Spildevandshåndtering og effekter på havmiljøet omkring Sisimiut - samt sammenligning med Søndre Strømfjord

Transkript

1 Spildevandshåndtering og effekter på havmiljøet omkring Sisimiut - samt sammenligning med Søndre Strømfjord Kursus arktisk teknologi på centeret for Arktisk Teknologi Afleverer den 2 december 2005

2 Resume I Grønland udledes størstedelen af spildevandet urenset til havet. Dette kan medføre uønskede påvirkninger af havmiljøet og er specielt problematisk omkring de større byer. Der er derfor valgt i projektet, at fokusere på konsekvenserne ved udledningen af urenset spildevandet omkring Sisimiut. Påvirkningen af udledningen i havmiljøet omkring Sisimiut sammenlignes med undersøgelser foretaget i Søndre Strømfjord for at få en indikator for omfanget af forurenede stoffer i havmiljøet omkring Sisimiut. Der er ligeså foretaget en evaluering og optimering af tre etablerede pilotprojekter i Sisimiut til håndteringen af husholdsspildevand. Ligeledes er der udarbejdet en handlingsplan til håndteringen af spildevand i Sisimiut. Undersøgelserne af farvande omkring Sisimut viser at der en lokal forurening nedenfor spildevandsudløbet ved sygehuset i Ulkebugten. Dette indikeres ved at vandudskiftningen i Ulkebugten foregår i et tempo, som bevirker at næringssalte og tungmetaller kan bundfæld. Ligeledes er strømforholdene i Ulkebugten ikke tilstrækkeligt kraftige til at sætte sedimentet i resuspension og derved er en ophobning af komponenterne i sedimentet mulig. Sammenligningen med Søndre Strømfjord, der ikke er udsat for samme store belastning som havmiljøet omkring Sisimiut, viser at der ved Sisimiut er er en tydelig belastning af tungemetallerne kobber og bly. Dette ses ved koncentrationsforskellene samt den vurdering at naturlig forekomst af tungmetallerne ikke findes ved Sisimiut. Ligeledes er der observeret en forurening inderst i Søndre Strømfjord som tyder på udledningen af spildevand fra Kangerlussuaq ved KL18. Der bør dog laves flere undersøgelser inderst i Søndre Strømfjord for at kunne give et mere reelt billede af forureningens omfang. Vurderingsgrundlaget for de opstilede pilotanlæg til spildevandsrensning er yderst spinkelt, idet indkøringsperioden for anlæggene stadig er uafsluttet. Derfor kan det ikke vurderes om et af anlæggene er at foretrække frem for de andre, men idet Kongstedanlægget er relativt dyr i drift foretrækkes de 2 andre anlæg umiddelbart. Anlæggene bør følges over en 3-årig periode for bedre at kunne vurderer deres drift og specielt sæsonvariationer. Efter vurdering af de centrale punktkilder omkring Sisimiut vurderes det at der skal udarbejdes en handlingsplan for håndteringen af spildevand i Sisimiut, som bør centraliseres omkring anlæggelsen af tørve- og bioblok-rensningsanlæg til håndteringen af husholdningsspildevandet. Ligeledes bør udledningen af urenset spildevand fra Royal Greenland fabrikken renses inden udledningen til fjorden idet bidraget herfra er stort. Desuden bør der gøres en indsats for at øge miljøbevidstheden i Sisimiut ved hjælp af vidensdeling og øget offentlig dialog. I

3 Abstract Wastewater in Greenland is for the most part released into the aquatic environment without treatment. This can have unwanted effects on the aquatic life and is especially problematic around the bigger cities. In this project the focus is therefore on the consequences of releasing untreated wastewater to the sea around Sisimiut. The influence of the release around Sisimiut is compared to investigations done in Søndre Strømfjord to give an indication of the extent of pollution in the aquatic environment. An evaluation and optimisation of the three pilot projects for wastewater treatment established in Sisimiut has also been done. Likewise a strategy for handling of wastewater in Sisimiut has been created. Investigations of the sea around Sisimiut have shown a local pollution source from the wastewater outlet in Ulkebugten below the hospital. This is indicated by the slow water change in Ulkebugten, which allows for the sedimentation of nutrients and heavy metals. Also are the currents in Ulkebugten not strong enough to suspend the sediment and hereby a magnification of the components in the sediment is possible Comparisons with Søndre Strømfjord, which is not subjected to any major pollutions, show that the aquatic environment around Sisimiut is clearly contaminated with the heavy metals cobber and lead. This is seen by the difference in measured concentrations as well as the fact that a natural occurrence of heavy metals is not present near Sisimiut. Pollution has also been observed at the bottom of Søndre Strømfjord which indicates a release of wastewater from Kangerlussuaq at KL18. It is however necessary to conduct more investigations before the extent of this pollution can be determined. The basis on which the assessment of the pilot projects for wastewater treatment has been conducted is very slim, as the start-up period for the systems is not yet terminated. It can therefore not be evaluated whether one system is preferable compared to the others, however as the Kongsted treatment system is very expensive the 2 others are preferable. To be able to properly evaluate the running systems and especially effects due to season variations the systems should be monitored over a 3 year period. After evaluating the central point sources around Sisimiut it has been found that a strategy for the handling of wastewater in Sisimiut should be prepared centralised on the implementation of peat and bioblok treatment systems for handling of household wastewater. Likewise the industrial wastewater from the Royal Greenland factory should be treated before released into the bay, as this is a big contribution to the contamination of the aquatic environment. Initiatives towards heightening the environmental awareness in Sisimiut by knowledge sharing and increased public debate should also be planned. II

4 Forord Rapporten er udarbejdet i efteråret 2005 på baggrund af fejlarbejde i Sisimiut Grønland, i forbindelse med kursus Arktisk Teknologi ved instituttet BYG.DTU på Danmarks Tekniske Universitet. Projektet giver 20 ECTS-point og gælder som Polyteknisk Midtvejs Projekt ved DTU. I forbindelse med projektet har der været hjælp fra en lang række af personer, ikke mindst vores vejleder Arne Villumsen. Bente Frydenlund skal have særlig tak for hendes hjælp og tålmodighed i laboratoriet, samt med den forudgående planlægning. Desuden en stor tak til OAK. Uden hans vilje til at sejle båden var vi aldrig kommet ud at hente alle prøverne. Herude over siges der tak til: Morten Holtegaard Nielsen Hanseraq Sygehuset Poul Linnert Christiansen Klaus Myndal Barten Abdel Rasmus Eisted John fra Bygge og anlægsskolen i Sisimiut. Lyngby, den 2. december 2005 Rapporten er udarbejdet af: Caterina Ruggiero s Laura Villemoes s III

5 Indholdsfortegnelse Indledning...1 Læsevejledning...2 Kapitel 1 Baggrund Lokalitetsbeskrivelse Fakta om Grønland Sisimiut Miljøbevidsthed på Grønland Spildevandsproblematikken Komponenter i spildevand Næringssalte Tungmetaller...5 Kapitel 2 Teori Strømningsmønster i farvandet Strømningsmønstre i fjorde Springlag Næringssalte Organisk materiale Kvælstof Fosfor Næringssaltbalance i sediment Tungmetaller Bly Cadmium Kobber Zink Nikkel Suspenderet stof Resuspension af sediment Eutrofiering...12 Kapitel 3 Vurdering af havet omkring Sisimiut som spildevands-recipient Prøvetagning og forsøg Prøvetagningssteder Materialer og metode Salinitet og temperaturforhold Salinitet Temperatur Undersøgelse af sedimenter Næringssalte...20 Organisk stof...20 Kvælsstof...21 Fosfor...22 Næringssalte balance...23 C/N forhold...23 N/P forhold Tungmetaller...24 IV

6 Bly...25 Cadmium...26 Kobber...26 Zink...27 Sammenfatning af tungmetaller Resuspension af sedimentet Undersøgelse af vandkvaliteten Næringssalte...29 Kvælstof...29 Fosfor...30 Suspenderet stof...31 COD Tungmetaller...32 Bly...34 Cadmium...34 Zink...35 Sammenfatning af tungmetaller Kloak rekognoscering Diskussion Konklusion Perspektivering...42 Kapitel 4 Undersøgelser af Søndre Strømfjord Prøvetagningssteder og forsøg Prøvetagningssteder Materiale og metoder Salinitet og temperatur forhold i Søndre Strømfjord Salinitet Temperatur Undersøgelse af sedimenter i Søndre Strømfjord Næringssalte...47 Organisk stof...47 Kvælstof...48 Fosfor...48 Næringssalte balance...49 C/N forhold...49 N/P forhold Tungmetaller...51 Bly...51 Cadmium...52 Kobber...53 Zink...53 Sammenfatning af tungmetaller Undersøgelse af vandkvaliteten i Søndre Strømfjord Næringssalte...54 Kvælstof...54 Fosfor...55 COD Tungmetaller...56 V

7 Bly...57 Cadmium...57 Zink...58 Sammenfatning af tungmetaller Diskussion Konklusion Perspektivering...62 Kapitel 5 Husholdningsspildevand i Sisimiut Spildevandsrensning Grundlæggende spildevandsrensning De grønlandske forhold Den nuværende situation i Sisimiut Kongsted minirenseanlæg Rensning af spildevandet Tørve- og bioblok-anlægget Bioblokanlægget Tørveanlægget Anlæggelse Rensning af spildevandet Diskussion af anlæggene Kongsteds minirenseanlæg Tørveanlægget Bioblokanlægget Konklusion Perspektivering...78 Kapitel 6 Handlingsplan for spildevandshåndtering i Sisimiut Vurdering af spildevandsbelastninger Sygehuset Royal Greenland Havnen Dumpen Chokoladefabrikken Diskussion Handlingsplan...82 Øget miljøbevidsthed Perspektivering...84 Kapitel 7 Brochure...85 Litteraturliste...96 Bilagsliste...99 VI

8 Fortegnelse over grafer Graf 1 Salinitetsforhold i Ulkebugten den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...16 Graf 2: Salinitetsforhold i Ulkebugten den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...17 Graf 3: Salinitetsforhold på tværs af fjorden den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...17 Graf 4: Salinitetsforhold på tværs af fjorden den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...18 Graf 5: Temperaturfordeling i Ulkebugten den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...18 Graf 6: Temperaturfordeling i Ulkebugten den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3)...19 Graf 7: Temperaturfordeling på tværs af fjorden den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3).19 Graf 8: Temperaturfordeling på tværs af fjorden den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3).20 Graf 9: Indholdet af organisk stof i de angivne punktkilder (se bilag 4)...21 Graf 10: Kvælstof indholdet i sedimenterne fra Ulkebugten (for data se bilag 4)...22 Graf 11: Indholdet af fosfor i sedimentprøver (se bilag 4 for datagrundlag)...22 Graf 12: C/N forholdet i sedimenterne (jf. bilag 4)...23 Graf 13: N/P forholdet i Ulkebugtens sediment (se bilag 4)...24 Graf 14: Tungmetaller i sedimenterne fra Ulkebugten (for data se bilag 4)...25 Graf 15: Koncentrationen af bly fundet i sedimenter fra Ulkebugten (se bilag 4)...25 Graf 16: Cadmium koncentrationen i sedimenter fra Ulkebugten (jf. bilag 4)...26 Graf 17: Koncentrationen af kobber i sedimenter fra Ulkebugten (se bilag 4)...27 Graf 18: Zink indholdet fundet i sedimenter fra Ulkebugten (for datagrundlag se bilag 4)...27 Graf 19: Den gennemsnitlige strømhastighed, på tærsklen mellem Ulkebugten og havet, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august 2004.[Hansen et al, 2004]...29 Graf 20: Kvælstofindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4)...30 Graf 21: Fosforindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten. Bemærk RG bund er 0,57ppm (se bilag 4)...31 Graf 22: Chemical Oxygen Demand (COD) i vandprøver fra Ulkebugten (se bilag 4 for data)...32 Graf 23: Tungmetaller i bundvandet fra Ulkebugten (jf. bilag 4)...33 Graf 24: Tungmetaller i overfladevandet fra Ulkebugten (jf. bilag 4)...33 Graf 25: Blyindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4)...34 Graf 26: Cadmiumindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4)...34 Graf 27: Zinkindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4)...35 Graf 28:Indhold af næringssalte i kloakprøver (se bilag 4) Graf 29:Tungmetaller i kloakprøver. (Se bilag 4)...37 Graf 30: Salinitetsforhold i Søndre Strømfjord. (Se bilag 5)...46 Graf 31: Temperaturforhold i Søndre Strømfjord. (Se bilag 5)...46 Graf 32: % organisk stof ved undersøgelsesstederne. (Se bilag 6)...47 Graf 33: Kvælstofindholdet i sedimentet i Søndre Strømfjord (se bilag 6)...48 Graf 34: Mængden af fosfor i sediment fra Søndre Strømfjord (jf. bilag 6)...49 Graf 35: C/N forholdet i sedimenter fra Søndre Strømfjord (for data se bilag 6)...50 Graf 36: N/P forholdet i sediment fra Søndre Strømfjord (jf. bilag 6 for datagrundlag)...50 Graf 37: Tungmetaller i Søndre Strømfjord sediment. (Se bilag 6)...51 Graf 38: Bly i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...52 Graf 39: Cadmium i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...52 Graf 40: Kobber i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...53 Graf 41: Zink i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...53 Graf 42: Kvælstofindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...54 Graf 43: Fosforindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...55 Graf 44: COD i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...56 VII

9 Graf 45: Tungemetaller i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...56 Graf 46: Blyindhold vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...57 Graf 47: Cadmiumindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...57 Graf 48: Zinkindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6)...58 Graf 49: Koncentrationen af total kvælstof i Kongstedanlægget (se bilag 7)...67 Graf 50: Koncentrationen af total fosfor i Kongstedanlægget (se bilag 7)...68 Graf 51: Kvælstof koncentrationen i vandprøver fra bioblok- og tørveanlægget (se bilag 7)...74 Graf 52: Fosfor koncentrationen i vandprøver fra bioblok- og tørveanlægget (se bilag 7)...74 VIII

10 Tabelfortegnelse Tabel 1: Nationalt gældende udledningskrav for næringssalte, suspenderet stof og biologisk iltforbrug over 5 døgn (BI 5 ) [Vandmiljøovervågningen, 2003]...5 Tabel 2: Danske og grønlandske baggrundsværdier for tungmetaller i sediment. [NOVA, 2005]...6 Tabel 3: Baggrundskoncentrationer og EAC-værdier for vand og sediment [NOVA, 2004 og Omdannelsesprocesser, 2000]...6 Tabel 4: I tabellen ses placering samt beskrivelse af de indsamlede sediment d 27 juli Tabel 5: Mængde af suspenderet stof der forefindes i de udvalgte punktkilder...32 Tabel 6: Zinkindhold i kloakprøver. (Se bilag 4)...37 Tabel 7: Geografiske koordinater for prøvetagningsstederne (se bilag 5)...44 Tabel 8: I tabellen ses placering samt beskrivelse af de indsamlede sediment og vandprøver d 27 juli Tabel 9: Indholdet af organisk materiale, næringsstoffer og udvalgte tungmetaller for jordprøven ved kongstedanlæggets udløb (se bilag 7)...68 Tabel 10: Tidligere opnåede renseeffekt med tørveanlæg fra Brooks (1980) og Reid (1990) og udledning ved optimal effekt...71 Tabel 11: Analyse af tørven benyttet til anlægget [Hansen et al. 2004]...72 Figurliste Figur 1: Kort over Grønland [Kort og Matrikelstyrelse, 2005]...3 Figur 2: Illustration af strømningsforholdene omkring Grønland [Born og Böcher, 1999]...7 Figur 3: Partikelbaner for suspenderet og bundtransport [Lund-Hansen et al., 1994]...11 Figur 4: Ortofoto over Sisimiut og Ulkebugten med prøvetagningsteder indtegnet. [asiaq, 2004]...15 Figur 5: Ortofoto over Ulkebugten med CTD undersøgelsessteder indtegnet. [asiaq, 2004]...15 Figur 6: Kort med geografiske angivelse af undersøgelsessteder. [Google, 2005]...44 Figur 7: Illustration af det generelle princip for spildevandsrensning efter [Harremöes et al. 1989] Figur 8: Illustration af Kongsted Minirenseanlæg [Kongsted, 2005]...66 Figur 9: Illustration af et tørveanlæg opbygget som en tue [Riznyk, 1993]...70 Figur 10: Skitse af anlæggenes opbygning [Hansen et al. 2004]...71 Figur 11: Skitse af anlæg set fra siden af. Afstandene A og C er målt nivellering. Over længden B sker der et fald på A minus C(A-C). [Hansen et al. 2004]...72 Figur 12: Ortofoto med anlæggelsesmulighederne for bioblok- eller tørveanlæg indtegnet. Den gule ring indikere pilotanlægget [Hansen et al., 2004]...83 IX

11 Indledning I de sidste årtier er der sket en rivende udvikling i Grønland som har medført, at de fleste bygder er blevet nedlagt, og indbyggerne er flyttet til de større byer. Konsekvensen af denne udvikling har blandt andet været at spildevandsmængden er blevet betydelig større og mere koncentreret. Dette gør, at der ikke er mulighed for tilstrækkelig fortynding og spredning af de forurenede stoffer, som tilføres havet, til at det undgås påvirkninger af miljøet. På Grønland udledes størstedelen af industri- samt husholdningsspildevandet direkte til havet. Ved tilførslen fortyndes spildevandet og de umiddelbare gener forsvinder med det samme. Grunden til at denne løsning bruges i Grønland er, at Grønlands ekstreme terræn og klima sætter en række begrænsninger i forhold til etablering af rensning af spildevandet. I projektet vurderes miljøpåvirkninger i havet omkring byen Sisimiut med specielt fokus på Ulkebugten, hvori udledning af urenset spildevand fra 1/3 af byens husstande og sygehuset foregår. Desuden udledes industrispildevand fra Royal Greenland fabrikken, renovationsfabrikken (chokoladefabrikken) og lossepladsen (dumpen). Konsekvenserne af disse udledninger og andre påvirkninger såsom havnen, vil blive vurderet udfra undersøgelser af strømforholdene samt vandudskiftningen i Ulkebugten. Ligeledes analyseres der på om de forurenede stoffer fra spildevandet kan forefindes i sediment og i vandmasserne omkring spildevandudløbene i Ulkebugten og i fjorden. For at få en forståelse for omfanget af spildevandsudledningerne omkring Sisimiut, til sammenligning er der foretaget en undersøgelse af Søndre Strømfjord, for at få et indblik i naturlige forhold i de grønlandske farvande. Yderligere vil to pilotprojekter vedrørende rensning af husholdningsspildevand som er blevet etableret de sidste år, blive vurderet og optimeret for at minimere udledningen af urenset spildevand. Til sidst i projektet vil der blive udarbejdet en handlingsplan for spildevandshåndtering i Sisimiut. Problemformulering Hvilke miljømæssige konsekvenser er der ved at udlede urenset spildevand til havet omkring Sisimiut? Hvordan vurderes og optimeres de i Sisimiut opstillede pilotanlæg til husholdningsspildevandsrensning? Hvorledes kan en handlingsplan for håndtering af miljøproblemer i havet omkring Sisimiut samt løsninger udarbejdes? 1

12 Læsevejledning Denne rapport består af i alt 7 kapitler, der er opdelt i fire overordnede dele, hvor del I indbefatter baggrunden samt teorien for projektet. Del II omhandler spildevandshåndteringen i Sisimiut samt en sammenligning med forholdene i Søndre Strømfjord. Del III består af en handlingsplan for håndteringen af spildevand i Sisimiut og del IV behandler udarbejdelse af en brochure til pilotanlæggene for rensningen af husholdningsspildevand. Kapitel 1 omhandler introduktion til forståelse af Grønlands unikke natur og størrelse. Ligeledes vil der gives et indblik i miljøbevidstheden på Grønland samt en kort beskrivelse af spildevandsproblematikken og vigtige komponenter i spildevandet. Kapitel 2 beskæftiger sig med en teoretisk gennemgang af centrale oceangrafiske, hydrologiske og anden relevant kemisk viden til forståelse af konsekvenserne ved udledning af urenset spildevand til havet. Rapporten kan sagtens læses og forstås uden kapitel 2, hvis læseren har en basal viden om den ovenstående teori. Ligeledes kan man vælge at bruge kapitel 2 som opslagsværk til uddybelse af grundlaget for resultatbehandlingernes konklusioner. Kapitel 3 omhandler detaljeret resultatbehandling af de indsamlede sediment- og vandprøver indhentet ved feltophold i Sisimiut i sommeren Resultaterne af undersøgelserne vil blive diskuteret og en vurdering af konsekvenser ved udledningen af urenset spildevandet vil blive foretaget. Kapitel 4 behandler forholdene i Søndre Strømfjord ud fra indhentede sediment- og vandprøver, for at give et billede af den naturlige tilstand i de grønlandske farvande til sammenligning med forholdene omkring Sisimiut. Kapitel 5 beskæftiger sig med spildevandshåndteringen af husholdningsspildevand. Der foretages en vurdering af Kongsteds minirenseanlæg, samt det kombinerede tørve- og bioblok-anlæg, som er opsat i Sisimiut. I denne sammenhæng vil forslag til optimering af rensningsanlæggene også blive behandlet. Kapitel 6 omhandler udarbejdelsen af en handlingsplan til håndteringen af spildevand i Sisimiut. Handlingsplanens aspekter og metoder til øget miljøbevidsthed, øget offentlig dialog om problemer og løsninger, samt regulere tiltag til spildevandsrensning. Kapitel 7 består af en brochure om pilotanlæggene for rensningen af husholdningsspildevand i Grønland. 2

13 Kapitel 1 Baggrund 1.1Lokalitetsbeskrivelse Fakta om Grønland Grønland, der kan ses på nedenstående billede, er et af de otte arktiske lande. Geografisk er Grønland unik, idet klimaet er ekstremt med store lys- og temperaturforskelle. Grønlands klima er arktisk, det vil sige en middel temperatur under 10 grader for den varmeste måned. Grønlands areal er km 2, hvoraf 85% er dækket af indlandsisen, og byerne er placeret langs kysten. Størstedelen af byerne ligger langs vestkysten grundet Golfstrømmens varme havstrømme. Indbyggertallet på Grønland er hvoraf 80% bor i byerne og 20% i bygderne. Hovedstaden Nuuk har cirka indbygger. Hovederhvervet på Grønland er fiskeri. Fiskeeksporten udgør 85% af landets samlede eksport og hermed den største indtægtskilde. [Pedersen, 2002] Sisimiut Nuuk Figur 1: Kort over Grønland [Kort og Matrikelstyrelse, 2005] Sisimiut Sisimiut, tidligere Holsteinsborg, ligger på Grønlands vestkyst 100 km nord for polarcirklen. Se ovenstående billede. Klimaet er arktisk med vintertemperaturer ned til 35 C og om sommeren op til 20 C. Sisimiut er grønlands nordligste by med isfri havn, hvilket betyder at der kan fiskes året rundt, og byen er samtidig det sydligste slædehundedistrikt. Sisimiut har indbygger og er derved Grønlands anden største by. Kommunen består, udover selve byen, af tre bygder; Itilleq, 3

14 Sarfannguaq og Kangerlussuaq. I Kangerlussuaq ligger den største af Grønlands to internationale lufthavne og den fungerer som indgangsport til hele den nordlige del af Grønland. Nu til dags er fiskeri stadigvæk en vigtig del af Sisimiuts økonomi, da byens største virksomhed er Royal Greenlands rejepillefabrik. Ligeledes beskæftiges en stor del indenfor administration og uddannelse ikke mindst på Bygge- og Anlægsskolen. Sisimiut har også en landbaseret beskæftigelse indenfor handels- og byggesektoren. [Lings, 2004] Miljøbevidsthed på Grønland Miljøstøtte til Grønland blev tildelt for første gang i 1994 fra Danmark, i det der blev indgået en arktiske Miljøbeskyttelse strategi (AEPS) mellem de otte arktiske lande. Grunden til denne støtte, skyldes at Grønland og de andre arktiske egne påvirkes af industrilandene via vinde og havstrømme. AEPS sigter mod at forbedre og bevare det lokale miljø, samt at fremme miljøbevidstheden i Grønland. Opmærksomheden fra Europa har været en vigtig del af miljøbevidstheden på Grønland. Denne opmærksomheden har været med til at danne ramme om problemer såsom affald, vand, sundhed og uddannelse. [Pedersen, 2002] Miljøbevidstheden er ligeledes nået til Sisimiut. Der er på kommunalt plan en stor indsats via kampagner og oplysninger om de eksisterende miljøproblemer. Der er lagt stor vægt på affaldsproblematikken med Dumpen (lossepladsen, som ligger ved kysten) som primært mål. I 2005 er der afsat 0,5 mio. kroner til oprydning på lossepladsen samt installering af et forbrændingsanlæg, hvilket tydelig kan se på lossepladsen. Dog er der ikke den store indsats indenfor spildevandsområdet. Den nuværende situation er, at det sorte og grå spildevand bliver ledt ud i kloakker og derefter direkte ud i havet. [Pedersen, 2002] Husstande, der stadigvæk har posetoilet, får hentet deres poser, hvorefter de bliver fragtet til renovationsfabrikken (også kaldt Chokoladefabrikken) og derefter sprættet op og ledt ud i havet. Se nedenstående billede 1. Billede 1: Billede af udledningen til havet fra Chokoladefabrikken [Ruggiero, 2005] 4

15 1.2 Spildevandsproblematikken 25% af alle miljøindsatser og opgaver i Danmark er vandrelateret. Det er i Danmark utroligt centralt at der værnes om vandressourcen, da man ikke ønsker at være nødsaget til at rense vandet inden det er brugbart som drikkevand. I Danmark udledes det rensede spildevand til vandløb, søer og havet og derved udledes næringssalte såsom kvælstof og fosfor samt andre forurenede stoffer. I Grønland renses kun en lille del af spildevandet. Derved udledes større mængder af næringssalte og andre forurenede stoffer med det urensede spildevand og kan derfor udgøre en miljøbelastning. Der ønskes derfor en større kontrol af udledning af spildevand for at mindske forureningen af det grønlandske farvand. [Miljøstyrelsen, 2005] De overordnede problemer med udledning af spildevand er det høje potentiale for iltforbrug, risiko for eutrofiering (se afsnit 2.7) samt miljøforurenende stoffer såsom tungemetaller Komponenter i spildevand Spildevand kan opdeles i gråt og sort spildevand. Sort spildevand er toiletspildevand og gråt spildevand kommer fra køkken, bad og lignende. I spildevandet indgår en række forskellige komponenter som alle kan have en miljømæssig indvirkning. Specielt udledning af næringssalte (kvælstof (N) og fosfor (P)) og tungmetaller (kviksølv, bly, cadmium, kobber, nikkel og zink) er relevant i Grønland, da husholdningsspildevand er den største spildevandskilde. Dog kan andre vigtige komponenter såsom hormonstoffer og mikroorganismer også forekomme. Alle disse stoffer kan have en skadesvirkning på miljøet, for eksempel kan for mange eller det forkerte forhold mellem næringssaltene medføre eutrofiering i vandmiljøet (se afsnit 2.7). [Miljøstyrelsen, 2005] 1.2.2Næringssalte Kvælstof og fosfor er nødvendige stoffer for plante- og dyreliv, men store mængder fosfater og nitrater kan også føre til eutrofiering. I spildevand fra husholdninger er specielt syntetiske vaskemidler en kilde til fosfor, da de indeholder metafosfationer, som gør vandet blødt [Kofstad, 1995]. Når spildevandet udledes til mindre vandområder såsom søer og fjorde er der risiko for opkoncentrering af næringssalte. I tabel 1 nedenfor er de nationalt gældende krav til rensningsanlæg i Danmark ved udledning af spildevand til havet angivet, da dette er den væsentligste recipient i Grønland. Langt størstedelen af ioner såsom tungmetaller er bundet til det suspenderede stof, hvorfor mængden af suspenderet stof også er relevant. Tabel 1: Nationalt gældende udledningskrav for næringssalte, suspenderet stof og biologisk iltforbrug over 5 døgn (BI 5 ) [Vandmiljøovervågningen, 2003]. Recipient BI 5 Totalt kvælstof Totalt fosfor Suspenderet stof (ppm) (ppm) (ppm) (ppm) Hav , Tungmetaller Baggrundsværdier og grænseværdier for udvalgte tungmetaller ses i det følgende afsnit. Det er centralt at henholde resultater med baggrundsværdierne samt grænseværdier, da det heraf kan anskueliggøres om der er risiko for uhensigtsmæssige miljøbelastninger. Det er valgt at undersøge for cadmium (Cd), kobber (Cu), nikkel (Ni), bly (Pb) og zink (Zn). I naturen forekommer der i sedimenter baggrundskoncentrationer af tungmetaller, det vil sige at der er en forventelig koncentration af de givende tungmetaller, som kan spores i naturen. Som det ses af 5

16 nedenstående tabel ses at baggrundskoncentrationer i Grønland højere end i Danmark [NOVA, 2005]. Derfor er udgangspunktet anderledes end i Danmark, hvilket skyldes den grønlandske klippeformation [Pedersen,2002]. Tabel 2: Danske og grønlandske baggrundsværdier for tungmetaller i sediment. [NOVA, 2005] Tungmetal Baggrundsværdi for Danmark (mg/kg = ppm sediment) Baggrundsværdi for Grønland (mg/kg = ppm sediment) Cd 0,007-0,03 0,06-0,36 Cu 2,2-5, Ni Pb 1,8-4, Zn Med bekendtgørelsen af 921 fra den 8. oktober 1996 om kvalitetskrav for vandområder, blev udledningen af miljøfarlige stoffer skærpet for at reduceres belastningen af vandmiljøet. I denne forbindelse blev de såkaldte Ecotoxicological Assessment Criteria, EAC-værdier, som er med til at vurdere den miljømæssige tilstand, indført. Så længe værdierne ligger under EAC-intervallet vurderes der ikke at være en miljøskadelig effekt. Hvis den øvre EAC- værdi er overskredet betragtes koncentrationen som stærkt belastende og toksiske effekter kan forventes på vandmiljøet [Miljøstyrelsen, 2005]. Til sammenligning af de fundne belastninger i Ulkebugten bruges baggrunds- samt EAC-værdier for havvand og sediment som anført i tabel 3 nedenfor. Tabel 3: Baggrundskoncentrationer og EAC-værdier for vand og sediment [NOVA, 2004 og Omdannelsesprocesser, 2000] Tungmetal Baggrundskonc. EAC vand Baggrundskonc. i EAC sediment i havvand [μg/l] [μg/l] sediment GL [mg/kg] [mg/kg TS] Bly 0,05 0, Cadmium 0,03 0,01-0,1 0,06-0,36 0,1-1 Kobber 0,5 0,005-0, Nikkel 0,5 0, Zink 0,8 0, Det bemærkes at baggrundsværdierne for kobber og nikkel i sedimenter på Grønland overstiger den kritiske EAC-værdi, og det er derfor ikke muligt at vurdere udfra EAC-værdien om der er risiko for en skadelig virkning på miljøet. For havvand overskrider også baggrundsværdier for kobber den kritiske EAC-værdi. 6

17 Kapitel 2 Teori Der vil i de næste afsnit blive beskrevet relevant teori for den efterfølgende behandling af oceanografiske og hydrologiske forhold samt kemiske komponenter i Ulkebugten (kapitel 3) og Søndre Strømfjord (kapitel 4). 2.1 Strømningsmønster i farvandet Farvandet omkring Grønland er betinget af strømningsmønsteret omkring Grønland, som tager udgangspunkt i vandmasserne fra det arktiske ocean og det nordatlantiske strømsystem (varm), der er en fortsættelse af Golfstrømmen. Bundens overfladerelief spiller en vigtig rolle for cirkulationen og fordelingen af vandmasserne. Det kolde og ferske vand omkring Grønland kommer især fra Polhavet (kold). Fra Polhavet strømmer vand ud to steder. Det centrale sted for Grønland er Fram Strædet, som volumenmæssigt for Grønland er den vigtigste strøm. Understrømmen fra Fram Strædet løber sydover langs Grønland østkyst og danner hermed den Østgrønlandske strøm (kold) [Born og Böcher, 1999]. Irmingerstrømmen (varm), som er en sidegren fra den nordatlantiske strøm (varm) mødes med den Østgrønlandske strøm i området mellem Island og Grønland. Disse følges ad til Kap Farvel og fortsætter mod nord langs den Grønlands vestkyst, hvorved de danner den Vestgrønlandske strøm (det nederste vand er koldt mens det øverste er varmt) [Born og Böcher, 1999]. (Se nedenstående figur) Figur 2: Illustration af strømningsforholdene omkring Grønland [Born og Böcher, 1999] 7

18 Disse strømforhold langs Grønlands vestkyst er med til at gøre, at vandet kan blive varmere og mindsker samtidig saltholdigheden. Dette er med at til at skabe de isfrie fjorde, som ses på Grønland sydvest kyst helt optil byen Sisimiut Strømningsmønstre i fjorde Ved isens tilbagetrækning er der dannet tærskler af moræner i de fleste fjorde på Grønland. Heraf varierer strømningsmønstrene i fjordene i løbet af året og der opstår markant forskellige vinter og sommer situationer. Om vinteren afkøles overfladevandet af den kolde luft. Derved får overfladevandet en højere densitet end det underliggende vandlag. Vandet vil synke til bunds og der sker en opblanding af vandsøjlen. Ved at vandet fryser til is vil der ske en yderligere opblanding af vandsøjlen, idet isen vil udskille opkoncentreret saltvand, som har en højere densitet end det underliggende vand. Vand vil dermed søge mod bunden. Om vinteren vil vandsøjlen på grund af ovenstående være homogen med meget koldt og saltholdigt vand [Born og Böcher, 1999]. Om sommeren er der en lagdeling mellem udad strømmende ferskvand og indadgående havvand. Grundet densitets forskelle vil ferskvandet flyde i overfladen og derved skabes der et springlag (se næste afsnit) imellem de to vandmasser. Det udadgående ferskvand vil i grænsefladen blive blandet med det meget saltholdige vand og derved føres noget af saltvandet ud af fjorden. Om sommeren vil der på grund af tærsklen være en begrænset indstrømning af frisk og næringsrig havvand. Bag tærskelen står vandet stille, idet der er store densitetsforskelle. Dette betegnes ligeledes som en død fjord, da springlaget hæmmer tilførslen af ilt [Berthelsen et al, 1997]. Følgen kan blive at saltvandet, der strømmer ind om vinteren, forbliver i fjorden og danner dermed et koldt og iltfattigt bundlag om sommeren, da der ikke sker en opblanding af vandmasserne [Born og Böcher, 1999]. 2.2 Springlag Springlag er betegnelsen for et lag, hvor densiteten ændres med dybden. Springlaget er et dybdeinterval i vandsøjlen, hvor der er ændringer i parametre såsom temperatur, saltindhold og densitet. Springlaget gør at vandsøjlen opdelt. Dette gør at der fås vandmasser med, hver deres fysisk kemiske karakteristika. Koncentrationen af næringssalte er forskellige, da transporten af vand og stof mellem de to vandmasser er nedsat som følge af lagdelingen [Lund-Hansen, 1994]. 2.3 Næringssalte Havvandet indeholder mange forskellige elementer og kemiske forbindelser. Disse indgår i biologiske processer i havet og er essentielle for livet i havet. Tilstedeværelsen af kvælstof (N), der findes som ammoniak (NH 3 ) samt nitrat (NO 3 - ), nitrit (NO 2 - ) og ammonium(nh 4 + ), fosfor(p), der optræder som fosfat (PO 4-3 ) og silicium(si), menes at styre omfanget af biologiske produktionsprocesser og betegnes som næringssalte. Næringssaltene er nødvendige for vækst og overlevelse af de fytoplankton, som er centrale for produktionen i havet. Der ses i rapporten bort fra silicium når der omtales næringssalte, da det kun er en gruppe af fytoplanton, som har brug for silicium [Lund-Hansen, 1994]. Næringssalte binder sig bedst til ler og siltfraktioner og indholdet af næringsstoffer kan derfor oftest relateres til indholdet af organisk materiale i sedimenter [Born og Böcher, 1999] Organisk materiale Det er centralt at vide, hvor meget organisk materiale der er i sedimentprøver, da næringssalte i sedimentet afhænger af, hvor meget organisk materiale der bundfældes. For at kunne vurdere, hvor meget organisk stof, der forefindes i sedimentprøverne måles karbonindholdet (C). Det totale 8

19 indhold af karbon består af henholdsvis organisk karbon og uorganisk karbon. Det uorganiske er i form af karbonater. Da indholdet af det organiske karbon ikke kan måles direkte, så undersøges der for total karbon og uorganisk karbon, hvor differencen er mængden af det organiske materiale [Born og Böcher, 1999]. COD anvendes ofte som et udtryk for det teoretiske maksimale O 2 forbrug ved nedbrydning af organisk materiale. COD er derved et udtryk for behovet for ilt til nedbrydning af det organiske materiale og dermed et udtryk for mængden af organisk materiale i vandfasen. [Helweg, 2000 ] Kvælstof Nitrat er den vigtigste kvælstofkilde for fytoplankton og derfor benyttes ofte nitratkoncentrationen som et udtryk for forekomsten af uorganiske kvælstof salte. Tilførslen af kvælstof kan ske via havstrømme, afstrømninger fra land samt fra atmosfæriske deposition. På grund af sommer og vintervariationerne vil grænsen mellem næringsrigt og næringsfattigt vand flyttes nedad i vandsøjlen om sommeren. Som tidligere nævnt i afsnit 2.2 vil der indtræde en lagdeling og koncentrationen af kvælstof vil falde hurtigt i det øverste lag. Derfor er det vigtigt at tage vandprøver fra bund og overflade. Kvælstof kan fjernes fra havet ved denitrifikation, hvor organisk materiale under iltfrie forhold oxideres med nitrat. Se nedenstående ligning (1). [Lund-Hansen et al, 1994]. Organisk materiale + NO3 CO2 + H 2O + N 2 Ligning(1) Idet kystnære sedimenter indeholder relativt lidt nitrit og nitrat kan Kjeldahl-metoden benyttes som mål for det totale indhold af kvælstof. [Fossing et al, 1998] Fosfor Tilførslen af fosfor kan ske via havstrømme, afstrømninger fra land samt fra atmosfæriske deposition. På grund af sommer og vintervariationerne vil grænsen mellem næringsrigt og næringsfattigt vand flyttes nedad i vandsøjlen om sommeren. Som tidligere nævnt i springlags afsnittet vil der indtræde en lagdeling og koncentrationen af fosfor vil falde hurtigt i øverste lag. Derfor er det vigtigt at tage vandprøver fra bunden og overfladen [Lund-Hansen, 1994]. Sediment fra havbunden indeholder ofte 0,1% fosfor, hvor fosforindholdet havvand som regel er i størrelsesordenen af 20-60ppb i form af fosfat [Dinesen et al, 1991] Næringssaltbalance i sediment Nedbrydningen af organisk materiale i sedimentet sker via mikrobiel aktivitet. Organismerne benytter som tidligere nævnt karbon (C), kvælstof (N) og fosfor (P) som næring, hvilke optages i samme forhold som de forefindes i organismens cellemasse. Det optimale N/P masseforholdet for mikrobiel vækst regnes udfra dette til at være cirka 10, idet mængden af fosfor i cellemassen er cirka 10% af N-indholdet. Ligeledes er forholdet mellem C og N i cellemassen omkring 10. Hvis forholdet mellem C og N er under 10 betyder det, at bakterierne har ideelle muligheder for at nedbryde det organiske materiale, da mængden af kvælstof ikke er en begrænsende faktor. Hvis forholdet derimod er over 10 vil nedbrydningen blive hæmmet [Fog, 1997]. 2.4Tungmetaller Metaller forekommer naturligt i miljøet, og forekommer i sten, jord, planter og dyr. Planter og dyr er afhængig af nogle metaller som mikronæringsstoffer. Dette er foreksempel tungmetallerne 9

20 kobber og zink. Betegnelsen tungmetaller benyttes om metaller, hvis densitet er større end 6g/cm 3 [Alloway, 1995]. Da tungmetaller er grundstoffer kan de ikke omdannes men kun skifte form, hvilket bevirker at tungmetallerne bliver meget længe i miljøet [Nilson, 1997]. Tungmetaller såsom kobber (Cu), zink (Zi), cadmium (Cd), bly (Pb) og nikkel (Ni) kan have negative konsekvenser for miljøet, mennesker og dyr. Dette skyldes deres toksicitet, samt deres evne til at bioakkumulere [Nilson, 1997]. Det er i rapporten valgt, kun at arbejde med de fem overstående tungmetaller grundet afgrænsning af projektet, samt deres hyppige forekomst i spildevand. Det er centralt at vide, hvor tungmetaller vil forefindes. De ovenfor nævnte metaller er positivt ladede tungmetaller (kationer) og vil derfor bindes til jorden. Dette gør at koncentrationen af tungmetal vil være høje i sedimentet i forhold til vandfasen. Dette gør at bundlevende dyr i større udstrækning er udsat for tungmetallerne end vandlevende dyr. Hermed optager fisk tungmetaller, som bringes videre til næste led i fødekæden og ender ved mennesker [Helveg, 2000]. Cadmium og bly er farlige for levende organismer, da der ikke er nogen naturlig funktion for disse. Nikkel, kobber og zink er derimod nødvendige for organismerne i små mængder i livsvigtige enzymer [Helveg, 2000]. Hvis en organisme optager mere metal end dens evne til at udskille vil der ske en ophobning af tungmetaller. Derfor er det centralt ikke at udlede for store mængder tungmetaller til miljøet. I de efterfølgende afsnit vil kobber (Cu), zink (Zi), cadmium (Cd), bly (Pb) og nikkel (Ni) blive beskrevet mere detaljeret Bly Bly optages i kroppen via indånding samt via mavetarmkanalen. Udsættelse for bly i en længerevarende periode eller kortvarig udsættelse af store mængder bly kan medføre at der opstå helbredsskader i nervesystemet eller irritation af hjernen, som giver nedsat koncentrationsevne og svigtende hukommelse. Ligeledes kan muskelkraften blive nedsat, som kan give smerter og sovende fornemmelser i arme og ben. Bly påvirker også sædceller og ægceller og kan hermed bidrage til at nedsætte fertiliteten og kan ligeså have en indvirkning på fosters udvikling [Nilson, 1997] Cadmium Cadmium kan optages via vand, en vis udstrækning fra luft og føde, som indeholder cadmium. Cadmium ophobes i nyrerne og leveren, hvilket kan have konsekvensen af forringet nyre og lever funktion. I havets vandoverflade bliver cadmium fjernet ved produktionen af plankton. Rådner plankton synker cadmium ned på dybere vand og senere havbunden.[nilson, 2002] Kobber Optagelsen af kobber sker ved indånding af støv og via mavetarmkanalen. Ikke-metallisk kobber kan medføre irritation af tarmslimhinden og selv små mængder kobber kan give kvalme, opkast og diarre. Større mængder kobber kan medføre lavt blodtryk og påvirke leveren. Flere kobberforbindelser er klassificeret som miljøfarlige og er giftige for vandlevende organismer (fisk, dafnier og alger) [Nilson, 1997] Zink Ved indtagelse af zink igennem længere perioder, vil optagelsen af kobber blive nedsat og der vil forekomme symptomer på kobbermangel. Ved overskud af zink i en lang periode vil der også kunne opstå hæmning af jernoptagelsen. Disse bivirkninger vil i særtilfældene give opkastning, diare, bevidsthedsvækkelse og søvnighed [Nilson, 1997]. 10

21 2.4.5 Nikkel Jævnlig kontakt med nikkel kan give nikkel eksem. Små mængder af nikkel i fødevarer kan fremkalde allergiske reaktioner ved meget følsomme personer. Det er ligeledes påvist at vise nikkelforbindelse kan fremkalde kræft på lunge og næse samt være toksiske for nyrerne. De fleste nikkelforbindelser er klassificeret miljø farlige samt toksiske for vandlevende organismer og ikke nedbrydelige. [Nilson, 1997] 2.5 Suspenderet stof Tilstedeværelsen af suspenderet sediment i vandsøjlen giver en nedsættelse af lysets nedtrængning. Et højt indhold af sediment kan medføre hæmning af den biologiske aktivitet. Bundsedimentet fungerer som en slags magasin for tilgængelige næringsstoffer. Når sedimentet sættes i bevægelse frigives mange af næringssaltene til vandsøjlen. Derved fungerer havbundens sedimenter som et midlertidig næringssaltlager. Suspenderet stof giver derfor et billede af, hvor stor en mængde næringssalte, der er tilgængeligt i vandet [Lund-Hansen et al, 1994]. 2.6 Resuspension af sediment I vand er der forskellige måder, hvorpå sediment kan transporteres. I dette afsnit vil der blive fokuseret på suspenderet og bundtransport i vandet, da det er mest aktuelt for de udførte undersøgelser. Al bevægelse i bundsedimentet giver en udveksling af næringsstoffer mellem sediment og vandfasen. En af måderne sedimentet kan transporteres på er ved suspension. Suspension er, hvor partiklerne forbliver i vandsøjlen og transporteres med af strømmen. Ved suspension er udveklingen af næringssalte størst. Bundtransport er når partiklerne både hopper og ruller langs bundoverfladen. Se nedenstående figur [Lund-Hansen et al, 1994]. Figur 3: Partikelbaner for suspenderet og bundtransport [Lund-Hansen et al., 1994] For at sediment kan sættes i bevægelse skal de igangsættende hastigheder overstige de stabiliserende hastigheder. Igangsættelses hastigheder bestemmes af vandets strømhastighed og densiteten samt diameteren af sedimentet. Stabilitetshastighederne styres af tyngdekraften, densiteten af sedimentet og den indre friktion imellem de enkelte korn. For at kunne vurdere om sediment kan sættes i suspension er kornstørrelsen en vigtig faktor, da igangsætningshastigheden derved kan bestemmes. [Fredsøe og Deigaard, 1992] 11

22 2.7 Eutrofiering Eutrofiering betyder på græsk tilførsel af næringssalte til et område. En øget tilførsel kan skyldes natur eller menneskeskabte ændringer i næringssaltforholdet i de akvatiske miljøer. Eutrofieringen ses ofte ved øget fytoplanktonbiomasse, algeopblomstring, iltsvind og lignede. De effekter eutrofieringen kan medføre er fiskedød og hæmning af den bakterielle nedbrydning [Lund-Hansen et al, 1994]. Ved iltsvind i de nedre lag af vandsøjlen vil anaerobe mikroorganismer opblomstre og disse vil spalte det organiske affald til svovlbrinte(h 2 S) og herved vil der produceres en giftig og ildelugtende vand og sedimentmasse. Ved alvorlig iltsvind i bundsedimentet vil muslinger og børsteorme bevæge sig op fra deres normale levesteder i mudderet på havbunden. Børsteormene vil ligeledes have en rødlig farve som er tegn på iltsvind. [Kofstad, 1995] 12

23 Kapitel 3 Vurdering af havet omkring Sisimiut som spildevands-recipient Havet omkring Sisimiut ses på nedenstående billede. Fra byen udledes ca. 1/3 del af husholdningsspildevandet samt spildevand fra sygehuset til Ulkebugten nord for Sisimiut. Ulkebugten er trods sit navn en fjord. Grunden til dette er at den er U-formet og har en tærskel ud mod havet, som er definitionen på en fjord [Bradshaw & Weaver, 1993]. Det dybeste sted er 27 meter dybt, mens der over tærsklen kun er 4,8 meter dybt. Ulkebugten er påvirket af tidevand og ca. 180m 2 afdækkes ved lavvande [Bradshaw & Weaver, 1993]. De givende tidevandsforskelle i Ulkebugten er 3 meter. Royal Greenland Ulkebugten Havn Sygehus Sisimiut Chokoladefabrikken Dumpen Billede 2: Ortofoto over Sisimiut og farvandet omkring byen [asiaq, 2004] 3.1 Prøvetagning og forsøg I 2004 blev der udført en række undersøgelser af vandkvaliteten samt strømningsforhold i Ulkebugten [Hansen et al., 2004]. Prøvetagning i sommeren 2005 er derfor en forsættelse af disse undersøgelser, med henblik på en mere gennemgribende forståelse af de miljømæssige forhold i Ulkebugten og vurdering af undersøgelsesstederne for spildevandsudledning (Royal Greenland, Sygehuset og Chokoladefabrikken). Der er ikke udført strømkorsundersøgelser i rapporten, da det menes at strømmene ikke ændres inden for så kort en tidsperiode. Derfor bruges resultaterne fra projekterne i sommeren Spildevandsudløbet ved sygehuset i Ulkebugten indeholder 13

24 spildevand fra en tredje del af husstandene fra Sisimiut udover sygehusets spildevand. For at få en indikator af, hvorfra størstedelen af næringssalte og tungmetaller stammer, udtages der en prøve direkte i kloakkerne fra sygehuset og boligkomplekset. De to adskilte kloaknet samles til sidst og udgør udtagelsesstedet, der betegnes S Prøvetagningssteder Til at supplere det allerede indsamlede materiale fra 2004 og 2003, blev der taget vandprøver både ved vandoverfladen og ved bunden samt sedimentprøver ved lokaliteterne som beskrevet i tabel 4 nedenfor og indtegnet på kortet over Sisimiut (billede 2). Tabel 4 beskriver de enkelte prøvetagningssteder samt sediment prøvernes konsistens (se også kortet nedenfor). Der er ligeledes udtaget vandprøver fra en kloak i sygehusbygningen samt nede i kloaknettet direkte fra boligkomplekset ved siden af sygehuset. Tabel 4: I tabellen ses placering samt beskrivelse af de indsamlede sediment d 27 juli 2005 Navn Prøvenavn Placering Sediment beskrivelse Chokoladefabrikken C1 5 meter fra udslip Fint brunligt sand med muslingskaller Chokoladefabrikken C2 15 meter fra udslip Groft sand med skaller Chokoladefabrikken C3 30 meter fra udslip Meget groft sand med små sten og søstjerner, søpindsvin og tang Havnen H1 Lige midt i havnebassinet Siltet brunligt slimet sand med ilde lugt Havnen H2 Ved mundingen af havnen Groft kornet sand Sygehuset S1 3 meter fra udløbet Spildevandsslam med toiletpapir og lignende Sygehuset S2 10 meter fra udløbet Spildevandsslam med toiletpapir og lignende Ulkebugten U1 Inderst i Ulkebugten Siltet brunligt sand med skaller Fjorden U2 Ved mundingen af fjorden Groft sand med skaller Royal Greenland RG 15 meter uden for havnen Meget mudret og ildelugtende Ved lufthavnen REF Midt i vandet ved sandbanke Let grovkornet lyst sand 14

25 Reference Royal Greenland Havn Sygehus Chokoladefabrikken Figur 4: Ortofoto over Sisimiut og Ulkebugten med prøvetagningsteder indtegnet. [asiaq, 2004] Udover sediment og vandprøver er der udført saltholdighed og temperatur målinger ned gennem vandsøjlen ved hjælp af CTD-sonde, undersøgelsesstederne ses i figur 5 nedenfor. Disse er foretaget af samme vejleder som i 2004 og derfor vurderes det, at resultaterne fra sommeren 2004 og 2005 er af samme kvalitet. Figur 5: Ortofoto over Ulkebugten med CTD undersøgelsessteder indtegnet. [asiaq, 2004] 15

26 3.1.2 Materialer og metode Alle vandprøver og sedimenter er indsamlet ved hjælp af jollen, Nansen Vandhenter, samt hjemlavet bundskraber d 27. juli (Se bilag 1) Overfladevandet blev taget direkte ved bådens side. Der blev taget ca. 1L vandprøver både fra bunden og vandoverfladen samt ca. 0,5L sedimentprøver. Sedimentprøverne repræsenterer de udvalgte udtagelsessteders bundoverflade. Der er valgt kun at foretage en undersøgelse af bundoverflade, grundet at overfladesedimentet giver et billede af den givende næringssalt og tungmetal indhold. For gennemgang af laboratoriearbejdet se bilag 2. Resultaterne vil blive sammenlignet med analyseresultaterne der er fundet i 2004 og 2003 [Hansen et al, 2004] for at se resultaterne i en større sammenhæng, samt vurdere ligheder og forskelle. Det vurderes at resultaterne fra 2004 og 2003 er af samme kvalitet som dem i 2005, idet der er blevet brugt samme udstyr, de samme geografiske steder og analyse metoderne er de samme. Yderligere er assistancen i laboratoriet blevet udført af samme laborant. 3.2 Salinitet og temperaturforhold Salinitet Saliniteten er målt i Ulkebugten samt tværs over fjorden ved Royal Greenlands spildevandsudløb den 2. og 8. august Saltindholdet i vandsøjlen er med til at afspejle de hydrografiske forhold i vandet. Generelt gælder det for graferne 1-4, at der forekommer en lagdeling af vandsøjlen. I de øverste par meter sker der et spring i saliniteten på op til 6 psu. Lagdeling, som er observeret er betinget af saliniteten. Målingerne af salinitet den 2. august 2005 er foretaget i forbindelse med flod, det vil sige at tidevandet er på vej op. Målingerne af salinitet den 8. august er foretaget i forbindelse med ebbe, det vil sige at tidevandet er på vej ned. På undersøgelsesdagene var der ikke specielt spring- eller niptidevande. Dette har ikke nogen stor betydning, da tidevandsbølgehøjden er 2-3 meter. Salinitetsfordeling i Ulkebugten dybde (m) 40, vestlige længde 53' (min) 40 39, , psu 25 psu 26 psu 27 psu 28 psu 29 psu 30 psu 31 psu 32 psu 33 psu Bund Graf 1 Salinitetsforhold i Ulkebugten den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) Situationen i ovenstående graf 1 er som forventet i forhold til teorien. Først ses regn- og smeltevand i de øverst lag i vandsøjlen og det tungere havvand ligger nedenunder hvilket ses udfra springet i psu. 16

27 I nedenstående graf 2 ses den samme tendens som i ovenstående graf 1 med en lagdeling i de øverste par meter. Salinitetsfordeling i Ulkebugten vestlige længde 53' (min) 24 psu dybde (m) psu 26 psu 27 psu 28 psu 29 psu 30 psu 31 psu 32 psu 33 psu Bund Graf 2: Salinitetsforhold i Ulkebugten den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) Det ses at lagedelingen på tværs af fjorden ikke er så kraftig som i Ulkebugten (se graf 3). Dette kan forklares med, at målingerne er foretaget længere ude i fjorden, hvor vandet er mere oprørt på grund af vindhastigheder. Salinitetsfordeling på tværs af fjorden dybde (m) nordlige brede 66' (min) psu 25 psu 26 psu 27 psu 28 psu 29 psu 30 psu 31 psu 32 psu 33 psu Bund Graf 3: Salinitetsforhold på tværs af fjorden den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) I nedenstående graf 4 ses salinitetsfordelingen på tværs af fjorden den 8. august. Her ses en lagdeling i de øverste lag, men på grund af de store dybder observeres hovedsageligt en saltholdighed på 33 psu. 17

28 Salinitetsfordeling på tværs af fjorden nordlige brede 66' (min) psu 29 psu dybde (m) psu 31 psu 32 psu Bund Graf 4: Salinitetsforhold på tværs af fjorden den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) På de pågældende dage ses at springlaget ligger meget stabilt i de øverste par meter af vandsøjlen. Dette tyder på at tidevandsstrømmene ved spring- og nitidevand samt høj og lavvand ikke er kraftig nok, til at en total opblanding af vandsøjlen finder sted i Ulkebugten på de givende undersøgelsessteder. Sammenlignes der med resultaterne fra 2004 ses at der er samme tendens for saltholdigheden, som går ned til 33 psu i Ulkebugten, selvom målingerne ikke er udført på de samme geografiske steder. [Hansen et al, 2004]. Det ses ligeledes at der er en saltholdighed på 33psu både inden og udenfor Ulkebugten. Dette tyder på, at der er kommet vand ind fra fjorden idet at saltholdigheden er større i åben havvand end inde i en bugt Temperatur Temperaturmålingerne er foregået samme dag og sted som salinitetsmålingerne. Udfra nedenstående graf 5 ses det at der er stort temperaturfald fra 8,5 C i overfladen til 4 C ved bunden. Temperaturfordeling i Ulkebugten vestlige længde 53' (min) ,5 C 8 C 7,5 C dybde (m) C 6,5 C 6 C 5,5 C 5 C 4,5 C 4 C Bund Graf 5: Temperaturfordeling i Ulkebugten den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) 18

29 I nedenstående graf med samme undersøgelsessteder 6 dage senere ses det at temperaturfaldet er mindre. Der måles i overfladen stadig en temperatur på 8,5 C, mens der ved bunden er 5,5 C. Sammenholdes disse temperaturerne er der en 1,5 C forskel på de to dage. Dette kan tyde på at der er sket en udskiftning af vandet. Hvorfra kan ikke bestemmes udfra den foretaget resultatbehandling. For at vurdere nærmere på dette skal der ses på densiteten. Temperaturfordeling i Ulkebugten vestlige længde 53' (min) ,5 C 8 C 7,5 C -5 7 C dybde (m) ,5 C 6 C 5,5 C 5 C 4,5 C 4 C Bund Graf 6: Temperaturfordeling i Ulkebugten den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) Temperaturfordelingen tværs igennem fjorden den 2. august 2005 (se graf 7) viser at 8,5 C i overfladen og ned til 6 C ved 30 meters dybde. Temperaturfordeling på tværs af fjorden nordlige brede 66' (min) dybde (m) ,5 C 8 C 7,5 C 7 C 6,5 C 6 C 5,5 C Bund -45 Graf 7: Temperaturfordeling på tværs af fjorden den 2. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) 6 dage senere er der på 40 meters dybde målt de samme temperaturer (se graf 8 på næste side). 19

30 Temperaturfordeling på tværs af bugten nordlig brede 66' (min) ,5 C 8 C 7,5 C dybde (m) C 6,5 C 6 C 5,5 C -50 Bund -60 Graf 8: Temperaturfordeling på tværs af fjorden den 8. august 2005 (for datagrundlag se bilag 3) Fælles for de fire grafer er at temperaturen falder ned igennem vandsøjlen. Ændringerne ses ikke kun i de øverste par meter som ved saliniteten. Heraf kan det vurderes at springlaget overvejende er betinget af salinitetsforskelle og derved en haloklin [Lund-Hansen et al, 1994]. Temperatur og salinitets forskellen mellem inde og udenfor Ulkebugten viser at der er et levn af koldt tungt vand fra vinteren 3.3 Undersøgelse af sedimenter Næringssalte For de indsamlede sedimentprøver fra de angivne undersøgelsessteder er der analyseret for organisk materiale, kvælstof og fosfor. De fundne resultater er givet som vægtprocenten af sedimentprøven. På x-aksen i de følgende grafer er de angivne prøvetagningssteder, som kan ses beskrevet i afsnit For yderligere informationer om resultatbehandling, se bilag 4. Organisk stof For at kunne vurdere, hvor meget organisk stof der forefindes i sedimentprøverne, måles karbonindholdet(c). Det totale indhold af karbon består af henholdsvis organisk karbon og uorganisk karbon. Det uorganiske er i form af karbonater. Da indholdet af det organiske karbon ikke kan måles direkte, så undersøges der for total karbon og uorganisk karbon, hvor differencen er mængden af det organiske stof. Den tørrede prøve giver den totale mængde af karbon og glødeprøven giver mængden af det uorganiske karbon. (Se nedenstående graf) 20

31 Organisk stof % Organisk stof i sediment C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 9: Indholdet af organisk stof i de angivne punktkilder (se bilag 4) Ud fra ovenstående graf ses at der er et højt indhold af organisk stof ved sygehuset. Den største mængde organisk stof omkring 33% er fundet ved S2 som er et stykke fra udløbet og tættest ved udløbet (S1), som indeholder 29% organisk stof. Dette er ligeledes forventet, idet sedimentprøverne var meget slammet og finkornet. Sammenlignes der med undersøgelserne foretaget i 2004 på samme geografiske steder, ses at der ligeledes her er fundet relativt høje mængder organisk stof ved sygehusudløbet. Dog er det at bemærke, at der i 2004 kun er fundet 18% set i forhold til de nuværende 33% organisk stof. Dette kan skylde vejrforholdene i vinteren Eller det kan være at der er sket en opkoncentrering af næringssalte sedimentet. Det ses at der er fundet en relativ høj mængde organisk stof ved Chokoladefabrikken (C1) cirka 18% organisk stof, samt inderst inde i Ulkebugten (U1) cirka 16% organisk stof. Dette stemmer godt overens med de udtagne sedimentprøver, som er finkornet og lidt slammet. Undersøgelserne fra 2004 viser ligeså 16% organisk stof inderst inde i Ulkebugten og det tyder derfor på en stabil situation her. [Hansen et al., 2004] Kvælsstof Sedimenternes indhold af kvælstof er analyseret ved hjælp af Kjeldahl-metoden på DTU (for forsøgsgennemgang se bilag 2). 21

32 Kvælstof % kvælstof i sediment 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 10: Kvælstof indholdet i sedimenterne fra Ulkebugten (for data se bilag 4) Det ses af ovenstående graf at indholdet af kvælstof er højt ved sygehuset samt i Ulkebugten, som begge er påvirket af spildevandsudløbet ved sygehuset. Ligeledes er det disse prøver, der indeholder mest organisk materiale med undtagelse af C1 og er mest finkornet. Dette stemmer godt overens med forventningen, idet adsorptionen afhænger af prøvens samlede overfladeareal og derved vil være størst ved finkornet materiale. Sammenlignes der med de to foregående år, ses det ligeledes at der er højst kvælstof koncentration ved Sygehuset og i Ulkebugten. I 2003 og 2004 er der fundet op til 1,5% kvælstof i disse punktkilder, hvilket stemmer overens med de 1% fundet i Dog er undtagelsen at der i år ikke er fundet mere end 0,02% kvælstof ved RG ( Royal Greenland), hvor der i år 2003 samt 2004 er fundet op til 3%. [Hansen et al., 2004] Fosfor Fosforprøverne er undersøgt ved hjælp af et spektrofotometer (for forsøgsgennemgang se bilag 2). Fosfor % fosfor i sediment C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 11: Indholdet af fosfor i sedimentprøver (se bilag 4 for datagrundlag) 22

33 Sedimenter fra havbunden indeholder naturligt i Grønland omkring 0,1% fosfor. Denne baggrund er overskredet i alle udtagelsessteder med undtagelse af referencen. Det er ligeledes her at materialet ikke er så finkornet. Der er som forventet mest næringssalt ved sygehuset samt i Ulkebugten, som er påvirket af spildevandsudløbet. Den samme tendens ses ved kvælstof resultaterne, som skyldes prøvernes finkornede materiale. Sammenlignes der med resultaterne fra år 2003 og 2004, ses det at der er en markant stigning i fosfor indhold på de pågældende steder. I 2004 er der fundet op til 0,18% fosfor, hvor der i 2005 er op til 5,8% fosfor. Dette skyldes højst sandsynlig at der er noget mere organisk materiale i sediment prøverne set i forhold til de foregående år. [Hansen et al., 2004] Næringssalte balance Nedbrydningen af organisk materiale i sedimentet sker via microorganismernes 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 (masseforholdet) for microbiel vækst regnes derfor med at være cirka 10, da størrelsesordenen for fosfor i cellemassen er cirka 10% af N-indholdet. Ligeledes er forholdet mellem C og N i cellemassen ca. 10. Hvis forholdet mellem C og N er under 10 betyder det, at bakterierne har ideelle mulighed for at nedbryde det organiske materiale, idet mængden af kvælstof ikke er en begrænsende faktor. Hvis forholdet derimod er over 10 vil nedbrydningen hæmmes. C/N forhold Fra nedenstående graf ses C/N forholdet i sedimenter i Ulkebugten. Som tidligere nævn er det ideelt for bakterierne, hvis C/N forholdet er under 10, da bakterierne herved har mulighed for at nedbryde det organiske materiale. (Se nedenstående graf) C/N- forhold C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 12: C/N forholdet i sedimenterne (jf. bilag 4) Ud fra grafen ses det, at det kun ved C2, C3 ( Chokolade fabrikken) samt sygehuset, at der er et C/N forhold over 10. Det vil sige at der er mangel på kvælstof og bakterierne kan ikke nedbryde det organiske stof. Forventet ville være at de sedimentprøver med meget organisk materiale ligeledes ville have et C/N forhold over 10, dog ses her at dette ikke er tilfældet, idet C2 og C3 har et organisk indhold på under 1%. Det lave indhold af organisk materiale skyldes at sediment materialet er småsten eller at der måske har været skaller eller fiskeben i prøven, som derved vil give et højt karbon indhold. Det er forventeligt at sedimentprøverne har et C/N forhold fra 1-7 i 23

34 havmiljøet og dette ses i de resterende prøver. Sammenlignes der med resultaterne fra 2004, ses at der ligeledes er et C/N forhold over 10 ved sygehuset. [Hansen et al., 2004] N/P forhold Som det fremgår af teoriafsnittet, skal forholdet mellem kvælstof og fosfor være omkring 10 for at der er et microbielt attraktivt miljø. Af graf 13 ses det, at N/P forholdene ingen steder overstiger 1 med udtagelse af referencen. Denne ubalance kan skyldes at der enten er underskud af kvælstof eller overskud af fosfor. Det sidst nævnte er mest tænkelig, idet der i hav sediment oftest er 0,1% fosforindhold og prøverne med mest fosfor næsten har et N/P forhold omkring 0,5. Sammenlignes der med resultaterne fra 2004, ses at P/N forholdene generelt er højere og nærmere sig 4 [Hansen et al., 2004]. Forskellen på 2004 og 2005 resultaterne skyldes at der i 2005 er målt markant højere koncentrationer af fosfor og derved bliver det relative underskud af kvælstof markant større. N/P-forhold C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 13: N/P forholdet i Ulkebugtens sediment (se bilag 4) Tungmetaller I de kommende afsnit er sedimentprøverne analyseret for tungmetaller. Det er valgt grundet tid og afgrænsning af projektet kun at analysere for fem tungmetaller, bly, cadmium, zink, kobber og nikkel. Da der skete en nikkelforurening af AtomAbsorptionsSpektrofotometri (AAS) maskinen har det ikke været muligt at måle for nikkel som ønsket. Prøvernes indhold af tungmetaller er undersøgt efter Dansk Standard nr. 259 ved hjælp af AAS samt grafitovn (se bilag 2 for forsøgsgennemgang). 24

35 Tungmetaller konc. i sediment (ppm) C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Bly Cadmium Kobber Zink Graf 14: Tungmetaller i sedimenterne fra Ulkebugten (for data se bilag 4) Af ovenstående graf ses det tydeligt, at der forekommer de højeste koncentrationer af tungmetaller ved sygehus udløbet (S1 og S2) samt i Ulkebugten (U1 og U3). I grafen bemærkes det også at cadmium umiddelbart ikke ses. Dette skyldes dog at værdierne for cadmium i sedimentet er i intervallet 0-0,5 og ikke at cadmium ikke er målt i sedimentet. I det følgende vil de udvalgte tungmetaller blive behandlet, hver for sig. Sedimentprøver vil blive sammenholdt og diskuteret med de grønlandske baggrundsværdier for tungmetaller samt de økotoksikologiske grænseværdier (EAC). Værdierne er givet i teoriafsnittet. Yderligere vil de fundne værdier blive sammenlignet med værdierne fra år 2003 og [Hansen et al., 2004] Bly For at vurdere om koncentrationen af bly er kritisk i de analyserede sedimentprøver sammenholdes som tidligere nævnt med baggrundsværdierne samt EAC-værdierne. Baggrundsværdierne for bly er i intervallet 6-37ppm. Den kritiske EAC- værdi er 50ppm. konc. i sediment (ppm) Bly konc. kritisk EAC C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 15: Koncentrationen af bly fundet i sedimenter fra Ulkebugten (se bilag 4) 25

36 Af ovenstående graf ses det at C3 (yderste punkt ved chokolade fabrikken), RG (Royal Greenland) samt REF (reference punktet) er under den nedre baggrundsværdi. Det ses af grafen at der er et kritisk niveau af bly ved C2 (15 meter fra sortspildevandsudslip) samt yderst og inderst i Ulkebugten (U1 og U2). De høje koncentrationer af bly i Ulkebugten skyldes højst sandsynlig påvirkningen af spildevandsudløbene ved sygehuset (S1, S2) og Royal Greenland (RG). Dog virker det undrende at der ikke er forefundet højere koncentrationen ved spildevandsudløbene S1, S2 og RG. Værdierne her ligger under den øvre baggrundsværdi, hvilket er positiv dog ikke logisk sammenholdt med bly koncentrationerne i Ulkebugten. Sammenlignes der med resultaterne fra 2004 ses det at der er fundet højst koncentrationer af bly ved sygehuset ved kloakudslippet (70ppm) samt ved spildevandsudslippet fra RG (136ppm). [Hansen et al., 2004]. Disse resultater stemmer umiddelbart bedre overens med de fundne koncentrationer i Ulkebugten. Cadmium Baggrundsværdien for cadmium er 0,36 ppm. Det ses udfra grafen at det kun er prøven ved sygehuset S2 som overgår baggrundsværdien, de resterende målinger ligger alle under. Der er ingen af sedimentprøverne, som overstiger den kritiske EAC-værdi på 1 ppm. Sammenlignes der med resultaterne fra år 2004 ses det at samtlige prøver både for bund og overfladesedimentet overstiger baggrundsværdien. Mens sygehuset og inderst i Ulkebugten overstiger den kritiske EAC- værdi. Denne forskel kan skyldes at de øvre lag er blevet bortvasket. For at få et bedre billede af situationen bør der udtages flere prøver fra samme sted. konc. i sediment (ppm) Cadmium konc. kritisk EAC C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 16: Cadmium koncentrationen i sedimenter fra Ulkebugten (jf. bilag 4) Kobber I alle prøverne, med undtagelse af reference stedet (REF), er der målt koncentrationer over den nedre baggrundsværdi på 8 ppm og EAC-værdi på 5 ppm. Idet kobber i alle sedimentprøver ligger under den øvre baggrundsværdi på 145 ppm er det ikke muligt at give en generel bemærkning. I grafen 17 ses at sedimentprøverne fra sygehuset (S1, S2), inderst i Ulkebugten (U1) samt ved Royal Greenland (RG) overstiger den øvre EAC- værdi på 50 ppm. Dette tyder på at der er en påvirkning af sygehusets kloakudløb og fra Royal Greenland udløbet. Sammenlignes der med 2003 og 2004 registreres det at der ligeledes er observeret høje koncentrationer af kobber i de pågældende 26

37 sedimentprøver. Der er målt op til 123 ppm ved sygehuset, hvor der i 2003 og 2004 er målt henholdsvis 120ppm og 150 ppm. Dette tyder på, som tidligere nævnt, at der er en lokal forureningskilde ved sygehusets kloakudløb. Dog er der ikke observeret en så høj koncentration af kobber ved Royal Greenland og i Ulkebugten. Der er i U1 målt 119 ppm hvor der i 2004 er målt 48 ppm. [Hansen et al., 2004]. Dette kunne tyde på at forureningen er ved at sprede sig fra kilderne til de omkringliggende områder i bugten. Dette bør dog undersøges nærmere for at kunne være sikker på denne påstand. konc. i sediment (ppm) Kobber konc. kritisk EAC C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 17: Koncentrationen af kobber i sedimenter fra Ulkebugten (se bilag 4) Zink Idet zink, som nævnt i teoriafsnittet, ikke er så giftig som de andre tungmetaller, er grænseværdierne tilsvarende høje for dette metal. Intervallet for baggrundsværdierne er 38 ppm til 115ppm i Grønland, hvorimod den nedre EAC- værdi er 50 ppm og den kritisk EAC- værdi er 500 ppm. Se nedenstående graf for fundne zink koncentrationer i sedimentprøverne. konc. i sediment (ppm) Zink konc. kritisk EAC C1 C2 C3 H1 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 18: Zink indholdet fundet i sedimenter fra Ulkebugten (for datagrundlag se bilag 4) 27

38 Af overstående graf ses at det kun er sedimentprøverne ved Chokolade fabrikken (C1, C3) samt ved sygehuset (S1, S2) som overskrider den nedre EAC- værdi. Og det er kun ved sygehuset at den øvre baggrundsværdi er overskredet. Selv om sedimentprøverne fra sygehuset ligger under den kritiske EAC- værdi, ses at koncentrationer er markant højere end ved de resterende punktkilder og derved kan der vurderes, at der er en lokal forurening kilde (kloakudløbet) med zink. Sammenfatning af tungmetaller Der er analyseret for tungmetallerne bly, cadmium, kobber og zink. Efter gennemgang af de fire tungmetaller kan det konstateres at der ved måling af bly i sedimentprøverne må være opstået en fejlmåling. Fejlen er sket ved sedimentprøverne fra sygehuset (S1, S2), idet der her ikke er fundet blykoncentrationer over den øvre baggrundsværdi. Dette stemmer ikke overens med de resterende målinger af tilsvarende sedimentprøver ved de tre andre tungmetaller. Sammenlignes koncentrationerne af bly fra sygehuset med 2003 og 2004 ses at der i tilsvarende forsøgsområder er fundet markant højere koncentrationer af bly. Ses der bort fra ovenstående, tyder analysen af de fem tungmetaller på, at der er en lokal forureningskilde ved kloakudløbet nedenfor sygehuset, hvilket understøttes af resultaterne fra 2003 og 2004 [Hansen et al., 2004], idet koncentrationer af tungmetaller ved sygehuset er markant højere end i de resterende sedimentprøver. For bly og kobber overskrider prøverne lokalt set de kritiske EAC- værdier. Inderst i Ulkebugten er der ligeledes målt høje koncentrationer af bly og kobber. Dette stemmer godt overnes med at sedimentprøverne indeholder et højt indhold af finkornet materiale og derved har let ved at adsorbere tungmetaller til sig og derved er tydeligt påvirket af kloakudløbet ved sygehuset. Uden for tærsklen er der observeret høje koncentrationer af kobber ved Royal Greenland samt høje koncentrationer af bly ved Chokoladefabrikken, hvilket kan henholdes til spildevandsudløbet fra Royal Greenland og ekskrementer fra udløbet fra Chokoladefabrikken Resuspension af sedimentet Af de fundne resultater vedrørende næringssalte og tungmetaller tyder det på at sedimentet fungerer som et magasin for ovenstående. Derfor skal det undersøges, hvorvidt sedimentet kan resuspenderes. Heraf kan vurderes om næringssalte og tungmetaller kan spredes med sedimentet og derved fjernes fra Ulkebugten. Alle hastigheder er gennemsnitshastigheder, som er beregnet på tidevandsændringerne mellem høj og lavvande. På grund af tidsbegrænsning i feltarbejdet på Grønland og defekt udstyr er det vurderet at gennemsnits strømhastighederne for Ulkebugten fra feltarbejdet 2004 kan bruges, da der er udtaget sedimentprøver fra samme udtagelsessteder samt materialet og kornstørrelsen i sedimentprøverne approksimativ er de samme. I nedenstående graf ses gennemsnitlige strømhastighed ved tærsklen. Grunden til at der kun vurderes på strømhastigheden ved tærsklen er, at strømhastigheden er størst her. Inde i Ulkebugten ses den største lokale forurening og derfor er spredningen af næringssalte og tungmetaller ligeledes påvirket af tærsklen. 28

39 40 Gennemsnitlig strømhastighed ved tærsklen 35 Strømhastighed [cm/s] Strømhastighed Resuspension Antal tidevandsændringer Graf 19: Den gennemsnitlige strømhastighed, på tærsklen mellem Ulkebugten og havet, produceret af tidevandet i Sisimiut i perioden 12. juli august 2004.[Hansen et al, 2004] Ud fra grafen ses det at den gennemsnitlige strøm er markant større ved tærskelen mellem Ulkebugten og havet som varierer fra hastighederne 3,8 til 32,0 cm/s. Den stiplede linje i grafen viser den laveste påkrævede hastighed for at bringe kornstørrelser mellem 0,1 og 0,3 mm i resuspension. Det ses at de gennemsnitlige strøm-hastighederne ikke kan bringe sedimenterne suspension, men at de højere hastigheder, som er midt i flod og ebbeperioden muligvis kan fjerne finere partikler. Ligeledes er sedimentprøvernes materiale udtaget ved tærsklen, grovere end ovenstående og vil derfor kræve større hastigheder for igangsættelse. 3.4 Undersøgelse af vandkvaliteten Der er taget prøver i og udenfor Ulkebugten. Prøverne er undersøgt for COD i Grønland. Vandprøverne er efter prøvetagning ligeledes blevet konserveret og analyseret i laboratoriet på DTU efter hjemkomsten på samme måde som sedimenterne. Vandprøverne fra Ulkebugten er taget fra bund og overflade med undtagelse af H2, hvor det kun er fra overfladen. Der er blevet undersøgt for næringsstoffer (kvælstof og fosfat) samt andre standard vandkvalitetsparametre såsom suspenderet stof og COD. Desuden blev der analyseret for tungmetallerne bly, cadmium, zink og nikkel. Der er ikke undersøgt for kobber grundet at der ikke er fundet kobber i undersøgelserne i 2004 [Hansen et al, 2004]. Resultaterne af vandprøverne vil blive sammenholdt med baggrundsværdier og EAC-intervaller for de enkelte stoffer (jf. afsnit 1.2) og blive sammenlignet med resultaterne fra 2004 [Hansen et al, 2004] Næringssalte Kvælstof Idet kun meget lidt kvælstof blev fundet tæt ved punktkilderne, blev indholdet ikke undersøgt for de tilhørende målesteder med doktorlange kit, på grund af usikkerhed med felt kittet, er vandprøverne blevet undersøgt med Kjeldahl på DTU. 29

40 Kvælstof 30 konc. i vandfasen (ppm) C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Bund Overflade Graf 20: Kvælstofindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4) Det ses at der er et højst indhold af kvælstof ved Royal Greenland fabrikken (RG) og ved sygehuset (S1) med koncentrationer på hhv. 25ppm og 13ppm nær bunden. De høje koncentrationer skyldes spildevandsudløbene de pågældende steder og at koncentrationen er markant højere ved bunden end overfladen, stemmer godt overens med at udledningen foregår nær bunden. Sammenlignes med resultaterne fra 2003 og 2004 ses at der ligeledes her er forefundet høje koncentrationer af kvælstof. Der er i 2003 fundet en koncentration på 64ppm ved sygehuset og 42ppm ved Royal Greenland. I 2004 er der ved sygehuset fundet en koncentration på 7,4ppm og ved Royal Greenland 4,2ppm. Altså har der på de pågældende steder været høje koncentrationer i flere år, dog er der store variationer i koncentrationerne. Variationerne skyldes sandsynligvis døgnvariationer, hvilket tyder på at vand er en meget flygtig fase. Heraf ses at resultaterne kun fortæller en øjebliks situation og ikke er et udtryk for forholdene over en længerevarende periode. Dog kan det udfra de målte koncentrationer konstateres at der et potentiel problem ved spildevandsudledningerne. Fosfor Fosforindholdet er afbilledet i nedenstående graf. Koncentrationen af fosfor ved Royal Greenland nær bunden er ikke angivet i nedenstående graf, idet at koncentrationen er 0,57ppm og derved markant højere end de andre udtagningssteder, hvilket gør grafen misvisende at vurdere ud fra. 30

41 Fosfor 0,14 konc. i vandfasen (ppm) 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0 C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Bund Overflade Graf 21: Fosforindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten. Bemærk RG bund er 0,57ppm (se bilag 4) Det ses at fosforindholdet er størst ved de to spildevandsudløbet ved sygehuset og Royal Greenland (S1 og RG). Koncentrationerne af fosfor er størst i bunden af vandsøjlen, da udledningen foregår nær bunden. Fosforindholdet i havvand er 0,02-0,06ppm i form af fosfat (se teoriafsnit 2.3.3). Det ses at fosforindholdet overskrider 0,06ppm ved sygehuset og Royal Greenland nær bunden og hermed indikeres at der er en tilførsel af fosfor til havvandet i de givne udtagningssteder. En sammenligning med resultaterne fra 2004 ses det, at koncentrationerne er generelt lavere i 2005 end i Der ses den samme tendens nemlig at der er markant højere koncentrationer af fosfor ved sygehuset og Royal Greenland spildevandsudløbene. Dog er der store forskelle i de målte fosfor koncentrationer årene imellem ved de to steder. Der er målt en dobbelt så høj koncentration af fosfor ved Royal Greenland udløb i 2005 (2004:0,25ppm, 2005:0,57ppm), mens der ved sygehuset kun er målt halvt så meget fosfor (0,12ppm) set i forhold til 2004 (0,35ppm). Forskellen skyldes sandsynligvis som tidligere nævnt at vandfasen er en flygtig fase og kun giver et øjebliksbillede og ikke er et udtryk for koncentrationen over en længerevarende periode. Sammenlignes fosforindholdet i vandprøverne og sedimentprøverne fra samme udtagelsessted ses det, at fosforindholdet er større i sedimentet end i vandet. Forskellen indikeret at fosfor bundfældes og ophobes i sedimentet. Heraf kan vurderes at en fosfor spredning vil kræve en spredning af sedimentet. Suspenderet stof Som nævnt i teorien, er suspenderet stof et kendetegn for den udveksling af næringssalte der sker mellem sediment og vandmasse. I nedenstående tabel ses mængden af suspenderet stof i de analyserede vandprøver. Der er dog ikke medtaget de punktkilder, hvor mængden af suspenderet stof er under 500 mg/l, da det antages at de ikke har nogen betydning. 31

42 Tabel 5: Mængde af suspenderet stof der forefindes i de udvalgte punktkilder Navn Mængden af suspenderet stof (mg/l) U1(bund) 4980 C1(bund) 868 C2(bund) 7855 S1(bund) S2(bund) 1795 RG(bund) 1716 RG(overflade) Udfra ovenstående tabel ses at der er mest suspenderet stof nedenfor sygehuset ved S1(bund). Dette er ligeledes at forvente, idet mængden af organisk stof er tilsvarende høj i den givende punktkilde. Det samme billede ses ved Royal Greenlands spildevandudløb, dog ses der her også en stor aktivitet ved overfladen (RG (overflade)). COD COD for vandprøverne ses at være på sammen niveau for alle udtagelser med undtagelse af overfladevandet inderst i Ulkebugten (U1). Generelt er der mest COD i bundvandet. Hvilket er forklarligt, da organisk materiale som COD er et udtryk for, at sedimentet vil være til stede i bundvandet pga. resuspension. COD konc. i vandfasen (mg/l) C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Bund Overflade Graf 22: Chemical Oxygen Demand (COD) i vandprøver fra Ulkebugten (se bilag 4 for data) Tungmetaller I nedenstående graf ses tungmetalkoncentrationerne for bundvandet udtaget i Ulkebugten (graf 23). Der er ikke undersøgt for kobber grundet resultaterne i 2004 [Hansen et al, 2004] og nikkel kunne som tidligere nævnt ikke bestemmes pga. problemer med AAS maskinen. Det fremkommer tydeligt at der er markant mere zink i vandprøver set i forhold til de andre tungmetaller. For zink er EAC- 32

43 værdien langt overskredet, selvom zink af tungmetallerne har mindst skadesvirkning og derfor uden effekt kan forekomme i de højeste koncentrationer. Ud fra graferne ses at der er utrolig høje koncentrationer af tungmetaller i referencen (REF). Dette kan skyldes, at der er opstået en fejlkilde ved at spanden, som er brugt til at indhente vandet fra reference i var beskidt. Derfor ses der bort fra referencen, og C3 (yderst ved Chokoladefabrikken) anses for at være et bedre referencepunkt. konc. ppb Tungmetaller i bundvand C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Bly Cadmium Zink Graf 23: Tungmetaller i bundvandet fra Ulkebugten (jf. bilag 4) I nedenstående graf ses tungmetallerne i overfladevandet. Det ses at zink koncentrationen er høj i alle vandprøverne og næsten har samme niveau som i bundvandet. Det fremkommer ligeledes at der er et højt bly indhold ved Royal Greenlands spildevandsudløb. Tungmetaller i overfladevand konc. ppb Bly Cadmium Zink 50 0 C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 24: Tungmetaller i overfladevandet fra Ulkebugten (jf. bilag 4) 33

44 Bly Af grafen nedenfor fremgår det, at baggrundsværdien er 0,05ppb og den øvre EAC-værdi er 5ppb. Samtlige prøver overskrider disse værdier enten ved vandprøven fra bunden eller overfladen, med undtagelse af H2, hvor der dog ingen bundprøve er. Der ses markant høje koncentrationer af bly på 14ppb ved Royal Greenlands spildevandsudløb. Det er dog at forvente, at der skulle ses samme tendens ved S1 og S2 sygehus spildevandsudløb. Den samme tendens sås i bly målingerne for sedimentet. Forskellen kan skyldes døgnvariationer. Konc. i vandfasen (ppb) Bly Bund Overflade kritisk EAC C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 25: Blyindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4) Cadmium Baggrundsværdien for cadmium er 0,03ppb. Det ses udfra graf 26 at alle prøver overskrider denne værdi. 0.6 Cadmium Bund Overflade kritisk EAC Konc. i vandfasen (ppb) C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 26: Cadmiumindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4) Den øvre kritiske EAC- værdi på 0,1ppb overskrides ved sygehuset (S2), inders i Ulkebugten (U1), i havnen (H1) samt ved Royal Greenland (RG). Hvilket stemmer godt overens med spildevandsudløbene ved S2, RG og U1, som forventes at være påvirket. Den høje koncentration 34

45 ved havnen skyldes påvirkning fra bådene, idet bundmaling på skibe indeholder cadmium. Cadmiumindholdet i sediment viser som forventet højere koncentrationer end i vandfasen. Der er ingen af de pågældende steder, hvor den kritiske EAC- værdi overskrides (1ppm). Sammenlignes der med resultaterne fra år 2004, at der i de samme punktkilder er forefundet høje koncentrationer af cadmium. Det ses at cadmium koncentrationerne er lavere i 2005 end i 2004, hvilket igen kan forklares med døgnvariationer. [Hansen et al, 2004] Zink Det ses af nedenstående graf at baggrundsværdien på 0,8ppb samt den nedre og øvre EAC-værdi på henholdsvis 0,5ppb og 1ppb er overskredet af samtlige vandprøver. Zinkkoncentrationerne er næsten den samme i alle vandprøverne, hvilket viser at der umiddelbart ikke er nogen kilde til en lokal zinkforurening, men at der er et naturligt højt indhold af zink i vandet. Sammenlignes der med resultaterne fra 2004 ses det, at koncentrationerne er lavere i 2005, men ikke betydeligt [Hansen et al, 2004]. Det bemærkes desuden at zinkkoncentrationerne i vand er langt lavere end i sedimentet for forventet. 250 Zink Bund Overflade kritisk EAC Konc. i vandfasen (ppb) C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Graf 27: Zinkindholdet i vandprøverne fra Ulkebugten (se bilag 4) Sammenfatning af tungmetaller Der er analyseret for tungmetallerne bly, cadmium og zink. Efter gennemgang af de tre tungmetaller kan det konstateres at der ved måling af bly i vandprøverne må være opstået en fejlmåling. Fejlen er sket ved vandprøverne fra sygehuset (S1, S2), idet der her ikke er fundet bly koncentrationer over den øvre baggrundsværdi. Dette stemmer ikke overens med de resterende målinger af tilsvarende vandprøve for de andre 3 tungmetaller. Sammenlignes koncentrationerne af bly fra sygehuset med 2003 og 2004 ses det, at der i tilsvarende forsøgsområder er fundet markant højere koncentrationer af bly. Generelt ses der en tendens til at koncentrationerne er højest i bundvandet, det vil sige under springlaget. Ses der bort fra ovenstående kommentar om bly tyder det på, at der er en lokal forureningskilde af tungmetaller ved kloakudløbet nedenfor sygehuset og Royal Greenland, hvilket understøttes af resultaterne fra 2003 og 2004 [Hansen et al., 2004]. Idet koncentrationer af tungmetaller ved sygehuset og Royal Greenland er markant højere end i de resterende vandprøver. Inderst i Ulkebugten er der ligeledes målt høje koncentrationer af bly. 35

46 Tungmetalkoncentrationerne i vandprøverne er markant lavere end sedimentprøverne. Dette bekræfter at tungmetaller bindes til sedimentet. Herved vil tungmetaller (og næringssalte) hovedsageligt kun spredes ved resuspension af sedimentet Kloak rekognoscering For at få et indtryk af, hvor fra den lokale spildevandsforurening nedenfor sygehuset stammer fra, er der udtaget vandprøver fra kloakken fra lejlighedskomplekset og kloakken fra sygehuset, der begge ledes i samme kloak neden for sygehuset. I det følgende afsnit ses der på næringssalte og tungemetaller. I nedenstående graf ses kvælstof og fosfor indholdet ved kloakken fra lejlighedskomplekset og kloakken fra sygehuset. Det fremkommer tydeligt at det største kvælstof samt fosfor tilførsel til spildevandsudløbet neden for sygehuset kommer fra kloakken med spildevandsudledningen fra lejlighedskomplekset. Næringssalte Konc. i kloakvandet (ppm) Kloak 1 Sygehuset Kvælstof Fosfor Graf 28:Indhold af næringssalte i kloakprøver (se bilag 4). Ved sammenligning med resultaterne nedenfor sygehuset (S1) ses at der målt 13ppm. Her af kan det vurderes at der sker en kraftig fortynding af spildevandet fra kloakkerne ved udledningen. Der er ligeledes analyseret for tungmetaller i de to vandprøver. Det ses at der er samme tendens som ved næringssaltene. Af grafen ses, at der er markant flere tungemetaller i spildevandet fra lejlighedskomplekset. Den øvre EAC-værdi på 5ppb for bly samt den kritiske EAC-værdi for cadmium er overskredet lejlighedskomplekset. De kritiske EAC-værdier er som tidligere nævnt en vurdering af en skadelig belastningen i havvand og kan derfor ikke direkte bruges i forbindelse med kloak rekognoscering, men giver dog en indikation af, hvor belastningen set i Ulkebugten stammer fra. 36

47 Tungmetaller 0.8 Konc. i kloakvandet (ppm) Kloak 1 Sygehuset Bly Cadmium Graf 29:Tungmetaller i kloakprøver. (Se bilag 4) Sammenlignes der med målingerne nedenfor sygehuset, som for bly er 4ppb og for cadmium 0,4ppb ses at tungmetal tilførselen ved spildevandsudløbet umiddelbart ikke stammer fra de to kloakker. Af nedenstående tabel ses zink koncentrationerne. Grunden til at de ikke er medtaget i ovenstående graf er på grund markante forskellige i koncentrationerne set i forhold til cadmium og kobber. Tabel 6: Zinkindhold i kloakprøver. (Se bilag 4) Zink (ppb) Kloak 83,75 Sygehus 75 Af tabellen ses det at der næsten er lige meget zink i det to vandprøver dette understøtter påstanden om at der er en naturlig kilde til zink i den grønlandske vand. Det ses tydeligt udfra ovenstående, at påvirkningen ved udløbet nedenfor sygehuset stammer fra lejlighedskomplekset og derved en indikator for problemerne med udledningen af husholdningsspildevandet. 37

48 3.5 Diskussion I projektet for 2005 er en del af ønsket at undersøge, hvilken påvirkning og konsekvens det har for havmiljøet, at 1/3 del af Sisimiuts husholdningsspildevand udledes urenset til Ulkebugten og at der udledes industrispildevand fra Royal Greenland. Vurderingen vil blive baseret på fordelingen af næringssalte og tungemetaller i sediment- og vandprøver fra bund og overflade udtaget de samme steder i Ulkebugten og i omegnen af Sisimiut. Ligeledes ses der på resuspension, saltholdighed og temperatur for at få et indtryk af vandudskiftning og spredning af de forurenende stoffer. Målinger af salinitet og temperatur med CTD-sonden er foretaget af samme person som i 2004 og det vurderes derfor at data er af samme kvalitet i 2005 som i Af salinitets- og temperaturmålinger fremgår det at der i og udenfor Ulkebugten ikke er kraftige nok strømme til, at der sker en fuldstændig opblanding af vandsøjlen. Udfra salinitetsgraferne kan det vurderes at springlaget er haloklint, det vil sige saltbetinget, og at det er meget stabilt i den øverste meter af vandsøjlen. Dette er forventelig med en ferskvands udstrømning fra elven inderst i Ulkebugten. Det ses ligeledes at der ikke er en opblanding af vandsøjlen. Temperaturmålingerne viser at der er et koldere lag vand langs bunden af fjorden, som er et levn fra vinteren med en temperatur forskel på 1,5 C inde og udenfor Ulkebugten. Det indikerer at der er en vandudskiftning i Ulkebugten men det vides ikke hvor hurtigt vandet udskiftes ud fra resultatbehandlingen. Udfra de stillestående strømforhold observeret i Ulkebugten i 2004 [Hansen et al, 2004] kan det vurderes at spildevandet, som ledes ud i Ulkebugten, ikke vil spredes med strømmen endskønt høje hastigheder over tærsklen. Desuden ses det udfra temperatur- og salinitetsmålingerne at vandet uden for tærsklen er en homogen vandmasse. Dette indikerer at der er en vandcirkulation og vandudskiftning, som ikke forefindes i Ulkebugten. Sedimentprøverne, som er opnået i projektet i 2005, er sammenlignet med sommeren 2003 og Sammenligningen er fortaget for at se om der er en stabilitet i resultaterne hvad angår næringssalte; fosfor (P) og kvælstof(p) og tungmetallerne; bly (Pb), Cadmium (Cd), kobber (Cu), og zink (Zn) omkring Sisimiut for de tre på hinanden følgende somre. Sammenligningen er rimelig idet der er brugt samme metoder, instrumenter samt laborant til udførsel af målinger og den efterfølgende resultatbehandling. Ved spildevandsudløbene nedenfor sygehuset, i Ulkebugten og chokoladefabrikken ses det højeste indhold af organisk materiale. Tilsvarende ses markant højere kvælstofkoncentrationer ved sygehuset og inderst i Ulkebugten set i forhold til de andre sedimentprøver. Det er forventeligt at det er disse sedimentprøver, som har et højere næringssaltindhold, idet der er en lokal forureningskilde ved sygehuset. Sedimentprøverne med et normalt indhold af organisk materiale er ligeledes prøverne med det C/N forhold på 7, som oftest er set i havsediment. Sedimenterne direkte påvirket af spildevandsudløbet nedenfor sygehuset har derfor et C/N forhold over 10. Yderst ved chokoladefabrikken er der observeres et markant højt C/N forhold omkring 60, hvilket ikke kan forklares med påvirkningen fra spildevandsudløbet, men nærmere at der har været fiskeben i sedimentprøverne og derved højt karbon i prøven. Fosforindholdet er markant højt ved sedimentprøverne påvirket af sygehus spildevandsudløbet, hvor der er op til 5,8% fosfor i sedimentprøverne. Når der vurderes om sedimentprøverne er i balance, ses om N/P forholdet ligger omkring 10, og da forholdet i alle prøverne med undtagelse af referencen befinder sig under 1, er forholdet langtfra i balance. Denne ubalance kan skyldes at der enten er underskud af kvælstof eller overskud af fosfor. Det sidstnævnte er mest tænkeligt, da der i havsediment oftest er 0,1% fosforindhold og prøverne med mest fosfor næsten har et N/P forhold omkring 0. Men eftersom 38

49 ingen af prøverne har et N/P forhold i balance, tyder det på at kvælstofindholdet i fjorden er med til at danne eutrofiering. Dette betyder at biomassen vokser, mens antallet af bunddyr falder. Dette kan ikke konkluderes, da der ikke er lavet nøje undersøgelser af sedimentet. Dog er det bemærkelsesværdigt at der ikke er set meget liv i sedimentprøverne og det giver en yderligere bekræftelse i ovenstående påstand. Da der ingen grænseværdier er for, hvor store koncentrationerne af fosfor og kvælstof, som er skadelig for havmiljøet, bliver det svært at bruge disse stoffer til at vurderer situationen i Ulkebugten. Derfor fokuseres der i stedet for på næringsstof balancerne. Det tyder umiddelbart ikke på at der er balance mellem næringsstofferne C, P og N i Ulkebugten. Denne påstand bliver bekræftet af de sidste to års undersøgelser, som stemmer godt overens med undersøgelserne i år (sommeren 2005). Dette betyder at der ikke er optimale muligheder for mikrobiologisk nedbrydning eller eutrofiering. Yderligere sås det at samtlige sedimentprøver ved udtagningen var sorte og lugtede kraftigt af svovlbrinte. De giver indtrykket af at der er tegn på anaerobe forhold i Ulkebugten. Ligeledes var der røde børsteorme i sedimentprøverne fra spildevandsudløbet nedenfor sygehuset. At børsteormene er røde viser at de lever i iltfattigt miljø. Analyserne for tungmetaller viste det samme forureningsbillede som for næringssaltene. For bly og kobber overskrider sygehussedimentprøverne lokalt set de kritiske EAC- værdier. Dette tyder på at der er en lokal forureningskilde ved kloakudløbet nedenfor sygehuset, hvilket understøttes af resultaterne fra 2003 og 2004 [Hansen et al., 2004]. Idet koncentrationer af tungmetaller ved sygehuset er markant højere end i de resterende sedimentprøver. Inderst i Ulkebugten er der ligeledes målt høje koncentrationer af bly og kobber. Dette stemmer godt overens med at sedimentprøverne har et højt indhold af finkornet materiale og derved har let ved at adsorbere tungmetaller til sig og påvirkes tydeligt af kloakudløbet ved sygehuset. Baggrundsværdier i Grønland er for de fleste af de undersøgte tungmetaller over den kritiske EACværdi, dette gør at det er svært at vurdere om de høje tungmetal koncentrationer skyldes forurening eller naturlige forekomster i naturen. Men sammenholdes resultaterne fra sedimentprøverne ses der en tydelig tendens til at koncentrationen af tungmetaller er højest ved sygehuset. De høje koncentrationer ved sygehusets spildvandsudløb indikerer, at tungmetallerne hurtigt bundfældes fra vandfasen. Resultaterne af de analyserede sedimentprøver fra 2003 og 2004 viser samme tendens med hensyn til næringssalte og tungmetaller som i sommeren 2005, at der er en lokal forurening ved sygehuset. Dog er der i sommeren 2003 og 2004 også fundet en lokal forureningskilde ved Royal Greenland spildevandsudløbet, som ikke ses i analysen af sedimentet i Dette kan skyldes at der var meget rejeaffald i prøven og den derved giver en fejlindikation af sedimentets reelle indhold af næringssalte og tungemetaller. Resuspension af sedimentet i Ulkebugten kan medvirke til spredning af de forurenede stoffer, som forefindes bundet i sedimenterne. Udfra undersøgelser af gennemsnithastighederne ved tærskelen fra 2004 [Hansen et al, 2004] og de sammenfaldende ligheder med sedimentprøverne fra 2004 og 2005 kan det vurderes at potentialet for resuspension er meget lille. At sedimentet ikke spredes er at forvente, da sedimentets materiale er meget finkornet og har kohæsive egenskaber. Sammenfaldende med dette er at disse materialer indeholder store koncentrationer af næringssalte og tungmetaller på grund af de store specifikke overfladearealer. Det kan heraf konkluderes at de forurenende stoffer fra forureningskilden ved sygehuset ikke føres ud af bugten. Analysen af vandprøverne fra 2005 og resultaterne de to foregående år viser forskellige koncentrationer. Dog giver det alligevel en god indikation af, hvor der er punktkilder, da der ses markant høje koncentrationer på de samme udtagelses steder for vandprøverne. Det er klart at der er forskel i koncentrationer for de forskellige år, da vand er en flygtigfase, som derved kun er et øjeblikssituation og kan ikke sige noget om en generel gældende situation. 39

50 Resultaterne af de analyserede vandprøver viser samme tendens med næringssalte og tungmetaller som sedimentet at der er en lokal forurening ved sygehuset. Ved kloak rekognoscering af vandprøver direkte fra sygehuset og lejlighedskomplekset giver indikationen af, at det er lejlighedskomplekset, som giver anledningen til de høje næringssalte og tungemetal koncentrationer nedenfor sygehuset. Dog skal det påpeges at der sker en stor fortynding af spildevandet ved udledningen, men som tidligere nævnt er de forurenende stoffer der stadig og danner derfor grobund for miljøpåvirkning af Ulkebugten. Ligeledes viser vandprøverne fra Royal Greenland at der er en forureningskilde ved Royal Greenland som også sås i 2003 og Det er svært at vurdere på analysen af næringssaltene kvælstof og fosfor i vandprøverne, idet der ikke er givet nogle grænseværdier for, hvornår der er skadelige effekter af de givende næringssalte. Der er dog fundet markant høje koncentrationer af næringssalte ved Royal Greenland og sygehuset i både 2003, 2004 og 2005, men om det har en skadelig effekt kan der ikke ytres noget om. Det eneste kvælstof koncentrationerne kan sammenlignes med er udledningskravene til spildevand, hvor der højst må være 8ppm kvælstof i vandet. Denne værdi giver et billede af, hvad der menes at kunne udledes uden at det har en skadelig effekt. Undersøgelserne i Ulkebugten viser at kvælstof koncentrationerne overskrider 8ppm ved sygehuset og Royal Greenland. Det kan betyde at der er en meget stor tilførsel af kvælstof til vandet fra spildevandsudløbene ved de givende steder, men om det har en skadelig effekt kan ikke konkluderes. De høje koncentrationer af fosfor i vandprøverne kan være et udtryk for at baggrundskoncentrationen for fosfor er højt i havvand på Grønland kontra andre steder. Det vides dog at udledningskravet for fosfor udledningen af renset spildevand skal være 1,5ppm. Resultaterne viser at fosfor koncentrationerne ikke overskrider denne værdi. Som tidligere nævnt er fosforindholdet i havvand 0,02-0,06ppm og disse værdier overskrides op til flere gange ved henhold vis Royal Greenland og sygehuset. Hermed indikeres at der er en tilførsel af fosfor til havvandet i de givne udtagningssteder. Analysen for tungmetaller viser det samme billede som ved næringssaltene. Generelt ses en tendens af høje koncentrationer i bundprøverne det vil sige under springlaget. Der er en lokal forureningskilde ved kloakudløbet nedenfor sygehuset og Royal Greenland, hvilket understøttes af resultaterne fra 2003 og 2004 [Hansen et al., 2004]. Idet koncentrationer af tungmetaller ved sygehuset og Royal Greenland er markant høje end i de resterende vandprøver. EAC- værdierne for cadmium, kobber og zink overskrides ligeledes her. Umiddelbart inden afleveringen af projektet vakte det undren, at de målte zink koncentrationerne i havvandet er markant højere end baggrundsværdierne i Grønland. På baggrund af Arne Villumsens opfordring kontaktedes Gert Asmund fra DMU for at få forklaret dette. Som følge heraf er det blevet konstateret, at der ikke kan måles tungmetaller i havvand ved hjælp af ASS maskinen, da indholdet af koncentrationen af tungmetaller er for lave til at AAS maskinen kan måle dem. Årsagen til dette skyldes bl.a. at saltmatricen også absorberer lys og derved måles kloridindholdet i vandprøverne i stedet for zink [Asmund, 2005]. Altså er datagrundlaget for 2003 samt 2004 ligeledes ubrugeligt idet AAS metoden er benyttet. Efter konstateringen af dette er det alligevel forsøgt at vurdere på zinkkoncentrationerne. Dette gøres udfra viden om at koncentrationerne i havvand generelt er en faktor 1000 mindre end koncentrationer målt i sedimenter. Divideres koncentrationerne af zink i sedimenterne med 1000 ses at zink koncentrationerne i vandet alle er under den kritiske EAC- værdi på 1ppb. [Villumsen, 2005] Derfor vurderes det at zink koncentrationen i vandet ikke er skadelige for havmiljøet som datagrundlaget indikere. 40

51 3.6 Konklusion Det kan konkluderes at sedimentprøverne i havet omkring Sisimiut viser en lokal forurening nedenfor sygehuset, idet der ses en tendens til ophobning af næringssalte og tungemetaller omkring spildevandsudløbet. Koncentrationerne af tungmetaller bly og kobber omkring spildevandsudløbet nedenfor sygehuset overskrider lokalt set de kritiske EAC-værdier. Zinkkoncentrationerne er ligeledes markant højere i sedimentet ved sygehuset end de andre udtagelsessteder. Grunden til ophobningen af næringssaltene og tungmetaller i de fine sedimenter skyldes at det adsorberes til materialet og at de gennemsnitlige strømhastigheder ikke er høje nok til at resuspendere sedimenterne nedenfor sygehusets spildevandsudløb. Denne påstand understøttes af salinitets- og temperaturmålingerne i Ulkebugten, som viser et springlag. Dette giver indikationen af at der er den fornødne tid til at næringssalte og tungmetallerne kan bundfælde og bindes til sedimenter inden en spredning af sedimenterne på grund af en langsom vandudskiftning vil foregå. Vandprøverne i Ulkebugten giver et billede af samme tendens som i sedimentprøverne, dog er der megen variation mellem koncentrationerne fundet i projekterne i år og i de foregående år. Dette viser at vand er en flygtigfase, som derved kun er et øjeblikssituation og kan ikke sige noget om en generel gældende situation. Udfra en kemisk betragtning bør det revurderes om der skal udledes spildevand nedenfor sygehuset, dog skal der foretages flere undersøgelser for at belyse løsningsmulighederne fuldendt. 41

52 3.7 Perspektivering Da vand er en flygtig fase, bør der laves mere omfattende undersøgelser af vandet i Ulkebugten for at få et mere reel vurdering af forureningsproblemet ved udledningen af urenset spildevand til bugten. Dette bør foregå ved at de samme målinger fra de samme udtagelsessteder undersøges året rund for at få et bedre billede af døgn- og sæsonvariationer i vandudskiftningen, som variere meget mellem sommer og vinter. Denne variation vil også have en påvirkning på spredningen af næringssalte og tungmetaller. Det skal dog nævnes at der ikke er nok belæg for at vurdere om der er en endelig fare for havmiljøet ved udledningen af urenset spildevand. Idet kun kemiske parametre er undersøgt, er konsekvenserne for dyrelivet ikke vurderet og den økologiske status i området, kan derfor ikke bedømmes. EU arbejder i øjeblikket på en samlet plan til vurdering af økologisk status, men denne er ikke udarbejdet endnu [Huntington, 2005]. Næringssalte og tungmetaller er kemiske parametre, der kan benyttes som indikatorer for påvirkningen af havmiljøet. Disse indikatorer skal understøttes med en biologisk vurdering af dyrelivet i havet omkring Sisimiut eventuelt ved benyttelse af Dansk Vand Fauna Indeks (DVFI). En umiddelbar analyse af de udtagne sedimentprøver viser en begrænset fauna omkring Sisimiut og indikere dermed en belastning i området. Dog kan det spinkle vurderingsgrundlag ikke forsvare beslutninger om rensning af spildevand inden udledning til havet. Et andet aspekt i vurderingen om rensning af spildevandet bør foretages, er turismen i Grønland. Det kan have en negativ effekt på den grønlandske turisme hvis der flyder skrald og lignede rundt i havvandet, når turisterne kommer for at se det smukke naturlige Grønland. Dette kunne betyde at grønland vil få et dårligt ry blandt turister og dermed påvirke økonomien i Grønland negativt. Herudfra kan en rensning af spildevandet forsvares at være nødvendig. Umiddelbart inden afleveringen af projektet vakte det undren, at de målte zink koncentrationerne i havvandet er markant højere end baggrundsværdierne i Grønland. På baggrund af Arne Villumsens opfordring kontaktedes Gert Asmund fra DMU for at få forklaret dette. Som følge heraf er det blevet konstateret, at der ikke kan måles tungmetaller i havvand ved hjælp af ASS maskinen, da indholdet af koncentrationen af tungmetaller er for lave til at AAS maskinen kan måle dem. Årsagen til dette skyldes bl.a. at saltmatricen også absorberer lys og derved måles kloridindholdet i vandprøverne i stedet for zink [Asmund, 2005]. Altså er datagrundlaget for 2003 samt 2004 ligeledes ubrugeligt idet AAS metoden er benyttet. 42

53 Kapitel 4 Undersøgelser af Søndre Strømfjord Søndre Strømfjord, som ligger syd for Sisimiut (10 timers sejlads), ses i nedenstående billede. Fjorden er 150km meter lang og 250meter dyb på det dybeste sted. For enden af Søndre Strømfjord findes bygden Kangerlussuaq, som er den vigtigste lufthavn på Grønland, da den forbinder nord og syd Grønland. Billede 3: Kort over Søndre Strømfjord [asiaq, 2004] 4.1 Prøvetagningssteder og forsøg For at få et indtryk af de naturlige forhold i de grønlandske farvande, til sammenligning med forholdene ved udledning af urenset spildevand omkring Sisimiut, er der foretaget undersøgelser af Søndre Strømfjord. Prøvetagning i sommeren 2005 er en undersøgelse med henblik på en mere gennemgribende forståelse af de miljømæssige forhold i Søndre Strømfjord, ved vurdering af salinitets og temperatur målinger 17 steder i fjorden med 5 sømil i mellem. Der er kun udtaget vand og sedimentprøver fra inderst, midten og yderst af Søndre Strømfjord på grund af afgrænsning af projektet Prøvetagningssteder Der er foretaget salinitets- og temperaturmålinger med CTD-sonden, hver femte sømil af Søndre Strømfjord. Se nedenstående tabel over koordinater. 43

54 Tabel 7: Geografiske koordinater for prøvetagningsstederne (se bilag 5) Undersøgelsessteder Geografiske koordinater KL 2 N W KL 3 N W KL 4 N W KL 5 N W KL 6 N W KL 8 N W KL 9 N W KL 10 N W KL 11 N W KL 12 N W KL 13 N W KL 14 N W KL 15 N W KL 16 N W KL 17 N W KL 18 N W I nedenstående figur ses et kort over Søndre strømfjord med de indtegnede undersøgelses steder.. Figur 6: Kort med geografiske angivelse af undersøgelsessteder. [Google, 2005] Der er kun udtaget vandprøver ved KL 3, KL 12, og KL 17 og sedimentprøver ved KL 10, KL12, KL13, KL 17 og KL 18. Lokaliteterne, koordinat og sediment beskrivelse er beskrevet i tabel 8. Placering på kort over fjorden kan ses ovenfor. 44

55 Tabel 8: I tabellen ses placering samt beskrivelse af de indsamlede sediment og vandprøver d 27 juli 2005 Navn Koordinater Beskrivelse KL10 N W Siltet sandet og gråt. Ler fandtes i midten af kernen. Intet tegn på liv KLl2 N W Siltet sandet og gråt. Ler fandtes i midten af kernen. Intet tegn på liv. KL13 N W Siltet sandet og gråt intet tegn på liv KL 17 N W Siltet sandet og gråt intet tegn på liv KL18 N W Meget fint siltet sandet og gråt. Let ildelugtende. Tegn på liv Materiale og metoder Alle sediment- og vandprøver er indsamlet d 4. august 2005 ved hjælp af fiskekutter med spil som med Hapsen, der samler sediment op i en kerne på 10 cm i diameter og 20 cm i højden. Af disse bliver der udtaget det øverste af sedimentet til analyse. Efter udtagning blev de lukket grundig af i 10 liters plastikposer. Med Nansen Vandhenter bliver der taget vandprøver i 100 ml flasker. De ovenstående indsamlede sedimenter vil blive undersøgt for Organisk materiale, kvælstof, fosfat og tungmetaller. Der vil derudover blive vurderet på sedimentbalancen (næringssalt balancen). Resultaterne vil derefter blive sammenlignet med analyseresultaterne, der er fundet i andre undersøgelser i 2005, for at se resultaterne i et større sammenhæng samt at kunne vurdere ligheder og forskelle. Ligeledes vil der blive brugt resultater fundet ved andre grupper for at underbygge de fundne resultater. Det vurderes at resultaterne er af samme kvalitet som dem fundet i andre undersøgelser, idet der er blevet brugt samme udstyr, samme geografiske steder og analyse metoderne er de samme. Yderligere er assistancen i laboratoriet udført af samme laborant. Der vil i det følgende afsnit foretages en resultatbehandling af de udtagne sediment- og vandprøver. Teori samt baggrundsværdier og EAC- værdier ses i kapitel 1og Salinitet og temperatur forhold i Søndre Strømfjord Salinitet Saliteten er målt gennem Søndre Strømfjord. Saltindholdets fordeling i vandsøjlen er med til at afspejle de hydrografiske forhold i vandet. Det ses ud fra grafen at der forekommer en markant og kraftig lagdeling af vandsøjlen, i de øverste 50 meter, hvor der sker et spring i saliniteten op til 27 psu. Dette skyldes at fjorden fryser til om vinteren og ved isfrysning udskilles salt derved skabes en højere saltholdighed som observeres om sommeren på grund af mangel på opblanding af vandsøjlen. 45

56 Salinitetsfordeling i Søndre Strømfjord dybde (m) KL 2 KL 4 KL 6 KL 9 KL 11 KL 13 KL 15 KL 17 3 psu 6 psu 9 psu 12 psu 15 psu 18 psu 21 psu 24 psu 27 psu 30 psu bund Graf 30: Salinitetsforhold i Søndre Strømfjord. (Se bilag 5) Temperatur Temperaturmålingerne er foregået samme dag og sted som ved salitetets målingerne. Ud fra nedenstående graf ses det at der er stort temperatur fald fra overfladen 8 C til bunden 0,9 C. Temperaturforhold i Søndre Strømfjord dybde (m) KL 2 KL 4 KL 6 KL 9 KL 11 KL 13 KL 15 KL 17 8 C 7 C 6 C 5 C 4 C 3 C 2 C 1 C 0 C bund Graf 31: Temperaturforhold i Søndre Strømfjord. (Se bilag 5) Grafen viser at temperaturen falder ned igennem vandsøjlen. Ændringerne sker kontinueret ned igennem vandsøjlen, hvor der ved salinitetsmålingerne kun sås ændringer i de øverste 50 meter. Heraf kan det vurderes at springlaget overvejende er betinget af salinitetsforskelle og derved en haloklin [Lund-Hansen et al,1994]. Overfladevandet er op til 8 C varmere end bundvandet og heraf kan det tyde på at der er levn af koldt tungt vand fra vinteren. Dette kan konstateres udfra 46

57 betragtningen af at springlaget om sommer danner et låg på fjorden som gør at der ingen opblanding eller vandudskiftning sker. 4.3 Undersøgelse af sedimenter i Søndre Strømfjord Der vil i det følgende afsnit foretages en resultatbehandling af de udtagne sediment- og vandprøver Næringssalte For de indsamlede sedimentprøver fra de angivne punktkilder er der analyseret for organisk materiale, kvælstof og fosfor. De fundne resultater er givet som vægtprocenten af sedimentprøven. For yderligere informationer om resultatbehandling se bilag 6. Organisk stof For at kunne vurdere, hvor meget organisk stof, der forefindes i sediment prøverne, måles karbonindholdet( C ). Det totale indhold af karbon består af henholdsvis af organisk karbon og uorganisk karbon. Det uorganiske er i form af karbonater. Da indholdet af det organiske karbon ikke kan måles direkte, så undersøges der for total karbon og uorganisk karbon, hvor differencen er mængden af det organiske stof. Den tørrede prøve giver den totale mængde af karbon og glødprøven giver mængden af det uorganiske karbon. (Se nedenstående graf) Organisk stof % Organiske materiale kl 10 kl 12 kl 13 kl 17 kl 18 Graf 32: % organisk stof ved undersøgelsesstederne. (Se bilag 6) Ud fra ovenstående graf ses at der er et højt indhold af organisk stof ved KL 18. Dette er ligeledes at forventet, idet sedimentprøven er meget slammet og finkornet. Dog er 20% organisk materiale, et ekstremt højt indhold. Dette kan skyldes at det er gylle eller at der har været rester af fiskeben i sedimentprøven. Ligeledes er dette, som tidligere nævnt, det tætteste punkt ved Kangerlussuaq og derved er det undersøgelsessted, der er under den højeste belastning fra Elven. Ved de resterende undersøgelsessteder i Søndre Strømfjord ses at der er en meget lille mængde organisk materiale under 3%. Dette stemmer godt overens med den store dybde (ned til 250 meter) prøverne er udtaget på, hvor der er meget lidt lys og ilt. 47

58 Kvælstof Sedimenternes indhold af kvælstof er analyseret ved hjælp af på DTU Kjeldahl-metoden Kvælstof % kvælstof i sediment 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 kl 10 kl 12 kl 13 kl 17 kl 18 Graf 33: Kvælstofindholdet i sedimentet i Søndre Strømfjord (se bilag 6) Det ses af ovenstående figur at indholdet af kvælstof er højt inderst i Søndre Strømfjord KL 18. som er påvirket af havnen og Lakse elven. Ligeledes er det denne prøve, som indeholder mest organisk materiale og er mest finkornet. Det stemmer godt overens med forventningen, idet adsorptionen afhænger af prøvens samlede overfladeareal og derved vil være størst ved finkornet materiale. Men som før nævnt virker det som om at prøven er utroligt meget påvirket. Det kan være at prøven er taget direkte i spildevandsaffald, dette bør dog undersøges nærmere. De resterende sedimentprøver kvælstofindhold stemmer overens med indholdet af kvælstof i referencen i Ulkebugten. Fosfor Fosforprøverne er undersøgt ved hjælp af et spektrofotometer. Inderst i Søndre Strømfjord ved (KL 18) er ikke medtaget i nedenstående graf, idet værdien er markant højere ( KL 18 1,08ppm dvs. 17%). Den høje fosfor værdi skyldes som tidligere forklaret at sedimentprøven måske er udtaget i spildevandsudløbets affald. 48

59 Fosfor % fosfor i sediment 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 Graf 34: Mængden af fosfor i sediment fra Søndre Strømfjord (jf. bilag 6) Ud fra teorien vides at sedimenter fra havbundet ofte indeholder 0,1% fosfor. Det ses at dette er tilfældet i ovenstående graf, da sedimentprøverne er fra 0,7 til 0,82 %. Næringssalte balance Nedbrydningen af organisk materiale i sedimentet sker via microorganismernes 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 (masseforholdet) for microbiel vækst regnes derfor med at være cirka 10, da størrelsesorden for fosfor i cellemassen er cirka 10% i forhold til N-indholdet. Ligeledes er cellemassen mellem C og N. Hvis forholdet er under 10 betyder det, at bakterierne har ideelle muligheder for at nedbryde det organiske materiale. Hvis forholdet derimod er over 10 vil nedbrydningen hæmmes. C/N forhold Fra nedenstående graf ses C/N forholdet i sedimenter i Søndre Strømfjord. Som tidligere nævn er det ideelt for bakterierne, hvis C/N forholdet er under 10, idet bakterierne herved har mulighed for at nedbryde det organiske materiale. (Se nedenstående graf) 49

60 C/N forhold KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 Graf 35: C/N forholdet i sedimenter fra Søndre Strømfjord (for data se bilag 6) Ud fra grafen ses det, at det kun er inderst i Søndre Strømfjord KL 18, hvor der er et C/N forhold over 10. Det vil sige at der er mangel på kvælstof set i forhold til det mængden af karbon som er i det organisk materiale. Derfor kan bakterierne ikke nedbryde det organiske stof. Dog giver C/N forhold igen indikationen af at sedimentprøven ikke er et reelt billede af forholdene på det givende sted. Forventet ville være at de sediment prøver med meget organisk materiale ville have et C/N forhold over 10, som også er tilfældet, men omkring 45% er utroligt højt. Det kan som tidligere nævnt skyldes at sedimentprøven måske er udtaget i spildevandsudløbets affald. De resterende sedimentprøver er omkring de 4%, som er meget normalt for havbunden i disse dybder. N/P forhold Som det fremgår af teori afsnittet skal forholdet mellem kvælstof og fosfor være omkring 10 for at der er et microbielt attraktivt miljø. Af graf 36 ses det, at N/P forholdene ingen af stederne er omkring de 10. Det vil sige at der er underskud af kvælstof, idet fosfor i sediment ved alle sedimentprøverne er omkring 0,1% med udtagelse af KL18. N/P forholdene giver et godt billede af de store dybder prøverne er udtaget fra. N/P forhold 0,18 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0 KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 Graf 36: N/P forholdet i sediment fra Søndre Strømfjord (jf. bilag 6 for datagrundlag) 50

61 4.3.2 Tungmetaller På grund af afgrænsning af projektet er der kun at analyser for fire tungmetaller, bly,cadmium, zink og kobber. Prøvernes indhold af tungmetaller er undersøgt efter Dansk Standard nr. 259 ved hjælp af AtomAbsorptionsSpektrofotometri (AAS) samt grafitovn. Som det er foreskrevet er sedimentprøverne blev konserveret samt foretaget en syreoplukning inden analysen. I den følgende graf 37 ses indholdet af alle de analyserede tungmetaller. Tungmetaller Konc. i sediment (ppm) kl 10 kl 12 kl 13 kl 17 kl 18 Bly Cadmium Kobber Zink Graf 37: Tungmetaller i Søndre Strømfjord sediment. (Se bilag 6) Af overstående graf ses det tydeligt at der forekommer de højeste koncentrationer af tungmetaller ved KL 13 og KL 18, som er inderst og 25 sømil længere ude i Søndre Strømfjord. I ovenstående graf bemærkes det at cadmium umiddelbart ikke ses. Det skyldes dog at værdierne for cadmium i sedimentet er i intervallet 0-0,4ppm og ikke at cadmium ikke er målt i sedimentet. I det følgende vil de udvalgte tungmetaller blive behandlet, hver for sig. Sedimentprøver vil blive sammenholdt og diskuteret med de grønlandske baggrundsværdier for tungmetaller samt de økotoksikologiske grænseværdier (EAC). Værdierne er givet i teoriafsnittet Bly For at vurdere om koncentrationen af bly er kritisk i de analyserede sedimentprøver sammenholdes som tidligere nævnt med baggrundsværdierne samt EAC-værdierne. Baggrundsværdierne for bly er i intervallet 6-37ppm. Den kritiske EAC- værdi er 50ppm. (Se nedenstående graf 38) 51

62 Bly konc. i sediment (ppm) KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 konc. kritisk EAC Graf 38: Bly i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Det ses af grafen at det kun er KL 10 og KL 12, som ligger under baggrundsværdien. KL 13, KL 17, KL 18 ligger ved eller over den kritiske EAC- værdi. Det skyldes påvirkningen fra havnen og Lakse elven. Grunden til det høje blyindhold kan skyldes en lomme med malm fra fjeldet, hvor bly, zink og kobber følges ad med vandet. Dette skal dog undersøges nærmere ved at se om der er den samme tendens ved de to andre tungmetaller. Cadmium Baggrundsværdien for cadmium er 0,36ppm. Det ses ud fra graf 39, at det kun er prøven inderst i Søndre Strømfjord overgår baggrundsværdien. De resterende prøver ligger under. Der er ingen af sedimentprøverne som overstiger den kritiske EAC-værdi på 1ppm. Det høje cadmiumindhold skyldes, som tidligere nævnt, at der ikke er et reelt billede af forholdene på det givende sted. Cadmium konc. i sediment (ppm) KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 konc. kritisk EAC Graf 39: Cadmium i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) 52

63 Kobber I alle prøverne er der målt koncentrationer over den nedre baggrundsværdi på 8ppm og EAC-værdi på 5ppm. Idet alle sedimentprøverne ligger under den øvre baggrundsværdi på 145ppm er det ikke muligt at give en generel bemærkning. I grafen ses det, at sedimentprøverne har et relativt højt indhold med kobber. Som ved bly ses det, at KL 13 indeholder 82ppm kobber og det understøtter mistanken om at der er en lomme med malm fra fjeldet. Kobber konc. i sediment (ppm) KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 konc. kritisk EAC Graf 40: Kobber i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Zink Idet zink, som nævnt i teoriafsnittet, ikke er så giftig som de andre tungmetaller, er grænseværdierne tilsvarende høje for dette metal. Intervallet for baggrundsværdierne er 38ppm til 115ppm i Grønland, hvorimod den nedre EAC- værdi er 50ppm og den kritisk EAC- værdi er 500ppm. Se nedenstående graf for fundne zink koncentrationer i sedimentprøverne. Zink konc. i sediment (ppm) KL 10 KL 12 KL 13 KL 17 KL 18 konc. kritisk EAC Graf 41: Zink i sediment fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) 53

64 Af overstående graf er det alle sedimentprøverne med undtagelse af KL 12, som overskrider den nedre EAC- værdi. Ingen af sedimenterne overskrider den øvre baggrundsværdi. Det ses at KL 13 zinkindhold er høj og understøtter påstanden om, at der en lomme med malm fra fjeldet. Sammenfatning af tungmetaller Der er analyseret tungmetallerne bly, cadmium, kobber og zink. Efter gennemgangen af de fem tungmetaller kan det konstateres at måling af bly-, kobber- og zinkindholdet er højt ved KL 13. Det giver et billede af at KL 13 kan være udtaget i en lomme med malm fra fjeldet. KL 18 har et højt indhold af cadmium, som understreger at sedimentprøven er udtaget af spildevandsudslips affald. De resterende sedimentprøver viser et naturligt havmiljø. 4.4 Undersøgelse af vandkvaliteten i Søndre Strømfjord Der er taget vandprøver fire steder langs ruten i Søndre Strømfjord. Vandprøverne er taget i 20 meters og 50 meters dybde som forventes at være henholdsvis over og under springlaget. Prøverne er undersøgt for kvælstof og COD i Grønland. Vandprøverne er efter prøvetagning ligeledes blevet konserveret og analyseret i laboratoriet på DTU, på samme måde som sedimenterne. De bliver undersøgt for næringsstoffer (kvælstof og fosfat) samt andre standard vandkvalitetsparametre såsom suspenderet stof og COD. Derefter vil de blive undersøgt for tungmetaller bly, cadmium, og zink. Resultaterne af vandprøverne vil blive sammenlignet med EAC-grænseværdier for de enkelte stoffer og blive sammenlignet med resultater fundet i andre forsøg foretaget i Næringssalte Kvælstof Af nedenstående graf ses det at der er en markant højere koncentration af kvælstof ved KL 17 overflade. Det kan skyldes påvirkning fra havnen. Dog kan det virke påfaldende at der ikke er fundet højere koncentrationer af kvælstof ved smeltevandselven. Det ses ligeledes at udledningskravene på 8ppm kun er overskredet for KL 17 overflade. Kvælstof konc. i vandfasen (ppm) kl 3 kl 12 kl 17 elven bund overflade Graf 42: Kvælstofindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) 54

65 Det ses at koncentrationerne er højere i sedimentet end i vandprøverne. Dette skyldes at vandfasen er en mere flygtig fase. Vandprøverne giver kun et billede af en øjebliks situation og ikke en længere varende tidsperiode. Det samme gør sig gældende for fosforindholdet. Fosfor Fosforindholdet er afbilledet i nedenstående graf. Det ses at fosfor koncentrationen næsten er den samme ved alle vandprøverne med udtagelse af KL 3. Årsagen til at koncentrationen ved overfladen ved KL 3 er markant højere vides ikke. Fosfor 0.14 konc. i vandfasen (ppm) C1 C2 C3 H1 H2 S1 S2 U1 U2 RG REF Bund Overflade Graf 43: Fosforindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Som tidligere nævnt er fosforindholdet i havvand som regel er i størrelsesordenen af 0,020-0,060ppm i form af fosfat. Udfra grafen ses at fosforindholdet i vandprøverne ligger inden for dette interval. COD I nedenstående graf ses COD indholdet i vandprøverne fra Søndre strømfjord, med udtagelse af elven idet COD ikke er målt her. Indholdet er generelt større ved bunden hvilket er forventeligt da organisk materiale fra sedimentet sandsynligvis vil findes i suspension her. Den høje COD ved KL3 kan umiddelbart ikke forklares nærmere. 55

66 COD 4000 konc. i vandfasen (ppm) kl 3 kl 12 kl 17 elven bund overflade Graf 44: COD i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Tungmetaller I nedenstående graf ses tungmetalkoncentrationerne for overflade og bundvandet udtaget fra Søndre Strømfjord. Der er ikke undersøgt for kobber grundet resultaterne i 2004 [Hansen et al, 2004] og nikkel, idet der opstod problemer med AAS maskinen. Af grafen ses det at der er store mængder zink i samtlige vandprøver og der blev fundet mest bly vandprøven fra elven. Tungmetaller 6 konc. i vandfasen (ppm) Bly bund Bly overflade Cadmium bund Cadmium overfalde Zink bund Zink overflade 0 kl 3 kl 12 kl 17 elven Graf 45: Tungemetaller i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) I det følgende afsnit vil der være en enkeltvis gennemgang af tungemetallerne. 56

67 Bly Af grafen nedenfor fremgår det, at den øvre EAC-værdi på 5ppb ikke overskrides på nogle af vandprøverne. Elven nærmer sig dog de 5ppb. Det ses at KL 17, som er udtagelsesstedet, som er nærmest elven, er de vandprøver med mest bly. Dette kan skyldes at KL 17 befinder sig nær havnen og bly bruges som rustbeskyttelsesmiddel til bådene og smørmidler til bådenes maskiner. Bly konc. i vandfasen (ppm) bund overflade kritisk EAC KL 3 KL 12 KL 17 Elven Graf 46: Blyindhold vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Cadmium EAC-værdierne for cadmium er i intervallet 1-10ppb og som det fremgår af nedenstående graf overskrides dette ikke nogen steder. Det ses at koncentration af cadmium er høj ved KL 17 bund, som er udtagelsesstedet, der er nærmest spildevandsudløbet fra havnen. Cadmium konc. i vandfasen (ppm) bund overflade kritisk EAC KL 3 KL 12 KL 17 Elven Graf 47: Cadmiumindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) 57

68 Zink Det ses af nedenstående graf at baggrundsværdien på 0,8ppb samt nedre og øvre EAC-værdier på henholdsvis 0,5ppb og 1ppb er overskredet af samtlige vandprøver. Det ses at zinkkoncentrationerne næsten er den samme i alle vandprøverne. Den samme tendens sås ved zinkindholdet i havet omkring Sisimiut og dette tyder på at der en naturlig fremkomst af zink i de grønlandske farvande. Det ses ligeledes at koncentrationer er på samme niveau i Ulkebugten som i Søndre Strømfjord. Zink konc. i vandfasen (ppm) bund overflade kritisk EAC KL 3 KL 12 KL 17 Elven Graf 48: Zinkindhold i vandprøver fra Søndre Strømfjord. (Se bilag 6) Sammenfatning af tungmetaller Der er lavet analyser af tungmetallerne bly, cadmium og zink. Generelt ses der en tendens, hvor der er højst koncentrationer i bundprøverne, det vil sige under springlaget. Umiddelbart virker det ikke til at der er nogle problemer med tungmetaller bly, cadmium og nikkel i vandprøverne. Ingen af vandprøverne overstiger den øvre EAC- værdi. Med hensyn til zink ses at samtlige vandprøver overskrider den øvre EAC- værdi med op til 150%. Den samme tendens sås ved zinkindholdet i Ulkebugten og dette tyder på at der en naturlig fremkomst at zink i de grønlandske farvande. Tungmetalkoncentrationerne i vandprøverne er markant lavere end sedimentprøverne. Dette bekræfter at tungmetaller bindes til sedimentet. Det vil sige at næringssalte og tungmetaller kun kan spredes med sedimentet. 58

69 4.5 Diskussion I projektet for 2005 er en del af ønsket at undersøge Søndre Strømfjord for at få et vurderingsgrundlag for omfanget af påvirkningen i havet omkring Sisimiut ved udledningen af urenset spildevand. Målinger af saliniltet og temperatur med CTD-sonden er foretaget af samme person i 2005 og 2004 og vurderes derfor at være sammenlignelige. Af salinitets- og temperatur målinger fremkommer det at der ikke er kraftige nok strømme til, at der sker en opblanding af vandsøjlen. Ud fra salinitetsgraferne kan det vurderes at springlaget er haloklinen, det vil sige saltbetinget og er meget stabilt i de øverste 50 meter af vandsøjlen. Temperaturmålingerne viser at der er et koldere vand langs bunden af fjorden, som er levn fra vinteren med temperatur intervaller fra 8 C i overfladen til 0,9 C ved bunden. Det indikerer at der er en langsom udskiftning af vandet i fjorden. Sedimentprøverne, som er opnået i projektet i 2005, er sammenlignet med data fra havet omkring Sisimiut foretaget i samme projekt (se kapitel 3). Grundet til sammenligningen er som tidligere nævnt at få et udtryk for de naturlige forhold i de grønlandske farvande. Herved menes næringssalte fosfor (P) og kvælstof(p) og tungmetallerne bly (Pb), Cadmium (Cd), kobber (Cu) og zink (Zn) i Søndre Strømfjord og ved Sisimiut. Sammenligningen er rimelig, da der er brugt samme metoder, instrumenter samt laborant til målinger og resultatet behandlingen. Inderst i Søndre Strømfjord ved KL 18 ses det højeste indhold af organisk materiale. Tilsvarende ses markant højt næringsstofindhold samme sted. Det er forventeligt ud fra mistanken om at sedimentprøven er udtaget direkte i spildevandsaffald dette bør dog undersøges nærmere. Sedimentprøverne med et normalt indhold af organisk materiale er ligeledes prøverne med det C/N forhold på 4, som forventelig havsedimenter udtaget på disse dybder. KL 18 derfor et C/N forhold over 10. Fosforindholdet er markant højt ved sedimentprøven ved KL 18, hvor der er op til 17% fosfor i sediment prøven. Når der vurderes om sedimentprøverne er balance, N/P forholdet omkring 10, ses N/P forholdene ingen af undersøgelsesstederne er omkring de 10, men lavere. Denne ubalance kan skyldes at der enten er underskud af kvælstof eller overskud af fosfor. Det førstnævnte er mest tænkeligt. Det vil sige at der er underskud af kvælstof, idet fosfor i sedimenterne ligger omkring den naturlige koncentration på 0,1% med undtagelse af KL18. Men efter som ingen af prøverne har et N/P forhold i balance tyder det på mangel på kvælstof i Søndre Strømfjord. Sammenlignes der med resultaterne for kvælstofindhold ved Sisimiut ses at der er fundet op til 1% kvælstof i sedimentet, hvor der i Søndre Strømfjord er fundet 0,2% kvælstof i sedimentet. Altså er kvælstof den begrænsende faktor ved dannelsen af eutrofiering i Søndre Strømfjord. Dette betyder at biomassen vokser, mens antallet af bunddyr falder. Dette kan ikke konkluderes, idet der ikke er lavet nøje undersøgelser af sedimentet. Da der ingen grænseværdier er på, hvor store koncentrationerne af fosfor og kvælstof, som er skadelig for havmiljøet, er det svært at bruge disse stoffer til at vurdere situationen i Søndre Strømfjord. Derfor fokuseres der i stedet på næringsstofbalancerne. Det tyder umiddelbart på at der er balance mellem næringsstofferne C og N med undtagelse af KL 18. Denne påstand kan dog ikke umiddelbar bekræftes uden der foretages flere undersøgelser af samme art i fjorden. Analysen for tungmetaller viser ikke helt det samme billede som næringssaltene. Efter gennemgang af de fem tungmetaller kan det konstateres at måling af bly, kobber og zink indholdet er højt ved KL 13, hvor der var et normalt næringssalt forhold. Dette giver et billede af at KL 13 kan være udtaget i en lomme med malm fra fjeldet, idet ovenstående tungmetaller oftest følges ad. KL 18 har et højt indhold af cadmium, som understreger at sedimentprøven er udtaget af spildevandsudslips 59

70 affald, hvor der kan spores farvepigmenter fra maling. De resterende sedimentprøver viser et naturligt havmiljø. Baggrundsværdier i Grønland er ved de fleste tungmetaller over den kritiske EAC-værdi, dette gør at det er svært at vurdere om de høje tungmetal koncentrationer skyldes forurening eller natur fremkost i naturen. Men sammenholdes resultaterne af sedimentprøverne ses en tydelig tendens at tungmetal koncentrationerne er højeste ved KL 13. Analysen af vandprøverne fra 2005 viser at der er omtrent samme koncentration af kvælstof og fosfor i Søndre Strømfjord og ved Sisimiut. Det er svært at vurdere på analysen af næringssaltene kvælstof og fosfor i vandprøverne, idet der ikke er givet nogle grænseværdier for, hvornår der er skadelige effekter af givende næringssalte koncentrationer. Det ses dog at der fundet markant høje koncentrationer af kvælstof ved KL 17, men om det har en skadelig effekt kan der ikke ytres noget om. Det eneste kvælstof koncentrationerne kan sammenlignes med er udledningskravene til spildevand, hvor der højst må være 8ppm kvælstof i vandet. Denne værdi giver et billede af, hvad der skulle menes at der må udledes uden at have en skadelig effekt. Resultaterne viser at kvælstof koncentrationerne overskrider 8ppm ved KL 17, som kan betyde at der er en meget stor tilførsel af kvælstof til vandet via havnen eller elven. Om det har en skadelig effekt kan ikke konkluderes. De høje koncentrationer af fosfor i vandprøverne kan være et udtryk for at baggrundskoncentrationen for fosfor er højt i havvand på Grønland kontra andre steder. Denne påstand kan bekræftes ved at der er fundet omtrent samme koncentration af fosfor ved Sisimiut. Det vides dog at udledningskravet for fosfor udledningen af renset spildevand skal være 1,5ppm. Dette giver et billede af, hvad man skulle mene at der må udledes uden at have en skadelig effekt. Resultaterne viser at fosfor koncentrationerne ikke overskrider denne værdi. I analysen for tungmetaller ses der en tendens, hvor der er højst koncentration i bundprøverne det vil sige under springlaget, der ligeledes sås ved Sisimiut. Umiddelbart virker det ikke til at der er nogle problemer med tungmetaller bly, cadmium og nikkel i vandprøverne. Ingen af vandprøverne overstiger den øvre EAC- værdi. Med hensyn til zink ses at samtlige vandprøver overskrider den øvre EAC- værdi med op til 150%. Den samme tendens sås ved zinkindholdet i havet omkring Sisimiut og det tyder på at der en naturlig fremkomst af zink i de grønlandske farvande. Tungmetalkoncentrationerne i vandprøverne er markant lavere end sedimentprøverne. Dette bekræfter at tungmetaller bindes til sedimentet. Det vil sige at næringssalte og tungmetaller kun kan spredes med sedimentet. Umiddelbart inden afleveringen af projektet vakte det undren, at de målte zink koncentrationerne i havvandet er markant højere end baggrundsværdierne i Grønland. På baggrund af Arne Villumsens opfordring kontaktedes Gert Asmund fra DMU for at få forklaret dette. Som følge heraf er det blevet konstateret, at der ikke kan måles tungmetaller i havvand ved hjælp af ASS maskinen, da indholdet af koncentrationen af tungmetaller er for lave til at AAS maskinen kan måle dem. Årsagen til dette skyldes bl.a. at saltmatricen også absorberer lys og derved måles kloridindholdet i vandprøverne i stedet for zink [Asmund, 2005]. Altså er datagrundlaget for 2003 samt 2004 ligeledes ubrugeligt idet AAS metoden er benyttet. Efter konstateringen af dette er det alligevel forsøgt at vurdere på zinkkoncentrationerne. Dette gøres udfra viden om at koncentrationerne i havvand generelt er en faktor 1000 mindre end koncentrationer målt i sedimenter. Divideres koncentrationerne af zink i sedimenterne med 1000 ses at zink koncentrationerne i vandet alle er under den kritiske EAC- værdi på 1ppb. [Villumsen, 2005] Derfor vurderes det at zink koncentrationen i vandet ikke er skadelige for havmiljøet som datagrundlaget indikere. 60

71 4.6 Konklusion Det kan konkluderes at sedimentprøven fra Søndre Strømfjord KL 18 inderst i fjorden formentlig er udtaget direkte i spildevands affald. Det gør at det er svært at give et reelt billede om situationen inderst i fjorden ud fra den udtagne sedimentprøve. De resterende sedimentprøver giver indtrykket af at der er et sundt og normalt forhold af næringssalte i fjorden. Koncentrationerne af tungmetaller bly, kobber og zink omkring KL 13 tyder på at sedimentprøven er udtaget direkte i en lomme med malm fra fjeldet. Salinitets- og temperatur målingerne i Søndre Strømfjord indikere et springlag i de øverste 50 meter og koldt vand fra tidligere er langs bunden. Dette giver indikationen af at der er den fornødne tid til at næringssalte og tungmetallerne kan bundfælde og bindes til sedimenter inden en spredning af sedimenterne på grund af en langsom vandudskiftning. Vandprøverne viser at omtrent samme eller lavere koncentrationer som ved Sisimiut og derved virker det ikke som om der en umiddelbar lokal forureningskilde til næringsstoffer og tungmetaller. Udover KL 18 tyder det på at der er et sundt og godt hav miljø i Søndre Strømfjord 61

72 4.7 Perspektivering Der bør laves flere undersøgelser inderst i Søndre Strømfjord for at kunne give et mere reelt billede af næringssalt og tungemetal forureningen. Ligeledes bør der udtages flere prøver nær KL 13 for at få bekræftet at sedimentprøven er udtaget i en lomme med malm fra fjeldet. Det virker til, ud fra resultaterne i 2005, at der er et sundt og godt hav miljø i Søndre Strømfjord og at der bør fokuseres på en undersøgelse af ovenstående. Umiddelbart inden afleveringen af projektet blev der vækket undren omkring de målte zink koncentrationer i havvandet, der er markant højere end baggrundsværdierne i Grønland. På baggrund af Arne Villumsens opfordring kontaktedes Gert Asmund fra DMU for at få forklaret dette. Her af er det blevet konstateret at der ikke kan måles tungmetaller i havvand ved hjælp af ASS maskinen, da indholdet af koncentrationen af tungmetaller er for lave til at kunne måles. Årsagen til dette skyldes bl.a. at saltmatricen også absorberer lys og derved måles kloridindholdet i vandprøverne i stedet for zink [Asmund, 2005]. Koncentrationen af zink i Søndre Strømfjord er ifølge Asmund omkring 1ppb, hvilket er markant lavere end de målte koncentrationer. 62

73 Kapitel 5 Husholdningsspildevand i Sisimiut Håndteringen af spildevand i Sisimiut og andre byer samt bygder i Grønland er hovedsageligt et spørgsmål om håndtering af husholdningsspildevand. Største del af spildevand på Grønland er husholdningsspildevand på grund af at det begrænsende omfang af industrier på Grønland. Derfor er det centralt at disse adskilles og der fokuseres på løsninger til henholdsvis husholdningsspildevand og industrispildevand separat. Bygderne har ikke meget industri som stiller større krav til spildevandshåndteringen. Bortskaffelse af specielt toiletaffald skaber miljøproblemer i de Grønlandske bygder og byer. Det uvejsomme terræn gør kloakering til en utopi mange steder og derfor håndteres toiletaffald i dag manuelt. Det truer grønlændernes sundhed og giver arbejdsmiljøproblemer for renovationsarbejderne. [Holten-Møller, 2001] 5.1 Spildevandsrensning Formålet med spildevandsrensning er at reducere uorganiske og organiske stoffer i vandet så det ikke længere er favorabelt for vækst af mikroorganismer samt at eliminere potentielt giftige stoffer. I Danmark anvendes hovedsageligt store kommunale spildevandsanlæg som kan håndtere både gråt og sort spildevand. Dimensioneringen af anlæggene er afhængig af spildevandsmængden og hvilke stoffer det indeholder samt hvilke krav der stilles angående kvaliteten af det rensede vand. Desuden er det vigtigt at være opmærksom på at spildevandsmængden varierer over døgnets 24 timer Grundlæggende spildevandsrensning Den generelle metode til rensning af spildevand i Danmark består af 2 til 3 trin og kan ses i figuren nedenfor. Efter trin 2 er vandet egnet til udledning eller det kan behandles videre i trin 3. Spildevand Trin 1: Fysisk rensning Faste elementer såsom cykler o.lign. Trin 2: Mikrobiologisk rensning Trin 3: Fysisk-kemisk Rensning Udledning Figur 7: Illustration af det generelle princip for spildevandsrensning efter [Harremöes et al. 1989]. I det første trin foregår den primære spildevandsrensning i form af en fysisk separation hvor vandet ledes gennem en serie riste og sigte som har til formål at tilbageholde større objekter. Efterfølgende skal vandet være stillestående i et specifikt antal timer for at lade suspenderet materiale sedimentere. Efter trin 1 indeholder vandet stadigvæk næringsstoffer og organisk materiale, hvorfor der i trin 2 foretages en mikrobiel rensning af spildevandet. Der findes flere forskellige oxidationsprocesser som kan benyttes men mest anvendt er nedsivningsfiltre og aktiveret slam. Nedsivningsfiltre er en metode hvor spildevandet ledes gennem et 2m tykt lag sten og grus. Det organiske materiale i 63

74 spildevandet vil gennem filteret adsorbere og danne en biofilm på overfalden af sten og grus. Her vil mineralisering dvs. omdannelse af det organiske materiale til CO 2, NH 3 /NH 4 +, NO 3 2-, SO 4 2- og PO 4 3- finde sted. Anlæg med aktiveret slam, er de mest anvendte og virker ved at lufte vandet i en tank med slimdannende bakterier. Bakterierne samles i store flokke hvor på det organiske materiale sætter sig. Vandet pumpes videre til en klaringstank hvor flokkene bundfældes i løbet af 5-10timer [Madigan et al. 2003] De fleste rensningsanlæg har yderligere en tertiær rensningstrin, i Danmark er det omkring 90% [Andersen et al, 2005]. Dette er en yderst kostbar proces som involvere både fysiske og kemiske processer, i form af bundfældning, filtrering og behandling med klor. EU's spildevandsdirektiv [EEC, 1991] foreskriver at tertiær rensning foretages inden udledning til sårbare områder som indbefatter hele Danmark De grønlandske forhold I Grønland har der tidligere været tillid til, at havet nok skulle fortynde og slette alle spor fra spildevandsudledninger [Møller og Nielsen, 2003], men dengang var der langt færre indbyggere i Grønland og spildevands- samt affaldssammensætningen anderledes. Der er i Grønland en del fysiske og tekniske begrænsninger idet landet adskiller sig geografisk, geologisk samt klimatisk markant fra den vestlige verden. Disse faktorer gør det ofte umuligt at benyttet teknologier, som er udviklet andre steder i verden. Undergrunden i Grønland består af klipper som vanskeliggør anlæggelsen af kloakker samt renseanlæg. Det arktiske klima i Grønland med en gennemsnitstemperatur på -4 C [DMI, 2004] begrænser desuden bakteriologisk nedbrydning, da størstedelen af al biologisknedbrydning begynder at gå i stå ved temperaturer under +4 C [Madigan et al., 2003]. I Sisimiut er der sporadisk permafrost 1 hvilket kan medføre at hele rensningsanlæg går i stå fordi de fryser. Desuden kan permafrost hvis det tør forsage nedsynkninger hvilket ikke er ønskværdigt nær boligområder eller andre konstruktioner. Socioøkonomiske forhold såsom hovedsageligt bosætningsmønstret i Grønland er en betydelig begrænsning i forbindelse med spildevandshåndteringen. At Grønlænderne bor i mindre byer og bygder gør det uhensigtsmæssigt at oprette et traditionelt dansk anlæg med kapacitet til flere tusinde mennesker. Desuden kræver anlæg af europæiske standard ofte specialiseret personale til anlæggelsen og vedligeholdelse, ekspertise der kun i begrænset omfang er tilgængelig i Grønland og som derfor skal hentes udefra, ligeledes med bygningsmaterialerne. Det er derfor mere hensigtsmæssigt at tænke i mere enkle baner. I Grønland inddrages befolkningen kun i ringe grad i den offentlig miljødebat og har derfor ikke den grundlæggende miljøbevidsthed som man fx ser i Danmark. Dette betyder at borgerne ikke har den nødvendige indstilling til miljøet til at sikre støtte til miljøindsatsen hverken politisk eller økonomisk. Hvis borgerne ikke ser noget problem i at spildevandet ender i bugten, er det usandsynligt at de vil være med til at betale for en bedre løsning. Når denne miljøbevidsthed er opbygget i samfundet er det nemmere at få gennemført nye løsninger til spildevandshåndtering. En anden forhindring, som skal overkommes er, det faktum at mange mennesker i Sisimiut lever efter konceptet "easy living", hvor alle penge bruges og intet går til opsparing. Dette skyldes de grønlandske 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]. 1 Permafrost er defineret som jord der har en temperatur under 0 C 2 år i træk. Jorden behøver altså ikke være frosset til is. 64

75 5.1.3 Den nuværende situation i Sisimiut I Sisimiut er det lang fra alle husstande som er tilknyttet kloaknettet. De husstande som ikke er tilknyttet kloaknettet bruger enten en toiletspand (ca. 400) eller en tank til spildevand (ca ). Af de husstande som har tank benytter et ukendt antal (men en stor del) kun tanken til sort spildevand og leder det grå direkte ud i naturen. Årsagen hertil er at det er dyrt at få tømt tanken og tanken i sig selv er dyr i drift, fordi den skal holdes frostfri [Kristensen, 2004]. Prisen for at få tømt tanken er 250kr og 350kr for hhv. en lille tank under 2500liter og en større tank [Olsen, 2004]. For husstande med toiletspand svinger prisen mellem 115,50kr (dagrenovation) og 155kr (natrenovation) for en måned afhængig af kontrakten. Nogle steder benyttes plastikposer i toiletspandene. Disse indsamles og skæres op uden ved Chokoladefabrikken, så indholdet kan tømmes ud i havet. Poserne brændes eller bliver smidt med ud i havet [Holten-Møller, 2001]. (Se nedenstående billede) Billede 4: Billede af udledningen til havet fra Chokoladefabrikken [Ruggiero, 2005] Næsten alle boligblokke og rækkehuse er tilsluttet kloak så både det grå og sorte spildevand ledes til kloakken og herfra ud i havet. Hvis en husstand skal tilsluttes kloaknettet koster det kr for ledningen mellem huset og selve kloaknettet. Hertil kommer udgifter til installationerne inden i huset, specielt i ældre huse hvor køkken og bad ligger i hver sin ende af huset kan prisen blive meget høj. På nuværende tidspunkt er der ingen handlingsplaner for håndteringen af spildevandet, for ældre huse. Nye huse skal etableres med kloaktilslutning om muligt og ellers skal spildevandet bortledes til en tank. [Hansen et al., 2004] Mulighederne for håndtering af spildevandet er mangfoldige, men pga. de geologiske, klimatiske samt socioøkonomiske forhold i det grønlandske samfund er lavteknologiske anlæg til enkle eller få husstande vurderet til at være den bedste løsning. Der findes i dag forskellige lavteknologiske anlæg til rensning af husholdningsspildevand. Efter en vurdering af forskellige anlægs begrænsninger og muligheder blev det i 2004 besluttet at opsætte et pilotanlæg i form af et nedsivningsanlæg med tørv og bioblokke i Sisimiut samt et minirenseanlæg fra Kongsted Maskinfabrik a/s. [Hansen et al., 2004] 5.2 Kongsted minirenseanlæg Der er opsat et Kongsted minirenseanlæg i Sisimiut (se nedenstående kort). Minirenseanlægget er placeret under huset som ses på nedenstående billede 5 ud mod skrænten. 65

76 Billede 5: Billede af huset med Kongsted minirenseanlæg Kongsted minirenseanlæg er lavet af Kongsted Maskinfabrik a/s og blev typegodkendt i Anlægget er et 3 kammer biologisk nedbrydningssystem (se figur 5) og fungere basalt set ved at ilte vandet gennem alle 3 kamre og derved først fjerne organisk materiale og siden nedbryde ammonium/ammoniak kvælstof. Figur 8: Illustration af Kongsted Minirenseanlæg [Kongsted, 2005] Efter spildevandet har passeret bundfældningstanken bobles svovlbrinte og evt. andre farlige gasser af i den første tank. I det andet kammer nedbrydes det organiske materiale af hurtigt voksende heterotrofe bakterier. Da hovedparten af spildevandet er nedbrudt i de 2 første kammer bliver der i det tredje og sidste kammer plads til de langsomt voksende autotrofe bakterier til at nedbryde ammonium/ammoniak kvælstof i spildevandet. [Kongsted, 2005] Er der behov for fosforfjernelse kan en fosforfældningstank med kemisk fældning leveres og efter 3 kammer systemet så kemikalierne fra fældningen ikke påvirker de biologiske processer. Ifølge Kongsted Maskinfabriks overslagsberegninger koster anlægget kr i nedgravning og tilslutning [Kongsted, 2005 ]. Denne beregning vil dog være markant anderledes i Grønland da det her kan være nødvendigt at sprænge klipper væk til tilslutningen desuden er der behov for opvarmning omkring anlægget for at sikre nedbrydning i vintermånederne. Prisen på anlægget ligger i størrelsesorden kr for en husstand [Villumsen, 2005]. 66

77 5.2.1 Rensning af spildevandet Efter etableringen af anlægget i august 2004 opstod nogle problemer med anlægget og det var svært at håndtere det videre forløb fra Danmark hvorved der ingen vandprøver er blevet sent til DTU til behandlingen. Derfor blev anlæggets renseeffekt først begyndt undersøgt ved feltopholdet i sommeren Ved de første felttest af anlægget stod det klart at det ikke fungere optimalt idet indholdet af nitrat/nitrit kvælstof testet ved nitrat/nitrit strips ligger på omkring henholdsvis 500ppm og 200ppm, i det 3. kammer samt udløbsvandet, hvilket er langt højere end forventet. Specielt for nitrit er indholdet bemærkelsesværdigt idet nitrit kun er et mellemprodukt i denitrificeringen og derfor aldrig ses i høje koncentrationer. Det tyder derfor på at anlæggets biologiske processer er ude af balancen og en iltmåling den 5. august viser da også at forholdene i alle kamre er anaerobe hvilket ikke er hensigten med anlægget. Det besluttes derfor i samråd med projektleder Arne Villumsen og Poul Lennart Christensen at få anlægget tømt for på den måde at prøve at genoprette de aerobe forhold i kamrene så processerne kan forløbe som tænkt. Kvælstof Konc. (ppm) KTank1 KTank2 KTank3 KUdløb Graf 49: Koncentrationen af total kvælstof i Kongstedanlægget (se bilag 7) Det totale kvælstof indhold (se graf 49) målt i laboratoriet efter hjemkomsten er ligeledes meget højt og ligger langt over udledningskravet på 8ppm [vandmiljøovervågningen, 2003]. Selvom der ses en overordnet fjernelse af kvælstof gennem systemet er koncentrationen stadig høj i udløbet og stadig langt over udledningskravet. Denne er igen en indikation af at anlægget ikke fungere optimalt, årsager hertil er svære at klargøre. Indholdet af fosfor (se graf 50) er ligeledes langt højere end udledningskravet på 1,5ppm [vandmiljøovervågningen, 2003] og der bør derfor etableres en fosforfældningstank hvis kravene skal opfyldes. Etableringen af en fosforfældningstank vil også fjerne evt. tungmetaller i spildevandet og dermed sikre en endnu bedre kvalitet i udløbet. 67

78 Fosfor Konc. (ppm) KTank1 KTank2 KTank3 KUdløb Graf 50: Koncentrationen af total fosfor i Kongstedanlægget (se bilag 7) En jordprøve blev taget nedenfor udløbet fra anlægget for at vurdere den længerevarende effekt på miljøet. Indholdet af næringssalte og tungmetaller i jordprøven ses i tabellen nedenfor (tabel 9). Tabel 9: Indholdet af organisk materiale, næringsstoffer og udvalgte tungmetaller for jordprøven ved kongstedanlæggets udløb (se bilag 7) Organisk Total N Total P Bly Cadmium Kobber Zink stof (ppm) (ppm) (ppm) (ppm) (ppm) (ppm) 30,60% , ,31 Tungmetallerne blev hovedsageligt målt for at sikre der ingen var, men som det fremgår er indholdet højt hvilket ikke var forventeligt da der er tale om husholdningsspildevand. Det høje indhold af tungmetaller skyldes sandsynligvis at disse ophobes og dermed opkoncentreres i jordfasen. Specielt bly er meget villig til at udfælde fra vandfasen, hvilket kan forklare den meget høje koncentration. Dog kan den forhøjede blykoncentration også skyldes eksterne kilder i spildevandet såsom blyhagl eller blytoppe fra vandflasker der enten stammer fra arbejde i køkkenet eller udskilles gennem urin og fækalier i toiletvandet. Indholdet af næringssalte er ligeledes høje, specielt fosfor er meget høj. Sammen med de undersøgte vandprøver er det tydeligt at store ændringer er nødvendige før anlægget miljømæssigt kan godkendes. 68

79 5.3Tørve- og bioblok-anlægget I august 2004 blev der etableret et pilot anlæg i form af et sammensat tørve- og bioblokanlæg i Sisimiut. Grunde til at begge anlæg blev anlagt samme var for at kunne sammenligne de to metoder og desuden at sprængningen fortaget er omkostningsfuld (ca kr). Det var tænkt at i alt 8 hustande skulle kobles til anlægget men på nuværende tidspunkt er kun 2 huse tilknyttet. (Se nedenstående billede) Billede 6: Billede fra de to tilsluttede huse [Ruggiero, 2005] Bioblokanlægget BIO-BLOK anlægget er et nedsivningsanlæg som virker ved kraftig iltning idet de vandrette bioblokrør bryder den lodrette vandtransport. Samtidig vil spildevandet få god kontakt til filtermediets store overflade som herved giver mikroorganismerne optimale forhold for vækst. Ved en lav organisk belastning (0,61g BOD/m 2 døgn) forventes det at opnå fuld nitrifikation i fltermediet. Hvorefter denitrifikation vil forløbe i jorden hvor den egentlige nedsivning foregår. Afhængig af hvilken jord der benyttes vil fosfor bindes i jorden i større eller mindre grad. Det er ikke alle jordtyper som er anvendelige til nedsivningsmedie, desuden influerer valget af jordtype på anlægget dimensioner. [Expo-net, 2005] Bioblokanlægget består at et drænområde bygget op af en plastikdug, samt flere lag sand og øverst tørv som isolering. Fordelingsrør fører fra bundfældningstanken til drænområdet og sørge for en ligelig fordeling af spildevandet i området. (se figur 10 under afsnit 5.3.3) Det forventes at anlægget med en daglig belastning på 300g BOD kan omsætte optil 4g/m 2 døgn. Der er på nuværende tidspunkt ikke anden viden tilgængelig om effektiviteten af anlægget Tørveanlægget Tørveanlægget er ligesom bioblokanlægget et nedsivningsanlæg og virker ved tørvens evne til at adsorbere bl.a. andet tungmetaller pga. den negative overflade samt den meget store specifikke overflade. Desuden bevirker tørvens store porevolumen et stort iltindhold som betyder at bakteriologiske omsætningsprocesser at forløbe hele året rundt. Det er derfor vigtigt i opbygningen at tørven ikke er alt for kompakt da dette kan medføre dannelse af kanaler hvori vandet løber igennem uden at blive renset. Desuden virker tørvens løse struktur isolerende hvilket bevirker at 69

80 systemet ikke fryser om vinteren.[riznyk, 1992] For disse egenskaber og den kendsgerning at tørv er almindeligt forekommende i Grønland blev tørveanlægget valgt som pilot anlæg. [Hansen et al., 2004] Tørveanlægget består at et drænområde bygget op af en plastikdug, samt flere lag sand og tørv. Fordelingsrør fører fra bundfældningstanken til drænområdet og sørge for en ligelig fordeling af spildevandet i området. (se figur 9 nedenfor) Figur 9: Illustration af et tørveanlæg opbygget som en tue [Riznyk, 1993] Tørveanlæg i Canada og USA har vist reduktion af kvælstof fra 56% til 70% og fosforreduktion på 64% til 89%. [Reid, 1990] [Brooks, 1980] [Rock et al. 1984]. Det sig ligeledes at efter 10 måneder rensede anlæggene mere effektiv med reduktion af begge næringssalte på over 90% i USA [Brooks, 1980]. I Canada medvirkede et 60cm isolerende lag tørv over fordelingsrørene bl.a. til at holde anlægget frostfri trods perioder med streng kulde [Riznyk, 1992]. Desuden hjælper varmeudviklingen fra bakteriel omsætning samt varmen som spildevandet tilfører systemet med at holde frosten ude. Undersøgelserne viser desuden total fjernelse af coliforme bakterier. Tørvs evne til at adsorbere bly er ikke beskrevet i det materiale som er til rådighed og kan derfor ikke vurderes. Undersøgelser af adsorberingen af cadmium, kobber, nikkel og zink i spildevand på overfalden af tørv viser at lave temperaturer (5 C) fremmer adsorberingen og bekræfter tørvens brugbarhed som rensningsmedie i kolde egne [Viraraghavan & Rao, 1993] [Viraraghavan & Dronamraju, 1993]. For cadmium opnåedes en reduktion på 95%, mens koncentrationen af kobber blev reduceret med 55%, hvilket viste sig lidt højere for nikkel og zink. Renseeffekten viste sig samtidig at være ph-afhængig og det sås at adsorberingen for alle undersøgte tungmetaller var bedst ved ph 4-5. Herfor bør høje kalcium koncentrationer undgås i spildevand der udledes til tørvenanlæg, da kalcium i spildevand vil hæve ph-værdien i anlægget. I tabellen nedenfor er de tidligere opnåede renseeffekter i tørveanlæg for næringssalte og tungmetaller anført samt sammenlignet med en spildevandsprøve fra et af husene tilknyttet anlægget. [Hansen et al. 2004] 70

81 Tabel 10: Tidligere opnåede renseeffekt med tørveanlæg fra Brooks (1980) og Reid (1990) og udledning ved optimal effekt Renseeffekt Udledning 2004 Optimal rensning EAC-interval [ppb] Nikkel > 55 % 18,5 [ppb] 8,3 [ppb] 0,1-1 Bly - 2,3 [ppb] - 0,5-5 Cadmium 95 % 0,17 [ppb] 0,008 [ppb] 0,01-0,1 Kobber 55 % 77,8 [ppb] 35,0 [ppb] 0,005-0,05 Zink > 55 % 0,1 [ppm] 0,04 [ppm] 0,5-5 Kvælstof %* 81,5[ppm] (47,7) 8,2 [ppm] (4,8) Fosfor % (64)* 0,09 [ppm] 0,009 [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) Anlæggelse Det samlede tørve- og bioblokanlæg er illustreret nedenfor (se figur 10). Det ses at begge anlæg er dækket med tørv (50cm øverst op til ca. 1,2m i den ende som kobles til kloaknettet) for at varmeisolerer så frosten udebliver selv i vinterhalvåret. Desuden er systemet anlagt med en hældning på 9grader (se figur 11) for at sikre en jævn gennemstrømning i anlægget. Figur 10: Skitse af anlæggenes opbygning [Hansen et al. 2004] 71

82 Figur 11: Skitse af anlæg set fra siden af. Afstandene A og C er målt nivellering. Over længden B sker der et fald på A minus C(A-C). [Hansen et al. 2004] Tørven som er benyttet i anlægget er blevet analyseret mht. vandindhold, organisk indhold og næringssalte til brug i evalueringen og optimeringen af anlægget. Resultaterne af analysen ses i tabellen nedenfor (Tabel 11). Tabel 11: Analyse af tørven benyttet til anlægget [Hansen et al. 2004] Prøve Vandindhold Ww [%] Vandindhold dw [%] Glødetab % Total N % Total P % Total C % Total S % 1A 94,6* 1744* 95,1 1,77 0,07 37,8 0,199 1B 95,2 1,72 Ej malt 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 Middel 94, ,2 1,68 0,08 37,7 0,224 * middelværdi af 3 målinger, ww=wet weight; våd prøve, dw=dry weight; tør prøve Udfra analysen af tørven ses ingen forhøjede værdier som evt. kan have indflydelse på de målte koncentrationer i anlæggets udløb. Udfra middelværdierne fås et C/N forhold på 22,4 hvilket er relativt lavt for en tørv og dermed kan medføre at de forventede mikrobielle processer beskrevet i teorien ikke forløber optimalt Rensning af spildevandet Efter etableringen af tørve- og bioanlægget er der opstået en række komplikationer hovedsageligt foresaget af at anlæggene ikke er færdigetableret. (Se nedenstående billeder) 72

83 Billede 7: Billede fra Hanseraqs hus slut juli Billede 8: Billede af tilstoppet bundfældningstank. [Ruggiero, 2005] Der har været en række klager over lugt gener specielt i sommerperioden idet de sorte kloak rør ligger over jorden og ikke er blevet dækket til hvilket bevirker at disse bliver meget varme og lugten fra spildevandet spredes med dampe op i husene. Dette problem har dog også været forårsaget af at bundfældningstanken ikke er blevet renset som nødvendigt og derfor er blevet overfyldt. Ved inspektion af anlægget i juli 2005 var det klart at specielt tørveanlægget ikke fungerede pga. hældningen af fordelingsrøret i forhold til røret i bioblokanlægget der medførte at vandet ledtes til bioblokanlægget og ikke gennem tørveanlægget. Derudover var hældningen af fordelingsrørene i begge anlæg alt for stejle, hvilket har medført at vandet er løbet ud i bunden af rørene og udenom anlæggene ned i jorden, da enderne af rørene ligger synligt. At rørene er synlige og at temperaturmåleren som skulle regulere varmetilførslen til spildevandet for at udgå frost har været ude af drift har medført at rørene har været frosset i vinterens løb og anlægget derfor ikke har virket optimalt. Efter første inspektion (den 21. juli 2005) blev anlæggets bundfældningstank tømt og fordelingsrørene spulet for at sikre at disse ikke var stoppede. Herefter blev det muligt at tage prøver fra de 2 anlæg separat for at vurdere deres individuelle rensningseffekt. På graferne for kvælstof og fosfor indholdet i vandprøverne ses resultater fra den første inspektion hvor kun det generelle udløb fra anlægget kunne måles samt det vand der lå i prøvetagningsskorstenen som dog umiddelbart ikke modtager vand fra anlægget. Disse prøver vil derfor heller ikke blive behandlet nærmere da de ikke er et udtryk for normal drift og de derfor kun er et udtryk for en midlertidig tilstand. Desuden er indholdet i prøver efter anlæggets rensning medtaget for at kunne sammenligne de 2 anlægs renseevne. 73

84 Kvælstof Konc. (ppm) Indløb Udløb generelt Udløb skorten Udløbbioblok Udløb-tørv Graf 51: Kvælstof koncentrationen i vandprøver fra bioblok- og tørveanlægget (se bilag 7) Umiddelbart ses det fra prøver taget den 31. juli 2005 at tørveanlægget renset mest optimalt for kvælstof. Dette var ikke forventeligt da bioblokkene udfra tidligere udførte anlæg burde rense bedre end tørven. Resultatet tyder på at bioblokkene ikke får dannet det nødvendige anaerobe miljø for at omdanne nitrat til fri kvælstof. Dog blev der ved brug af nitrat strips ikke målt noget nitrat i prøverne og forklaringen må derfor være en anden. Grunden kan måske også være at kun bioblokanlægget har været i drift og der hermed er et højere kvælstof indhold her som kan udledes mens tørveanlægget ved prøvetagning kun lige er begyndt at køre og dermed stadig har masser af plads til at udføre kvælstofomdannelsen. Fosfor Konc. (ppm) Indløb Udløb generelt Udløb skorten Udløbbioblok Udløb-tørv Graf 52: Fosfor koncentrationen i vandprøver fra bioblok- og tørveanlægget (se bilag 7) For fosfor målingerne er billedet modsat det for kvælstof idet bioblokanlægget udleder mindst fosfor. Forventeligt ville tørven fjerne mere fosfor end bioblokanlægget, at dette ikke ses tyder på at den nødvendige aerobe fase til omdannelse af ferrofosfat (jern(ii)fosfat) til ferrifosfat (jern(iii)fosfat) ikke forekommer i tørven. Sammenholdes med kvælstof målingerne tyder det på at bioblokken er aerob da dette vil medføre nedbrydning af fosfor og forhindre fjernelsen af kvælstof. Tørven er derimod anaerob hvorfor 74

85 kvælstof frigives efter omdannelsen af nitrat mens fosfor forbliver i vandet som ferrofosfat der ikke udfældes. Ifølge teorien ville det modsatte billede være forventeligt nemlig at tørven nedbryder fosfor mens bioblokkene er bedre til at fjerne kvælstof. Grunden til denne forskel er umiddelbart uforklarlig og bør underbygges af yderligere prøver fra anlægget før nogle egentlige konklusioner drages. Udover måling af næringssalte er der desuden foretaget temperaturmålinger i anlægget. I bilag 8 fremgår målinger fra den 27. september samt den 14. november Det relevante her er at temperaturen ingen steder i anlægget kommer under frysepunktet, hvilket sikre at anlægget ikke fryser til. Desuden ønskes det at temperaturen holdes over 4ºC for at sikre nedbrydningen i anlæggene. Det kan ses udfra målingerne langs fordelingsrørene at denne temperatur ikke opretholdes i november. Der er derfor brug for et tykkere dække hvis anlægget skal kunne fungere året rundt. 5.4 Diskussion af anlæggene Kongsteds minirenseanlæg Da minirenseanlægget fra Kongsted Maskinfabrik ikke fungerede optimalt i den periode hvor de undersøgte vandprøver blev taget er det svært at vurdere anlæggets effektivitet og renseevne. De anaerobe forhold som er opstået i anlæggets tanke forhindre de mikrobielle processer til nedbrydning af kvælstof og andre forureningsstoffer i at forløbe. Der ses dog en reduktion i kvælstofindholdet men udløbskoncentrationen er stadig langt over lovkravet til udledning af spildevand til hav på 8ppm (se afsnit 1.2.2). Fosforfjernelse er ikke en del af anlægget men med de høje udløbskoncentrationer foreslås det at en fosforfældningstank sættes på anlægget. Denne vil udover at fjerne fosfor også kunne mindske udledningen af evt. tungmetaller da disse vil udfælde som fosfater. Det forventes at anlægget er relativt driftsikkert så længe der ikke opstår anaerobe forhold i tankene som det er set ved dette anlæg. Desuden har anlægget vist sig at være effektivt til rensning af kvælstof og andre uønskede komponenter fra vandet. [Kongsted, 2005] Hertil kommer at anlægget er stort set vedligeholdelsesfrit, idet der kun er behov for at få renset septiktanken med jævne mellem ca. 1 gang årligt. Prisen på Kongsted anlægget er relativ høj, ved brug i Grønland skal der desuden tillægges fragten af anlægget fra Danmark, hvilket er med til at gøre dette til en relativt dyr løsning i Grønland. Hertil kommer behov for evt. tilbygninger for at kunne holde anlægget ved en optimal temperatur samt den dertil forøget varmeudgift. Disse økonomiske udgifter samt pladsbehovet for anlægget skal selvfølgelig vejes mod anlæggets effektivitet samt driftsikkerheden og de simple vedligeholdelseskrav Tørveanlægget Tørveanlægget er en billigere løsning i Grønland, da tørv er tilgængeligt de fleste steder. Der kan dog være problemer med at flytte tørven idet undergrunden kan være blød og dermed forhindre store maskiner i at køre derpå hvilket både kan forsage komplikationer ved afhentning samt etablering af anlægget. Tørven har dog en isolerende evne og behovet for opvarmning af anlægget er derfor minimal. Prismæssigt er anlægget billigt og desuden nemt at anlægge uden behov for større ekspertise. Det mest presserende ved anlæggelsen er at hældningen på fordelingsrørene bliver optimal så vandet hverken løber for langsomt eller at trykket er for højt. Desuden kan anlægget nem lægges i terrænet 75

86 mellem eksisterende klipper og evt. dækkes til for at danne et nyt terræn som derved er brugbart til anden aktivitet fx til at holde slædehunde. I pilotanlægget er forholdene baseret på det begrænsede datagrundlag vurderet til ikke at være optimale. Vurderingsgrundlaget for anlægget er yderst tvivlsomt da anlægget ikke er blevet færdigbygget inden undersøgelserne i denne rapport blev foretaget. Dermed er der først mulighed for at kunne vurderer anlægget endeligt efter afsluttet indkøringsperiode, hvilket vurderes til at være næste sommer (2006). Umiddelbart tyder det på at forholdene i anlægget mod forventning er anaerobe hvilket forhindre fjernelsen af fosfor mens nedbrygningen af kvælstof fremmes. Da kvælstof regnes for et større miljøproblem i åbent hav end fosfor sås det hellere at billedet var omvendt så længe vandet udledes til Ulkebugten. Udledes der derimod til terræn eller små vandløb har fosfor indholdet større betydning end kvælstof. Det forventes at anlægget efter indkøringsperioden vil vise samme renseeffektivitet som fundet i litteraturen Bioblokanlægget I bioblokanlægget nedbrydes kvælstof umiddelbart effektivt i modsætning til i tørven. Dog er grundlaget for denne vurdering meget begrænset og der bør derfor foretages flere undersøgelser for at kunne konkludere dette. Det vil først blive mulighed at vurderer anlægget endeligt efter afsluttet indkøringsperiode, hvilket anslås til at være næste sommer (2006). Forventeligt ville bioblokkene fjerne fosfor langt bedre end kvælstof men dette ses ikke i pilotanlægget. Prismæssigt ligger bioblokanlægget mellem Kongsteds minirenseanlæg og tørveanlægget. Anlæggelsen er nemt og ved isolering med tørv vil der ligesom for tørveanlægget kun have brug for minimal opvarmning. Bioblokkene er relativt billige men skal dog ligesom Kongsteds minirenseanlæg fragtes fra Danmark, hvilket hæver prisen en del. Ligesom for tørveanlægget kan bioblokanlæg nemt placeres i terrænet og evt. dækkes så det nye terræn kan benyttes til andre ting. Sammenfattende vurderes det at Kongsteds minirenseanlæg er mest anvendeligt i boligblokke og ikke til enkelte huse. Etableringen af anlægget er dyr og kræver en del ekspertise. Desuden er anlægget pladskrævende samt dyrt i varmeforbrug og disse ting kan nemmest og mindst problematisk håndteres i boligkomplekser. Tørve- eller bioblokanlægget kan bedre end Kongsteds minirenseanlæg benyttes til rensnings af spildevand fra et enkelt eller få huse. Med den spredte bebyggelse som kendetegner mange byer og bygder i Grønland er disse løsninger derfor mest optimal mange steder. Desuden giver anlæggene til forskel fra Kongsteds minirenseanlæg som skal stå inden døre mulighed for at benyttet terrænet ovenpå anlægget til andre aktiviteter. Tørveanlægget er billigere og nemmest at etablere end bioblokanlægget da tørven forefindes i Grønland mens bioblokkene skal fragtes fra Danmark. Umiddelbart er tørveanlægget derfor den foretrukne løsning. Det foreslås dog for at sikre en god rensning at kombinere de to anlæg så vandet gennemløber begge anlæg og dermed renses mest optimalt for næringsstoffer. 76

87 5.5 Konklusion Indledningsvis skal det påpeges at grundlaget for vurderingerne af anlæggenes effektivitet er yderst spinkelt. Derfor kan det ikke konkluderes om et af anlæggene er at foretrække frem for de andre til spildevandsrensning, men idet Kongstedanlægget er relativt dyr i drift foretrækkes de 2 andre anlæg umiddelbart. Som også nævnt i rapporten for 2004 bør pilotanlæggene følges over en 3-årig periode for bedre at kunne vurderer deres drift og specielt sæsonvariationer forsaget af de store temperaturforskelle skal undersøges samt de økonomiske udgifter til evt. opvarmning i vinterperioden. 77

88 5.6 Perspektivering For at opnå et bedre vurderingsgrundslag for rensningseffekten af de enkelte pilotanlæg bør indkøringsperioden forlænges. Idet Center for Arktisk Teknologi har base i Danmark er det nødvendigt at involvere parter i Sisimiut i prøvetagningen og opsynet med anlæggene året rundt. Da anlæggene samtidig giver en unik mulighed for øge miljøforståelse i Grønland foreslås det at personer der studere miljø på bygge og anlægsskolen involveres i den årlige drift af rensningsanlæggene. Dette samarbejde vil kunne medføre at små problemer ved rensningsanlæggene vil blive opdage og korrigeret omgående. Dette vil samtidig give en interesse i anlæggene og med tiden mindske behovet for dansk ekspertise på området, herved kan det i sidste ende fremme Grønlands erhvervsliv. I betragtningen af mulighederne for spildevandsrensning er der ikke inddraget de meget omdiskuterende prognoser om klimaændringer. Prognoserne forudser en generel 6ºC temperatur stigning på jorden i løbet af de næste 50år som dog forventes at være større i de arktiske egne.[colls, 2002] Disse klimaændringer vil påvirke kemiske omsætninger samt den mikrobielle nedbrydning. Med temperaturstigningerne vil aktiviteten i det grønlandske miljø generelt øges og hermed også nedbrydningen samt risikoen for eutrofiering. For det opstillede tørve- og bioblokanlæg samt lignende anlæg vil effektiviteten sandsynligvis blive øget samtidig med at behovet for opvarmning mindskes hvilket også vil gøre sig gældende for Kongsteds minirenseanlæg. 78

89 Kapitel 6 Handlingsplan for spildevandshåndtering i Sisimiut Udgangspunktet for udarbejdelsen af en handlingsplan er at spildevand repræsentere et reelt miljømæssigt problem i Sisimiut som bør håndteres. For at lave en handlingsplan til håndtering af spildevand i Sisimiut evalueres og vægtes de forskellige miljøpåvirkninger i havet omkring Sisimiut med inddragelse af resultater fra økotoksikologiske undersøgelser udført under feltarbejdet i august 2005 [Ruggiero og Villemoes, 2005]. Planen vil omhandle aspekter såsom metoder til øget miljøbevidsthed, øget dialog om problemer og løsninger samt egentlige tiltag til spildevandsrensning. Dog skal det nævnes at handlingsplanen er udarbejdet på det spinkle grundlag som tidligere nævnt. Se afsnit 3.5 perspektiveringen. Idet Sisimiut kommunes økonomi ligger udenfor denne rapport vil handlingsplanens økonomi ikke blive diskuteret men derimod kun aspekter i relation til miljøbeskyttelse og spildevandshåndtering. 6.1 Vurdering af spildevandsbelastninger Sygehuset Gennem undersøgelserne af vandkvaliteten i Ulkebugten ses i en mindre årrække en lokal forureningskilde ved spildevandsudløbet nedenfor sygehuset. Specielt indholdet i sedimentet af næringssalte og tungmetaller bekræfter denne påstand. Idet at sedimenterne fortæller mere om de længerevarende forhold mens vandet pga. springlag samt døgnvariationer og andet kun kan give et øjebliksbillede. Ved kloak rekognoscering er det observeret at spildevandskomponenterne som ses i Ulkebugten nedenfor sygehuset hovedsageligt stammer fra husholdningsspildevand og ikke fra sygehuset som først antaget. Altså bør der fokuseres på håndtering af husholdningsspildevand for at mindske den lokale forurening i Ulkebugten. Økotoksikologiske undersøgelser fra sommeren 2005 viser også at udledningen ved sygehuset påvirker vandlevende organismer i miljøet [Ruggiero og Villemoes, 2005]. Både i forsøget med vandlopper og undersøgelsen af algevækst sås en tydelig påvirkning fra sygehusudløbet som bekræfter at spildevandet bør renses inden udledningen til bugten Royal Greenland Påvirkningen i fjorden fra Royal Greenland fabrikkens spildevandsudløb ses kun i vandfasen i Dog er der i 2003 og 2004 også observeret høje koncentrationer af både næringssalte og tungmetaller i sedimentet. Placeringen af spildevandsudløbet i fjorden er langt fra optimalt da strømningsforholdene observeret i 2004 [Hansen et al, 2004] viser at spildevandet ikke spredes tilstrækkeligt til at sikre at der ikke sker en lokal forurening. Umiddelbart er den mest miljørigtige løsning at rense spildevandet inden udledning. Hvis det ikke er hensigtsmæssigt at rense spildevandet inden udledning bør udløbet flyttes til et sted med strømforhold som kan sikre at komponenterne spredes inden bundfældning. Hansen et al. (2004) foreslår at udløbet placeres vest for Teleøen da strømforholdene her er kraftige nok til at sikre spredning. Man bør dog ikke tro at dette vil fjerne problemet, en lokal forureningskilde undgås men en generel påvirkning vil stadig observeres og tungmetallerne vil ophobes i fødekæden. 79

90 Udfra den økotoksikologiske undersøgelse med brunalger ses en tydelig vækstpåvirkning fra de forurenede stoffer i vandet taget udfra Royal Greenlandsspildevandsudløb. Royal Greenland udløbet var ikke en del af forsøget med vandlopper og kan derfor ikke vurderes herudfra Havnen Der observeres umiddelbart ikke nogen lokal forureningskilde i havnen udfra undersøgelserne af sedimenter og vandprøver i Ved de økotoksikologiske undersøgelser ses der en påvirkning ved alge samt loppeforsøget. Dog er påvirkningen ikke så markant i algeforsøget hvilket anses for en mere pålidelig undersøgelse end forsøget med vandlopper Dumpen Der er ikke i 2005 lavet undersøgelser af vandprøver og sedimentprøver taget ved dumpen. I 2004 sås ingen påvirkning i vandfasen ved dumpen mens sedimentet ikke blev undersøgt. Vand taget ved dumpen i 2005 viste en klar påvirkning i undersøgelsen af algevæksten. Dette tyder på en anden påvirkning end de næringssalte og tungmetaller som der blev undersøgt for i 2004 eller at forholdene har ændret sig markant. For at kunne vurdere forholdene endeligt bør der foretages mere dybdegående undersøgelser Chokoladefabrikken Der observeres umiddelbart ikke nogen lokalforureningskilde ved Chokolade ud fra undersøgelserne af sediment og vandprøver i Der er ikke foretaget økotoksikologiske undersøgelser ved Chokoladefabrikken. Dog ses der påvirkninger af algevæksten ved dumpen som kunne indikere af der ville ses det samme billede ved Chokoladefabrikken grundet deres placering lige op af hinanden. 6.2 Diskussion Udfra en vurdering af de fem udvalgte undersøgelsessteder ses den største miljøbelastning nedenfor sygehuset og Royal Greenland fabrikkens spildevandsudløb. Desuden står det klart at belastningen nedenfor sygehuset hovedsageligt stammer fra husholdningsspildevand og ikke sygehusets udledning af industrispildevand som først antaget. De andre undersøgelsessteder viser ligeledes påvirkning på miljøet men dog ikke i samme skala. Det vurderes derfor at udledningen nedenfor sygehuset samt fra Royal Greenland er de centrale indsatsområder for mindskning af spildevandspåvirkningen i fjorden. Undersøgelserne af Søndre Strømfjord tyder på at der sandsynligvis er en lomme med malm fra fjeldet ca. 30 sømil fra Kangerlussuaq havn. Indholdet af bly i sedimenterne ved lommen er på samme niveau som der ses i Ulkebugten, mens koncentrationen af kobber og zink i Søndre Strømfjord er lavere end de målte koncentrationer ved Sisimiut. Idet bly ikke forventes at forekomme naturligt ved Sisimiut men i højere grad stammer fra spildevand og sejlads kan dette stadig betragtes som et miljøproblem selvom lignende koncentrationer er set i Søndre Strømfjord. For kobber og zink ses tydeligt en belastning ved Sisimiut. Til håndtering af spildevandspåvirkningen i Sisimiut bør der derfor fokuseres på rensning af husholdningsspildevand inden udledning til havet samt specifik håndtering af udledningen fra Royal Greenland fabrikken. Pga. den spredte bebyggelse som præger det meste af Sisimiut vil de vurderede spildevandsrensningsanlæg være den bedste løsning til håndteringen af husholdningsspildevandet i Sisimiut. 80

91 For at søsætte en brugbar handlingsplan skal andre faktorer der har indvirkning på miljøindsatsen også inddrages. Her tænkes især på offentlig debat samt graden af miljøbevidsthed i befolkningen, idet håndtering af miljøpåvirkninger handler ligeså meget om vidensdeling som om egentlige tiltag. Miljøbevidstheden i Grønland er lavere set i forhold til Danmark men da problemerne også er markant anderledes kan dette ikke direkte sammenlignes. Det vigtig at øge denne så holdbare løsninger til mindskning af belastningerne i fjorden kan implementeres. Det er nødvendigt ikke bare at håndterer spildevandsudledningen men også andre påvirkninger af havet, såsom affald. Ved øget miljøbevidst stiger interessen og villigheden til at betale for etableringen af de foreslåede rensningsanlæg for at skåne vandmiljøet. Det grønlandske folk har respekt for naturen og forstår godt den sammenhæng hvori de og naturen arbejder. Deres viden om kemiske miljøbelastninger og hvor lidt der skal til for at skade naturen er dog begrænset da disse ofte ikke kan ses. For at skabe denne forståelse vil eksempler fra andre steder i verden med frygtelige konsekvenser kunne være med til at give et strækbillede af hvilken situation den grønlandske befolkning kan stå i hvis intet gøres. Gennem undervisning i skolerne om miljøpåvirkninger og problemer kan der skabes en større bevågenhed, ikke bare blandt børnene men også for deres forældre. Børn er ofte de bedste til at lære eller belære forældrene om dårlige vaner o.lign. Øget offentlig dialog om problemer og mulige løsninger kan være med til at oparbejde et fælles ansvar for miljøet. Denne dialog kan skabes gennem medier såsom tv, radio og aviser samt ved møder. Det pointeres dog at møder om miljøet sandsynligvis ikke vejer tungest i befolkningens interesse og det herfor kan være nødvendigt at lokke med noget andet. I Farum kommune er dette blevet eksemplificeret ved at der til stor møde blev lokket med valg af tv-kanaler for at få større fremmøde til diskussion om kommunes fremtid. [Morten Elle, 2005]. 81

92 6.3 Handlingsplan Indsatsområderne i nedenstående handlingsplan er angivet i vilkårlig rækkefølge. Dog bør det påpeges at der kan tages fat på at øge miljøbevidstheden først, idet der ingen stor udgift er forbundet med dette set i forhold til de andre tiltag. Ligeledes er det ændringerne i miljøbevidsthed som tager længst tid at få oparbejdet. Indsatsområde Plan Barriere Tidshorisont Rensning af husholdningsspildevand Rensning af Royal Greenlands spildevand Implementering af rensningsanlæg så husholdningsspildevand fra alle husstande i Sisimiut renses inden udledning til havet. Der bør etableres mindre anlæg såsom tørveeller bioblokanlæg til enkelte huse eller få huse pga. spredningen af huse i Sisimiut samt bebyggelsesmuligheder På billedet nedenfor ses mulige implementeringssteder. Der skal etableres en løsning til rensning af industrispildevandet fra Royal Greenland fabrikken. Denne løsning bør bestå både af fysisk rensning for rejeskaller, mikrobiel og kemisk rensning. Det pointeres at mulighederne for udnyttelse af rejeskaller er under vurdering og det derfor kan blive unødvendigt med fysisk rensning hvis dette bliver søsat. Barriere ved rensning af husholdningsspildevand er de få erfaringer der er med implementeringen af anlæggene på Grønland samt at der ikke forefindes personer med ekspertise til justeringer og ændringer af anlæggene. For at overvinde disse barriere er det centralt at der uddannes folk som kan kontroller anlæggene. Samt at der skal være en længere indkørings tid før det kan forventes at anlæggene køre optimalt En barriere ved etableringen af en rensningsmetode er at Royal Greenland skal erkende deres udledning af miljøskadeligt spildevand og/eller der skal etablere et politisk pres for rensning. Tidshorisonten for indføringen af husholdningsspildevandsanlæg for størstedelen af Sisimiut kan tage op til år. Grunden til at det vurderes at tage så lang tid skyldes at det højst sandsynlig vil tage et par år endnu inden pilot anlægget køre optimalt. Befolkningen er nød til at have et forbillede for hvor godt teknologien virker før der overvejes at investere i anlæggene. Tidshorisonten for etableringen af en ny rensningsmetode kan tage en ukendt årrække. Grunden til dette er at det er et politisk spørgsmål om at forlange at Royal Greenland skal rense industrispildevandet inden udledning til havet. 82

93 Øget miljøbevidsthe d Medieinteresse samt vidensdeling om miljø skal intensiveres. Offentlige debat møder om miljøproblematikken vedr. havets udnyttelse som spilderecipient skal afholdes. Barriere ved øget miljøbevidsthed er at nå befolkningen. Der er vigtigt at indse at dette ikke nås på en dag, men er en proces som tager meget lang tid. Tidshorisonten for en øget miljøbevidsthed kan tage generationer idet at det som tidligere nævnt kræver at befolkningen forstår de basale kemiske og biologiske processer. Figur 12: Ortofoto med anlæggelsesmulighederne for bioblok- eller tørveanlæg indtegnet. Den gule ring indikere pilotanlægget [Hansen et al., 2004] 83

94 6.4 Perspektivering Det er allerede klargjort at de økonomiske aspekter af handlingsplanen er udeladt. Dog pointeres det at omkostningerne i forbindelse med investeringer i spildevandsrensning skal sættes i forhold til udbyttet af disse tiltag. Udfra de begrænsede kemiske undersøgelser udført i denne projekt kan dette ikke vurderes. Mulighederne for øget arktisk samarbejde på miljøområdet kan desuden hjælpe til forståelsen af forureningsspredning samt påvirkninger i arktisk. Idet miljøforurening ligeledes kræver løsninger i de andre arktiske lande kan der passende ses til disse lande efter brugbare teknologier til spildevandsrensning som kan anvendes i Grønland. Da disse lande har samme klima og lignende vegetation samt geologi er overførslen af disse teknologier forholdsvis uproblematisk i forhold til anvendelsen af danske teknologier i det arktiske klima. Det er muligt at det tætte forhold mellem Danmark og Grønland har været en hindring fordi man har set på mulighederne for at overtage dansk teknologi og tilpasse den i steder for at lede efter teknologier der er udviklet specielt til de arktiske egne. Tørveanlægget er et eksempel på tilpasset teknologi som er importeret, i dette tilfælde fra Canada. 84

95 Kapitel 7 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 minirenseanlæg fra Kongsted Maskinfabrik. Visse steder i brochuren mangler der tekst, da brochuren endnu kun skal ses som et udkast. Desuden er de økonomiske forhold, driftserfaringer og levetid for alle tre anlæg svære at estimere, da der på nuværende tidspunkt mangler erfaring. 85

96 Spildevandsrensning i arktiske egne Brochure udarbejdet ved Center for Arktisk Teknologi (ARTEK) Danmarks Tekniske Universitet 86

97 Der er indtil nu ingen tradition for at rense spildevand i Grønland. Bakteriologiske forureninger ved spildevandsudløb og chokoladefabrikker samt uæstetiske forhold gør det helt påkrævet at man også i Grønland begynder at tænke på spildevandsrensning. I Grønland men også andre arktiske egne er der imidlertid begrænsende faktorer, som er fysisk betingede. Disse er permafrost, ekstremt lave temperaturer og klippe lige under overfladen. Dette bevirker, at kravene til et renseanlæg i arktiske egne er andre end de, der kendes fra Danmark. Yderligere er der kulturelle forhold og en økonomisk side af sagen, som er ønskelig at få indarbejdet i valget af rensningsmetode. Disse forhold er manglende uddannelse (især i bygder) og lokalt tilgængelige ressourcer. Denne pjece beskæftiger sig med tre pilotanlæg som er opstillet i Sisimiut, Grønland. De tre anlæg er henholdsvis to anlæg som bygger på princippet omkring nedsivning og et Kongsted minirensnings anlæg, som er baseret på mikrobiologisk rensning. Alle tre anlæg starter spildevandsbehandlingen efter en bundfældningstank. I denne tank flyder de større objekter ovenpå eller bundfældes. En bundfældningstank skal tømmes årligt, for at fungere optimalt. Alle tre anlæg bliver overvåget, mht. rensningseffekt, og samtidig lægges der stor vægt på måling af temperaturforhold flere steder i anlæggene. Herved kan rensningseffekten observeres og således give mulighed for en evt. forbedring af anlæggene. 87

98 Tørveanlæg Et tørveanlæg er en fordel hvis systemet til spildevandsrensning i videst mulige omfang skal laves af materialer, som findes i lokalområdet eller i landet. Yderligere kan etableringen af tørveanlægget udføres uden stort kendskab til entreprenørarbejde. Anlægget kan fungere uden brug af pumper, da hældninger i terrænet kan udnyttes ved etableringen for at få det nødvendige fald. Egenskaberne ved tørv, som er interessante for rensning af spildevand, er: Høj isoleringsevne der bevirker, at systemet ikke fryser til i løbet af vinteren. Stort porevolumen, hvori der findes rigelige mængder ilt til, at den biologiske omsætning af stoffer i spildevandet bliver effektiv. Høj ionbytter kapacitet. God infiltrationsevne. Tørv er almindeligt forekommende i Grønland. 88

99 Opbygning og installering Tørveanlægget kan laves som en tue over terræn (f.eks. ved klippe) eller kan graves ned, så overfladen ligger i niveau med omgivelserne. Sidstnævnte løsning er at foretrække pga. mindre risiko for lugtgener og en mindre vindeksponeret overflade som er udsat for nedkøling. Desuden skal der bruges en mindre mængde tørv til den nedgravede metode, da siderne ikke skal isoleres. Anlægget kan placeres i en naturlig sprække i landskabet eller i en sprængt rende. I pilotanlægget er der installeret en membran af plast i anlæggets bund, så det sikres mod udsivning af spildevand. Dette gøres i pilotanlægget for at beskytte den omkringliggende jord mod forurening og for at sikre en så fejlfri indsamling af vand som muligt. Under membranen er et lag af sand/grus for at udjævne topografiske forskelle, så membranen bliver beskyttet. Over membranen befinder drænrørene sig i et lag af sand, som har til formål at øge perkolationen af vand. Drænrøret skal være af et materiale, som ikke er temperatur ledende samt være indpakket i Fibertex, for at undgå tilstopninger. Oven på dette lag af sand lægges den tørre spagnum (tørv) som kompakteres. Herover placeres fordelingsrør, hvor igennem spildevandet skal ledes ud i anlægget. Fordelingsrørene lægges, så de er omgivet af sand/grus for at øge infiltrationen. De skal bestå af et materiale, der ikke er varmeledende (som f.eks. plast) med nedadrettede perforeringer, hvor igennem spildevandet kan 89

100 løbe. Antallet af fordelingsrør er minimum 2, mens 5-6 rør formentlig vil fordele spildevandet bedre ud i hele anlægget. Ovenpå fordelingsrørene lægges yderligere et lag tørret spagnum. Højden af dette lag afhænger kun af tørvets isoleringsevne. Tørveanlæggets bund skulle gerne hælde fra indløb til udløb og fra siderne til midten, så gravitationen driver vandet i stedet for en pumpe. Økonomi Små omkostninger fordi: Terrænets hældninger benyttes i stedet for pumper. De fleste af materialerne findes i Grønland i forvejen. Der er ikke den store vedligeholdelse med anlægget efter etablering. Omkostningerne for at blive tilsluttet anlægget inkl. installering af selve anlægget anslås til at koste kr. pr hustand. Ligeledes er der omkostninger i forbindelse med tømning af septiktanken. Vedligeholdelse Anlægget kræver næsten ingen vedligeholdelse udover vedligeholdelse af septiktank og pumper (pumper kan undgå hvis de naturlige hældninger i terrænet unyttes). Anlægget kræver en gennemspuling af fordelingsrør en gang årligt, for at undgå tilstopning. Levetid Der er erfaringer med at tørven kan udskiftes hvis det observere at der ikke fjernes nok næringssalte gennem anlægget. 90

101 Biologiske sandfilter Princippet for det biologiske sandfilter, er ligesom ved et tørveanlæg, nedsivning. En forbedring af det traditionelle biologiske sandfilter, kan foretages ved at indsætte et antal bioblokke, som har til formål at øge iltningen i anlægget og derved øge den bakteriologiske nedbrydning af spildevandet. Yderligere er anlægget modificeret i forhold til det traditionelle anlæg ved, at det er isoleret med et lag af tørv. Om vinteren kan et snedække også virke isolerende. Opbygning og installering Det biologiske sandfilteranlæg installeres i et hul, så overfladen ligger i niveau med omgivelserne. Tilsvarende tørveanlægget lægges en membran af plast i bunden af pilotanlægget, dog beskyttet af et mindre lag sand/grus. Oven på membranen er drænrør i et lag af sand. Over dette lag placeres en række bioblokke bestående af en samling meget perforede rør, der er sat sammen til en klods (størrelse: ca. 0,7 x 0,7 m2). Fordelingsrør fæstnes til bioblokkene ved hjælp af strips. Fordelingsrør og bioblokke er indpakkes i Fibertex for at undgå tilstopning med sand i selve bioblokkene. Rundt om fordelingsrør og bioblokke findes et lag sand, som skal øge infiltrationen m 5-8m 0,3-0,7m 0,8-1,0m Sand-/gruslag til udjævning af typografiske forskelle Skrående udformning af anlæg Drænrør 91

102 Forskellen fra tørveanlægget er, at der i dette anlæg benyttes sand i stedet for tørv til rensning. På samme måde, som ved tørveanlægget, skal sandfilteranlæggets bund hælde fra indløb til udløb og fra siderne til midten, så gravitationen driver vandet i stedet for en pumpe. Krav til fordelingsrør og drænrør er de samme som ved et tørveanlæg; de skal bestå af et materiale, som ikke er varmeledende samt drænrør skal være indpakket i Fibertex for at undgå tilstopning. Fordelingsrørene skal have nedadrettede perforeringer, hvor igennem spildevandet kan løbe. Antallet af fordelingsrør er minimum 2, mens 5-6 rør formentlig vil fordele spildevandet bedre ud i hele anlægget. Anlægget afsluttes med et lag af tørv på toppen for at give isolation. Økonomi [Klar til indsætning af tekst] Driftserfaringer Udfra de sidste års erfaringer med bioblok anlægget i Sisimiut er det observeret at anlægget har opstarts problemer. Derfor kan dette ikke objektivt vurderes endnu. 92

103 Vedligeholdelse Anlægget kræver næsten ingen vedligeholdelse udover vedligeholdelse af septiktank og pumper (pumper kan undgå hvis de naturlige hældninger i terrænet unyttes). Anlægget kræver en gennemspuling af fordelingsrør en gang årligt, for at undgå tilstopning. [Klar til indsætning af yderligere tekst] Levetid [Klar til indsætning af yderligere tekst] 93

104 Kongsted minirenseanlæg Minirenseanlægget fra Kongsted Maskinfabrik behandler spildevandet i tre adskilte kamre, hvor vandet bliver renere efter hvert kar. Kammer 1 fjerner de bakteriedræbende stoffer, mens det andet kammer nedbryder det organiske materiale. Det sidste kammer nedbryder (ammonium/ ammoniak-) kvælstof. Anlægget skal pga. kuldeforhold stå inden døre for at den bakteriologiske nedbrydning fungere. Installering Anlægget skal stå inden døre, for at blive beskyttet imod vinterens kulde. Installeringen skal foretages af fagfolk. Økonomi Der en del omkostninger forbundet med anlægget. Prisen for selve anlægget er kr. Hertil kommer prisen for fragt af anlægget til Grønland. Det anslås at anlæggets pris med fragt vil løbe op i kr dertil kommer udgifter i forbindelse med andre investeringer såsom træ til skur til placering af anlæg, køb af tre radiatorer og lign. 94

105 Driftserfaringer De sidste års erfaringer med anlægget viser at der er en del opstarts problemer. Der er problemer med at holde anlægget aerobt og derved sker der ikke en tilstrækkelig nedbrydning af næringssaltene. Dog menes det at anlægget efter en længere indkøringsperiode vil komme til at fungere fint. Vedligeholdelse Anlægget kræver næsten ingen vedligeholdelse udover observation af kamrene for at sikre at der ikke opstår ubalance i omdannelsesprocesserne så udledningen af næringssalte er minimal. Ligeledes er det nødvendig at der er nøje kontrol med temperaturen i rummet hvor kamrene er installeret for optimal mikrobiel nedbrydning. Levetid Umiddelbart er der ingen begrænsning af levetiden. 95

106 Litteraturliste [Andersen et al., 2005] Andersen, M.S., Lerche, D., Kristensen, P og Smith, C Effectiveness of urban wastewater treatment policies in selected countries: an EEA pilot study European Environment Agency, Office for Official Publications of the European Communities [Asiaq, 2004] Asiaq 2004, Ortofoto over Sisimiut samt geologiske kort over Søndre Strømfjord. [Alloway, 1995] Alloway B.J. 1995, Heavy metals in soil, The University of Reading UK, published by Blackie Academic and Professional, UK [Asmund, 2005] Gert Asmund 2005 Samtale via mail Seniorforsker ved departement for arktisk miljø på Danmarks Miljø Undersøgelser (DMU) (se bilag 9) [Berthelsen et al, 1997] Berthelsen, C., Mortensen, I.H. og Mortensen, E Kalaallit Nunaat Atlas Grønland. 3. udgave, 1. oplag. Grønlands Hjemmestyre. Atuakkiorfik Undervisning, Nuuk. [Born og Böcher, 1999] Born, E.W. og Böcher, J Grønlands Økologi en grundbog. 1. udgave, 1. oplag. Grønlands Miljø- og Naturforening, Nuuk. [Bradshaw og Weaver 1993] 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. [Brooks, 1980] 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. [Colls, 2002] Jeremy Colls Air Pollution Second edition, Spon Press, London. [EEC, 1991] EEC 1991 Urban Wastewater Treatment Directive (UWWTD) 91/271/EEC [Expo-net, 2005] Expo-net Danmark A/S (2005) Nedsivning BIO-BLOK som filtermedie ved nedsivning af spildevand Brochure NET/Products/CivilEngineering/NedsivningAfSpildevand/Nedsivningsbrochure pdf (hentet november 2005) [Fog, 1997] Kåre Fog og Ib Johnsen Økologi- en grundbog, udgave 11997, Gads forlag [Fossing et al, 1998] 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 og Deigaard, 1992] Fredsøe, J. og Deigaard, R., Mechanics of Coastal Sediment Transport. World. 4. oplag. Scientific Publishing Co. Pte. Ltd., Farrar Road, Singapore. [Google, 2005] Google Earth, 2005 Kort med geografiske koordinater. Lavet i Google Earth. 96

107 [Hansen et al., 2004] Lisbeth Hansen, Gry Pedersen, Lene Schødt Spildevand i Sisimiut Studenter projekt ved Center for Arktisk Teknologi, DTU, Lyngby [Helveg, 2000] Arne Helveg Kemiske stoffer i miljøet. Første udgave. Gads Forlag [Holten-Møller, 2001] Holten-Møller, C., Teknologirådet nr. 78: Toiletaffald i Grønland. (hentet oktober 2005) [Huntington, 2005] Jeff Huntington 2005 Samtale på det Europæiske Miljø Agentur den. 25. november 2005, Programme Manager for EAS Environmental Assessment. [Kofstad, 1995] Kofstad, P., Uorganisk kjemi, En innføring i grunnstoffenes kjemi. 3. utgave. Tano A.S [Kongsted, 2005] Kongsted, Information om Kongsted minirenseanlæg fra hjemmesiden (Hentet august 2005) [Kort og Matrikelstyrelse, 2005] Kort og Matrikelstyrelsen, Grønlandskort Kort og Matrikelstyrelsens program [Lings, 2004] Lings, Brochure fra Sisimiut Tourist Information, P.O. Box 65, DK-3911 Sisimiut. [Lund-Hansen, 1994] 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 et al. 2003] Madigan, M.L., Martinko, J.M., Parker, J., Brock Biology of Microorganisms. 10. Edition. Pearson Education, Upper Saddle River, New Jersey. [Miljøstyrelsen, 2005] Miljøministeret, 2005 Vurdering af sedimenter - sammenstilling af eksisterende vurderingskriterier for tungmetaller. (hentet november 2005) [Miljøstyrelsen, 2005] Miljøstyrelsen, Natur og miljø, vores vand, (hentet november 2005) [Miljøstyrelsen, 2005] Miljøstyrelsen, Tungmetaller i jord, (hentet november 2005) [Møller og Nielsen, 2003] Møller, P.F. og Nielsen, S.E., Turen går til Grønland. 5. udgave, 1. oplag. Politikens forlag A/S. [Nilson, 1997] Nilsson, A., Arktisk forurening: tilstandsrapport om det arktiske miljø. Miljøog Energiministeriet Miljøstyrelsen. 97

108 [NOVA, 2004] Datablade med grænseværdier. Fra DMU s hjemmeside B2CB80D3F04C/0/Datablademaj2000.pdf (hentet september 2005) [Omdannelsesprocesser, 2000] Noter fra lærerkursus august Tema: vand i Grønland, DTU og Bygge- og Anlægsskolen, Sisimiut [Pedersen, 2002] Pedersen, H., Det moderne Grønland. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen [Reid, 1990] 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. [Riznyk, 1992] 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 et al. 1984] 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 [Ruggiero, 2005] Caterina Ruggiero 2005, Billede taget ved chokolade frabrikken slut juli 2005 [Ruggiero og Villemoes, 2005] Ruggiero, C. og Villemoes, L Økotoksikologisk vurdering af havet omkring Sisimiut. Studenter projekt ved Center for Arktisk Teknologi og DMU [Vandmiljøovervågningen, 2003] Vandovervågning punktkilder 2002, Københavns Amt, Tekniske afdeling, Jord- og Vandafdelingen. Maj [Villumsen, 2005] Arne Villumsen Samtale med Arne Villumsen i slut juli i Sisimiut, Grønland [Viraraghavan & Dronamraju, 1993] 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 & Rao, 1993] Viraraghavan, T. & Rao, G. A. K, Adsorption of Cadmium and Chromium from Wastewater by Peat. International Journal of Environmental Studies, Vol. 44, p

109 Bilagsliste Bilag 1: Prøvetagningsudstyr: Nansen vandhenter og bundskraber Bilag 2: Laboratorieprocedurer o Vandindhold og glødetab o Kvælstof-bestemmelse o Fosfor-bestemmelse o Suspenderet stof o Tungmetaller Bilag 3: Salinitets- og temperaturdata for Sisimiut Bilag 4: Datagrundlag for Sisimiut Bilag 5: Salinitets- og temperaturdata for Søndre Strømfjord Bilag 6: Datagrundlag for Søndre Strømfjord Bilag 7: Datagrundlag for spildevandsrensningsanlæg Bilag 8: Temperaturmålinger fra tørve- og bioblokanlægget Bilag 9: udveksling med Gert Asmund, DMU 99