), (Viraraghavan, 1993), (Rock et al., 1984), (Brooks et al., 1984), (Brooks, 1980) & (Reid, 1990)]. Grundene kan være mange bl.a. at undgå inficeret drikkevand ved højtstående grundvandsspejl eller at undgå en skadelig opkoncentrering af næringsstoffer i det marine miljø. To tørveanlæg i Canada, der begge var opbygget i tuer pga. højtstående grundvand, viste sig at rense spildevand fra bundfældningstanke igennem 1½ år for både nitrogen og fosfor. Nitrogen blev reduceret med henholdsvis 56% og 70% i de to tuer, mens fosforkoncentrationen blev reduceret med 89% og 87%. Omsætningen af kvælstof var dog begrænset om sommeren, mens perioder med kulde, evt. frost, bevirkede en øget omsætning [Reid, 1990]. Rensningseffekten forblev god for de to systemer. Et isolerende lag tørv på ca. 60 cm ovenpå fordelingsrørene bevirkede, at frost aldrig forekom nedenunder fordelingsrørene, trods perioder med streng frost [Riznyk, 1992]. Årsagen til et frostfrit anlæg kan bl.a. tilskrives den varme, der genereres ved bakteriel omsætning [Brooks et al., 1984] og varmen, som spildevandet tilfører systemet. 86

88 I Maine, USA, viste et nedgravet tørveanlæg lignende resultater. Indholdet af kvælstof i spildevandet blev reduceret med 68% i årsgennemsnit og fosforindholdet med 64%. Imidlertid viste rensningen sig væsentlig mere effektiv efter 10 måneder, hvor begge næringssalte blev reduceret med over 90% [Brooks, 1980], hvilket i øvrigt også gjorde sig gældende i de to canadiske systemer [Reid, 1990]. De ovennævnte undersøgelser har alle vist en total fjernelse af coliforme bakterier [(Reid, 1990), (Riznyk et al., 1992), (Brooks, 1980)]. Yderligere tre opførte anlæg i Maine, USA, viste samme høje værdier for omsætningen af nitrogen og fosfor, dog uden årstidsvariationer. Desuden viste scanninger, at tørven ikke havde ændret struktur efter et års brug. Tørven var ikke kompakteret, så isoleringsevnen og det store overfladeareal var altså bibeholdt [Rock et al., 1984] Tungmetaller Udledning af tungmetaller i spildevand kan forårsage toksiske koncentrationer i det marine miljø. I sedimentet omkring spildevandsudledning neden for sygehuset i Sisimiut findes kobber, cadmium og bly i så koncentrerede mængder, at de er skadelige, mens koncentrationen af zink er kritisk. Nikkel udgør imidlertid ikke nogen fare. (jf. 2. del af dette projekt). I det følgende vil der blive redegjort for tørvs evne til at adsorbere kobber, cadmium, zink og nikkel, når disse ledes ud sammen med gråt og sort spildevand. Bly er tilsyneladende ikke beskrevet i det materiale, der er til rådighed og bliver derfor ikke kommenteret yderligere. Dog skal det nævnes, at bly forventes at adsorbere på tørv pga. tørvs polære overflade. Viraraghavan & Rao (1993) har undersøgt, hvordan cadmium adsorberes under påvirkning af ph og temperatur. De samme undersøgelser er udført for kobber, nikkel og zink af Viraraghavan & Dronamraju (1993). Undersøgelserne er begge udført med spildevand, fordi tungmetallerne ikke er de eneste ioner, som adsorberes på overfladen af tørven; alle de andre kationer i spildevandet vil også optage pladser. Denne konkurrence kan resultere i en forsinkelse af rensningen. Ikke desto mindre indstillede der sig en ligevægt imellem porevand og adsorberede ioner efter blot to timers ophold i tørven. Fælles for undersøgelserne er, at for alle fire tungmetaller er adsorberingen mest effektiv ved lave temperaturer, mens højere temperaturer virker hæmmende på adsorberingen. Den laveste temperatur, der er eksperimenteret med, er ved 5 o C, hvor adsorberingen var højest, mens den var aftagende op til 21 o C, som var den højest prøvede temperatur i undersøgelsen. Denne tendens bekræfter blot tørvs evne til at virke rensende i kolde egne. Rensningseffekten viste sig også at være ph-afhængig i de to undersøgelser. For alle tungmetallerne gælder det, at adsorberingen virker bedst ved ph-værdier på 4-5. Ifølge Reid (1990) vil et stort indhold af kalcium i spildevandet hæve ph-værdien i anlægget og rensningseffekten nedsættes herved. Derfor bør et højt kalciumindhold undgås i spildevand, som skal udledes i et tørveanlæg. Koncentrationen af cadmium blev reduceret med 95% [Viraraghavan & Rao, 1993], mens reduktionen af kobber blev målt til 55%, hvilket viste sig lidt højere for nikkel og zink 87

89 (desværre findes ingen tal angivelser for de to tungmetaller, kun grafer) [Viraraghavan & Dronamraju, 1993] Beregning af jordens infiltrationshastighed Nedsivningsanlæg fungerer ved at rense spildevandet under infiltration i det rensende medie. Den hastighed, som spildevand løber igennem systemet med er bestemmende for, hvor godt spildevandet bliver renset. Infiltrationshastigheden er derfor et velegnet mål for graden af rensning. I Norge danner kornstørrelsesfordelingen basis for evaluering af jordens egnethed til at rense spildevand ved infiltration. Et forbedret system baseret på kornstørrelsesparametre og måling af den hydrauliske kapacitet er foreslået af Jenssen (1986) og godkendt af de norske myndigheder til behandling af spildevand i nedsivningsanlæg. Det centrale i proceduren er et diagram, hvori jorde kan indtegnes i forhold til middelkornstørrelse og sorteringsgrad. Sorteringen er her defineret som d 60 /d 10. Værdierne, d 10 og d 60, angiver den kornstørrelse, som er repræsenteret ved henholdsvis 10-percentilen og 60-percentilen vha. kornstørrelsesfordelingskurven. Et sådant diagram kan ses i Figur 59. Diagrammet opdeler jordtyperne i fire grupper alt efter hydraulisk ledningsevne [Jenssen, 1986]. Gruppe 1 er en jordtype, hvor feltundersøgelser involverende direkte målinger af den mættede hydrauliske ledningsevne er nødvendig. Gruppe 2 og 3 er jordtyper, hvor en mere simpel feltundersøgelse er nok. Gruppe 2 kan opdeles i to mindre grupper; 2A og 2B. Gruppe 2A og 2B har en hydraulisk ledningsevne på mere end 500 cm/d, der sikrer en god infiltration med en opholdstid i jorden, der sikrer en tilfredsstillende rensning [Kunstig infiltration & Tissø, 2003]. Jordtyper fra denne gruppe er karakteriseret ved at have et uensformighedstal (d 60 /d 10 ) på mindre end 3,5 [Miljøstyrelsen, 1999]. 88

90 Figur 59: Diagram til bestemmelse af uensformighedstal [Jenssen, 1986] 89

91 3.7. Etablering af pilotanlæg Først vil anlæggelsen af det opførte pilotanlæg blive beskrevet med detaljer og billeder. Derefter vil prøveindsamlingen fra pilotanlægget blive beskrevet. Til bestemmelse af anlæggets dimensioner er der taget udgangspunkt i de omtalte forsøg med tørveanlæg i Canada og USA. Som det fremgår af fotos fra anlæggelsen, findes der to forskellige nedsivningsanlæg i den samme rende, hvoraf det ene består af sand og bioblokke, mens det andet primært er bygget af tørv. Nedsivningsanlæggene er adskilt af flamingoplader for at undgå indbyrdes temperaturpåvirkninger. Begge anlæg er desuden sikret mod udsivning af spildevand vha. en membran, så en blanding af renset spildevand fra de to anlæg ikke er mulig. Her i projektet vil kun det sidstnævnte anlæg blive behandlet. Det er tænkt at de to systemer tilsammen skal modtage spildevand fra i alt otte husstande, som deler en bundfældningstank. Dvs. at tørveanlægget skal modtage spildevand fra fire husstande. I afsnittet om prøveudtagning vil det skitseres, hvordan indsamling af prøver med renset spildevand er tænkt. Disse er blevet installeret efter anlæggelsen af de to systemer. Det samme gør sig gældende for bundfældningstanken Anlæggelse Sammenkoblingen af de otte husstande til de to anlæg, tørveanlæg og biologisk sandfilteranlæg, er vist i billedserie 1. Det er valgt at placere anlægget, hvor der i forvejen er en naturligt frembragt revne med en hældning i klippen, som kan forarbejdes til de ønskede dimensioneringer (billedserie 2). Først er der (af fire omgange) sprængt en hældende rende, der er 8-10 m lang, 2 m bred og 1½ m dyb. Øverst er der gjort plads til en bundfældningstank på op til 3 m i diameter. Nedenfor denne findes tørveanlægget. Den udsprængte rende er vist i billedserie 3. 90

92 Billedserie 1: Serien viser placeringen af de to nedsivningsanlæg i forhold til de husstande, som skal kobles til anlæggene. Billede (Motiv 1) er taget nede fra og op på sprækken, hvori anlæggene skal etableres. Broen og 5 af de huse, som kobles til anlægget, er også synlige. Motiv (2) er en skitse af de 8 husstande, som skal kobles til de to nedsivningsanlæg. Det er fra hus 2 (rød markering) at der er indsamlet en spildevandsprøve. 91

93 Billedserie 2: Her ses den naturlige sprække i klippen før den forarbejdes vha. sprængning. I (Motiv 1) ses en naturlig hældning i terrænet, som kan udnyttes. Billedet er taget fra gangbroen, som er vist i (motiv 2). 92

94 Billedserie 3: Billederne viser den udsprængte rende, hvori tørveanlægget skal etableres. I baggrunden af (Motiv 1) ses to af de huse, som skal kobles til anlægget. Nedenfor den hvide bro skal bundfældningstanken placeres. Som det kan observeres af billedet, har terrænet en naturlig hældning ned imod det sted, hvor anlægget skal være. Kornstørrelsesfordelingen er bestemt for tre tilgængelige sandbunker, hvoraf den med det bedst egnede sand er brugt til opførelsen af nedsivningsanlægget. De tre sigteanalyser fremgår af resultatbehandlingen (appendiks T). Nederst i den udsprængte klipperevne er en fiberdug (Fibertex) bredt ud for at holde på det ovenliggende sand. Sandet skal bevirke en udjævning af topografiske forskelle i underlaget. På den måde beskyttes den ovenliggende plastmembran mod hulskader og der skabes et fald fra siderne og ind mod drænrøret. Membranen skal sikre mod udsivning af spildevand. Både for at beskytte omkringliggende jord mod forurening og for at sikre en så fejlfri indsamling af data som muligt (Billedserie 4 og 5). Endnu et lag af sand/grus er lagt. Dette lag er ca. 10 cm tykt og fikserer drænrøret af samme tykkelse. Sandet er med til at øge perkolationen til drænrøret. Drænrøret er af plast, dvs. et dårligt temperaturledende materiale, og er indpakket i et tyndt lag filt for at undgå tilstopning pga. fine sedimenter (Billedserie 6). 93

95 Billedserie 4: Fibertex, første lag sand og plastic bredes ud. Sandet er placeret ovenpå en dug af Fibertex for at sikre at sandet bliver liggende. Igen kan det observeres, at anlægget har en hældning. Motiv (1) viser den udbredte Fibertex og på motiv (2) er plastikmembranen ved at blive udbredt. 94

96 Billede 5 (Foto: Gruppe 7): Placeringen af de to drænrør, som skal opsamle det rensede spildevand for at lede det til kloakken. Bagerst i billedet er de to rør samlet inden vandet ledes bort. 95

97 Billedserie 6: (Motiv 1) viser adskillelsen af de to anlæg (sandfilter med bioblokke og tørveanlægget). De adskilles med flamingoplader og plasticmenbran. Over drænrør er lagt et lag af sand, som lige dækker røret. Sandet har til formål at øge infiltreringen. (Motiv 2) viser adskillelsen af de to anlæg og placering af bioblokke. I tørveanlægget er der på (Motiv 3) lagt det første lag af tørv, så fordelingsrørene nu kan lægges på. Over drænrør og det første lag sand, ligger det første lag tørv, der er ca. 1 m tykt. Imellem dette og den resterende tørv findes 2 fordelingsrør med cm mellemrum og i en længde af 9,12 m. Rørene er af plast af samme årsag som drænrøret og de er perforerede med cm mellemrum. Perforeringerne skulle ideelt set pege nedad for at hindre fine partikler i at tilstoppe røret. Dette er imidlertid ikke muligt at efterleve, da rørene er tykke og derfor uhåndterbar Igennem rørene skal spildevandet fordeles ud i hele tørveanlægget vha. 96

98 gravitationen. Placeringen af fordelingsrør er vist i billede 7. Ovenpå disse rør er den sidste tørv bredt ud over anlægget i en tykkelse af 50 til 120 cm, som det fremgår af (Billedserie 8 og 9). Tykkelsen af det øverste lag tørv betinger systemets isoleringsevne. Det er hensigten at vandet fordeles i hele anlæggets længde og opsamles i dræningsrøret i bunden af anlægget vha. gravitationen. Systemet er anlagt med en svagt hældende bund, mens fordelingsrørene har en mere udtalt gradient på 9 grader. Faldet er skitseret i billedserie 10. Alle målte dimensioner for anlægget er yderligere vedlagt i Appendiks S. Billede 7: Skitse af fordelingsrørenes placering i de to anlæg set fra oven af. B er den vandrette længde i anlægget, hvor der er anlagt fordeler rør. D er afstanden mellem fordeler rørene i det enkelte forsøgsanlæg. B: 9,12 m. D: cm. (i begyndelsen er der 50 cm, men afstanden kan variere til det mindre ned gennem anlægget). 97

99 Billedserie 8: Motiv 1 er en skitse og motiv 2 er et billede af anlæggene set fra bundfældningstanken. 98

100 Billedserie 9: Motiv 1 er en skitse og motiv 2 er et billede af anlæggene fra den ende, som skal kobles til kloak. (Nu er det tørveanlægget til venstre og det biologiske sandfilteranlæg til højre). 99

101 Billede 10: Skitse af anlæg set fra siden af. Afstandene A og C er målt nivellering. Over længden B sker er der et fald på A minus C (A-C). I Billede 10 er afstandene A og C er målt ved at nivellere. Over længden B sker der et fald på A minus C (A-C). De målte størrelser er: A : 2,57 m (nivelleret højde) B: 9 m C : 1,135 m (nivelleret højde) Hvilket giver en hældning på fordelingsrørene på 9 grader Prøveudtagning Løbende skal der indsamles vandprøver til videre analyse for at måle virkningen af tørveanlægget. To prøvesteder er lavet. Det første prøveudtagningssted er mellem bundfældningstank og tørveanlæg, mens det andet findes i forlængelse af drænrøret, dvs. efter nedsivningsdelen. Desuden skal der måles temperaturer i forskellige dybder i tørveanlægget og fra et sted i bundfældningstanken. Et profil af 5-6 temperatursensorer installeres med jævne mellemrum i et vertikalt profil. Vigtigt er dog, at én af sensorerne er placeret imellem fordelingsrørene, så der kan holdes øje med om der er frostfrit dér hele året rundt. På Figur 60 er det vist, hvor temperatursensorerne er installeret. Temperaturmålingerne muliggør en løbende regulering af temperaturen af det spildevand, der tilføres systemet. På den måde er der en større sandsynlighed for at undgå tilfrysning af systemet. 100

102 Figur 60: Anlæg med fordelingsrør set fra siden. Viser placering af temperatursensorer og hvordan de er forbundet. Af skitsen kan den hældende bund ikke ses. For yderligere detaljer se appendiks W Resultatbehandling - Tørveanlæg For tørveanlæggets effektivitet er der nogle faktorer, som spiller ind. Dette er bl.a. typen af sand, der er benyttet omkring drænrøret, typen af tørv, hvor hårdt tørven er kompakteret og hvilke stoffer det tilledte spildevand indeholder. I det følgende er der en sigteanalyse af sandet, en beskrivelse af den tørv som er blevet benyttet samt analyseresultater af to spildevandsprøver Sand De tre typer af sand som er tilgængelige, analyseres vha. en sigteanalyse (analyseresultater er vedlagt i appendiks T). Alle tre sandprøver er indsamlet i grusgraven ved siden af fodboldbanen i Sisimiut. I Figur 61 er analysen af de tre sandprøver illustreret vha. sigtekurver. Abscissen er kornstørrelsesdiameter i mm og ordinaten er den vægtprocent som er under den tilsvarende kornstørrelsesdiameter. Yderligere er der i figuren opgivet uensformighedstallet (d 60 /d 10 ) for de tre sandprøver. 101

103 vægt % < d ,01 0,10 1,00 10,00 Kornstørrelse i mm X A: Prøve 1. Uenighedsforhold d 60 /d 10 = 4,1 og d 50 = 0, vægt % < d ,01 0,10 Kornstørrelse i mm 1,00 10,00 X B: Prøve 2. Uenighedsforhold d 60 /d 10 = 2,7 og d 50 = 0,130 mm 102

104 vægt % < d ,01 0,10 Kornstørrelse i mm 1,00 10,00 X C: Prøve 3. Uenighedsforhold d60/d10 = 3,1 og d50 = 0,420 Figur 61: A, B og C viser sigtekurverne for de tre sandprøver. Abscissen er kornstørrelsesdiameter i mm og ordinaten er den vægtprocent som er under den tilsvarende kornstørrelses diameter. Sands infiltrationsevne er afhængig af porevolumen, som er bestemt af sorteringsgraden og kornstørrelsen. Infiltrationen vil være bedst i velsorterede og grove sedimenter i forhold til fine og usorterede sedimenter, samt ved et uensformighedstal (d 60 /d 10 ) på mindre end 3,5. Ved at undersøge d 60 /d 10 ud fra kurverne i Figur 61 ses det, at den bedste type af tilgængeligt sand, er prøve 2, men prøve 3 kunne også benyttes. Af Figur 59 ses at prøve 2 tilhører gruppe 2A Tørv Den tørv, der er benyttet til anlægget, er analyseret for indholdet af fosfor, kvælstof (Kjeldahlmetoden), total karbon og svovl. Yderligere er vandindholdet og glødetabet bestemt. Der blev indsamlet to prøver, som skal repræsentere al tørven i anlægget. Der er for nogle af analyserne lavet tripel-bestemmelse. Resultaterne ses i tabel 9. I appendiks U er alle data til analysen af tørv vedlagt. Disse analyseresultater vil ikke blive behandlet yderligere i projektet, da de er tænkt at skulle benyttes ved evalueringen af pilotanlæggets drift og effektivitet i henhold til en evt. optimering. 103

105 Tabel 9: Resultater for analysen af tørven som er brugt til tørveanlægget. Prøve % H 2 O våd % H 2 O tør Glødetab Total N [%] Total P [%] Total C [%] Total S [%] prøve prøve [%] 1A 94,6* 1744* 95,1 1,77 0,07 37,8 0,199 1B 95,2 1,72 Ej målt 37,9 0,221 1C 95,5 Ej målt Ej målt Ej målt Ej målt 2A 94,8* 1820* 95,0 1,63 0,08 37,7 0,221 2B 94,9 1,61 Ej målt 38,2 0,297 2C 95,4 Ej målt Ej målt 36,9 0,181 * er middelværdi af tre målinger. Middel 94, ,2 1,68 0,08 37,7 0, Spildevandsprøver Der er indsamlet to spildevandsprøver under opholdet i Sisimiut. Den ene blev indsamlet d. 29. juli 2004 i selve kloakudløbet neden for sygehuset. Et udløb hvor det både er gråt og sort spildevand som ledes ud. Spildevandet fra dette udløb består ikke udelukkende af sygehusets spildevand, men er udløbssted for ca. en tredje del af husstandene i Sisimiut. Den anden prøve er indsamlet fra en enkelt husstand i en spand ved udløbet fra køkkenvasken. Huset er det røde hus (afmærket i billedserie 1), som er en af de husstande, der vil blive koblet til rensningsanlægget. Prøven er opsamlet over et døgn (fra d. 2. august ca. til d. 3. august). De to prøver er analyseret for næringssaltene nitrat og fosfat, samt udvalgte tungmetaller (analyseresultater vedlagt i appendiks P og Q). Analyseresultaterne er vist i tabel 9. Tabel 10: Analyseresultater fra to spildevandsudløb i Sisimiut. Tallet for N som er i parentes er for analyse med (Kjeldahl-metoden). Kilde P [ppm] N [ppm] Ni [ppb] Pb [ppb] Cd [ppb] Cu [ppb] Zn [ppm] Rødt hus 0,09 81,5 (47,7) 18,5 2,3 0,17 77,8 0,1 Sygehus 1,4 5,7 5,2 0 0,05 9,7 0,06 Af resultaterne i tabel 10 fremgår det, at fosfatkoncentrationen i spildevandsprøverne ligger under det nationale udledningskrav til rensningsanlæg i Danmark. Indholdet af nitrat i spildevandsprøven fra det røde hus er på 81,5 ppm (for Kit-test metoden), hvilket er langt over det nationale udledningskrav til rensningsanlæg, som er på 8 ppm. Skulle det vise sig, at Kjeldahl-metoden er en bedre analyse metode vil resultatet stadigvæk være højt i forhold til udledningskravet. Udløbet ved sygehuset overholder udledningskravet i den øjeblikssituation, hvor prøven er indsamlet. 104

106 Tabel 11: Tidligere opnåede renseeffekt med tørveanlæg fra Brooks (1980) og Reid (1990), samt hvad samme effekt vil resultere i for det etablerede tørveanlæg. Tidligere erfaringer Resultat ved optimal teoretisk effekt. EAC-interval Tungmetal Renseeffekt Rødt hus Sygehus [ppb] Nikkel (Ni) > 55 % 8,3 [ppb] 2,3 [ppb] 0,1-1 Bly (Pb) ,5-5 Cadmium (Cd) 95 % 0,008 [ppb] 0,002 [ppb] 0,01-0,1 Kobber (Cu) 55 % 35,0 [ppb] 4,4 [ppb] 0,005-0,05 Zink (Zn) > 55 % 0,04 [ppm] 0,03 [ppm] 0,5-5 N %* 8,2 [ppm] (4,8 ppm) 0,6 [ppm] P % (64 %)* 0,009 [ppm] 0,1 [ppm] *Efter 10 måneder var der en effekt på over 90 % [Brooks, 1980]. Tallet for N som er i parentes er for analyse med (Kjeldahl-metoden). I tabel 11 er opridset de renseeffekter, som er opnået med tidligere forsøg af Brooks (1980) og Ried (1990), samt forventede resultater ved optimal, teoretisk effekt for de to spildevandsprøver. Hvis værdierne kan overføres direkte til tørveanlægget i Sisimiut, vil anlægget kunne reducere indholdet af nitrat i spildevandet fra det røde hus til en værdi på 8,2 ppm (for et anlæg der har kørt i mere end 10 måneder). Denne værdi er stadigvæk højere end udledningskravet, men til et mere acceptabelt niveau, hvis det er kvælstof værdien fra Kjeldahl-metoden der er mest præcis, vil pilotanlægget kunne leve op til udledningskravet på de maksimalt 8 ppm. Som det fremgår af tabel 10 er der for tungmetallernes vedkommende ikke nogen anmærkninger på indholdet af bly og zink, for begge spildevandsprøver ligger analyseresultatet under den øvre EAC-værdi, som er den værdi i vand, hvor over der kan forventes økotoksiske effekter. For bly ligger prøven fra det røde hus på 2,3 ppb. Dette er over den nedre EAC-værdi for bly. For zink er indholdet i begge spildevandsprøver langt under den nedre EAC-værdi (0,5 ppm), da de er på henholdsvis 0,1 og 0,06 ppm. EAC intervallet for nikkel er 0,1-1 ppb. Af tabel 10 fremgår det, at begge spildevandsprøver indeholder mere end tilladt. I urenset tilstand er der (fra det røde hus) udledt vand med en koncentration på 18,5 ppb og fra sygehuset 5,2 ppb. Af tabel 11 fremgår det, at der er opnået en renseeffekt på over 55 % for nikkel i et tørveanlæg. Under antagelse af, at dette vil være gældende for anlægget opstillet i Sisimiut, vil nikkelkoncentrationerne kunne reduceres til henholdsvis 8,3 ppb (rødt hus) og 2,3 ppb (sygehus). For cadmium er EAC-intervallet 0,01-0,1 ppb. Spildevandet fra sygehuset indeholder 0,05 ppb cadmium. Dette er under den øvre EAC-værdi. Fra det røde hus er cadmium indholdet i spildevandet i midlertidig over 0,1 ppb. Ifølge teorien kan cadmium koncentraionen reduceres med 95 % i et tørveanlæg, hvilket gør at værdien for cadmium koncentrationen i begge spildevandsprøver vil komme under den nedre EAC-værdi og dermed komme uden for det interval, hvor der er nogen målbare skadelige effekter på det akvatiske miljø. Af tungmetallerne i spildevandsprøverne er kobber den mest kritiske, hvis der ses på koncentrationen i spildevandet i forhold til EAC-intervallet. Spildevandsprøverne indeholder henholdsvis 77,8 ppb (rødt hus) og 9,7 ppb (sygehus) kobber. For dette tungmetal er den højeste renseeffekt, som er opnået tidligere er på 55 %. Dette vil reducere kobberkoncentrationerne til ca. det halve, men dette er stadigvæk langtfra nok til at sænke koncentrationen til et acceptabelt niveau i forhold til EAC-intervallet for kobber. For det røde hus vil koncentrationen være ca. 700 gange for højt. 105

107 Af analysen for de to spildevandsprøver forventes det, at tørveanlægget renser spildevand, så det kan leve op til kravene om udledning af spildevand i Danmark mht. N og P. De urensede spildevandsprøver indeholder acceptable koncentrationer af både bly og zink, men for nikkel, cadmium og kobber skal vandet renses før det udledes, hvis det ønskes at kunne leve op til grænseværdierne for vand. Et tørveanlæg vil i dette specifikke tilfælde kunne klare en reduktion af cadmium, så koncentrationen kommer under EAC-intervallet. Nikkel vil efter en rensning i tørveanlæg være på 8,3 ppb (rødt hus) og 2,3 ppb (sygehus), hvilket er over den øvre EAC-værdi på 1 ppb, men indholdet vil stadigvæk være reduceret med ca. 55 % i forhold til urenset spildevand. Kobber er det eneste som vil være kritisk højt efter rensning. Koncentrationen fra det røde hus vil være ca. 700 gange højere end den øvre EAC-værdi og vil derved kunne gøre skade medmindre, der sker en fortynding inden udledning til havet Luftfoto I Figur 62 ses et luftfoto over Sisimiut, som det kan observeres er husene placeret med god afstand til hinanden. Som eksempel er indtegnet nogle af de steder hvor et tørveanlæg kan placeres. Yderligere er afmærket placeringen for pilotanlægget. Figur 62: Luftfoto over Sisimiut med afmærkning af, hvor et tørveanlæg kan placeres. Ortofoto er fra Asiaq (2004). 106

108 3.10. Diskussion rensningsanlæg. Der er ingen tradition for at rense spildevandet i Grønland, hvilket naturligvis også er gældende for Sisimiut, hvor spildevandsudledningen har vist sig problematisk. Spildevandet ledes urenset fra kloakken til bl.a. Ulkebugten, hvor det er til skade for havmiljøet. I litteraturstudiet er det undersøgt, hvilke metoder til rensning af spildevand, der er egnet til det arktiske klima med det formål, at udvælge en optimal metode. Krav til løsningen er, at materialer og arbejdskraft (i form af viden) skal være let tilgængelige og at løsningen er økonomisk forsvarlig for borgerne og kommunen. Yderligere ønskes et anlæg, som kan leve op til de nationalt gældende krav, der stilles for rensning af spildevand i Danmark mht. næringsstoffer og det skal kunne leve op til EAC-grænseværdierne (Ecotoxicological Assessment Criteria) for udledning af tungmetaller i havvand. De store afstande mellem husene gør centrale spildevandsløsninger til en næsten umulig og meget dyr løsning. Dette er derfor ikke en løsning til bygder og mindre byer. De i teorien undersøgte alternativer til spildevandsrensning er for det første anlæg, som er baseret på nedsivning, hvilket drejer sig om pileanlæg, biologisk sandfilter og tørveanlæg. Dernæst er et minirensningsanlæg fra Kongsted Maskinfabrik og en spildevandslagune undersøgt. Laguner til behandling af spildevand fungerer ved at der sker en biologisk nedbrydning af næringsstofferne. Den biologiske nedbrydning er stærkt reduceret ved temperaturer under 4 ºC og med en gennemsnitstemperaturer i Grønland på ca. -4 ºC er lagunen ikke en optimal løsning, da den ikke vil fungere i store dele af året. Desuden skal spildevandet efter endt ophold fortyndes inden udledning til det nære vandmiljø for at efterleve de stillede krav til rensningseffekt. Rensningskravene kan altså ikke efterleves. I øvrigt er anlægget meget pladskrævende og lugtgener kan forekomme. Sidste ulempe ved anlægget er, at permafrost kan skabe utætheder i lagunen, hvis permafrosten tør op. Laguner kan derfor ikke anbefales til brug i Grønland. Et Kongsted minirenseanlæg er et tre-kammer system, hvor vandet bliver renere for hvert kammer. Anlægget findes i størrelser fra 5 til 30 personækvivalenter og vil derfor være egnet til rensning af spildevand fra få huse og af spredt bebyggelse. Fordelen ved denne løsning er, at metoden ikke er særligt pladskrævende. Udover en septiktank skal der kun benyttes plads til kamrene. Det er dog en ulempe ved denne løsning, at anlægget skal stå et opvarmet sted indendørs for at sikre, at den biologiske nedbrydning kan forløbe efter hensigten. Denne betingelse er energikrævende og der er derfor en økonomisk udgift i forbindelse med driften af anlægget. Kongsted minirenseanlæg har desuden den ulempe, at det bliver en dyr løsning til det grønlandske samfund, da anlægget skal fragtes til Grønland og skal etableres og vedligeholdes af fagfolk. Det biologiske sandfilter er heller ikke velegnet til de grønlandske forhold pga. de lave temperaturer, som forøger sandsynligheden for, at spildevandet fryser til i anlægget. Dette kan måske afhjælpes ved, at selve nedsivningsdelen af anlægget isoleres. Dette kan gøres med tørv, som har en høj isoleringsevne og ved at tilføre systemet varme i form af opvarmet spildevand. Vinterens snedække virker også isolerende. 107

109 Det kan ikke anbefales at benytte et pileanlæg til rensning af spildevand i arktiske egne, da de lokale temperaturforhold vil hæmme pilens vækst. Det vil kræve flere piletræer og dermed et større jordareal end anlæg i Europa. Hvis ikke pileanlæggets størrelse forøges under arktiske forhold kan en mindre renseeffekt forventes. Derfor vælges dette anlæg fra. Tørveanlægget benytter samme princip, som de to foregående nedsivningsanlæg, men har yderligere en lang række fordele, som gør det til den foretrukne løsning. Det kan efterleve de krav, som det arktiske miljø stiller samt ønskerne om en bæredygtig løsning. Tørv har en langsom omsætningshastighed under arktiske temperaturforhold, hvorved man kan forvente en lang levetid. Desuden er tørv almindeligt forekommende i hele Grønland, så materialet skal ikke importeres. Dette giver lave omkostninger i forbindelse med etableringen af et tørveanlæg i forhold til de andre spildevandsløsninger. Dog skal det bemærkes, at mange steder kan tørven ikke udnyttes, fordi underlaget er for blødt til at gravemaskiner kan arbejde der. Det betyder, at anvendelsen af tørv kan være begrænset til områder langs med allerede anlagt vej. Egenskaberne i tørven, som er de interessante for rensning af spildevand er, at den har en høj isoleringsevne der bevirker, at systemet ikke fryser til i løbet af vinteren. Yderligere er der et stort porevolumen, hvori der findes rigelige mængder ilt til, at den biologiske omsætning af stoffer fra spildevandet bliver effektiv. Derudover er tørv kendetegnet ved en høj ionbytter kapacitet samt god infiltrationsevne. Tørv bevarer sin løse struktur i mange år og tilstopning i systemet skulle derved formindskes, da den høje infiltrationshastighed bevares. Samtidigt kræver et tørveanlæg ikke særlig meget plads og det er derfor muligt at have anlægget inde imellem huse i både by og bygd. Anlæggelsen af et tørveanlæg kræver heller ikke ekspertviden og er tilgængelig for den almindelige borger, da anlægget er simpelt at installere, betjene og kræver næsten ingen vedligeholdelse. Tørveanlægget er ikke arealkrævende (i dette tilfælde kun 9*1,5*1,5 meter), så det kan etableres mange steder. Hvis anlægget er nedgravet kan arealet desuden benyttes til andre formål, som f.eks. ophold af slædehunde og slæder. Der er imidlertid to krav til brugen af et tørveanlæg. Det ene er, at udledning af kalcium skal være minimal. Kalcium forstyrrer adsorberingen af næringssalte og tungmetaller til tørven, fordi ph-værdien stiger. Derudover kan der være krav til anvendelsen af vaskepulver og rengøringsmidler, da de helst skal være fattige på bestemte stoffer som f.eks. fosfat. Den optimale funktion af et tørveanlæg stiller altså krav til forbrugernes disciplin og miljøbevidsthed. Ved alle tre typer nedsivningsanlæg skal der ske en løbende vedligeholdelse. Dette indebærer, at bundfældningstanken skal tømmes årligt og at fordelingsrørene i selve nedsivningsdelen skal spules ca. hvert andet år for at sikre vandet fri passage. Er der brugt pumper til fordelingen af spildevandet skal disse også vedligeholdes. Fordelene ved nedsivningsanlæg er, at klipperne i Sisimiut er sprækkede og hælder i terrænet. Sprækkerne kan udnyttes til placeringen af et anlæg, mens hældningerne gør, at gravitationen kan benyttes til fordelingen af spildevandet i stedet for pumper, hvorved drifts- og etableringsomkostningerne formindskes. 108

110 Under etableringen af pilotanlægget har lokaliteten været den afgørende faktor for, hvordan anlægget er bygget. Størrelsen er bestemt ud fra klippernes eksisterende sprækker, hældning og antallet af husstande, som det er muligt at koblet til. Da det præcise vandforbrug ikke er kendt for de otte husstande har lokaliteten vægtet højere i dimensioneringen end antallet af personækvivalenter. Efter den forventede indkørselsperiode på knapt et år vil det kunne vurderes om anlægget er dimensioneret korrekt. Dette vil afspejles i de målte renseeffekter og vil kunne ses ud fra om nedsivningen af spildevandet er lige så hurtig, som den mængde vand, der udledes fra bundfældningstanken. Varigheden af indkørselsperioden vil muligvis blive forlænget i og med, at de otte husstande kobles til systemet løbende og der vil derfor ikke være fuldt belastning på nedsivningsanlægget fra starten. Tilfrysning af anlægget forsøges undgået ved at tilføre varme idet, der er installeret en varmekilde i/omkring bundfældningstanken. Temperaturer registreres af en række sensorer, der er placeret langs med og under fordelingsrørene. Placeringen at temperatursensorerne er der, hvor spildevandet siver ned. På den måde er det muligt at holde øje med forholdene, så der kan reguleres i tilførslen af varme, hvis temperaturen bliver for lav i anlægget. Det kunne dog være hensigtsmæssigt at installere et par sensorer over fordelingsrørene, da tykkelsen af tørvelaget herover kunne dimensioneres på baggrund af disse målinger. Der er en risiko for tilstopning i fordelingsrørene i anlægget, da hullerne i disse ikke hele vejen ned igennem anlægget vender nedad mod tørven. Dette skyldes, at rørene er af et stift materiale, som er svært at arbejde med. I fremtidige projekter skal der tages hensyn til dette og der skal være opmærksomhed om, at en tilstopning er mulig. Tilstopning burde dog være til at undgå ved at spule rørene igennem. Pilotanlægget bliver tilkoblet kloaknettet, fordi en lokal forurening ikke ønskes i det tilfælde, at anlægget imod al forventning ikke virker. Hvis renseeffekten vurderes at være tilstrækkelig i pilotanlægget vil fremtidige anlæg ikke kræve en tilslutning til kloak. Omkostningerne til etableringen vil blive billigere end pilotanlægget, da det rensede spildevand kan ledes direkte ud i terrænet. Dog kræver en direkte udledning i terrænet, at vandet kan ledes bort for at undgå dannelsen af vådområder nær bebyggelse. Efter endt feltarbejde (etableringsperioden) var anlægget endnu ikke tilsluttet. Årsagerne hertil er, at bundfældningstanken endnu ikke var leveret. Yderligere var der ikke installeret haner til prøvetagning og anlægget var endnu ikke var tilsluttet kloaknettet. Dette gør at projektet ikke behandler den sidste del af etableringen. Af samme grund findes der ingen tal på rensningseffekten af pilotanlægget. Til dimensionering af fremtidige anlæg bør den nøjagtige spildevandsmængde per person kendes og sammensætningen af spildevand fastlægges. I dette projekt er der lavet en undersøgelse af spildevand fra en køkkenvask over et døgn. Prøven er kun fra én husstand og er derfor ikke nødvendigvis repræsentativ for mængden fra de otte tilkoblede husstande. Desuden er prøven et gennemsnit over blot et døgn, hvilket helt sikkert ikke er repræsentativt for det vand, som ledes til anlægget. Dette skyldes at der er store variationer i både spildevandssammensætningen og -mængden. Prøven fra køkkenvasken er ikke repræsentativ, da anlægget også skal modtage sort spildevand. De indsamlede prøver er dog med, da de giver et billede af, hvad spildevandet kan indeholde. 109

111 Der er også analyseret en prøve af spildevand, der er taget ved kloakudløbet nedenfor sygehuset. Denne prøve er formodentlig mere repræsentativ mht. sammensætningen af spildevand, da ca. en tredjedel af Sisimiuts bebyggelse (herunder også boligblokkene) er på denne kloakledning. Nogle af variationerne i spildevandsudledningen må være udjævnet pga. de ca brugere. Desuden ledes både gråt og sort spildevand ud i denne kloakledning, hvilket også bliver tilfældet for tørveanlægget. Desværre er der ikke blevet målt ph på spildevandsprøverne til trods for, at ph er en vigtig parameter for adsorberingen af tungmetaller på tørv. Adsorberingen har i forsøg vist sig størst ved ph-værdier på 4-5. Spildevandets ph-værdi kan være med til at give et billede af forventede rensningseffekt ved etablering af anlæg senere og den bør derfor måles på de evaluerende analyser. Mængden af spildevand, som vil blive ledt til anlægget, er betinget af om husene er tilkoblet vandledning eller om husejerne selv henter vand ved en vandpost. Det kan forventes, at vandforbruget vil stige under den periode, hvor tørveanlægget fungerer, fordi der kommer flere vandkrævende installationer (toilet, vaskemaskine osv.) i husene. I litteraturen findes få oplysninger om klimaet, hvori tørveanlæggene er etableret. Dette er en ulempe, da klimaet i Grønland er determinerende for anlæggets rensningseffekt og da lave temperaturer kan bevirke, at anlægget fryser til. Det sparsomme kendskab til temperaturerne i forhold til de i litteraturen opnåede renseeffekter gør, at der ikke med sikkerhed kan forventes en tilsvarende renseeffekt i Sisimiut pga. mulige forskelle i klima. Ikke desto mindre er det valgt at sammenholde resultater fra de to analyserede spildevandsprøver med resultater fundet i tørveanlæg bygget i USA og Canada. På den måde fås nogle estimater for en mulig renseeffekt ved brug af tørv. Hvis det opførte tørveanlæg kan opnå den samme rensningseffektivitet, som de i litteraturen beskrevne, kan tørveanlægget bringe koncentrationen af næringsstoffer ned på et acceptabelt niveau i forhold til de nationalt gældende krav. De analyserede indhold af bly, cadmium og zink tyder på, at koncentrationerne kan bringes ned under EAC-grænseværdierne. Kobber og nikkel er undtagelser heraf, men koncentrationerne vil dog blive reduceret markant. Denne sammenligning foretages med en lang række antagelser såsom at de to spildevandsprøver er repræsentative for det vand som tilføres tørveanlægget, at ph ikke har nogen betydning, og at anlægget er kommet gennem indkørselsperioden. En anden antagelse er at anlægget er dimensioneret rigtigt i forhold til den faktiske spildevandsmængde. 110

112 3.11. Konklusion Det vurderes at der findes mulige løsninger til rensning af spildevand i arktiske egne. Heriblandt et tørveanlæg, et biologisk sandfilter og et minirensningsanlæg fra Kongsted Maskinfabrik. Tørveanlægget er vurderet til at være den mest bæredygtige løsning. Anlægget er vurderet ud fra tilgængeligheden, isoleringsevnen og renseeffekten af tørv. Yderligere er tørveanlægget økonomisk forsvarligt mht. etablering og vedligeholdelse. Hvis den teoretiske rensningseffekt kan opnås, vil næringsstofferne fra spildevandet blive reduceret til et acceptabelt niveau i forhold til det nationalt gældende udledningskrav. Desuden kan bly, cadmium og zink bringes ned under den kritiske EAC-værdi (Ecotoxicological Assessment Criteria). Kobber og nikkel kan ikke renses tilstrækkeligt men dog reduceres. Dette er under antagelse af at tørveanlægget fungerer optimalt og at de indsamlede vandprøver kan betragtes som værende repræsentative. Pladsmæssigt set er tørveanlægget en løsning som kan benyttes i både by og bygd, anlægget kan placeres mellem nærtliggende huse Anbefalinger til evaluering tørveanlæg For videre evaluering af det etablerede tørveanlæg, anbefales det at anlæggets drift følges gennem en periode på f.eks. tre år, med opmærksomhed på faktorer som temperatur og rensningseffektivitet. Længden af den tidsperiode som anlægget skal evalueres over, er bestemt af at der er en indkørsels tid på ca. 10 måneder. Derefter skal der ses på årsvariationer for minimum to perioder (2 år), da sådanne kan påvirke driften af anlægget. Det anbefales at temperaturen i og udenfor anlægget følges nøje for at se om anlægget skulle fryse til og derved blive tilstoppet indtil der igen er frostfrit. Effektiviteten bør undersøges ved at udtage spildevandsprøver mellem bundfældningstanken og anlægget samt inden det rensede vand ledes til kloak. Yderligere skal der laves en vurdering af om den nuværende dimensionering af anlægget er korrekt afstemt i forhold til antallet af personækvivalenter. Dette kan gøres ved at se på, hvor meget spildevand der udledes per person fra de enkelte husstande, som er tilsluttet anlægget samt om anlægget kan leve op til de krav der er for rensningen af spildevandet. Til sidst anbefales det at undersøge, hvorvidt spildevandsmængden ændrer størrelse og karaktér. Hvis tørveanlægget skal optimeres vil det være fornuftigt at se på indholdet af forskellige stoffer og kation bytter kapaciteten i den tørv, som er tilgængelig. Det kan undersøges om fordelingsrørene fordeler vandet jævnt og om afstanden imellem dem bør være anderledes fra den halve meter, som er mellem rørene i pilot anlægget Perspektivering Den optimale effektivitet for et tørverensningsanlæg vil være, hvis det har kapacitet til at rense alt, hvad der udledes af komponenter med spildevandet, så som næringssalte og 111

113 tungmetaller. Derved undgås det, at der skal opstilles et sæt af regler og krav til forbrugeren af anlægget om brugen af rengøringsmidler og lignende. For at optimere tørveanlægget vil det være en fordel at undersøge forskellige parametre, som er oplistede i det følgende. Vands infiltrationshastighed i forskellige typer af tørv. Nedsivningshastigheden kan variere og dette kan have betydning for rensningseffektiviteten af den enkelte tørvetype. Rensningseffektiviteten i forhold til nedsivningsanlæggets tykkelse. En nøjagtig analyse af tørvens naturlige indhold af næringssalte og tungmetaller samt se om dette startindhold har betydning for resultatet af rensningseffekten. Tørvs omsætningshastighed i forhold til temperaturændringer. Dette vil have betydning for levetiden af anlægget samt vil være bestemmende for i hvilke klimatiske zoner tørveanlægget kan benyttes i. Hvordan tørven bortskaffes ved udskiftningen med ny tørv. Tørven vil på dette tidspunkt indeholde meget høje koncentrationer af tungmetaller og næringssalte pga. adsorberingen. 112

114 4. Del Undersøgelser tyder på, at der er en langsom vandudskiftning i Ulkebugten. Det betyder, at komponenter fra spildevandet har mulighed for at bundfælde inden en spredning af spildevandet kan ske. Desuden tyder det på, at tidevandet ikke genererer strømme, der er kraftige nok til at sedimentet spredes. Den manglende spredning afspejles i en ophobning af tungmetaller og næringssalte i sedimentet omkring spildevandsudløbet i Ulkebugten. Der er mulighed for at lede spildevandet ud vest for Teleøen, da der her er kraftigere tidevandsstrømme end inde i fjorden. Dette vil dog ikke løse spildevandsproblemet, men blot sprede de forurenende komponenter. Flere mulige løsningsforslag er blevet undersøgt. Et af disse er at rense spildevandet vha. et tørveanlæg. Dette er den mest bæredygtige løsning, da materialerne er tilgængelige i nærområdet og der ikke kræves fagfolk til etablering og vedligeholdelse. Et tørveanlæg er valgt som pilotanlæg pga. den høje renseeffekt Udkast til brochure. Sidst i dette projekt er der vedlagt et udkast til en brochure, som skal henvende sig til ansatte ved kommunernes tekniske forvaltninger og andre med interesse for spildevandsrensning. Brochuren har til formål at formidle og oplyse om nogle af de løsningsmuligheder, der er til rensning af spildevand i arktiske egne. De metoder, som der fokuseres på i brochuren, er de tre pilotanlæg som er implementeret i Sisimiut, Grønland sommeren De tre anlæg er to nedsivningsanlæg; tørveanlæg og biologisk sandfilter. Det sidste er et minirensningsanlæg fra Kongsted Maskinfabrik. Visse steder i brochuren mangler der tekst, da der i dette projekt kun er valgt at fokusere på rensning vha. tørv og da brochuren endnu kun skal ses som et udkast. De økonomiske forhold, driftserfaringer og levetid er for alle tre anlæg svære at estimere, da der på nuværende tidspunkt mangler erfaring. 113

115 4.2. Litteraturliste Asiaq, plan-kort over kloaknettet i Sisimiut fra Asiaq, Ortofoto over Sisimiut. Asiaq Bantz, B., Gabriel, S. og Duus, P Spildevand i det åbne land. Indstik i Hedeselskabets tidskrift; Vækst , 2. oplag. Hedeselskabet, Viborg. Berthelsen, C., Mortensen, I.H. og Mortensen, E Kalaallit Nunaat Atlas Grønland. 3. udgave, 1. oplag. Grønlands Hjemmestyre. Atuakkiorfik Undervisning, Nuuk. Born, E.W. og Böcher, J Grønlands Økologi en grundbog. 1. udgave, 1. oplag. Grønlands Miljø- og Naturforening, Nuuk. Bradshaw, M. og Weaver, R Physical Geography An Introduction to earth Environments. 1. edition. Mosby-Year Book, Inc., Westline Industrial Drive, st. Louis, Missouri, USA. Brady, N. C., og Weil, R. R., The Nature an d Proporties of Soils. 12. edition. Prince- Hall, Inc., Simon & Schuster A Viacon Company, Upper Saddle River, New Jersey, USA. Brooks, J. L., A field study of sphagnum peat for treating septic tank effluent. A Thesis, Master of Science. The graduate School, University of Maine at Orono, USA. Brooks, J. L., Rock, C. A. & Struchtemeyer, R. A., Use of on-site wastewater treatment: II. Field Studies. Journal of Environmental Quality, Vol. 13, no. 4, p Christiansen, E Gyldendals Studieatlas. 1. udgave, 1. oplag. Liber AB, Stockholm. Dansk forlagsret: Gyldendalske Boghandel, Nordisk Forlag A/S, København, Danmark. Christiansen, P.L Fotos af Poul Linnert Christiansen i Sisimiut, Grønland, Sommeren 2004 under feltarbejde. DMI (Danmarks Meteorologiske Institut), Gennemsnitstemperatur for Grønland fundet på Internettet på DMI s hjemmeside d Dolin, J., Ehlers, P. og Poulsen, S Geografiske Verdensbilleder. 1. udgave, 1. oplag. Gyldendalske Boghandel, Nordisk Forlag A/S, København, Danmark. EnChantedLearning, Figur med Grønlandskort. Fundet på Internettet den 14/

116 Farvandsvæsnet, Tidevandstabeller for grønlandske farvande. Forsvarsministeriets trykkeri. ISSN Feltarbejde Feltarbejde i Sisimiut, i forbindelse med kurset: Arktisk Teknologi, DTU. (21. juli til 12. august 2004). Feltarbejdet er udført i samarbejde med Gruppe 6 fra kurset Arktisk teknologi 2004, DTU. (Appendiks A). Fossing, H., Bondo Christensen, P.,Dalsgaard, T. og Rysgaard, S., Teknisk anvisning for marin overvågning 14 Sedient ilt og næringsstoffer. Afd. For Sø- og fjordøkologi, Miljø- og Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser, Danmark. Fredsøe, J. og Deigaard, R., Mechanics of Coastal Sediment Transport.World. 4. oplag. Scientific Publishing Co. Pte. Ltd., Farrar Road, Singapore. Gabriel, S., Høgh, H.H., og Hoffman, B Et forprojekt om miljøledelse og grønne regnskaber i Grønland. Samarbejde mellem Albertslund kommune, BYG.DTU og Hedeselskabet. Greenland Tourism, Fakta om Grønland. Fundet på Internettet d Gregersen, S. (Red.) og Buch, E Grønlands fysiske natur. Forlaget Rhodes, København. Grønlands Hjemmestyre, Miljøbeskyttelse. Fundet på Internettet d Haarløv, N., Jacobsen, N.K., Meldgaard, J. og Petersen, H.C Holsteinsborg: Sisimiut kommune. Natur- og kulturforhold. 1. udgave, 1. oplag. Udvalget vedrørende Fredningslov for Grønland, Ministeriet for Grønland/Geografisk Institut. Henriksen, H Samtale med Hans Henriksen fra Bygge- og Anlægsskolen i Sisimiut, august (Appendiks A). Henze, M., Harremoës, P., Jansen, J.l.C. og Arvin, E Spildevandsrensning biologisk og kemisk. 1. udgave, 1. oplag. Polyteknisk Forlag, Danmark. Holten-Møller, C., Teknologirådet nr. 78: Toiletaffald i Grønland. Fundet på Internettet d Jakobsen, B.H., Böcher, J., Nielsen, N., Guttesen, R., Humlum, O. og Jensen, E Topografisk Atlas Grønland. Atlas over Danmark serie II bind 6. Det Kongelige Danske Geografiske Selskab og Kort & Matrikelstyrelsen. C.A. Reitzels Forlag. København. 115

117 Jansen, J.l.C. og Laursen, K.D., Rensning af spildevand nyt i Danmark. Fundet på Miljøstyrelsens hjemmeside d Jenssen, P.D. 1986, Infiltration of wastewater in Norwegian soils, Institut for Geologi, Norges landbrugshøjskole, Ås, Norge. Jespersen, M., Vadehavets kystmorfologi. Geografisk Centralinstitut, Københavns Universitet, Danmark. Jastrup, M. (Red.), Fra rådet til tinget. Teknologirådets nyhedsbrev til folketinget nr. 168, maj Grønland savner teknologi. Kofstad, P., Uorganisk kjemi, En innføring i grunnstoffenes kjemi. 3. utgave. Tano A.S. Komar, P. D., Beach Processes and Sedimentation. 2. edition. Prentice Hall, Upper Saddle River, New Jersey, USA. Kongsted, Information om Kongsted minirenseanlæg fra hjemmesiden Fundet på internettet i januar 2004 Kort og Matrikelstyrelsen, Søkort over Holsteinsborg. 2. udgave, feb Gentrykt feb Danmark. Kristensen, L., Interview med Lone Kristensen, Teknisk Forvaltning Sisimiut Kommune d Kunstig infiltration og Tissø, Forelæsningsnote fra Arne Villumsen. Udleveret den 19. februar Lund-Hansen, L.C., Christiansen, C., Jürgensen, C., Richardson, K., Skyum, P., Basisbog i fysisk-biologisk oceanografi. Fysiske, biologiske og kemiske grundelementer i de danske farvande. Gads Forlag, København Madigan, M.L., Martinko, J.M., Parker, J., Brock Biology of Microorganisms. 10. Edition. Pearson Education, Upper Saddle River, New Jersey. Masselink, G. og Hughes, M. G., Introduction to Coastal Processes & Geomorphology. Hodder Arnold, Euston Road, London, England. Miljøstyrelsen, Det grønlandske dilemma. MiljøDanmark 2/2001. Funder på Internettet d Miljøstyrelsen, Danske pileanlæg. Fundet på Internettet d

118 Miljøstyrelsen, Skadelig virkning af nikkel på miljøet. Fundet på Internettet d Miljøstyrelsen, Vurdering af sedimenter - sammenstilling af eksisterende vurderingskriterier for tungmetaller. Fundet på Internettet den 22/ Møller, P.F. og Nielsen, S.E., Turen går til Grønland. 5. udgave, 1. oplag. Politikens forlag A/S. Nielsen, J. og Nielsen, N., Kystmorfologi. Geografisk Centralinstitut, Københavns Universitet, Danmark. Nilsson, A., Arktisk forurening: tilstandsrapport om det arktiske miljø. Miljø- og Energiministeriet Miljøstyrelsen. (Kan rekvireres i Dansk Polarcenter). Netdoktor, Oplysninger om skadelige virkninger af tungmetaller fundet på Netdoktorens hjemmeside på Internettet, Fundet d NOVA(1), Information fra DMU s hjemmeside om vejledning i datablade med grænseværdier. Fundet på Internettet d NOVA(2), Datablade med grænseværdier. Fundet på Internettet d B2CB80D3F04C/0/Datablademaj2000.pdf. Nørrevang, A. & Lundø, J Danmarks Natur, Grønland. Bind 11. Politikens Forlag A/S, Danmark. Olsen, H.F., Mail fra Hans Frederik Olsen, Polar Enterprise, modtaget d (Appendiks R). Pedersen, H., Det moderne Grønland. Miljøministeriet. Miljøstyrelsen. (Kan fås gratis i Miljøbutikken) Potash Development Association, Figur af lermineral. Fundet på Internettet 10/ leaflets/8/no8-page3.htm Reid, S. L., Peat Leachfield Treatment of Household Septic Effluent at two Suburban Sites i Southcentral Alaska. A Thesis, Master of Liberal Arts. Alaska Pacific University, USA. 117

119 Riznyk, R. Z., Rockwell, J., Reid, L. C. & Reid, S. B., Peat Leachmound Treatment of Residential Wastewater in Sub-arctic Alaska. Water, Soil and Air Pollution 69, p Kluwer Acamedic Publishers, Holland. Rock, C. A., Brooks, J. L., Bradeen, S. A. & Struchtemeyer, R. A., Use of on-site wastewater treatment: I. Laboratory Evaluation. Journal of Environmental Quality, Vol. 13, no. 4, p Sisimiut kommune, Information fundet på Sisimiut kommunes hjemmeside d Sisimiut Tourist Information, Brochure fra Sisimiut Tourist Information, P.O. Box 65, DK-3911 Sisimiut. Smith, D.W., Tech. ed., Ryan, W.L., Christensen, V., Crum, J. and Heinke, G.W Cold Regions Utilities Monograph. American Society of Civil Engineers, New York, 840 p. Spildevandscenter Avedøre, 2003, Grønt regnskab 2002, fundet på Internettet d grønt regnskab 2002 er udarbejdet i samarbejde mellem spildevandscenter Avedøre I/S og COWI A/S. Statsministeriet, 1997.Beretning om den økonomiske udvikling i Grønland 1996/1997. Det rådgivende udvalg vedrørende Grønlands økonomi. Publikation fra 1997 fundet på Internettet d Thomsen, M.L., Jensen, S.G. og Tjørnhøj, R Analyse af recipienterne af spildevand i Sisimiut. Rapport fra kurset 11422, Arktisk teknologi ved institut for BYG, Danmarks Tekniske Universitet. Vejleder: Professor Arne Villumsen. Trenhaile, A. S., Coastal Dynamics and Landforms. Clarendon Press, Oxford, England. Ulnits, S., 1998 (A). Iltsvind. Fundet på Internettet d Ulnits, S (B). Eutrofiering. Fundet på Internettet d Vandovervågning punktkilder 2002, Københavns Amt, Tekniske afdeling, Jord- og Vandafdelingen. Maj Viraraghavan, T., Peat-based onsite Wastewater Systems. Journal of Environmental Science in Health, A28(1), p

120 Viraraghavan, T. & Dronamraju, M. M., Removal of Copper, Nickel and Zinc from Wastewater by Adsorption using Peat. Journal of Environmental Science in Health, A28(6), p Viraraghavan, T. & Rao, G. A. K, Adsorption of Cadmium and Chromium from Wastewater by Peat. International Journal of Environmental Studies, Vol. 44, p Winther, L., Linde-Jensen, J.J., Mikkelsen, I., Jensen, H.T. og Henze, M., Spildevandsteknik - Teknisk Hygiejne. Polyteknisk forlag. Kgs. Lyngby. Ærtebjerg, G., Andersen, J.H. and Hansen, O.S., Nutrients and Eutrophication in Danish Marine Waters. Ministry of the Environment. National Environmental Recearch Institute. Denmark 119

121 Kemiske betegnelser Kemiske symbol Ca C N O P S Si SO 4 2- CH 2 O CO CO 2 N 2 NH 3 + NH 4 - NO 2 - NO 3 O 2 H 2 O PO P 3 O 9 H 2 S HCN Navn kalcium Karbon Nitrogen, kvælstof Oxygen Fosfor Svovl Silicium Sulfation Det organiske energilager i en organisme. Karbonmonooxid Kuldioxid Dinitrogen Ammoniak Ammonium Nitrit Nitrat Dioxygen (ofte nævnt som oxygen eller ilt) Vand Fosfation Metafosfation dihydrogensulfid, svovlbrinte Hydrogencyranid 120