Rent vand i Mølleåsystemet

Rent vand i Mølleåsystemet Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelcenteret Nordsjælland Endelig rapport

Rent vand i Mølleåsystemet Agern Allé 5 2970 Hørsholm Tlf: 4516 9200 Fax: 4516 9292 Initialer: jok/msl/bgr dhi@dhigroup.com www.dhigroup.com Klient Klientens repræsentant Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelcenteret Nordsjælland Ida Dahl-Nielsen Projekt Projekt nr. Forfattere Rent vand i Mølleåsystemet Jørgen Krogsgaard Jensen, Torsten V. Jacobsen, Morten Møller Klausen, Bodil Mose Pedersen, Per Elberg Jørgensen, Robert Poulsen 54495 Dato 11. juni 2007 Godkendt af Ian Sehested Hansen 1 Rapport JOK TVJ ISH 11.JUNI 2007/MSL Revision Beskrivelse Udført Kontrolleret Godkendt Dato Nøgleord hydrology, hydraulics, water balance, pollution load, stream, lake restoration, sewage treatment Klassifikation Åben Intern Tilhører klienten Distribution Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelscentret Nordsjælland DHI: Ida Dahl-Nielsen JOK, Bibliotek Antal kopier Pdf 2 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc

INDHOLDSFORTEGNELSE 1 INDLEDNING... 1-1 2 UDLEDNING TIL KALVEMOSEN / SØLLERØD SØ... 2-1 2.1 Lineføring og udledning... 2-1 2.1.1 Vandmængde... 2-1 2.1.2 Potentielt forurenende stoffer... 2-2 2.2 Effekt i vandområderne... 2-2 2.2.1 Kalvemosen... 2-2 2.2.2 Kirkeskov Grøft... 2-3 2.2.3 Søllerød Sø... 2-4 2.3 Omkostningsniveau og tidsramme... 2-9 3 ØGET GENNEMSTRØMNING AF VEJLE SØ... 3-1 3.1 Vandstand... 3-1 3.2 Tilstand i søen og udskylning af næringsstoffer... 3-1 3.2.1 Tilstrømning fra Søllerød Sø... 3-3 3.2.2 Tilledning direkte til Vejle Sø... 3-5 3.3 Omkostningsniveau og tidsramme... 3-5 4 ØGET GENNEMSTRØMNING AF FURESØ... 4-1 4.1 Tilførte mængder og koncentrationer... 4-1 4.2 Effekt i Furesøen... 4-5 4.2.1 Udledning gennem Vejle Sø / Søllerød Sø... 4-7 4.2.2 Udledning direkte til Furesøen... 4-11 4.3 Omkostningsniveau og tidsramme... 4-16 5 UDLEDNING AF FORURENDE STOFFER VED TILBAGEFØRSEL AF VAND... 5-1 6 RESTAURERING AF BASTRUP SØ... 6-1 6.1 Status... 6-1 6.2 Restaureringsalternativer... 6-2 6.2.1 Begrænsning af ekstern belastning... 6-2 6.2.2 Reduktion af intern belastning... 6-3 6.2.3 Biomanipulering... 6-5 6.2.4 Omkostning og tidsramme... 6-6 7 RESTAURERING AF SØLLERØD SØ... 7-1 7.1 Status... 7-1 7.2 Restaureringsalternativer... 7-1 7.2.1 Øget gennemstrømning... 7-2 7.2.2 Bortpumpning af bundvand... 7-2 7.2.3 Iltning af bundvand... 7-2 7.2.4 Immobilisering af ophobet fosfor... 7-3 7.2.5 Biomanipulering... 7-3 7.2.6 Omkostning og tidsramme... 7-4 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc i DHI

8 RESTAURERING AF VEJLE SØ... 8-1 8.1 Status... 8-1 8.2 Restaureringsalternativer... 8-1 8.2.1 Reduktion af ekstern belastning... 8-2 8.2.2 Rensning/bortpumpning af fosforholdigt vand... 8-2 8.2.3 Iltning... 8-2 8.2.4 Sedimentfjernelse... 8-3 8.2.5 Immobilisering af P i søen... 8-3 8.2.6 Biomanipulation... 8-4 8.2.7 Omkostning og tidsramme... 8-5 9 RESTAURERING AF LYNGBY SØ... 9-1 9.1 Status... 9-1 9.2 Restaureringsalternativer... 9-2 9.2.1 Reduktion af ekstern belastning... 9-3 9.2.2 Sedimentfjernelse... 9-3 9.2.3 Immobilisering af P i sedimentet... 9-4 9.2.4 Biomanipulation... 9-4 9.2.5 Omkostningsoverslag og tidsramme... 9-5 10 MØLLEÅ NEDSTRØMS LYNGBY SØ... 10-1 10.1 Ændret slusepraksis uden tilførsel af vand... 10-2 10.2 Tilledning opstrøms Frederiksdal Sluse... 10-2 10.2.1 Eksisterende slusepraksis... 10-3 10.2.2 Ændret slusepraksis... 10-3 10.3 Tilledning ved Lyngby Mølle... 10-3 10.4 Effekter på tilstanden i Nedre Mølleå... 10-4 10.5 Oprensning af mølledamme... 10-5 11 PROJEKTER OG SCENARIER - SAMMEFATNING... 11-1 12 BEHOV FOR SUPPLERENDE UNDERSØGELSER OG VURDERINGER... 12-1 13 REFERENCER... 13-4 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc ii DHI

BILAG Bilag A MIKESHE - MIKE 11 model Bilag B Linieføringer for tilbageførsel af vand Bilag C Belastning fra regnvandsbetingede udløb Bilag D N og P tilførsler fra natur- og landbrugsområder Bilag E Belastning fra renseanlæg Bilag F Rensetekniske foranstaltninger for tilbageført vand Bilag G Fosforpuljer i søsediment Bilag H Modelsimulering af klorofyl, TN og TP i Furesø Bilag I Sedimenthåndtering ved sørestaurering Bilag J Biomanipulering med muslinger C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc iii DHI

1 INDLEDNING Projektet Rent vand i Mølleåsystemet er gennemført i perioden 19.marts 11. juni 2006 som en del af tre forprojekter iværksat af Skov og Naturstyrelse for vurdering af naturgenopretningsmuligheder i Mølleåsystemet. Formålet med det her gennemførte arbejde har været at foretage en vurdering af tiltag for skabelse af rent vand i Mølleåsystemet (Figur 1.1) ved hjælp af - Forøget vandgennemstrømning ved tilbageførsel af vand fra Lundtofte Renseanlæg henholdsvis Bistrup Renseanlæg til Mølleåsystemet - Restaurering af vandområder herunder specielt restaurering af søer og mølledamme Målet har været at give baggrund for prioritering af alternative tiltag ud fra effektvurderinger, overordnede tekniske beskrivelser, økonomiske overslag og tidsplaner. Desuden har målet været at beskrive, i hvilken udtrækning tiltagene vil bidrage til målopfyldelse i henhold til fremtidige vandplaner herunder Vandrammedirektivet og Natura 2000 samt forbedre den rekreative værdi af vandområderne. Ifølge Vandrammedirektivet skal der inden 2015 opnås en god økologisk tilstand i vandområdet. Imidlertid er dette krav endnu ikke udmøntet i mere specifikke krav. Der er taget udgangspunkt i eksisterende krav, hvor disse vurderes i overensstemmelse med en god økologisk tilstand (som f.eks. Furesøen). Generelt er der som krav for de øvrige søer benyttet, at den årsgennemsnitlige fosforkoncentration maksimalt må være ca. 0,05 mg P/l, for at der grundlag for at opnå god økologisk tilstand. Der er gennemført vurderinger for Tilbageføring af vand mht. - Hvor - Mængde - Kvalitet Restaurering af søer og mølledamme Samspil mellem tilbageføring af vand og sørestaurering Effektvurdering mht. - Tilstandsforbedringer - Belastningsreduktioner / tilbageholdelse / fjernelse af forurenede stoffer Arbejdet blev indledt med en overordnet screening af en række alternativer. I forbindelse hermed blev det vurderet, i hvilken udstrækning vand fra Bistrup Renseanlæg skulle indgå i de nærmere overvejelser. Resultat heraf blev, at det af praktiske og økonomiske grunde blev vurderet som mindre realistisk eller direkte urealistisk - at forbedre Bistrup Renseanlæg med efterfølgende udledning til Furesøen - at overføre til Stavnsholt Renseanlæg for yderligere rensning. Begge disse alternativer ville frigøre den eksisterende ledning fra Bistrup Renseanlæg frem til den afskærende Øresundsledning ved Lundtofte renseanlæg. Denne ledning C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 1-1 DHI

ville i så fald kunne bruges til tilbageføring af vand. Såvel ved anlæg som drift blev det imidlertid vurderet væsentligt fordyrende at skulle opbygge meget avanceret rensning på såvel Bistrup som Lundtofte Renseanlæg, især da spildevandet fra Bistrup i dag allerede føres frem til Lundtofte Renseanlæg. Det blev endvidere vurderet, at der på grund af praktiske og fysiske hensyn ikke ville kunne skabes tilstrækkeligt med kapacitet på Stavnsholt Renseanlæg til, at alt vandet fra Bistrup ville kunne behandles her. I de videre vurderinger er der således kun inkluderet en forbedret rensning af vand på Lundtofte Renseanlæg og tilbageførsel herfra. Følgende alternativer er der foretaget en nærmere analyse af - Projekt 1: Udledning til Kalvemosen - Projekt 2: Udledning til Søllerød Sø - Projekt 3: Udledning til Vejle Sø - Projekt 4: Udledning til Furesøen i Storekalv gennem rørføring under Vejle Sø - Projekt 5: Udledning til Furesøen i Storekalv eller i den centrale del af Furesøen ( Stor Søen ) ved rørføring til det tidligere Dronninggård Renseanlæg og åben strømning gennem eksisterende kanaler i Furesøparken og Malmmosen. - Projekt 6: Udledning til Furesøens centrale del ( Stor Søen ) ved rørledning over Dronninggård og videre rørføring gennem Malmmosen. - Projekt 7: Udledning til Mølleåen ved Lyngby Mølle - Projekt 8: Restaurering af Bastrup Sø - Projekt 9: Restaurering af Søllerød Sø - Projekt 10: Restaurering af Vejle Sø - Projekt 11: Restaurering af Lyngby Sø - Projekt 12: Oprensning af mølledammene nedstrøms Lyngby Mølle Lyngby Mølledam er ikke inkluderet, da den blev oprenset af Københavns Amt i 1990. De alternative udledningspunkter og lineføringer for tilbageførsel af vand fremgår af Figur 1.2 og Bilag B. Som grundlag for vurdering af de nævnte tiltag er der bl.a. opstillet såvel en vandbalance for Mølleåsystemet samt lavet en opdatering af eksisterende belastningsopgørelser. For at etablering af en vandbalance, hvor effekter af såvel afstrømning som grundvandsindvindinger tages i betragtning, er der opstillet en koblet MIKESHE MIKE 11 model for hele vandsystemet. Denne model er beskrevet i Bilag A. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 1-2 DHI

Belastningsopgørelse for de enkelte vandelementer i systemet bygger dels på tidligere opgørelser opdateret med fornyede beregninger af blandt andet diffus og landbrugsmæssig belastning (størst betydning i den øvre del af systemet) og af belastning fra regnvandsbetingede udløb. Disse opgørelser / beregninger er beskrevet i bilag C og D. Yderligere er der i en række bilag til rapporten givet andre tekniske baggrundsoplysninger og vurderinger, som er brugt som grundlag for den mere overordnede vurdering af de forskellige alternative indgreb, der beskrives i følgende kapitler i hovedrapporten. Figur 1.1 Oversigt over Mølleåsystemet C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 1-3 DHI

Figur 1.2 Lineføringer for tilbageføring af vand fra Lundtofte Renseanlæg. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 1-4 DHI

2 UDLEDNING TIL KALVEMOSEN / SØLLERØD SØ 2.1 Lineføring og udledning Ved udledning til Kalvemosen foreslås en linieføring langs Nærum Banen som beskrevet i Bilag B. Der er ikke taget nærmere stilling til udledningspunktets nøjagtige placering. Vandet vil kunne ledes direkte til mosens opstrøms del, eller hvis man helt vil friholde mosen for påvirkning, kan det ledes til afløbet fra mosen. Alternativt kan der ske direkte tilledning til Søllerød Sø. Såfremt den skal ske uden tilførsel til Kalvemosen, forslås en linieføring over gennem Geelskov, som beskrevet i bilag B. Da effekten for Søllerød Sø og de nedstrømbeliggende vandområder ikke er væsentlig forskellig fra en tilledning gennem Kalvemosen, behandles disse alternativer under et. 2.1.1 Vandmængde Vandmængden, der tilbageføres, kan fastlægges ud fra forskellige hensyn - det naturlige afstrømningsniveau tilstræbes - maksimal positiv effekt i nedstrøms vandområder - økonomisk mest fordelagtige løsning. Ved modelberegninger (Bilag A) er det vurderet, at hvis der ikke sker vandindvindinger i oplandet, ville der fra Vejle Sø til Furesøen strømme i gennemsnit ca. 18 l/s med et maksimalt niveau omkring 80 l/s. Tilsvarende ville der i gennemsnit strømme ca. 1,7 l/s med et maksimalt niveau omkring 15 l/s til Søllerød Sø fra Kalvemosen gennem vandløbet i Kirkeskoven (Kirkeskovgrøft). Hertil kommer, at der pt. sker afværgepumpning til Kalvemosen på ca. 4 l/s. Som et alternativ, der tilstræber et naturligt afstrømningsniveau i denne øvre gren af Mølleåsystemet, er det på ovenstående baggrund valgt at gennemføre vurdering for en tilledning på i gennemsnit 25 l/s. Dette er lidt over det beregnede naturlige baggrundsniveau. Dette er valgt bl.a. fordi det umiddelbart er vurderet, at mindre tilførsler kun vil have meget marginal effekt længere nede i vandsystemet. For at kunne opnå et gennemsnit på 25 l/s i gennemsnit er der i forbindelse med de tekniske - økonomiske overvejelser regnet med en rørledning med en kapacitet på minimum 50 l/s. Dette giver mulighed for at have perioder med mindre eller ingen tilførsel og samtidig opretholde 25 l/s i gennemsnit. Der er fortages effektvurdering for alternativerne - 25 l/s, - 100 l/s, - 200 l/s. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-1 DHI

Ved tilførsel af 100-200 l/s vil der være risiko for ikke ubetydelige vandstandsstigninger i Søllerød Sø. Ved tilledning af 100 l/s beregnes der med de nuværende afløbsforhold en vandstandsstigning på ca. 15 cm i søen. Der er derfor behov for at forøge dimensionen af afløbsforholdene fra søen på den første del af den rørlagte strækning mellem Søllerød Sø og Vejle Sø (Bækrenden) ved tilledning af 100-200 l/s. 2.1.2 Potentielt forurenende stoffer Med det tilførte vand vil der også komme næringsstoffer og mulighed for miljøfremmede stoffer. Som beskrevet i bilag 5 tages der primært udgangspunkt i en rensning af vandet, der ledes tilbage til søerne til et betydelig lavere koncentrationsniveau, end der ledes fra Lundtofte Renseanlæg i dag. Der tages udgangspunkt i, at næringsstofindholdet bringes ned på maksimalt 0,040 mg P/l og 2,5 mg N/l, (Bilag F), hvilket indebærer, at vandet renses svarende til membranfiltreringsteknik samt med forbedret denitrifikation. Disse niveauer er valgt bl.a. for at sikre, at forholdene i Kalvemosen, Søllerød Sø, Vejle, Sø og Furesøen hverken øjeblikkeligt påvirkes i negativ retning eller i en endelig sluttilstand ikke forhindres i at opnå en god økologisk tilstand, som kræves ifølge vandrammedirektivet. Dette adresseres yderligere i forbindelse med nedenstående vurderinger for de enkelte vandområder. Koncentrationsniveauerne er desuden fastlagt under hensyntagen til tekniske muligheder. Med den antagne renseteknik vil mængden af miljøfremmede stoffer, som udledes til vandmiljøet, desuden reduceres. Det vurderes, (Bilag E, F) at med den foreslåede renseteknik vil kravene ifølge bekendtgørelse 1669 om udledning af forurenende stoffer til vandløb og søer /ref. 1/ kunne overholdes. 2.2 Effekt i vandområderne 2.2.1 Kalvemosen Såfremt der vedvarende ledes 25 l/s eller mere til Kalvemosen, bliver denne tilførsel den dominerende vandmængde til mosen. Da volumen i Kalvemosen skønnes at være ca. 27.300 m 3 (overfladeareal 21.000 m 2, middeldybde 1,3 m, maksimal dybde ca. 3.5 m) bliver vandets opholdstid 12-13 dage ved en tilledning på 25 l/s. Med empiriske sømodeller for lavvandede søer / ref. 2/ kan der beregnes en sommersigtdybde på omkring 1,7 meter, når vandet renses til et niveau omkring 0,08 mg P/l svarende til Stavnsholt Renseanlæg. Ved en forbedret rensning svarende til anvendelse af membranteknik på Lundtofte Renseanlæg (0,040 mg P/l jvf. Bilag F) kan beregnes en årsgennemsnitlig koncentration i mosen på omkring 0,035 mg P/l og en tilsvarende sommersigtdybde på 2,5 meter, hvilket vil sige til bunden i størstedelen af søen. Der foreligger kun få målinger fra 1976 (data fra Steen Rostrup, Rudersdal Kommune), der viste sigtdybder på 1,25 m. Der foreligger ikke oplysninger om den nuværende tilstand, så det er ikke muligt eksakt at vurdere, om der vil blive tale om en ændring af nuværende tilstand. Såfremt mosen skal fremstå som et upåvirket vandområde, anbefales imidlertid, at der sikres sigtdybder til bunden overalt i denne. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-2 DHI

På denne baggrund anbefales, at fosforkoncentrationen i vand, som ledes til Kalvemosen, holdes på et maksimalt niveau på 0,040 mg P/l. Ved tilførsel af så relativt store mængder renset spildevand til mosen vil der være mulighed for tilførsel af en række miljøfremmede stoffer (jvf. Bilag E, F). For at reducere dette mest muligt vil det kræve, at der anvendes membranfiltrering på Lundtofte Renseanlæg i forbindelse med rensning af spildevandet, inden det udledes. 2.2.2 Kirkeskov Grøft Det meste af den øvre del af Kirkeskov Grøft, som fører vand fra Kalvemosen mod Søllerød Sø, skønnes uden problemer i stand til at aflede en ekstra vandmængde på 25, 100 hhv. 200 l/s. Langs den øvre del af strækningen er der dog behov for, at der sikres øget vandføringskapacitet ved underføring under to til tre skovstier. Selve vandløbet skønnes, gennem det meste af skovtrækningen frem til den såkaldte Indre Sø, at være i stand til at klare afstrømninger af de nævnte størrelser. Der er pt. planer om at nedlægge Den Indre Sø og omlægge vandløbet på engstrækningen lige nedstrøms denne. Yderligere er der pt. arbejde i gang med at åbne den rørlagte strækning under det tidligere Kirkeskovens renseanlæg. På disse strækninger kan der - afhængigt af den udformning de igangværende projekter giver vandløbet - være tale om behov for en udvidelse af vandløbsprofilet. På den sidste del af vandløbet frem til Søllerød Sø, dvs. på engarealet mellem det nu nedlagte Kirkeskoven Renseanlæg og Søllerød Sø vil der ved de væsentlige forøgelser af vandføringerne, der her er tale om, være behov for udvidelse af vandløbsprofilet, hvis oversvømmelser skal undgås af denne eng og nogle at de mest udsatte villagrunde op til engen. Ud fra terrænhældning, vil der fra Kalvemosen til Søllerød Sø, ved anlæg af et vandløbsprofil med 45 graders anlæg, en fuld bredde på 1,5 m, bundbredde 0,5 m og en max. dybde på 1,0 m, ikke forekomme oversvømmelser nogen steder (Bilag A). Med et sådant profil er der beregnet omtrentlige vanddybder i vandløbet på hhv. maksimalt 80 og 85 cm ved hhv. 100 og 200 l/s. Der er ikke foretaget en yderligere optimering med hensyn til minimering af tværsnitsdimensionerne ligesom maksimal vandføring er valgt ud fra maksimal afstrømning indenfor en tiårs periode og ikke specificeret ud fra given oversvømmelsesrisiko. Udformningen af denne vandløbsstrækning skal i forbindelse med en detailprojektering vurderes nøjere, ligesom der skal tages nøjere stilling til vandløbstracéet samt ønsker for eventuelt styret oversvømmelse af visse engområder mv. Det vurderes, at der herigennem kan opnås et æstetisk velproportioneret vandløb, der kan falde ind i landskabet, hvilket giver gode muligheder for god biologisk variabilitet og udgøre et rekreativt element, samtidig med at vandet kan afledes uden uhensigtsmæssige problemer for de omliggende arealer. Det anbefales af hensyn til de biologiske forhold i vandløbet og dets æstetiske udseende, at der vedvarende tilføres vand til systemet. I de videre vurderinger er det antaget, at der kontinuert tilledes hhv. 25, 100 og 200 l/s. Der kan imidlertid i våde perioder med rigeligt vand drosles ned på denne vandtilførsel. Periodevis kan der også accepteres lavere afstrømning end hhv. 25, 100 og 200 l/s afhængigt af detailudformningen af vand- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-3 DHI

løbet. En minimumsafstrømning anbefales nærmere fastlagt på baggrund af detaildesignet af vandløbet, hvis der skal opretholdes en god økologisk tilstand i det nyanlagte vandløb. Ved detaildesign af vandløbet bør der endvidere tages højde for, at der ved eventuelle problemer med drift af renseanlægget kan blive tale om hel eller delvis lukning af vandtilførslen for at beskytte de nedstrøms søer. Sådanne kraftige neddroslinger af vandføringer vil kunne have dramatiske effekter på biologien i vandløbet medmindre vandløbsprofilet er tilpasset sådanne variation. Det kan f.eks. være ved sikring af områder af vandløbet, som selv ved meget lave afstrømninger fortsat vil kunne fungere som levested for dyre- og plantelivet. 2.2.3 Søllerød Sø Med den opstillede model er der ved tilledning af 25 l/s beregnet en vandstandsstigning på op til 4 cm når der ikke fortages ændring i afløbsforholdene. Ved 100 l/s beregnes en vandstandsstigning på op til 15 cm. Som kompensation for uønskede vandstandsstigninger i Søllerød Sø ved tilledning af 100 hhv. 200 l/s anbefales det, at der fortages oprensning af den åbne del af afløbet fra søen samt at den første del af det rørlagt afløb, Bækrenden, udvides over en 150 meter lang strækning Herved vil vandstandsstigning kunne undgås. Det videre rørforløb har en tilstrækkelig dimension til at kunne aflede såvel 100 som 200 l/s. Der er dog ikke foretaget nærmere vurdering af, om der under kraftige regnhændelse kan være behov for alligevel at stoppe hhv. begrænse tilførslen til Søllerød Sø for at undgå øget risiko for oversvømmelser i Bækrendens opland i Holteområdet. Der er dog pt. ikke observeret problemer af denne karakter i området. Tilførsel af vand med de nævnte koncentrationsniveauer vil have en gunstig effekt på tilstanden i Søllerød Sø, da de nuværende koncentrationsniveauer i søen jvf. figur 2.1 ligger over de forudsatte koncentrationer for det tilbageførte vand (0,040 mg P/l). Søllerød Sø 1.5 mg P/l 1 0.5 TP, 1 meter TP, 7 meter 0 25/10/2005 02/02/2006 13/05/2006 21/08/2006 29/11/2006 Figur 2.1 Total P koncentration i Søllerød Sø 2005 2006 i 1 og 7 meters dybde. Hvis tilførslen af ekstra vand sker inden en begrænsning af de tilgængelige næringsstofpuljer og især P-puljen er opnået, vil der kunne blive tale om øget transport til de nedstrøms beliggende vandelementer. Dette vil gælde specielt de første år med øget tilførsel. I takt med udtømning af de ophobede puljer, nedsættes denne øgede transport. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-4 DHI

Imidlertid er det ikke kun den mængde, der transporteres videre, der er interessant i relation til vurdering af effekter nedstrøms. Det er ligeså meget koncentrationen i det vand, der strømmer videre, det er relevant at vurdere. Ved øget tilførsel af relativt rent vand sker der en betydelig fortynding af de mængder, der frigives fra den ophobede pulje. Hvor stor og af hvor lang varighed en øget transport vil være, kan på det foreliggende grundlag kun overslagsmæssigt angives med en betydelig usikkerhed. Nærmere beregninger heraf vil kræve yderligere undersøgelser af de fosforpuljer, der pt. er i søen inklusive puljen i søsedimentet. Der foreligger måling af sedimentets fosforindhold fra Søllerød Sø fra 1969, 1981, 1986 samt 2000 (figur 2.2). Fosforkoncentrationen i sedimentet lå i år 2000 på omkring 3 g P/kg TS i de øverste 20 cm af sedimentet. Selv om data viser, at der er sket et markant fald siden 1986, er 2000-niveauet forholdsvis højt. Der forligger ikke målinger, der viser hvor stor en del, der vil kunne mobiliseres. På baggrund af data fra andre søer, bl.a. Furesøen, vurderes det, at minimum den mængde, der overstiger 1 g /kg TS, vil være mobil. Erfaringer fra andre søer samt laboratorieeksperimenter bl.a. Søbygårdsø - viser, at der kan ske frigivelse fra minimum de øverste 15 25 cm sediment. Fosforprofiler i sediment fra Søllerød Sø cm dybde i sedimentet 0-5 -10-15 -20-25 -30-35 -40-45 -50 mg P / kg TS 0 2 4 6 8 10 1969 1981 1986 2000 Figur 2.2 Profiler af fosforkoncentrationer ned gennem sediment i Søllerød Sø 1969 2000. Anvendes et niveau på 1 g P/ kg TS, under hvilket det antages, at der ikke sker yderligere væsentlig frigivelse af P, og antages det, at puljen i de øverste 20 cm vil kunne frigives, kan der beregnes en mobil pulje i sedimentet i Søllerød Sø på omkring knap 4000 kg P. Der er her regnet med, at det fosforholdige sediment dækker 100.000 m 2 søbund dvs. bunden på større dybder end 4 meter. Puljens størrelse er meget usikkert bestemt og kan kun betragtes som et groft overslag over størrelsesordnen af mængden af mobilt fosfor i søens sediment. Der er pt. et restaureringsprojekt i gang i søen, hvor der bortpumpes fosforholdigt bundvand med det formål hurtigere at udtømme den i søen ophobede fosforpulje. Ifølge oplysninger fra Rudersdal Kommune regnes der med, at der fremover pumpes omkring 60 70.000 m 3 /år. Med en koncentration på omkring 1,3 mg P/l vil det svare til ca. 80 kg C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-5 DHI

per år. Hertil komme den mængde, der strømmer til Vejle Sø, som pt. er af størrelsen 40 kg P/ år. Tilførslen til søen ligger pt. på omkring 15 kg P/år. Dette giver en netto udtømning af fosfor fra søen på omkring 100 kg P/år. Med en lineær udtømning af fosforpuljen vil der således gå omkring 40 år, inden den i søen ophobede pulje er udtømt med det nuværende afstrømningsmønster. Det er dog muligt, at udtømningsprocessen vil vare længere, men til gengæld få mindre og mindre betydning for koncentrationen i vandfasen i takt med, at fosforet skal mobiliseres fra større dybder nede i sedimentet. Øges gennemstrømning med 25, 100 eller 200 l/s vil den pulje, der findes i vandet, blive udskyllet det første år. Herefter vil den ekstra afstrømning begrænse sig til den mængde, der vil blive frigjort fra sedimentet. Den nuværende fosforfrigivelse fra sedimentet er vurderet på baggrund af massebalancer for søen i den lagdelte sommerperiode 2006. Betragtes perioden frem til midten af august (Figur 2.3) faldt koncentrationen i overfladevandet fra en vinterkoncentration på 0,39 til 0,09 mg P/l svarende til en udtømning af puljen i dette vandvolumen på ca. 170 kg P. Hvis det antages, at der ikke i perioden er sket væsentlig tilstrømning fra eksterne kilder, således at der ikke er hverken tilført eller fraført betydende mængder P, kan en sedimentation på 173 kg beregnes. Ved lignende betragtninger for bundvandet kan der beregnes en ophobning af fosfor her på ca. 130 kg P. Hertil kommer, at der i perioden 2. til 14. august er bortpumpet ca 25 kg P. Samlet kan der således uden at indregne sedimentpuljens rolle beregnes en P-mængde i bundlaget på i alt ca. 155 kg P. Tages usikkerhederne på en sådan beregning i betragtning, må faldet i P-mængden i overfladevandet anses at svare til stigningen i bundvandet, dvs P-udvekslingen med sedimentet ligger indenfor usikkerheden på opgørelsen. 0,39mgP/l 0,09 mgp/l Δ -172 kg Volumen: 575.000 0,39mgP/l 1,10 mgp/l Δ +128 kg Volumen: 180.000 Sed-P-pulje 4000kg Bortpumpning (2.-14. aug.06): 25 kg P Figur 2.3 Fosforbalance for epilimnion og hyoplimnion i Søllerød Sø, sommer 2006 (1.maj-14.august) Forsættes massebalancebetragningerne frem til udgangen af september, hvor lagdelingen i 2006 blev opløst, beregnes et overskud i bundlaget på ca. 25 kg P. En forlængelse af beregningsperiode øger imidlertid usikkerheden vedr. forudsætningerne for overslagene. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-6 DHI

Samlet tyder dette på, at med de ganske høje koncentrationer, der opbygges lige over sedimentoverfladen (1,7-1,8 mg P/l), sker der pt. kun en begrænset fosforfrigivelse fra sedimentet. Ved yderligere reduktion af fosforniveauerne i søvandet kan det forventes, at udtømningen af en P-pulje i sedimentet vil accelereres. Imidlertid er datagrundlaget for en nærmere vurdering heraf for spinkelt. Da der er en del usikkerhed vedr. udtømning af sedimentpuljen i søen, er de efterfølgende vurderinger foretaget med udgangspunkt i en frigivelse to gange den største beregnende frigivelse fra sedimentet dvs. 50 kg P/år. I tabel 2.2 er angivet beregnede afstrømningsmængder og koncentrationer fra Søllerød Sø under følgende antagelser - sedimentets frigivelse af fosfor i 2006-07, var 50 kg P/år. Denne aftager langsomt med udtømning af en total pulje i søsedimentet på 4000 kg P. - vinter-/forårskoncentration på 0,390 mg P/l ved start af gennemstrømning - ekstern belastning på 15 kg P/år (Tabel 2.1) - den øgede gennemstrømning er konstant over året. - i sommerperioden strømmer der alene vand fra søens overflade, i hvilken der hen over sommeren sker et fald i fosforniveau p.g.a. sedimentering. - der fortsættes med bortpumpning af ca. 60.000 m 3 bundvand fra søen i sensommerperioden. - der sker ingen tilbageholdelse af P opstrøms Søllerød Sø ved tilledning til Kalvemosen, Ved tilledning til Kalvemosen vil der dog sandsynligvis ske en vis tilbageholdelse af fosfor. Da opholdstiden imidlertid er forholdsvis kort, skønnes denne tilbageholdelse at ligge indenfor usikkerhederne på vurderingerne, hvorfor der er set bort herfra. Til sammenligning med værdierne i tabel 2.2 transporteres der i øjeblikket ca. 40 kg P/år fra Søllerød Sø til Vejle Sø. Hovedparten af denne transport sker udenfor sommerperiode med et koncentrationsniveau på omkring 0,250 mg P/l. Der er endvidere foretaget analyse af betydningen af den interne belastnings størrelse. Med en intern belastning på 100 kg P/år beregnes der således afstrømningskoncentrationer i 2015 ved tilførsel af 25, 100 og 200 l/s på hhv. 0,077; 0,052 og 0,046 mg P/l. Tilførsel af vand med 0,04 mg P/l vil give en forbedring af den øjeblikkelige tilstand i Søllerød Sø. Under de nuværende forhold skønnes det (tabel 2.1), at Søllerød Sø modtager omkring 15 kg P/år. Den nuværende gennemstrømning skønnes på baggrund at den opstillede model til omkring 5 l/s eller ca. 157.000 m 3 /år inklusive eksisterende tilførsel fra afværgeoppumpningen til Kalvemosen. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-7 DHI

Tabel 2.1 Nuværende fosforbelastning til Søllerød Sø fra eksterne kilder. Kilde Kg P/år Separat regnvand 5 Fælleskloakeret overløb 8,5 Atmosfære og diffus 1,5 Total 15 Tabel 2.2 Fosfortransport og koncentrationsniveau i vand der strømmer fra Søllerød Sø til Vejle Sø under antagelse af øget gennemstrømning med hhv. 25, 100 og 200 l/s påbegyndes i 2008 25 l/s 100 l/s 200 l/s år Kg P/år mg P/l Kg P/år mg P/l Kg P/år mg P/l 2008 168 0,183 336 0,102 487 0,076 2009 99 0,109 176 0,054 292 0,045 2010 73 0,080 157 0,048 282 0,044 2011 63 0,069 155 0,047 281 0,044 2012 60 0,066 154 0,047 281 0,044 2013 58 0,064 154 0,047 280 0,044 2014 58 0,063 153 0,047 280 0,044 2015 57 0,063 153 0,047 279 0,043 På baggrund af den empiriske sømodel nr. 17 i /ref. 2/ skønnes ligevægtskoncentrationen i søen med nuværende tilstrømning at ville komme til at ligge omkring 0,035 mg P/l, når den interne P-pulje enten er udskyllet eller på anden måde reduceret. Tilledning af hhv. ekstra 25, 100, 200 l/s med 0,040 mg P/l, vurderes ikke, under hensyntagen til usikkerheden på sådanne beregninger, at ændre niveauet for denne endelige ligevægtskoncentration. Reduktion af søens fosforindhold kan f.eks. ske ved sedimentfjernelse eller aluminiumsbehandling. Dette omtales i kapitel 7 i forbindelse med gennemgang af restaureringsmuligheder for søen. Herved skønnes det, at ligevægtskoncentrationerne på 0,035 mg/l umiddelbart kan opnås. Hvis der ikke sker en sådan reduktion af den interne belastning, vurderes det, at der med tilførsel af 25, 100 hhv. 200 l/s, vil forekomme årsmiddelkoncentrationer i søen, som det fremgår af tabel 2.2. Sommerkoncentrationen i overfladevandet forventes at falde fra nuværende ca. 0,1 til omkring 0,03 mg P / l. Der vil således opnås en umiddelbar væsentlig forbedring af forholdene i søen, som vil have potentiale for at nærme sig en god økologisk tilstand. Det vurderes muligt, at denne tilstand kan være opnået i 2015. En nærmere vurdering af, om søen vil have opnået vandrammedirektivets krav om god økologisk tilstand i 2015, kræver dog mere indgående oplysninger om bl.a. fosforpuljen i søens sediment. Yderligere vil andre restaurerende tiltag kunne have indflydelse på, hvornår denne forbedrede tilstand opnås. I kapitel 7 om restaurering af søen beskrives, hvilke andre tiltag der kan gennemføres for at opnå større sikkerhed for, at en god økologisk tilstand er opfyldt på dette tidspunkt. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-8 DHI

Effekten af øget gennemstrømning gennem Søllerød Sø for de nedstrøms beliggende søer behandles i de efterfølgende respektive kapitler. 2.3 Omkostningsniveau og tidsramme Udover omkostningerne til rørledningen og pumpestationer for tilbageførsel af vand er der i de økonomiske overslag i tabel 2.3 inkluderet omkostninger til ændring af vandløbsprofilet fra Kalvemosen til Søllerød Sø, oprensning af de åbne korte afløb fra Søllerød sø samt at øge rørdimension over de første ca. 150 m strækning af den rørlagte del af afløbet fra søen. Omkostning til sikring af ny vandløbsprofil er anslåede til i størrelsen 300.000 kr. Dette beløb er i tabel 2.3 derfor lagt til overslagene i Bilag B. I den anslåede tidsramme tages der forbehold for udstrækning af myndighedsbehandling. Bl.a. vides det, at der findes et område med oldtidsminder ved Ravnebakken, som linieføringen mellem motorvejen og Nærumbanen skal passerer. Der ligger dog allerede et rørtracé her. Det er antaget, at den forslåede linieføring følger den eksisterende, hvorfor dette ikke burde give anledning til ekstra omkostninger eller forsinkelser. Den relativt store prisforskel for en kapacitet på 50 l/s til 100 l/s skyldes bl.a., at 100 l/s og derover vil kræve udvidelse af rørledningen mellem Søllerød Sø og Vejle Sø. Omkostningen hertil er anslået til ca. 3 mio. kr. Prisforøgelserne ved at øge kapaciteten er i øvrigt begrundet i generelt øgede omkostninger til materialer og konstruktioner. Men specielt omkostninger til pumpestationer og til dels til rensebrønde og bygværker forventes at øges relativt mere end de øvrige omkostninger ved forøgelse af kapaciteten. I de anslåede omkostninger er indregnet uforudsete udgifter på 20%. I Bilag B er givet supplerede generelle kommentarer til de udarbejdede økonomioverslag. Tabel 2.3 Oversigt over omkostning og tidsramme for etablering af tilbageførsel af vand opstrøms Søllerød Sø Lineføring /projekt Omkostning 1000 kr Vedligehold. Tidsramme for gennemførsel år 1000 kr /år Kalvemosen 25 (50*) l/s / project 1A 12.700 200 1-2 Kalvemosen 100 l/s / projekt 1B 22.200 400 1-2 Kalvemosen 200 l/s / projekt 1C 29.900 600 1-2 Søllerød Sø 100 l/s / projekt 2A 25.000 400 1-2 Søllerød Sø 200 l/s / projekt 2B 34.700 700 1-2 *kapacitet for ledningen C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 2-9 DHI

3 ØGET GENNEMSTRØMNING AF VEJLE SØ 3.1 Vandstand Der vil ikke forekomme ændringer i vandstanden i Vejle Sø udover de potentielle ændringer, der vil ske i Furesøen. Gennem regulering af slusen ved Frederiksdal (afløb fra Furesøen) kan det sikres, at vandstandsændringerne holdes inden for bestemmelserne i regulativet for vandområdet. 3.2 Tilstand i søen og udskylning af næringsstoffer Det er estimeret, at Vejle Sø p.t. modtager en ekstern belastning som angivet i tabel 3.1 Den nuværende samlede vandtilstrømning er beregnet til ca. 223.000 m 3 /år. På baggrund af et volumen på 587.000 m 3 kan således beregnes en opholdstid for vandet i søen på ca. 2,6 år, når der ikke tages hensyn til vandskifte med Furesøen gennem Vejle Sø kanalen. Ifølge /ref. 3/ udgør vandskiftet med Furesøen maksimalt 100.000 m 3 /år. Tages dette i betragtning, kan beregnes en opholdstid på knap to år. Benyttes denne vandmængde og de målte års niveauer for fosfor i Furesøen (figur 3.1) for beregning af transporten fra Furesø til Vejle Sø, kan der med empiriske sømodeller /ref.2/ beregnes endelige årsgennemsnitlige ligevægtskoncentrationer i Vejle sø mellem 0,110 og 0,170 mg/l. Der er her regnet med uændret tilførsel fra Søllerød Sø.. Imidlertid er de opgjorte belastninger og anvendte vandskifte behæftet med betydelige usikkerheder, og endelig tager de anvendt empiriske modeller tager ikke hensyn til specielle lokale forhold. Såfremt der er tale om et større vandskift med Furesøen gennem Vejle Sø Kanal, vil der beregnes lidt lavere ligevægtskoncentrationer. Imidlertid vil der selv med et dobbelt så stort vandskift kun beregnes ca. 10% lavere koncentrationer i ligevægtssituationen. I Vejle sø måles der fra 0,100 mg/l og op til 0,200 0,300 mg/l Total P. Disse højeste værdier tyder på, at der periodevis kan forekomme en vis intern belastning fra sedimentet. Tabel 3.1 Eksisterende fosforbelastning til Vejle Sø Kg P /år Fælleskloakeret overløb 19,6 Separat kloakerede udløb 17,4 Atmosfære 1,4 Fra Søllerød Sø 40 I alt 78,4 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 3-1 DHI

Total P koncentrationer mg P / l 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0 01/01/2003 20/07/2003 05/02/2004 23/08/2004 11/03/2005 27/09/2005 15/04/2006 01/11/2006 20/05/2007 06/12/2007 Furesø Vejle Sø Søllerød Sø St.Kalv - Furesø Figur 3.1 Total P koncentration i Søllerød Sø, Vejle Sø, Storekalv og Furesøen (central del). Fosforprofiler i sediment fra Vejle Sø cm dybde i sediment 0-5 -10-15 -20-25 -30-35 -40-45 -50 g P/kgTS 0 2 4 6 8 10 12 14 søjle 1, 2000 søjle 2, 2000 søjle 3, 2000 søjle 1, 1986 søjle 2, 1986 søjle, 1973 Figur 3.2 Profiler af fosforkoncentrationer ned gennem sediment i Vejle Sø 1986 2000 Det typiske koncentrationsforløb i Vejle Sø er pt. således, at der sker en jævn stigning af fosforkoncentrationen i vandet i løbet sommeren, samt at der de fleste år ved sommerperiodens afslutning forekommer særligt høje fosforkoncentrationer. Såvel de generelle stigninger som de enkeltstående særlige høje koncentrationer kan skyldes en blanding af intern og ekstern belastning. En nærmere redegørelse herfor vil kræve en nøje analyse af, hvornår den eksterne belastning de enkelte år er tilført søen samt af afstrømning og udveksling med Furesøen. Dette har ligget uden for rammerne af de analyser, der har kunnet gennemføres i denne undersøgelse. Der er dog foretaget en beregning af den interne belastnings størrelse på baggrund af de generelle stigninger i fosforkoncentrationen, der kan observeres i løbet af sommerperioden. De enkelte meget høje koncentratio- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 3-2 DHI

ner, der er målt i søen, vurderes dog delvist at være forårsaget af momentane eksterne belastninger. På baggrund af koncentrationsudviklingerne i sommerperioderne i 2003 2005 er det vurderet, at den interne belastning har ligget mellem 40 og 130 kg P/år. Det skønnes, at det generelle niveau har ligget omkring eller lidt under 100 kg/år. I de efterfølgende vurderinger benyttes en intern belastning fra sedimentet på 100 kg P/år. Muligheden for intern belastning kan også vurderes ud fra fosforindholdet i sedimentet. I figur 3.2 er angivet de foreliggende målte koncentrationer af fosfor i sedimentet. I overfladesedimentet blev der i 2000 målt mellem 5 og 11 g P/ kg TS, hvilket er høje værdier. Benyttes samme niveau for den ikke mobile P-andel i sedimentet, som benyttet for Søllerød Sø, kan der opgøres en mobil pulje på 25 30 ton P i de øverste 20 cm sediment. Der er her anvendt et gennemsnit af de tre målinger fra 2000 og et sedimentareal på ca. 140.000 m 2 svarende til 80% af søens samlede areal. Det kan dog ikke udelukkes, at der kan komme fosfor fra større dybder end 20 cm. Med mobile puljer af denne størrelse er det forventeligt, at der forekommer en betydelig intern belastning. Tages såvel den eksterne belastning som en intern belastning af på 100 kg P/år i betragtning, tyder data på, at der sker en relativt stor sedimentation og tilbageholdelse af fosfor i søen. Dette kan tilskrives såvel lagdelingen i sommerperioden som et afstrømningsmønster med perioder med lille og ingen afstrømning. Det vurderes således, at en stor del af den mængde fosfor, som i dag tilføres vandfasen i sommerperioden, igen udfældes og forbliver i søen. De fald på 0,050-0,100 mg/l, der ses i søen relativt kort tid (dvs. uger) efter at særligt høje koncentration er forekommet, skønnes ikke alene at være forårsaget af udskiftning med vand fra Furesøen gennem Vejle Sø Kanal. Et sådant vandskift skulle være drevet af vandstandsvariationer i søerne. Det er f.eks. beregnet, at hvis en koncentrationsforskel på 0,100 mg/l mellem de to søer skal udlignes alene ved vandstandsgenereret vandskifte gennem kanalen, kræver det minimum 80 hændelser med en vandstandsforskel på 20 cm. Det er ved denne beregning antaget, at der ved hver hændelse sker en total opblanding i Vejle Sø, og at det udstrømmende fosfor ikke returnerer til Vejle Sø. Da sådanne vandstandsændring ikke sker dagligt, skønnes det, at 80 sådanne hændelse vil kræve en væsentligt længere periode end 80 dage for at indtræffe. De koncentrationsfald, der er observeret, sker over kortere tid end 80 dage. Det er vurderet, at der pt. på årsbasis sker en fosfortransport fra Vejle Sø til Furesøen på omkring 40 kg/år. Sammenholdes dette med belastningen opgjort i tabel 3.1 tilbageholdes således pt. omkring 50 % af den eksternt tilførte fosfor. 3.2.1 Tilstrømning fra Søllerød Sø Ved øget vandtilførsel vil der ske en mere jævn udskylning af søen, og det kan forventes, at tilbageholdelsen i søen nedsættes. Øges gennemstrømning således til 100 200 l/s, nedsættes tilbageholdelsen iflg. empiriske modeller fra et nuværende niveau på omkring 40-60% til ca. 15%. En større del af den eksterne belastning vil derfor blive transporteret videre til Furesøen. Hertil kommer en højere grad af transport til Furesøen af det fosfor, der frigives fra sedimentet. Samtidig sker der dog også en fortynding med den øgede vandtilførsel. Hvis tilstrømningen sker fra Søllerød Sø, vil der desuden over en kortere tid kunne ske forøget transport af det fosfor, der er ophobet her. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 3-3 DHI

Under forudsætning af, at den nuværende interne belastning fra Søllerød Sø og Vejle Sø forsætter stort set uændret de kommende år, er i tabel 3.2 beregnet koncentrationen i søvandet, som strømmer fra Vejle Sø til Furesøen og den samlede transport af fosfor til Furesøen frem til 2015 med en påbegyndt øget gennemstrømning fra 2008. Tabel 3.2 Fosfortransport og koncentrationsniveau i vand, der strømmer fra Vejle Sø til Furesøen under antagelse af, at en øget gennemstrømning med hhv. 25, 100 og 200 l/s påbegyndes i 2008 25 l/s 100 l/s 200 l/s år Kg P/år mg P/l Kg P/år mg P/l Kg P/år mg P/l 2008 193 0,245 307 0,097 427 0,068 2009 155 0,196 227 0,072 333 0,053 2010 144 0,183 221 0,070 331 0,052 2011 141 0,179 221 0,070 331 0,052 2012 141 0,178 221 0,070 331 0,052 2013 140 0,178 221 0,070 331 0,052 2014 140 0,178 221 0,070 331 0,052 2015 140 0,178 221 0,070 331 0,052 For alle tre alternativer øges transporten af fosfor til Furesøen i forhold til de nuværende ca. 40 kg P/år. Men samtidig bliver koncentrationen i det vand, der strømmer videre, lavere end det nuværende niveau. De beregnede koncentrationer i Vejle Sø ved en øget gennemstrømning på 100 hhv. 200 l/s indikerer, at der i disse scenarier meget hurtigt vil indtræde en forbedring i vandkvaliteten i søen, således at niveauet nærmer sig niveauet i Furesøen. Koncentrationsniveauet er samtidig så lavt, at det vil give potentiale for at en væsentlig forbedret økologisk tilstand i Vejle Sø. Det skønnes, at for begge disse scenarier (+100 hhv. +200 l/s fra 2008) vil vandkvaliteten i 2015 være tilstrækkelig god til, at en god økologisk tilstand, som kræves ifl. EU s Vandrammedirektiv, potentielt vil kunne opfyldes. Sikkerheden herfor er dog størst ved tilledning af 200 l/s. Med 100 l/s er betydningen af intern og ekstern belastning så mærkbar, at forventelig årsgennemsnitlig fosforkoncentration i 2015 overskrider det generelle mål på maksimalt ca. 0,05 mg P/l, der er benyttet i denne rapport. Det kan endvidere ikke udelukkes, at der på grund af træghed i den biologiske struktur i Vejle Sø Storekalv forsat vil kunne forekomme en økologisk balance, der ikke helt opfylder alle krav til en god økologisk tilstand. Yderligere restaurerende indgreb kan derfor komme på tale. Dette beskrives nærmere i kapitel 8 om restaurering af Vejle Sø. De gennemførte vurderinger tyder på, at der ved tilførsel af 100-200 l/s med maksimalt 0,04 mg P/l kan ske en betydeligt og sandsynligvis tilstrækkelig fortynding af de nuværende belastninger til at undgå utilsigtede effekter. Det må dog anbefales, at der foretages supplerede undersøgelser af størrelsen af den eksterne belastning og muligheder for reduktion heraf. Ligeledes bør den interne belastning fra sedimentet nærmere vurderes, idet skønnet for denne er behæftet med betydelig usikkerhed. Ved reduktion af den eksterne og interne belastning vil sikkerheden for at undgå effekter i Furesøen øges betydeligt. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 3-4 DHI

Hvis de interne belastninger i såvel Vejle Sø som Søllerød Sø elimineres ved fjernelse eller immobilisering af de ophobede fosforpuljer, vil der ved tilførsel af 100 200 l/s vand med 0,040 mg P/l forventes en koncentration i det vand, der strømmer til Furesøen, tæt på 0,04 mg P/l. Dette koncentrationsniveau vil forventes allerede året efter, at fosforpuljen er reduceret, og den øgede gennemstrømning er påbegyndt. Der er her taget højde for de eksterne belastninger og tilbageholdelse (retention) i søerne på ca. 15 %. Ved sammenligning med tabel 3.2 ses, at der vil være tale om en reduktion i forhold til en situation, hvor der ikke er sket reduktion af interne puljer. Indløbskoncentrationen bringes ned på kravværdien (jvf. Regionplan 2005) for det års gennemsnitlige P-niveau i Furesøen. Effekter i Furesøen er beskrevet i kapitel 4. 3.2.2 Tilledning direkte til Vejle Sø Ved tilledning direkte til Vejle Sø sker der en mindre tilbageholdelse af fosfor i det tilledte vand, end når det tilledes længere opstrøms, da det ikke strømmer gennem Søllerød Sø. Til gengæld sker udstrømningen af den ophobede fosforpulje fra Søllerød Sø i langsommere tempo og i mindre udtrækning. Overslagsberegninger viser, at det samlet vil påvirke koncentrationer, der strømmer til Furesøen, med maksimalt 5-10 % frem til 2015, hvilket er indenfor usikkerhederne på de gennemførte beregninger. Der er derfor ikke i effektvurderingerne for nedstrøms områder (specielt Furesøen) skelnet mellem udledning direkte til Vejle Sø og udledning længere opstrøms i vandsystemet. Ved tilledning direkte til Vejle Sø bliver der selvsagt ingen påvirkning i Kalvemosen, Kirkeskovgrøft mellem Kalvemosen og Søllerød Sø eller i Søllerød Sø 3.3 Omkostningsniveau og tidsramme Omkostningerne ved tilførsel fra opstrømsvandområder (Søllerød Sø og Kalvemosen) fremgår af afsnit 2.3. Nedenfor er alene angivet omkostningerne til direkte udledning i Vejle Sø. I forhold til tilførsler længere opstrøms vil der ved udledning direkte til Vejle Sø ske visse besparelser, idet der ikke er behov for udvidelse af rørledning mellem Søllerød Sø og Vejle Sø eller for omlægning af Kirkeskovgrøft mellem Kalvemosen og Søllerød Sø. Yderligere specifikation af forudsætninger mv. er givet i Bilag B. I den anslåede tidsramme tages der forbehold for udstrækning af myndighedsbehandling, som nævnt i afsnit 2.3. Tabel 3.3 Oversigt over omkostning og tidsramme for etablering af tilbageførsel af vand opstrøms Søllerød Sø Lineføring /projekt Omkostning 1000 kr Vedligeholdelse 1000 kr /år Tidsramme for gennemførsel år Vejle Sø 100 l/s / projekt 3A 20,2 400 1-2 Vejle Sø 200 l/s / projekt 3B 30,0 600 1-2 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 3-5 DHI

4 ØGET GENNEMSTRØMNING AF FURESØ Målsætningen for Furesøen iht. Regionplan 2005 er defineret som A - skærpet målsætning med krav om sommersigtdybde på minimum 4 meter, Total P på maksimum 0,040 mg/l som årsgennemsnit samt en alsidig undervandsvegetation. Yderligere skal Furesøen ifølge Vandrammedirektivet være i god økologisk tilstand inden 2015. Vandmængde, der bør tilføres Furesøen, kan fastlægges ud fra en række forskellige mål. Et af kravene vil være, at en tilledning fra Lundtofte Renseanlæg ikke forhindrer opfyldelse af den eksisterende målsætning eller forhindrer, at søen fremstår med en god økologisk tilstand i 2015. Yderligere kan der ved fastlæggelse af den vandmængde, der tilbageføres, lægges vægt på at tilnærme sig den naturlige gennemstrømning. I bilag A er dette vurderet at ville kræve tilbageførsel af gennemsnitlig ca. 200 l7/s En øget gennemstrømning af Furesøen giver udover mulige effekter i søen også forbedrede muligheder for at sikre vandføring i Mølleåen nedstrøms Lyngby Sø. Dette belyses nærmere i kapitel 10. Effektvurderingerne for Furesøen ved øget vandtilførsel er i de følgende afsnit gennemført dels ud fra en vurdering af tilførte næringsstofmængder og indløbskoncentrationer til søen i forhold til nuværende og målsatte koncentrationer for søen, dels på baggrund af simulering med en 3-D model for søen. 4.1 Tilførte mængder og koncentrationer Ved vurderingerne for Furesøen er der taget udgangspunkt i at øge gennemstrømningen med op til 200 l/s. Sammen med den eksisterende (sidste 10 år middel) afstrømning svarer dette til den gennemsnitlige gennemstrømning, som det er vurderet, at der (naturligt) ville strømme fra Furesøen, hvis ikke der blev foretaget vandindvinding i oplandet eller i nabooplandene. Denne vurdering er foretaget på baggrund af MIKESHE/MIKE11 modeberegninger, Bilag A. Det nuværende belastningsniveau for Furesøen er i forbindelse med det her gennemførte arbejde opdateret mht. til diffus belastning samt regnvandsbetinget belastning (fra fælles- og separatkloakeret system). Den opdaterede belastningsopgørelse fremgår af tabel 4.1 som afrundede værdier. Belastningen til Furesøen fordelt på kommuner er illustreret i figur 4.1 Tabel 4.1 Samlet belastning til Furesøen Kilde Kg N/år Kg P/år Natur + landbrug 15.190 152 Atmosfære 18.800 150 Farum Sø 4.000 370 Vejle Sø 300 40 Separat kloakeret 1.655 280 Fælles kloakeret 730 148 Stavnsholt Renseanlæg 3.100 110 Total belastning 43.775 1.250 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-1 DHI

Fosfor Kvælstof Figur 4.1 Fosfor- og kvælstof- belastning (kg/år) til Furesøen fordelt efter kommune og kildetype. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-2 DHI

Hvis der tilføres hhv. 25, 100 eller 200 l/s direkte fra Lundtofte Renseanlæg, vil der afhængigt af rensningsgrad blive tilført koncentrationer og mængder som angivet i tabel 4.2. De tilførte mængder vil således være af betydelig størrelse, når der sammenlignes med de eksisterende belastninger i tabel 4.1. Imidlertid vil der også komme betydeligt større ekstra vandmængder. De tilledte koncentrationer er derfor af større betydning. Sammenholdes med den målsatte koncentration på 0,040 mg/l som årsgennemsnit, må det anbefales, at det tilledte vand bringes ned på en koncentration så tæt ved denne værdi som muligt. Dette skal også ses i lyset af, at tilledt fosfor primært vil være på opløst form og dermed direkte tilgængeligt for algeproduktion. På denne baggrund anbefales det, at vandet fra Lundtofte Renseanlæg renses med mere avanceret teknik, end der normalt anvendes på renseanlæg i Danmark. Som beskrevet i bilag F vurderes det teknisk realistisk ved hjælp af membranfiltrering at bringe fosforindholdet ned på 0,040 mg P /l. Udledning af vand med kvælstofkoncentrationer svarende til afløbet fra det nuværende Lundtofte Renseanlæg (ca. 7 mg N/l) vil endvidere ligge væsentligt over de nuværende koncentrationer i Furesøen (figur 4.3). Da algevæksten også periodevis reguleres af tilgængeligt kvælstof, må det anbefales, at denne koncentration reduceres. Det anbefales derfor, at der foretages forbedret N-fjernelse ved introduktion af forbedret denitrifikation på anlægget. Effekten på algebiomassen belyses nærmere i afsnit 4.2. Ved tilledning af vandet fra Lundtofte Renseanlæg længere opstrøms i systemet, f.eks. i Kalvemosen eller Søllerød Sø vil der blive tale om i første omgang en øget udvaskning af ophobede næringsstoffer, som beskrevet i kapitel 2 og 3. Men efter at disse ophobede puljer er udtømte, vil der være tale om omsætning og tilbageholdelse af de næringsstofmængder, som kommer med vandet fra Lundtofte Renseanlæg. Fosforreduktionen vil det på grund af en relativt lav opholdstid skønsmæssigt være maksimalt 10-20%. Som nævnt i afsnit 3.2.2 vil den øgede udvaskning og en større tilbageholdelse af fosfor ved udledning længere opstrøms for den periode, der her er vurderet (frem til 2015), stort set opveje hinanden og påvirke koncentrationen i vandet, der løber til Furesøen, med op til 5-10 %, hvilket er inden for usikkerhederne på vurderingerne. I de videre vurderinger tages der derfor ikke hensyn til forskellig tilbageholdelse af fosfor, afhængigt af hvor vandet tilledes på strækningen fra Kalvemosen til Vejle Sø. For kvælstof vil der sandsynligvis være tale om større reduktion, specielt da stort set hele tilførslen vil ske som uorganisk N og for en stor andel som nitrat. Erfaring fra andre søer viser, at med opholdstider svarende til dem, der vil forekomme i Søllerød og Vejle Sø ved gennemstrømning med fra 25 200 l/s, vil der omsættes mellem 40 og 60% af det tilførte kvælstof i hver af søerne. Det er derfor rimeligt at antage, at såfremt Lundtofte Renseanlæg opgraderes med forbedret denitrifikation, og det udledes opstrøms Søllerød Sø, vil udløbskoncentrationen for kvælstof til Furesøen bringes ned på niveau med det nuværende koncentrationsniveau for total-n i søen. En tilledning af vand renset på Lundtofte Renseanlæg under anvendelse af membranfiltrering vil opfylde Regionplan 2005 s krav til koncentration i søvand. Da der yderligere vil ske en vis immobilisering i søsystemet, forventes denne udledning ikke at ville forårsage overskridelser af kravet i søen. Yderligere vil alle de i tabel 4.2 nævnte koncentrationer resultere i, at den gennemsnitlige indløbskoncentration fra eksterne kilder vil reduceres, hvilket generelt forventes gøre søen mere robust over for ikke-kendte tilledninger eller ændringer i indvindinger. Generelt vurderes det, at desto større tilførsel af vand af den beskrevne kvali- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-3 DHI

tet bliver, desto mere robust bliver søen over for andre påvirkninger. Det er med den opstillede hydrologiske model vurderet, at Furesøens gennemstrømning på grund af vandindvindinger på årsbasis er reduceret med i gennemsnit ca. 200 l/s (Bilag A) svarende til ca. 6,3 mill. m 3 /år. Effekter af de tilførte mængder og koncentrationer belyses yderligere i nedenstående afsnit 4.2, der beskriver resultaterne af gennemførte modelberegninger. Tabel 4.2 Mulige N- og P-niveauer i vand fra Lundtofte Renseanlæg (jvf. bilag F) Parameter Koncentration Belastning mg/l Kg/år Vandmængde 25 l/s 100 l/s 200 l/s Total N 7,0* 5.520 22.075 44.150 Total-N 2,5 1.970 7.884 15.768 Total-P 0,08** 63 252 500 Total-P 0,04*** 32 126 252 * uden forbedret N-fjernelse, **Stavnsholt-niveau, ***Membran filtrering 0.2 Furesø mgp/l 0.15 0.1 0.05 Orthophosphatp µg/l KBHBL Phosphor, totalp mg/l KBHBL 0 05/11/2001 24/05/2002 10/12/2002 28/06/2003 14/01/2004 01/08/2004 17/02/2005 05/09/2005 24/03/2006 10/10/2006 2 Furesø mgn/l 1.5 1 0.5 Nitrit+nitrat-n mg/l KBHBL Nitrogen,total mg/l KBHBL 0 05/11/2001 24/05/2002 10/12/2002 28/06/2003 14/01/2004 01/08/2004 17/02/2005 05/09/2005 24/03/2006 10/10/2006 Figur 4.2 Fosfor og kvælstofkoncentrationer i Furesøen, 2001 2006 (blandingsprøver). C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-4 DHI

Furesø 120 my g Chl.a / l 100 80 60 40 20 0 05/11/2001 24/05/2002 10/12/2002 28/06/2003 14/01/2004 01/08/2004 17/02/2005 05/09/2005 24/03/2006 10/10/2006 Chlorophyl a µg/l KBHBL Figur 4.3 Algekoncentration målt som klorofyl a koncentration i Furesøen, 2001 2006 4.2 Effekt i Furesøen Der er anvendt en eksisterende model, der i forbindelse med tidligere projekter er kalibreret med hensyn til beskrivelse af hydrauliske forhold og specielt lagdeling af vandsøjlen. I figur 4.4 er vist modellens evne til beskrivelse af lagdeling på søens dybeste sted. Til beskrivelse af den biologiske effekt på algebiomasse er benyttet DHIs standard eutrofieringsmodel, der beskriver algevækst generelt som funktion af bl.a. næringsstofkoncentration, opholdstid, temperatur og lysforhold. Denne del af modellen er ikke egentlig kalibreret. Med eksisterende belastninger beskriver modellen imidlertid det korrekte niveau af næringsstoffer og algebiomasse i sommerperioden. De nærmere variationer i løbet af den produktive sommerperiode kan modellen i sin nuværende form derimod ikke beskrive korrekt. Modellen benyttes alene til estimering af de relative ændringer, der kan forventes ved øget tilførsel af vand dels direkte til søen dels gennem Søllerød Sø Vejle Sø. Ved beskrivelse af de relative ændringer er der set på det gennemsnitlige niveau i den produktive periode. Niveauerne, der sammenlignes med, er præsenteret i bilag H sammen med de beregnede relative ændringer. I selve rapporten er alene præsenteret effekten på algekoncentrationerne, da effekten af tilledningerne opsummeres af denne variabel. Til sammenligning med klorofylniveauerne vist i Figur 4.2 er der med modellen beregnet et gennemsnitligt nuværende klorofyl niveau i den produktive periode på 20-30 ug/l og i 2015 på 8-16 ug/l. Der er fortaget simulering af effekter over perioden 2008 2015 under forudsætning af, at den øgede tilstrømning starter i 2008. Perioden frem til 2015 er valgt, dels fordi det er tidspunktet, hvor vandrammedirektivets krav til god økologisk tilstand skal være opfyldt, og dels fordi søen ifølge simuleringerne her har tilnærmet sig en ny ligevægtstilstand, efter at den øgede tilførsel af vand er påbegyndt. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-5 DHI

Figur 4.4 Sammenligning mellem målte og den benyttede 3-D models beskrivelse af temperaturlagdeling på Furesøens dybeste sted. Der er alene gennemført beregninger for nogle af de tidligere omtalte alternative tilledninger. Det har af ressource- og tidsmæssige årsager været nødvendigt at begrænse beregningerne. Der er gennemført modelsimuleringer for Furesø for følgende alternativer: - Eksisterende forhold - 25 l/s gennem Vejle Sø og Søllerød Sø - 100 l/s gennem Vejle Sø og Søllerød Sø - 200 l/s direkte til Storekalv, Furesøen C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-6 DHI

Beregningerne er gennemført under forudsætning af, at vandet, der tilledes fra Lundtofte Renseanlæg, udledes med et totalt fosforindhold på 0,040 mg/l. Der er foretaget beregninger for to alternative indhold af kvælstof svarende til det nuværende niveau på Lundtofte renseanlæg på 7 mg N/l direkte til søen og et indhold svarende til, at Lundtofte Renseanlæg ved forbedret denitrifikation (jf. Bilag F) reducerer udledningskoncentrationen til 2,5 mg N/l samt til VejleSø - Søllerød Sø grenen af vandsystemet. Ved tilledning af vandet til vandsystemet Vejle Sø-Søllerød Sø-Kalvemosen er det antaget, at der sker en reduktion af kvælstofindholdet således, at den resulterende koncentration, der når Furesøen, vil ligge på 1 mg N/l. Der er ved beregningerne benyttet en gennemstrømning af Furesøen svarende til 10- årsmiddel for de enkelte måneder ud fra den hydrologiske/hydrauliske model (MIKESHE / MIKE11), som er beskrevet i Bilag A. 4.2.1 Udledning gennem Vejle Sø / Søllerød Sø Ved tilledning af vandet fra Lundtofte Renseanlæg i oplandet til Vejle Sø eller direkte til Vejle Sø vil der som nævnt ske en hurtigere udtømning af de fosforpuljer, der er ophobet i denne gren af Møllåsystemet. Ved simuleringerne af effekten ved udledning opstrøms Vejle Sø er benyttet belastninger og stofkoncentrationer, som fremgår af tabel 3.2. I øvrigt er benyttet belastningerne, som fremgår af tabel 4.1 og figur 4.1. Resultater fra modelberegningerne er gengivet i Bilag H. I Figur 4.5 og 4.6 er vist de beregnede forøgelser i algebiomassen (Chl.a) det første år, efter at en øget tilførsel på +25 l/s hhv. +100 l/s er påbegyndt og 7 år senere svarende til 2015. Resultaterne i figur 4.5 repræsenterer en situation, hvor der er gennemført forbedret kvælstoffjernelse på Lundtofte Renseanlæg. Det fremgår, at der såvel ved tilledning af 25 som 100 l/s beregnes meget små ændringer i algebiomassen. Størst påvirkning på algekoncentration beregnes ved 25 l/s. Der er ikke foretaget beregning for en tilledning på 200 l/s gennem Vejle Sø. Men ved at sammenholde resultaterne af 100 l/s gennem Vejle Sø og 200 l/s direkte til Store Kalv (Figure 4.10) vurderes det, at der for 200 l/s gennem Vejle Sø kun vil være tale om marginale effekter i Furesøen i lighed med resultatet af beregningerne for 100 l/s. Det vurderes på dette grundlag, at der ved udledning af 100 200 l/s gennem Søllerød- Vejle Sø-systemet ikke vil være risiko for, at tilledningen vil forhindre tilstanden i Furesøen i at opfylde vandrammedirektivets krav om god økologisk tilstand i 2015. Dette gælder, uanset om der sker immobilisering af fosforpuljerne i Søllerød Sø og Vejle Sø. Dette skyldes bla. de forholdsvis store vand mængder, der tilføres, som til dels fortynder eksterne og interne belastninger. Det kan dog ikke udelukkes, at udskylningen af ophobede fosforpuljer og tilførsel af opløst uorganisk kvælstof vil kunne give mindre påvirkninger i Furesøen og specielt i Store Kalv. Mindste risiko for negative påvirkninger i Furesøen opnås, hvis tilledningen sker så langt opstrøm i denne gren af vandløbssystemet som muligt, og der sikres en immobilisering af fosforpuljerne i sedimentet i Søllerød Sø og især Vejle Sø. Muligheder for immobilisering af disse puljer er nærmere omtalt i kapitel 7 og 8. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-7 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.5 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +25 l/s via Vejle Sø. Med forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-8 DHI

Første År (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.6 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +100 l/s via Vejle Sø. Med forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-9 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.7 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +100 l/s via Vejle Sø. Uden forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg. I figur 4.7 er vist de beregnede ændringer i klorofyl under forudsætning af, at den uorganiske kvælstofkoncentration i vandet fra Lundtoft Renseanlæg ligger på 7 mg N/l. En C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-10 DHI

stimulering er forventelig, når der tilledes uorganisk N i koncentration over niveauet i søen, da algeproduktionen periodevis er N-begrænset. Det fremgår da også, at der beregnes en mærkbar stigning i algebiomassen (klorofyl koncentrationen) i Store Kalv, hvor der beregnes op til 5 μg/l forøgelse af klorofylkoncentrationen, mens der i resten af søen i 2015 beregnes en forøgelse på mellem 1 og 5 μg/l. Specielt i 2015 udgør dette en relativt set større effekt, da basisniveauet på dette tidspunkt er beregnet til mellem 8 og 16 μg/l. 4.2.2 Udledning direkte til Furesøen Udledning direkte til Furesøen kan ske på flere måder. Den kan ske - via rørledning under Vejle Sø til Storekalv - via rørledning frem og udløb ved det gamle Dronninggård Renseanlæg med efterfølgende tilstrømning gennem kanaler i Furesø Park / Malmmosen enten til Storekalv eller til centrale dele af søen - via rørledning over Dronninggård gennem Malmmosen og helt frem til søens centrale del. Uanset hvorledes det sker, vil der ikke ske øget udvaskning fra Søllerød og Vejle sø. Til gengæld sker der heller ikke tilbageholdelse og omsætning af stoffer i det rensede vand, inden det når Furesøen. De nævnte scenarier er repræsenteret gennem simulering af udledning direkte til Storekalv og direkte til den centrale del af søen. Varianterne med udledning ved Dronninggård vurderes at ligge indenfor usikkerhederne på vurderingerne. I Figur 4.8 4.11 er vist resultaterne med hensyn til beregnet overkoncentration af klorofyl a (algebimasse) for scenarierne med + 100 og +200 l/s udledt til Storekalv med og uden forbedret kvælstoffjernelse på Lundtofte Renseanlæg. I Bilag H er yderligere vist resultaterne af +100 og +200 l/s til centrale del af søen. Det fremgår af disse resultater, at med forbedret N-fjernelse på Lundtofte Renseanlæg vil der komme ingen eller kun ubetydelig forøgelser af algebiomassen. På denne baggrund vurderes, at en sådan tilledning ikke vil have nogen negativ effekt på Furesøens tilstand. Hvis der ikke foretages forbedret kvælstoffjernelse inden udledning til søen, viser resultaterne derimod, at der vil kunne kommer stigninger i klorofylmængderne på op til 5-10 ug/l i 2015. Dette kan ikke udelukkes at kunne have målelig negativ effekt på søens tilstand. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-11 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.8 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +100 l/s direkte til Furesø, Storekalv med forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-12 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.9 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +100 l/s direkte til Furesø, Storekalv uden forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-13 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.10 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +200 l/s direkte til Furesø, Storekalv med forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-14 DHI

Første år (2008) 7 år senere (2015) Figur 4.11 Ændring i klorofyl-a koncentration [µg/l] ved +200 l/s direkte til Furesø, Storekalv uden forbedret N-fjernelse på Lundtofte renseanlæg C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-15 DHI

4.3 Omkostningsniveau og tidsramme I tabel 4.12 er opsummeret de økonomiske overslag for tilledning direkte til Fuesøen. Det fremgår, at disse linieføringer er noget mere omkostningstunge end de tidligere beskrevne alternativer. En væsentlig årsag er, at det for alle disse gælder, at der er tale om længere linieføring, der inkluderer strækninger med sø-ledninger, og at der kræves trykforøger ved Vejle Sø. Af bilag B fremgår de generelle forudsætninger for overslagene, og den samlede sum er delvist opsplittet i delelementer. Heraf fremgår at forskellen mellem 100 og 200 l/s generelt skyldes væsentligt øgede omkostninger til pumper og trykforøger. I den anslåede tidsramme tages der som for de øvrige overslag forbehold for udstrækning af myndighedsbehandling, jf. afsnit 2.3. I øvrigt henvises til Bilag B. Tabel 4.12 Oversigt over omkostning og tidsramme for etablering af tilbageførsel af vand opstrøms Søllerød Sø Projekt Omkostning 1000 kr Vedligehold. 1000 kr /år Tidsramme for gennemførsel år 100 l/s, rør til Store Kalv / projekt 4A 37.400 700 1-2 200 l/s, rør til Store Kalv / projekt 4B 55.400 1.200 1-2 100 l/s, til Dronninggård / projekt 5A 35.800 700 1-2 200 l/s, til Dronninggård / projekt 5B 53.300 1.200 1-2 100 l/s, rør til Furesø central del/ projekt 6A 44.700 800 1-2 200 l/s, rør til Furesø central del/ projekt 6B 64.500 1.300 1-2 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 4-16 DHI

5 UDLEDNING AF FORURENDE STOFFER VED TILBAGEFØRSEL AF VAND Forinden vandet fra Lundtoft Renseanlæg ledes tilbage i Mølleåsystemet skal det gennemgå en supplerende rensning i forhold til den eksisterende situation. Samlet vil en tilbageførsel således betyde, at vandmiljø bliver sparet for udledning af en række stoffer. I tabel 5.1 er opsummeret de reduktioner, der forventes (Bilag F) opnået ved behandling af hhv. 100 og 200 l/s samt hele den eksisterende vandmængde (295 l/s) på Lundtofte Renseanlæg med rensning ved membranfiletering (MBR) kombineret med forbedret denitrifikation og avanceret oxidation (AOP), som der anbefales for at sikre forholdene i Mølleåsystemet. Tabel 5.1 gengiver de koncentrationer, der er benyttet ved beregning af nuværende og fremtidig belastning samt sparet belastning i tabel 5.1 Tabel 5.1: Oversigt over nuværende og fremtidige spildevandskvalitet og belastning fra udløbet fra Renseanlæg Lundtofte. Den sparede belastning er beregnet i to tilfælde ved anvendelse af membranfiltrering, forbedret denitrifikation og AOP, hvor der renses 100 l/s, 200 l/s og 295 l/s Parameter Nuværende udledn. Fremtidig udledning Sparet belastning Fremtidig udledning Sparet belastning Fremtidig udledning Sparet belastning Kg/år Kg/år Kg/år Kg/år Kg/år Kg/år Kg/år Vandmængde 295 l/s 100 l/s 200l/s 295 l/s COD 279.094 3.154 91.454 6.307 182.908 9.300 269.780 Total-N 69.773 7.884 15.768 15.768 31.536 23.260 46.513 Total-P 7.256 126 2.334 252 4.667 370 6.886 SS 74.425 3.154 22.075 6.307 44.150 9.300 88.125 Cadmium 2 0,09 0,6 0,18 1,2 0.26 1,7 Kobber 18 0,91 5,2 1,82 10,4 2.68 15.3 Kviksølv 4 0,22 1,1 0,44 2,2 0.65 3.35 E2 ækvivalent 1,2E-02 2,0E-04 3,9E-03 4,0E-04 7,8E-03 5,9E-03 0,6 E-02 Sulfamethizol 21 0,38 6,74 0,76 13,48 1.1 20 Ibuprofen 1 0,025 0,31 0,05 0,62 0,07 0,9 Furosemid 16 0,268 5,15 0,54 10,3 0.8 15.2 E2 -ækvivalent: sum af aktive østron, 17β-østradiol og ethinyløstradiol Sulfamethizol (antibiotikum) Ibuprofen (smertestillende lægemiddel) Furosemid (blodtrykssænkende lægemiddel) C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 5-1 DHI

Tabel 5.1: Oversigt over nuværende og fremtidige spildevandskvalitet og belastning fra udløbet Parameter enhed Nuværende spildevandskvalitet Fremtidig spildevandskvalitet COD mg/l 30 1 Total-N mg/l 7,5 2,5 Total-P mg/l 0,78 0,04 SS mg/l 8 1 Cadmium µg/l 0,042 0,006 Kobber µg/l 1,9 0,29 Kviksølv µg/l 0,46 0,07 E2 ækvivalenter µg/l 1,3E-03 6,5E-05 Sulfamethizol µg/l 2,3 0,12 Ibuprofen µg/l 0,16 0,008 Furosemid µg/l 1,7 0,085 Ovenstående er de mængder (tabel 5.1), det samlede vandmiljø forventes at blive sparet for. Reduktionen af belastningen til havmiljøet (Øresund) vil som nævnt være større pga. af tilbageholdelse og omsætning i Mølleåsystemet.Specielt for kvælstof og fosfor vil der være tale om, at der reelt fjernes hhv. immobiliseres stoffer. En del af det udledte fosfor vil ved gennemstrømning af søsystemerne blive tilbageholdt og delvist immobiliseret. Ved tilledning opstrøm Søllerød Sø er det tidligere vurderet, at der ved en gennemstrømning med 100-200 l/s vil blive tilbageholdt ca.15% i hver af søerne Søllerød og Vejle Sø. En noget større tilbageholdelse vil finde sted i Furesøen. Yderligere vil der efter restaurering af Lyngby Sø og Mølledammene kunne ske en tilbageholdes her svarende til Søllerød og Vejle Sø. Et forsigtigt bud på en samlet tilbageholdelse vil ligge på omkring 50%. For kvælstof kan det ikke udelukkes, at der gennem denitrifikation i vandområderne vil ske en stort set fuldstændig fjernelse (omdannelse til atmosfærisk kvælstof N 2 ) inden det når Øresund. Et mere forsigtigt bud er dog at antage, at omkring 90% af det tilførte kvælstof vil være omsat, inden det når Øresund. Under antagelse af disse reduktionsprocenter kan det beregnes, at en tilbageførsel af hhv. 100 og 200 l/s årligt vil reducere udledning af N og P til havmiljøet med hhv. ca. 23 ton N og 2,4 ton P samt 45 ton N og 4,8 ton P (tabel 5.3). I disse mængder er det antaget, at alene den tilbageførte vandmængde udsættes for forbedret rensning. Hvis der som konsekvens af dette projekt gennemføres tilsvarende forbedret rensning på hele vandmængden fra Lundtofte Renseanlæg (gennemsnitlig 295 l/s), kan der ved tilbageførsel af hhv. 100 og 200 l/s beregnes reduktioner i udledningen til havmiljøet som vist i tabel 5.4. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 5-2 DHI

Tabel 5.3 Reduktion i N- og P- tilledninger til havmiljøet ved tilbageførsel af vand til Mølleåsystemet. I nedenstående antages det, at kun den tilbageførte vandmængde renses med forbedret teknologi på Lundtofte Renseanlæg. Tilbageført vandmængde 100 l/s 200 l/s Renset Omsat i Mølleå Reduktion havmiljø Renset Omsat i Mølleå Reduktion havmiljø Ton N/år 15,8 7,2 23,0 31,5 14,2 45,7 Ton P/år 2,33 0,06 2,4 4.67 0,13 4.8 Tabel 5.3 Reduktion i N- og P- tilledninger til havmiljøet ved forbedret rensning af hele vandmængden på Lundtoft Renseanlæg og tilbageførsel af 100 hhv. 200 l/s vand til Mølleåsystemet. Tilbageført vandmængde 100 l/s 200 l/s Renset Omsat i Mølleå Reduktion havmiljø Renset Omsat i Mølleå Reduktion havmiljø Ton N/år 46,5 7,2 53,8 46,5 14,2 60,7 Ton P/år 6,89 0,06 6,95 6,89 0,13 7,02 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 5-3 DHI

6 RESTAURERING AF BASTRUP SØ 6.1 Status Bastrup Sø har i Regionplan 2005 skærpet målsætning som badevandssø (A2). Der er yderligere stillet krav om en sigtdybde på mindst 2 meter som gennemsnit i sommerperioden og en fosforkoncentration på højst 0,050 mg/l som gennemsnit over hele året. Imidlertid vurderes en sigtdybde på 2 meter ikke helt tilstrækkelig for at kunne sikre en god økologisk tilstand i søen. I basistilstanden vurderes det således, at der er forekommet betydeligt over 2 meters sigtdybde om sommeren. Status for og udvikling i tilstanden i Bastrup Sø er beskrevet i /ref. 4/. Søen kan bl.a. karakteriseres ved en sommersigtdybde på 2,7 m, hvilket i princippet opfylder den nuværende målsætning mht. til sigtdybde. Imidlertid forekommer der om sommeren periodevis betydelig mængder furealger og blågrønalger, formentlig på grund af betydelig frigivelse af fosfor fra bunden i perioder med lagdeling af vandmassen og iltfrie forhold ved bunden. Fosforkoncentrationen lå i 2003 omkring 0,070 mg/l Total-P, mens koncentrationen i bundvandet steg til værdier på op til omkring 0,400 mg/l på grund af frigivelse fra sedimentet. Kvælstofniveauet var specielt i sommerperioden lavt med en gennemsnitskoncentration på ca. 0,8 mg/l Total-N og periodevis så lave uorganiske koncentrationer, at der har været tale om N-begrænsning af algevæsken. Dette har favoriseret dominansen af blågrønalger og furealger. Der blev i 1995-1957 foretaget opfiskning af skidtfisk i søen. De seneste fiskeundersøgelser tyder på, at der ikke forekommer en kraftig prædation af søens zooplankton. Imidlertid er zooplanktonet kun i begrænset omfang i stand til at regulere biomassen af furealger og blågrønalger. Såvel algeforekomsten og de forhøjede næringsstofkoncentrationer bevirker, at søen ikke opfylder målsætningen iht. Regionplan 2005. Disse forhold sammen med periodevise iltfrie forhold ved bunden bevirker også, at søen ikke lever op til Vandrammedirektivets krav til god økologisk tilstand. Årsagen hertil kan være en kombination af ekstern og intern belastning. I /ref. 4/ er angivet, at der er en betydelig usikkerhed på den opgjorte belastning til søen, specielt naturbidraget og dyrkningsbidraget med fosfor er usikkert bestemt. Det vurderes i /ref. 4/, at naturbidraget i årene 1999 2003 har udgjort mellem 32 og 48 kg P/år, mens dyrkningsbidraget har varieret mellem 19 og 60 kg P/år. Det samlede bidrag fra disse kilder er opgjort til at variere mellem 49 og 108 kg P/år i denne periode. Belastningens størrelse er af stor betydning for vurdering af, hvilke restaurerende indgreb, der kan anbefales. Der er derfor i forbindelse med denne undersøgelse foretaget en uafhængig opgørelse af natur og dyrkningsbidrag to bidrag (Bilag D). Der er her estimerer et samlet bidrag fra disse kilder til omkring 90 kg P/år. Det angives i Bilag D, at dette bidrag kan være let overestimeret på grund af lokale geologiske/geografiske forhold C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-1 DHI

specielt syd for søen. Samlet konkluderes det, at estimatet af den eksterne belastning fra /Ref. 4/ er af en realistisk størrelse. Der er en yderligere usikkerhed i forbindelse med belastningsopgørelsen, da bidraget fra husspildevand også er usikkert bestemt. Dette gælder såvel fra de spredte ejendomme i oplandet som for bidrag fra en campingplads ved søens syd-vestlige bred. Der har dog ikke foreligget data, ud fra hvilke den tidligere gennemførte belastningsopgørelse kunne gøres mere sikker på dette punkt. Tabel 6.1 Fosfortilførsel til Bastrup Sø Kilde Kg P / år Naturbidrag 28 Dyrkning 62 Spredt bebyggelse mv. 18 Atmosfære 3 I alt 111 6.2 Restaureringsalternativer På baggrund af informationerne i /Ref. 4/ samt opfølgende analyser konkluderes det, at hvis forholdene i Bastrup Sø skal forbedres, således at der ikke fremover sker opblomstring af furealger og blågrønalger, og således at der på sigt sker en forbedring af iltforholdene i bundvandet, kan følgende restaurerende indgreb tages i brug - Begrænsning af ekstern belastning - Reduktion af intern belastning - Biomanipulering Der kan desuden være tale om en kombination af ovenstående. 6.2.1 Begrænsning af ekstern belastning Som det fremgår af Tabel 6.1, stammer cirka en tredjedel af den eksterne belastning med stor sandsynlighed fra spredte ejendomme (inkl. campingplads). Den opgjorte samlede belastning ligger lige på kanten af en belastning, der i en endelig ligevægtssituation vil kunne understøtte en god økologisk tilstand uden periodevis kraftig opblomstring af algegrupper. Der kan på baggrund af empiriske modeller estimeres en ligevægtskoncentration i søen på omkring 0,070 mg/l Total P, hvilket ikke er i et område, hvor søen både kan fremtræde med en relativt god økologisk tilstand og hvor den er sårbar og med risiko for at fremstå med en økologisk balance med præg af human påvirkning. Det er da også sådan den pt. fremtræder periodisk. På denne baggrund anbefales det, at der sker yderligere reduktion i den eksterne belastning til søen. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-2 DHI

Reduktion af det dyrkningsmæssige bidrag er erfaringsmæssigt svær at håndtere, selvom det, ved en gennemgang af den eksisterende dyrkningspraksis i dette specifikke opland, ikke kan udelukkes, at der vil kunne opnås reduktioner. Det har dog ligget udenfor rammerne af denne undersøgelse at belyse dette nærmere. Der har ikke foreligget tilstrækkelige specifikke oplysninger om de ukloakerede enkelt ejendommes forhold til en nærmere specifikation og kvantificering af, hvor stor en nedsættelse det er realistisk at regne med for denne kilde. Det skønnes dog muligt, at hovedparten af dette bidrag kan fjernes fra søen. Det anbefales, at der, sideløbende med at der tages initiativ til andre restaurerende indgreb, også tilstræbes den størst mulige reduktion i de eksterne kilder. En kortlægning af septiktanke og sivebrøndsanlæg og eventuelt møddingsanlæg i relation til drænsystemer vil eventuelt kunne føre til identifikation af indgreb der kan reducere den eksterne belastning. Ligeledes vil der ved gennemgang af de øvrige forhold på de landbrugsejendomme der er i oplande eventuelt kunne findes mulige reduktioner. Det er velkendt at en betydelig del af det dyrkningsmæssige fosforbidrag ofte kommer under enkelt hændelser med stor overfaldeafstrømning og erosion. Såfremt der risiko for at sådanne bidrag ender i søen kan det anbefales den eksisterende grønne bælte langs øsen udvides på nærmere udvalgt lokaliteter. 6.2.2 Reduktion af intern belastning Som omtalt i afsnit 6.1 er søen præget af intern belastning med fosfor fra sedimentet. Denne interne belastning kan begrænses ved - Iltning af bundvand - Fjernelse af sediment - Immobilisering af fosfor Iltning af bundvand En sikring af iltet bundvandet vil begrænse frigivelse af fosfor fra sedimentet. Men selv under iltede forhold i vandmassen kan det ikke udelukkes, at der vil ske en om end meget mindre frigivelse fra sediment. Begrænsningen af frigivelsen vurderes dog tilstrækkelig til at sikre, at der ikke vil ske en favorisering af furealger og blågrønalger. Iltningen af bundvandet kunne gennemføres ved etablering af et egentligt iltningssystem med ren ilt eller atmosfærisk luft. Da lagdelingen i søen kun sker i begrænsede perioder og ikke er stabil over året, vurderes det som en relativ stor investering at etablere et iltningsanlæg med ren ilt. Et anlæg med iltning ved hjælp af atmosfærisk luft er for Bastrup Sø en mulighed. Et sådant anlæg vil kunne etableres således, at de tendenser, der er til lagdeling, nedbrydes, og der året igennem sikres en total opblanding af vandmasserne. Dette vil kunne være acceptabelt for en sø som Bastrup Sø, som ikke hvert år er permanent lagdelt. Uafhængigt af, hvilken anlægstype der vælges, ville dette anlæg skulle drives i mange år sammen med en omhyggelig kontinuert monitering af iltforholdene i søen, fordi fos- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-3 DHI

forpuljen i bunden ikke fjernes, men alene lukkes nede i sedimentet. Hvis der på et tidspunkt opstår iltfrie forhold, vil puljen kunne frigives igen. Der kan på det foreliggende grundlag ikke gives et estimat for, i hvor lang tid en iltning hhv. opblanding af vandmasserne skulle forsætte. Nærmere analyser af iltforbruget fra sediment hhv. sedimenterende alger og andet organisk stof bør undersøges for at kunne estimere dette nærmere. Da skillefladen i Bastrup typisk vil etablere sig 1-2 meter over bunden, vil det kræve, at sedimentets respiration nedsættes til meget lave værdier dvs. væsentligt under 1 g/m 2 /dag. Dette skønnes ved, gennem naturlig omsætning af det organiske materiale, at tage mere end 10-20 år. Fjernelse af sediment En fjernelse af det fosforholdige sediment ved opgravning vil kunne reducere den interne belastning. Der forligger ikke tilstrækkelige data til vurdering af, hvor store sedimentmængder der ville skulle fjernes. For nærmere vurdering heraf kræves en kortlægning af såvel den horisontale som den vertikale udbredelse af sediment med højt indhold af mobilt fosfor. Det antages, at det primært er sedimentet på dybder større end 4 meter (dvs. fra ca. 160.000 m 2 ), der bidrager til den interne belastning. Hvis sediment fra dette areal skal fjernes i en tykkelse på ca. 0,5 meter, vil det dreje sig om ca. 80.000 m 3 sediment, der skal fjernes fra søen. Dette estimat kan kun betragtes som et meget groft overslag, som bør verificeres nærmere. Tages der udgangspunkt i denne groft anslåede mængde, kan omkostninger i forbindelse med en sedimentfjernelse skønnes til ca. 32 mil. kr. Dette er under antagelse af, at sedimentet ikke er forurenet med tungmetaller eller andre stoffer, som bevirker, at det skal specialdeponeres. Der er ved mølledammene (Bilag I) dog anvendt en deponeringsudgift på 250 kr. per ton for sedimentet fra Bastrup Sø. Immobilisering af fosfor Fosforpuljen ophobet i sedimentet kan også gøres inaktiv ved immobilisering ved behandling med aluminium. Der markedsføres pt. et produkt ved navn Phoslock, som er et bentonit produkt med aluminiumindhold. Erfaringerne med dette i Danmark er ikke udbredte, men der foreligger erfaring fra en række andre land som f.eks. Australien og USA. Til gengæld findes der efterhånden en del erfaring også fra Danmark med Albehandling af søer med ophobede fosforpuljer. Aluminium doseres generelt som Alum (som er aluminium sulfat forbindelse) opløst i syre. Aluminiumbehandling af en sø vil binde såvel fosfor i vandet som i bunden. Bindingen er redox-uafhængig, hvilket vil sige, at der ikke sker frigivelse under iltfrie forhold. Al-P bindingen er særdeles stabil under de ph og temperaturforhold, der vil forekomme i en sø som Bastrup Sø. Efter en Albehandling vil der sedimentere flager af aluminiumsflokke. Undersøgelser har vist, at disse ikke har giftvirkning på dyre- og planteliv på søbunden. Der har været rejst spørgsmål om stabiliteten at de dannede Al-P forbindelser, idet det er set i søer, der har været behandlet med Al, at virkningen efter et stykke tid tilsyneladende har fortaget sig noget. Studier af bindingskomplekset (pers. kom. Henning Ø. Jensen, Syddansk Universitet) har imidlertid vist, at binding er stabil. I løbet af de første tre måneder efter tilsætningen sker der en ældning af binding, som herefter forbliver stabil. Forklaringen på, at der i Al-behandlede søer igen er blevet observeret stigende C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-4 DHI

fosforkoncentrationer er mere sandsynligt, at der ikke er sket en tilstrækkelig kraftig Albehandling i forhold til den fosformængde, der er i søen, eller at der fortsat tilføres en relativt stor fosforbelastning. Endelig kan der i løbet af nogle år ske en nedsynkning i sedimentet af aluminiumflokkene. Dette kan betyde, at der eksponeres fosforholdigt sediment ved sedimentoverfalde, som ikke er Al-bundet. F.eks i Sønderby Sø, hvor en vis stigning i fosforkoncentrationen blev observeret efter ne Al-behandling, blev der ved behandlingen benyttet et Al:P mobil forhold på 4:1 (på mol basis). Ifølge Henning Ø. Jensen (pers. kom.) skulle der for at have opnået en langtidseffekt have været anvendt et tilsætningsforhold omkring 10:1. Hertil kommer, at belastning til Sønderby Sø sandsynligvis ikke har været nedbragt tilstrækkeligt. Inden en Al-behandling gennemføres, er der således behov for at sikre, at belastningen er tilstrækkeligt lav, og at der benyttes en tilstrækkelig stor Al-dosering, hvis effekten skal være permanent. I Bastrup Sø er den eksterne belastning bragt tæt på et niveau, hvor en permanent effekt kan forventes. Fortsat reduktion af belastningen anbefales dog i muligt omfang. En nærmere undersøgelse af sedimentets binding af fosfor anbefales ligeledes gennemført inden Al-behandling iværksættes, og dosering fastlægges. Behandling af Bastrup Sø skønnes inkl. forundersøgelser og umiddelbart opfølgende monitering at kunne gennemføres indenfor en beløbsramme på 1 mil. kr. 6.2.3 Biomanipulering Der er gennemført biomanipuleringsindgreb over for fiskebestanden i perioden 1975-2000. De foreliggende undersøgelser af de biologiske forhold i søen tyder ikke på, at yderligere regulering af fiskebestand vil have nogen betydelig effekt på nuværende tidspunkt. Dette skyldes, at zooplankton pt. ikke udsættes for et specielt højt prædationstryk, samt at zooplankton ikke er i stand til at græsse blågrønalger og furealger, som er de to grupper, der pt. skaber problemer i søen. Ifølge /ref. 4/ findes der i søen larver af vandremuslingen. Denne musling lever typiske på sten og andre faste overflader. Denne musling er i stand til at filtrere såvel blågrønalger som de små furealger. Muslingen har en relativt høj effektivitet, og det er kendt fra flere eutrofe søer, at en stor biomasse af disse muslinger kan bevirke, at søen klarer op, fordi de effektivt filtrerer vandmassen for alger. Muslingens udbredelse vurderes i dag begrænset af tilstrækkeligt substrat. Det er velkendt, at vandremuslinger kan beklæde tovværksbøjer med tætte belægninger. Det er derfor muligt at øge filtrering af vandet (inklusiv filtrering for blågrønalger og furealger) ved at øge substrattilgængeligheden ved udhængning af passende tovværk. Da muslingelarverne allerede er i søen, vil der med stor sandsynlighed slå sig ned på det udsatte tovværk. Det er muligt gennem regulering af mængden af udsat tovværk at styre den biomasse af vandremuslinger, der er i søen. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-5 DHI

Under antagelse af - En filtreringseffektivitet på 60ml/time/voksen individ - En tæthed på 1500 muslinger per m tov - At vandet filtreres én gang hver 10. dag kan det beregnes, at der skal udhænges ca. 4500 m tov. Dette lyder umiddelbart måske af meget. For at give fornemmelse af, hvor meget det er, kunne man tænke sig, at det blev ophængt lodret i stykker á 4 meter ca. 100 meter fra bredden langs hele søens omkreds. I så fald skulle disse hænge med ca. 2,5 meters mellemrum. Alternativt ville det kunne blive ophængt i 1 bane i søens længde i zik-zak mellem overflade og 4 meter dybde. Det skulle i så fald ophænges mellem bøjer i 2,5 meters afstand. En filtrering hver 10. dag vurderes at kunne holde algebiomassen nede og give en hurtig og umiddelbar mærkbar effekt. Det er dog muligt, at en mindre intensiv introduktion også ville kunne have en mærkbar positiv effekt. Der er dog ikke nogen erfaring med anvendelse af vandmuslinger i forbindelse med biomanipulering af søer i Danmark efter den her skitserede metode. Der er derfor behov for gennemførsel af et pilotprojekt for afprøvning af metoden. Afhængigt af, hvordan man ophænger muslingetovværket, vil der kunne blive tale om en udgift på ca. 200.000 kr. til udstyr plus omkostninger til udsætning pleje og vedligeholdelse i alt ca. 350.000 kr. Skønsmæssigt vurderes det, at der udover startudgiften skal afsættes af størrelsen 150.000 per år for drift af dette indgreb. Indgrebets længde varighed vil afhænge af, hvor længe der forsat ske betydelig frigivelse af fosfor fra sedimentet. Dette kan ikke med nogen sikkerhed afgøres ud fra foreliggende data. Det kan imidlertid ikke udelukkes, at dette kan tage mere end 8-10 år. Det anbefales, at der inden en fuldskalaetablering iværksættes, gennemføres et pilotforsøg til afprøvning og nærmere design af indgrebet, ligesom den i sedimentet ophobede pulje vurderes med henblik på skøn over indgrebets varighed. 6.2.4 Omkostning og tidsramme I tabel 6.1 er giver en oversigt over omkostning for de restaureringsmetoder det vurderes der vil kunne komme på tale samt tidshorisont for gennemførelse af disse. Tabel 6.1 Oversigt over omkostning og tidsramme for restaurerende projekter i Bastrup Sø Metode Gennemførelse Vedligeholdelse Tidsramme for gennemførelse år 1000 kr 1000 kr /år Sediment fjernelse 32.000 0 2 Al-behandling 1.000* 0 0,5 Biomanip. muslinger 350 150? * skal event. gentages én gang efter ca. 3-5 år afhængig af dosering og ekstern belastning. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 6-6 DHI

7 RESTAURERING AF SØLLERØD SØ 7.1 Status Vandmassen i Søllerød Sø lagdeles hvert år, således at der forekommer et varmere overfladelag og en koldere bundvandmasse. Skillefladen mellem lagene ligger typisk i 3-4 meters dybde dog lidt dybere sidst i lagdelingsperioden, som strækker sig fra maj til udgangen af september. Iltindholdet i bundvandet falder typisk til værdier tæt på nul. I Søllerød Sø er der som beskrevet i kapitel 2 ophobet en forholdsvis stor fosforpulje i søens sediment. Selvom der de senere år er sket en vis udtømning af denne pulje, vurderes det, at der fortsat befinder sig en betydelig pulje i søen. Fosforkoncentration i Søllerød Sø lå i 2006-07 som gennemsnit omkring 0,300 0,250 mg P/l. I sommerperioden er søen lagdelt. Sidst i denne periode (august-september) falder koncentrationen i overfladevandet til relativt lave værdier på omkring 0,090 mg P/l, mens koncentrationen i bundvandet stiger til 1,5-1,8 mg P/l. For at accelerere udtømningen af søens fosforpulje har Rudersdal Kommune, som nævnt i kapitel 2, iværksat en bortpumpning af fosforholdigt bundvand. Det er imidlertid vurderet, at den mængde, der herved fjernes, er relativt begrænset i forhold til den i sedimentet ophobede pulje. Det må dog kraftig anbefales, at dette projekt fortsættes, så længe der kan måles betydelig forhøjet fosforkoncentration i bundvandet i sensommeren. Der foreligger ikke målinger af algebiomassen (klorofyl) fra de senere år. Til gengæld forligger der sigtdybdemålinger fra 2005 2006, som kan bruges til karakterisering af den biologiske tilstand, da disse afspejler algekoncentrationerne. Sigtdybden lå i sommeren 2005-06 omkring 1 meter, hvilket er et stort set uændret niveau i forhold til 1991. Dette indikerer, at der forsat forekommer betydelig algebiomasse i vandet. Den forholdsvis lave sigtdybde begrænser endvidere bundvegetationens udbredelse. Hvis den biologiske tilstand i Søllerød Sø skal forbedres, således af EU s Vandrammedirektivs krav om en god økologisk tilstand skal kunne opnås inden 2015, skal algebiomassen reduceres. Som angivet i kapitel 2 (Tabel 2.1) er den eksterne belastning til søen bragt ned på omkring 15 kg P/år. På baggrund af vurdering v.hj.a. empiriske sømodeller /ref. 2/ forventes dette at være tilstrækkeligt lavt til, at der i den endelige ligevægtstilstand, når den i søen ophobede P-pulje er udtømt, vil indfinde sig et P-niveau på omkring 0,030 mg/ l. Dette er et niveau, hvor der vil være mulighed for at en god økologisk tilstand kan forekomme i søen. 7.2 Restaureringsalternativer En reduktion i fosforniveau og algebiomasse kan opnås på flere forskellige måder. Det vurderes dog, at såfremt der ikke foretages restaurerende indgreb, vil tilstanden i Søllerød Sø ikke kunne opfylde vanddirektivets krav om god økologisk tilstand inden 2015. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 7-1 DHI

De restaurerende indgreb, der vurderes realistiske at gennemføre i Søllerød Sø, drejer sig om - øget gennemstrømning (tilbageførsel af vand) af tilstrækkelig god kvalitet - bortpumpning af bundvand - iltning - immobilisering af fosforpuljen i bundvandet - biomanipulation 7.2.1 Øget gennemstrømning Ved en øget gennemstrømning med henholdsvis 25, 100 eller 200 l/s med en koncentration på 0,040 mg P/l, vil der som beregnet i kapitel 2 ske en væsentlig reduktion i fosforkoncentrationen i søen. Det forventes på baggrund af beregninger med empiriske sømodeller, at der i 2015 vil forekomme en koncentration i Søllerød Sø på omkring 0,030 0,040 mg P/l, såfremt én af de nævnte forøgelser i gennemstrømning gennemføres fra 2008/9. Med en fosforkoncentration på dette niveau forventes det, at der er basis for, at en god økologisk tilstand kan opfyldes. Der kan dog være behov for samtidig gennemførelse af restaurering af søen ved biomanipulation for at hjælpe en positiv udvikling i søens biologiske balance på vej. 7.2.2 Bortpumpning af bundvand Det igangværende restaureringsprojekt med bortpumpning af bundvand med høj fosforkoncentration for accelerering af udtømning af den ophobede fosforpulje kan øges. Det skønnes, at der vil kunne øges fra de nuværende ca. 60-70.000 m 3 til det dobbelte, da volumen under et springlag i 4 meters dybde udgør ca.180.000 m 3. Det skønnes ikke realistisk at fjerne hele bundvandsmængden hvert år. Ved en fordobling af den vandmængde, der bortpumpes, vil der kunne fjernes i alt omkring 160-200 kg P/år. Det vurderes i forhold til den skønnede pulje i sedimentet på omkring 4000 kg P, at en restaurering alene med denne metode vil tage så mange år, at det ikke vil være muligt at opfylde et krav om en god økologisk tilstand i 2015. 7.2.3 Iltning af bundvand En iltning af bundvandet i Søllerød Sø kunne være et indgreb der dels reducerer den interne belastning med fosfor dels umiddelbart forbedrer forholdene for dyrelivet i bundvandet. En iltning vil imidlertid gøre den igangværende restaurering ved bortpumpning uden effekt, da der efter påbegyndelse af en iltning formodentligt ikke vil blive ophobet så høje fosforkoncentrationer i bundvandet i løbet af sommeren. Yderligere vil en iltning indeslutte en stor fosfor pulje i sedimentet. Bundevandets volumen i Søllerød Sø er relativ lille, hvorfor såvel sedimentets iltforbrug som iltforbrug fra omsætning af sedimenterede alger relativ hurtig forventes at opbruge ilten i bundvandet. En iltning skønnes derfor at skulle forsættes i meget lang tid (mere end 10 år), hvis der ikke skal væres stor risiko for at fosforpuljen i sedimentet igen mobiliseres. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 7-2 DHI

På denne baggrund foreslås det ikke at bringe denne restaureringsmetode i brug i Søllerød Sø. 7.2.4 Immobilisering af ophobet fosfor Fosforpuljen ophobet i sedimentet kan også gøres inaktiv ved immobilisering ved behandling med aluminium som beskrevet i afsnit 6.2.2. Som nævnt kan en langtidseffekt opnås ved et Al:P tilsætningsforhold på omkring 10:1 (mol-basis), såfremt den eksterne belastning er bragt tilstrækkeligt lang ned. I Søllerød Sø er belastningen pt. bragt ned på 15 kg P /år. Dette vurderes at være tilstrækkeligt til, at der i en endelig ligevægt, hvor puljen i sedimentet er udtømt eller immobiliseret, vil forekomme lave fosforkoncentrationer, der vil kunne understøtte en god økologisk tilstand. Det vurderes derfor, at hvis der sker en passende dosering af Al, vil der kunne være tale om en permanent effekt. Nærmere undersøgelser er nødvendige for at afpasse dosering i Søllerød Sø, således at en permanent effekt opnås. 7.2.5 Biomanipulering Biomanipulation har været anvendt i en række danske søer med det formål at accelerere en udvikling i den biologiske struktur mod en mere naturlig balance mellem planteplankton, zooplankton og fisk. Målet er bl.a. at sikre et naturligt højere græsningstryk på planteplanktonen, således at der opnås klarere vand og dermed også bedre vækstbetingelser for bundplanter. Fiskemanipulation Dette har typisk være søgt opnået gennem reduktion af gruppen af fisk, der æder zooplankton. Zooplankton har derved fået bedre overlevelsesbetingelser og bedre mulighed for at holde algebiomassen nede. Der foreligger ikke oplysninger om fiskesammensætningen i Søllerød Sø. Men formodentlig er der som i andre eutrofierede søer en overvægt af mindre fisk som skaller, små aborrer, brasen mv. Søen har en størrelse, udformning og placering, således at en biomanipulation ved opfiskning af disse fisk vil være realistisk. Den eksterne belastning af søen er endvidere tilstrækkeligt lav til, at der i den endelige ligevægtstilstand kan forventes en tilstrækkeligt lav næringsstofkoncentration til, at en mere naturlig balanceret økologisk struktur vil kunne opretholdes. Imidlertid er den interne belastning fra den i sedimentet ophobede pulje så stor, at, hvis der gennemføreres en biomanipulation ved opfiskning, må effekten forventes kun at være af kortvarig karakter. Et sådant indgreb kan i Søllerød Sø kun anbefales, hvis koncentrationen i søvandet nedbringes betydeligt f.eks. gennem udtømning eller immobilisering af P-puljen i sedimentet eller gennem øget gennemstrømning med vand af tilstrækkelig god kvalitet. Muslinger En øget filtrering af søens vand og dermed reduktion af plantebiomassen kan også opnås ved at øge biomassen af muslinger. Principperne beskrevet for Bastrup Sø med an- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 7-3 DHI

vendelse af vandremuslinger på udsat tovværk vil også kunne tages i brug i Søllerød Sø. Imidlertid er det usikkert, om vandremusling i dag findes i Søllerød Sø. Da det er en art, som ikke naturligt findes i vandområdet, og da den kan overtage levesteder for andre naturligt forekommende arter, kan det ikke anbefales at udsætte vandremuslinger, hvis den ikke allerede forekommer i søen. Hvis en biomanipulation ved vandremuslinger skal have en umiddelbar og hurtig effekt skønnes det, at der skal udhænges omkring 2700 meter tovværk. Dette ville f.eks. kunne etableres som to baner i zig-zak op og ned i de øverste 3 meter af vandsøjlen ophængt på bøjer med ca. 5 meters mellemrum. Som nævnt i kapitel 6 vil der dog være behov for at foretage et pilotprojekt før en fuldskala restaurering iværksættes. Omkostningerne til etablering af muslingetovværket skønnes at ville ligge omkring 90.000 kr. plus arbejdskraft til udsætning skønsmæssigt i alt ca. 250.000 kr. Yderligere vurderes det oversalgsmæssigt, at der udover startudgiften skal afsættes et beløb af størrelsen 100.000 kr. per år for drift af dette indgreb. Varigheden for et sådant indgreb vil afhænge af hvilke andre indgreb der iværksættes som f.eks. øget gennemstrømning og immobilisering af fosforpulje. Det vil sandsynligvis skulle fortsætte indtil fosforkoncentrationen er nedbragt til et niveau under 0,06-0,08 mg/l som årsgennemsnit. 7.2.6 Omkostning og tidsramme I tabel 7.1 er summeret omkostninger og anslåede tidsrammer for restaureringstiltag i Søllerød Sø. Det igangværende projekt med bortpumpning af bundvand fra søen er ikke medtaget da der ikke vil være tale om yderligere investering for forsættelse af dette. Tabel 7.1 Oversigt over omkostning og tidsramme for restaurerende projekter i Søllerød Sø Metode Omkostning Vedligeholdelse / drift 1000 kr. /år Tidsramme for gennemførelse år 1000 kr. +25 l/s til Kalvemose 12.400 200 2 +100 l/s til Kalvemose 21.900 400 2 +200 l/s til Kalvemose 29.600 600 2 Al-behandling 1.000 0 0,5 Biomanip. Fiskepopula. 400 0 0,5 Biomanip. Muslinger 250 100 * * skal forsættes til næringsstof koncentration i vandet er reduceret. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 7-4 DHI

8 RESTAURERING AF VEJLE SØ 8.1 Status Vandmassen i Vejle Sø er generelt temperaturlagdelt periodevis om sommeren. Lagdeling er imidlertid ikke af permanent karakter sommeren igennem, som det kendes fra Søllerød Sø og Furesøen. På trods af at lagdeling i Vejle Sø ikke er permanent sommeren igennem, forekommer der kraftige gradienter i iltindhold ned gennem vandsøjlen. Der forekommer således i store dele af sommerperioden iltfrie forhold ved bunden. Sedimentets indhold af fosfor er højt (jvf. afsnit 3.2). Data tyder da også på at vandets indhold af fosfor i væsentlig grad er påvirket af frigivelse fra bunden. Denne frigivelse accelereres højest sandsynligt af de iltfrie forhold i bundvandet. Den interne belastning fra sediment sammen med den eksterne belastning fra regnbetingede udløb fra fælles- og separatkloakerede systemer resulterer i at søen fremstår som et betydeligt eutrofieret vandområde med relativ høje algekoncentration og rige sigtdybde. Hvis den biologiske tilsand i Vejle Sø skal forbedres således at Vandrammedirektivets krav om god økologisk tilstand skal kunne opfyldes inden 2015 skønnes det, at der skal ske indgreb over for såvel ekstern som intern næringsstofbelastningen. Derudover kan det komme på tale, at tage andre restaurerende indgreb i brug for at accelerer forbedring af tilstanden i søen. 8.2 Restaureringsalternativer Der er i 2002 /ref. 3/ foretaget vurdering af en række restaurerende foranstaltninger til forbedring af tilstanden i Vejle Sø. Det vurderes at denne udredning i store træk har dækket de mulige indgreb. Der er i det følgende givet en opsummering sammen med en opdatering og evaluering af indgrebenes effekt og relevans. Følgende indgreb kan overvejes: - Øget gennemstrømning - Reduktion af ekstern belastning - Rensning/bortpumpning af fosforholdig vand - iltning - Sediment fjernelse - Immobilisering af P-puljer i sediment - Biomanipulation Effekt af øget gennemstrømning er behandlet i kapitel 3.2 hvor der henvise til. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 8-1 DHI

8.2.1 Reduktion af ekstern belastning Som det fremgår af afsnit 3.2 (tabel 3.1) udgør den regnbetingede eksterne belastning cirka halvdelen af den samlede nuværende fosfortilførsel til Vejle Sø. I en fremtidig situation, hvor P-tilførsel fra Søllerød sø forventes at bliver reduceret betydeligt, skønnes den regnbetinget belastning at kunne komme til at udgøre omkring 75 % af den samlede P-tilførsel. I en sådan fremtidig situation, hvor gennemstrømningen ikke øges i forhold til det nuværende niveau (ca. 223.000 m 3 /år), skønnes den samlede belastning at komme til at ligge på ca. 50 kg P/år. På baggrund af empirisk sømodel /ref. 2/ kan der under disse antagelser beregnes en endelig ligevægtskoncentration i søen på omkring 0,100 mg P/l. Dette vil ikke være tilstrækkeligt lavt til at der kan sikres en god økologisk tilstand. På den baggrund må det anbefales at der sker yderligere tiltag til reduktion i den eksterne belastning. Der er ikke i det følgende taget stilling til tekniske og økonomiske konsekvenser af indgreb overfor regnvandsbetingede bidrag. 8.2.2 Rensning/bortpumpning af fosforholdigt vand Der vil kunne fjernes fosfor fra Vejle Sø ved bortledning eller rensning af bundvand med forhøjet fosforindhold efter samme princip som i øjeblikket er taget i anvendelse i Søllerød Sø. Data fra bundvand i Vejle sø er imidlertid ikke tilstrækkelige til nøje at vurdere effekten af et sådant indgreb. Ligeledes er tidshorisonten usikker på grund af utilstrækkelig viden om sedimentets pulje af mobil P, der vil dog højest sandsynlig være tale om en meget lang tidshorisont. Effekten i Vejle sø vurderes endvidere begrænset, da lagdelingen af vandmassen ikke er stabil og da bundvandsmængderne er begrænsede. Det har været forslået at fortage en uddybning af søen, således at der kunne etableres en mere stabil lagdeling af vandmassen. Tanken var, at der herved kunne lukkes af for det fosforholdige bundvand, således at fosforet ikke blev gjort tilgængelig for algerne i det øvre vandlag, hvor der er tilstrækkeligt med lys til at de kan vokse. Det er i forbindelse med dette forprojekt imidlertid vurderet, at det skal en generel uddybning til mindst 6 meter, for at der er sikkerhed for, at der vil etablere sig en stabil lagdeling. En sådan uddybning vil være forbundet med ganske store omkostninger. Der vi dog samtidig bliver fjernet fosforholdigt sediment. Effekten heraf omtales i næste afsnit (8.2.3). En mere permanent lagdeling vurderes endvidere ikke nødvendigvis at være gavnlig for søens tilstand. Med en permanent lagdeling vil søen blive endnu mere sårbar, for at iltfrie forhold opstår ved bunden. På ovenstående baggrund kan det ikke anbefales, at der arbejdes videre med en bortpumpning eller rensning af fosforholdigt bundvand hverken med eller uden uddybning af søen. 8.2.3 Iltning En iltning af bundvandet vil kunne skabe såvel forbedrede vilkår for plante og dyrelivet på søbunden, som reducerer den intern belastning. Med en pulje af organisk materiale som findes på søbunden, og det relativt lille bundvandsvolumen der periodevis forekommer, kan det forudses, at der skal tilføres ilt til C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 8-2 DHI

søen i en meget lang periode, før omsætningen af ophobet materiale er reduceret tilstrækkeligt til, at en iltning kan ophøre uden risiko for at der atter opstår iltfrie forhold. En iltningen vil holde fosfor bundet i sedimentet så længe der fortsat forbliver iltet ved sedimentoverfladen. Men hvis der blot i en relativ kortperiode bliver iltfrit, kan der frigives store fosformængder. Iltning af bundvandet i Vejle sø ville kunne gennemføres i kombination med det iltningsprojekt der er i gang i Furesøen. Imidlertid kan det ikke udelukkes at en iltning i Vejle Sø skulle fortsætte udover den tidshorisont der pt. planlægges gennemført iltning i Furesøen. Alternativt kunne en iltning af bundvandet i søen også ske ved at der skabes omrøring i søen vandmassen igennem hele året. Da der de fleste år alligevel flere gange i løbet af sommerperioden sker en opblanding af vandmasserne skønne en kunstig generet opblanding f.eks. ved pumpning ikke at ville skade forholdene i søen. Men også et sådant indgreb ville skulle fortsættes over en meget lang årrække. På grund af størrelse af fosforpuljen i sedimentet vil det i højere grad anbefales, at der sker en mere permanent reduktion af den interne belastning ved sediment fjernelse eller immobilisering (afsnit 8.2.4-8.2.5). 8.2.4 Sedimentfjernelse En fjernelse af det fosforholdige sediment ville kunne nedbringe den skønnede meget kraftige interne belastning. Det kan ikke med sikkerhed afgøres, hvor meget sediment der skulle fjernes. De forligende data tyder på, at der skal fjernes mellem 30 og 50 cm. For at have en nogenlunde sikkerhed for at der ikke blot afgives ligeså meget fosfor fra det blotlagt sedimentlag, som der pt. sker fra det nuværende overfladesediment, skønnes at der skal fjerne minimum 0,5 meter sediment fra et 140.000 m 2 stort område. Dette svarer til, at der skal fjernes minimum 70.000 m 3 fra søbunden. På baggrund af måling af sedimentets indhold af udvalgte tungmetaller i 1973 /ref. 3/ vil bundmaterialet bliver karakteriseret som klasse 3 jord. Dvs. at der skal regnes med en deponeringsafgift for dette materiale på omkring 300 kr/ton. Det er derfor betydende for omkostningerne til deponering, at der gennemføres en effektiv afvanding af sedimentet inden det bortskaffes. For nærmere beskrivelse af hvordan sedimentet kan håndteres henvises til Bilag I. På baggrund af opgørelserne i Bilag I skønnes en sedimentfjernelse i Vejle Sø at ville beløbe sig til omkring 12 mil.kr. Beløbet er dog usikkert pga. usikkerheden ved opgørelse af sedimentmængden og sedimentkvaliteten. 8.2.5 Immobilisering af P i søen Som beskrevet i afsnit 7.2.4 kan den i søen ophobede mobile fosforpulje gøres inaktiv ved immobilisering ved behandling med aluminium. Herved kan bindes såvel den fosforpulje, der er i vandet, som den mobile pulje i sedimentet. En Al-behandling forventes af få en øjeblikkelig effekt over for såvel fosforkoncentrationer som algemængderne i søen. Imidlertid skønnes den eksterne belastning at være i overkanten, til at der med sikkerhed opnås en permanent effekt. Det kan ikke udelukkes, at der efter et øjeblikkeligt fald i fosforkoncentrationer atter vil ses en vis stigning. Der forventes dog ikke at de C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 8-3 DHI

samme høje koncentrationer på omkring 0,150 til 0,300 mg P/l atter vil forekomme i søen. Såfremt der på nuværende tidspunkt gennemføres en Al-behandling, kan det således ikke udelukkes, at der atter om 4-5 år kan blive behov for at gentage behandlingen. Forinden en Al-behandling gennemføres, må det kraftigt anbefales, at der gennemføres supplerende forundersøgelser til fastlæggelse af doseringen med Al, ligesom en nærmere vurdering og undersøgelse af belastning forholdene anbefales. Det skønnes at én aluminiumsbehandling vil kunne gennemføres inden for en budgetramme på ca. 500.000 kr. 8.2.6 Biomanipulation Biomanipulation ved justering af fiskepopulationerne vurderes ikke at være en reel mulighed for Vejle Sø. Dette skyldes at søen står i åben forbindelse med Furesøen og derfor ikke kan ses isoleret. Det netop gennemførte restaureringsprojekt for Furesøen har netop omfattet en fiskemanipulation. Indgrebet har haft begrænset effekt. Det vil derfor kræve en meget stor indsat i såvel Furesø som Vejle Sø, hvis det skal have en mærkbar effekt. En begrænsning af algemængderne i Vejle Sø kan eventuelt ske ved at øge muslingers filtrering af vandet. Vandremuslingen findes udbredt i Furesøen. Denne musling har et stort potential for filtrering af vandmassen. Den er i stand til at filtrere alle størrelser af alger uden dog at have mulighed for at reducere zooplankton direkte. Det skønnes at biomassen af vandremuslinger pt. er begrænset af tilstrækkelig egnet substrat. I kapitel 6 er effekten af en øget biomasse af vandremuslinger yderligere omtalt. En effektiv reduktion af alger ville kunne opnås hvis vandet i Vejle Sø blev filteret hver 10.dag. Selv en mindre hyppig filtrering af vandmassen kan have mærkbar effekt. Med samme forudsætninger som beskrevet i afsnit 6.2.3 vedr. Bastrup Sø er det beregnet (Bilag J), at en filtrering af vandet hver 10. dag ville kunne opnås ved at udhænge ca. 2700 meter tovværk. Herved skønnes det, at der vil kunne skabes tilstrækkeligt med substrat for vandremuslinger. Dette ville kunne etableres ved at udhænge et tov cirka langs 4-meterkurven rundt i søen (med åbninger for sejlads i søen) i zig-zag mellem overflade og bund ophæng ved hjælp af bøjer med 5 meter mellemrum. Omkostningen til etablering heraf skønnes at ville være af størrelsen 250.000 kr. Hertil kommer skønsmæssigt ca. 100.000 kr. til årlig vedligeholdes. Metoden er som nævnt tidligere ikke afprøvet i Danmark. Det må derfor anbefales, at der gennemføres et pilotprojekt af nærmere vurdering og dimensionering af et sådant indgreb. Det vurderes endvidere nødvendig at forsætte indgrebet indtil fosforkoncentrationen er faldet til omkring 0,06 0,08 mg P/l i søen, enten som konsekvens af en eller flere af følgende tiltag: Udtømning/immobilisering af mobil P i søen, reduktion af ekstern belastning eller øget gennemstrømning. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 8-4 DHI

8.2.7 Omkostning og tidsramme I tabel 8.1 er summeret omkostninger og anslåede tidsrammer for restaureringstiltag i Vejle Sø. Projekter hvor øget gennemstrømning genereres i eller opstrøm Søllerød sø er ikke medtaget i tabellen (se tabel 7.1). Tabel 8.1 Oversigt over omkostning og tidsramme for restaurerende projekter i Vejle Sø. Metode Omkostning 1000 kr. Vedligeholdelse / drift 1000 kr. /år Tidsramme for gennemførelse år +100 l/s til Vejle Sø 20.200 400 1-2 +200 l/s til Vejle Sø 30.000 600 1-2 Sedimentfjernelse 12.000 0 2 Aluminum behandling 1.000 (1)* 0,5 Biomanipul. muslinger 250 100? * der vil muligvis blive behov for gentagelse efter 4-5 år C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 8-5 DHI

9 RESTAURERING AF LYNGBY SØ 9.1 Status Næringsstofkoncentrationerne i Lyngby Sø er i en vis udstrækning styret af afløbskoncentrationen fra Furesøen. Dette gælder specielt vinter-, forårs- og efterårskoncentrationerne for total P. Til gengæld er der hvert år i perioden 1999-2005 i sommer månederne (maj september) forekommet markant højere fosforkoncentrationer i Lyngby Sø end i det vand, der strømmer til fra Furesøen (figur 9.1). Koncentrationsniveauet i Lyngby Sø lå også væsentlig over niveauet i Bagsværd Sø hvor der i 2005 blev målt et gennemsnit på 0,07 mg/l Total-P. Årsagen til de relative høje fosforniveau i Lyngby Sø om sommeren kan tilskrives såvel ekstern (fælles og separat bidrag) som intern belastning. De årlige tilførsler af fosfor til Lyngby Sø er summeret i tabel 9.1. Det har ikke indenfor rammer af denne opgave været muligt at opnå en tilstrækkelig detaljeret beskrivelse af fordelingen over tid af de separate og fælleskloakerede bidrag til, at der kan gennemføres en stringent beregning af, i hvilken udtrækning enkelte hændelser fra det fælles- og separatkloakerede system kan forklare koncentrationsstigninger i Lyngby Sø i sommermånederne. På baggrund af overslagsmæssige beregninger kan det dog godtgøres, at den interne belastning med stor sandsynlighed er af betydning. Hvis den generelle stigning observeret i Lyngby Sø fra omkring 1. maj til 10. august 2005 (fra omkring 0,080 til 0,105 mg P/l) skal forklares alene ved ekstern belastning, skulle minimum 60% af årsbelastningen fra det separat- og fælleskloakerede system komme i denne periode. Hvis yderligere den kraftige stigning til ca. 0,190 mg/l den 8. juni 2006 (figur 9.1) skal forklares ved ekstern belastning, ville det kræve, at hele årsbelastningen med fosfor skulle komme til søen i perioden fra 1. maj til 8. juni. Det vurderes på denne baggrund, at en væsentlig del af stigningen i sommerkoncentrationerne af fosfor i Lyngby Sø må tilskrives intern belastning, dvs. frigivelse fra sedimentet. Tabel 9.1 Belastning til Lyngby sø (afrundede værdier) Kilde Kg N/år Kg P/år Furesø 8.000 800 Bagsværd Sø 800 50 Atmosfære 700 6 Separat regnvandsudløb 235 72 Fælleskloakeret overløb 275 58 Sum 10.010 1.230 Som konsekvens af de høje næringsstofkoncentrationer i Lyngby Sø i sommermånederne, har der været en betydelig algevækst, og der har forekommet lav sigtdybde ned til omkring 0,5 meter. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 9-1 DHI

Lyngby Sø - Furesø, Total P ug/l 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 06/12/1999 19/04/2001 01/09/2002 14/01/2004 28/05/2005 Lyngby Sø - Total P Furesø - Total P Figur 9.1 Total P koncentration i Lyngby Sø og i Furesøen, 1999-2005 En biologisk balance med relativt mange zooplanktonædende fisk i søen bevirker, at algerne får gunstige vækstvilkår p.g.a. lavt græsningstryk. Undersøgelser har vist, at fiskebestanden i Lyngby Sø og Bagsværd Sø / ref./ udgør en sammenhængende population. Ved vurdering af indgreb til forbedring af forholdene i Lyngby Sø skal forholdene i Bagsværd Sø således også tages i betragtning. 9.2 Restaureringsalternativer Restaurering af Lyngby Sø bør koordineres med indgreb i Bagsværd Sø, da de to søer er biologisk tæt koblede bl.a. gennem én fælles fiskepopulation /ref. 5, 6/. Der er således betydelig risiko for, at der ikke vil vise sig væsentligt forbedret biologisk balance i Lyngby Sø medmindre tilsvarende forbedringer også sikres i Bagsværd Sø. De foreliggende data tyder på, at Lyngby Sø i betydelig grad belastes af fosforfrigivelse fra sedimentet i sommermånederne. Det kan dog også anbefales, at den eksterne belastning på omkring 1230 kg P/år reduceres, hvis der skal sikres gode vandkvalitetsforhold året rundt. En øget gennemstrømning vil alt andet lige forbedre forholdene i Lyngby Sø, idet koncentrationen i det vand, der strømmer til fra Furesøen vil have en lavere næringsstofkoncentration end i Lyngby Sø. Der vil dog forsat kunne forventes perioder med mellem 100 og 200 l/s, ved hvilke den nuværende interne belastning og større regnbetingede overløbshændelser fra det separatkloakerede system kan forventes forsat at påvirke vandkvaliteten væsentligt i negativ retning. Det vurderes, at dette kan være med til at forhindre, at Lyndby Sø kan opfylde en målsætning om god økologisk tilstand. Det vurderes, at der kan gennemføres følgende restaurerende indgreb til forbedring af tilstande i søen: C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 9-2 DHI

- Reduktion af ekstern belastning - Sedimentfjernelse - Immobilisering af fosfor i sediment - Biomanipulation 9.2.1 Reduktion af ekstern belastning Vandets gennemsnitlige opholdstid i Lyndby Sø er af størrelsen én måned, men i sommermåneder kan den være af størrelsen 2-3 måneder En nærmere kvantificering af, hvor meget den eksterne belastning skal reduceres, kræver derfor en nærmere analyse af fordeling af belastningen over året sammenholdt med gennemstrømningsmønsteret. Da en sådan analyse ikke har været mulig inden for rammerne af denne opgave, er der ikke foretaget en kvantificering af krav til en reduktion af belastningen fra eksterne kilder. 9.2.2 Sedimentfjernelse Der forligger ikke data til beskrivelse af sedimentets kvalitet i Lyngby Sø. Det skønnes, at fosforholdigt sediment er spredt over et stort areal på ca. 350.000 m 2. Antages det, at der skal fjernes i gennemsnit 1 meter sediment, betyder det, at omkring 350.000 m 3 skal fjernes. Imidlertid er udgifterne selvfølgelig fuldstændig afhængige af til hvilken dybde, der skal oprenses. Hvis dette sediment ikke er forurenet med tungmetaller og andre miljøfremmede stoffer, vil en fjernelse skønsmæssigt kunne gennemføres indenfor en beløbsramme på omkring. 50 mill. kr. Imidlertid må det formodes, at der ligesom i Bagsværd Sø og de nedstrøms mølledamme forekommer et kritisk forhøjet indhold af en række miljøfremmede stoffer, hvorfor en deponering i kontrollerede depoter er et sandsynligt krav. Dette vil fordyre projektet og en budgetramme på omkring 100 mil. kr. anslås. Disse beløb er beregnet under anvendelse af metoder og omkostningsoverslag beskrevet i Bilag I samt under en forudsætning om, at oprensningen skal gennemføres inden for 12 arbejdsmåneder over en toårig periode. Ved en oprensning af Lyngby Sø er der en vis risiko for, at fint sediment resuspenderes og transporteres nedstrøms, hvor det kan påvirke Nedre Mølleå inklusiv mølledammene. Imidlertid kan en oprensning gennemføres med relativt lille sedimentspild. Spredning af suspenderet materiale kan endvidere begrænses ved ophængning af siltgardiner. Ved korrekt valg af metode skønnes det, at transporten ud af søen kan gøres ubetydelig. Imidlertid vil nærmere sedimentkarakteristik kun afklare dette spørgsmål yderligere. Der kan være tale om to typer af effekter nedstrøms Lyngby Sø. Dels kan suspenderet materiale potentielt sedimentere og forværre situationen i specielt Mølledammene nedstrøm, dels kan suspenderet materiale give anledning til forøget iltforbrug i vandet i åen. Da strømhastighederne generelt er små i Lyngby Sø, forventes det, at størstedelen af det materiale, der suspenderes atter vil sedimentere i søen, inden vandet forlader denne. Da vandhastighederne endvidere er generelt højere i åen og Mølledamme end i Lyngby Sø, C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 9-3 DHI

forventes det fine materiale, der eventuelt måtte transporteres ud af søen, at blive skyllet videre gennem hele Nedre Mølleå til Øresund. Et generelt sikkerhedsprincip er selvfølgelig at starte en oprensning opstrøms i et vandsystem som Mølleåen, således at Lyngby sø oprenses inden en eventuel oprensning af de nedstrøms mølledamme påbegyndes. Det vurderes dog realistisk muligt at gennemføre en oprensning af Lyngby Sø, uden at der efterfølgende sker kraftig sedimentation af resuspenderet materiale i Mølleåen nedstrøms søen. En nærmere vurdering af betydningen af øget iltforbrug i vandet som konsekvens af en oprensning af sediment i søen vil kræve nærmere karakterisering af sedimentet. Det skønnes dog ikke at være et stort risikoelement for nedre Mølleå. Hovedparten af iltforbruget vil formodentligt ske i søen umiddelbart efter, at materiale bliver resuspenderet. 9.2.3 Immobilisering af P i sedimentet Immobilisering af sedimentets mobile fosforpulje ved aluminiumsbehandling af sedimentet vil være en oplagt mulighed for restaurering af Lyngby Sø. Der kan på det eksisterende datagrundlag ikke angives, hvilken dosering der er behov for. Hertil kræves målinger af sedimentets fosforindhold og gerne også bindingsforhold. Ligeledes må det anbefales, at en nøjere vurdering af behovet for nedbringelse af den eksterne belastning gennemføres, inden en Al-behandling iværksættes. Det vurderes dog, at en Al-behandling vil give en umiddelbart væsentlig reduktion af fosforkoncentrationerne i sommerperioden. Dette skønnes at ville nedbringe algeproduktionen i søen. Hvis der også skal sikres væsentligt lavere biomasse af planktonalger, må det imidlertid anbefales, at der samtidig sikres en forbedret biologisk balance mellem alger, zooplankton og fisk i Bagsværd-Lyngby Sø-systemet. Med de eksisterende fosforniveauer i Furesøen (2004-06) og en gennemstrømning på minimum 200 l/s i sommermånederne vil en immobilisering af den mobile fosforpulje i sedimentet forventes at bring fosforkoncentrationer i Lyngby Sø i sommermånederne ned på et niveau omkring 0,060-0,080mg/l afhængigt af den eksterne belastning de enkelte år. Dette vil give mulighed for, at der vil kunne etablere sig en mere gunstig biologisk balance, hvor algevæsken vil kunne begrænses ved biomanipulation. En sådan biomanipulation skal efterfølgende gennemføres koordineret med indgreb overfor forholdene i Bagsværd Sø. Omkostningerne til en aluminiumbehandling af Lyngby Sø skønnes at beløbe sig til omkring 1,5-2 mill. kr. Da der ikke foreligger tilstrækkelige oplysninger om sedimentets kvalitet i Lyngby Sø, er beløbet noget usikkert bestemt. Forinden en Al-behandling gennemføres, anbefales det at gennemføre såvel en yderligere sedimentundersøgelse til bestemmelse af dosering samt en yderligere analyse af betydningen af intern og ekstern belastning i sommerperioden. 9.2.4 Biomanipulation Da fiskebestanden i Lyngby og Bagsværd Sø udgør én sammenhængende bestand /ref. 5, 6/, skal en biomanipulation ske samtidig i de to søer. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 9-4 DHI

Fiskebestanden i de to søer /ref. 5/ er domineret af arter, der giver et højt prædationstryk på zooplankton. Algerne græsses derfor ikke i så stor udtrækning, som det ellers kunne have været tilfældet. Fiskesammensætning er imidlertid som forventelig i eutrofierede søer med næringsniveau som det, der forekommer i Lyngby Sø. Erfaringerne fra andre søer viser, at så længe næringsniveauet ikke reduceres i forhold til det, der er målt i Lyngby Sø, vil en biomanipulation overfor fiskesammensætningen ikke kunne forventes at have blivende effekt. Derfor bør næringsniveauet specielt i sommerperioden i Lyngby Sø reduceres, før en fiskemanipulation iværksættes. Næringsstofniveauet i Bagsværd Sø er efterhånden faldet til et niveau, hvor biomanipulation kan forventes at ville få en mærkbar effekt /ref. 6/. Der er dog en vis usikkerhed vedrørende stabiliteten heraf, hvor en nærmere undersøgelser heraf kan anbefales, og det sikres, at der ikke atter sker forværring af forholdene her. Restaurering ved biomanipulation i Bagsværd Sø og Lyngby Sø vurderes at ville kunne give mulighed for en umiddelbar forbedring af den biologiske tilstand i søerne, hvis fosforniveauet i sommerperioden i Lyngby Sø reduceres til omkring 0,060-0,080 mg P/l. Det vurderes, at der vil være behov for en intensiv indsats over 2 måske 3 år, der dækker såvel Bagsværd Sø, Lyngby Sø som Lyngby Åmose. Indgrebet skal måske følges op med intensive befiskninger over de efterfølgende 5 7 år. Dette skal dog løbende vurderes. Benyttes et normalt omkostningsniveau for biomanipulation kan anslås en omkostningsramme på 5-6 mil. kr. Det vurderes imidlertid, at det vil være dyrere at gennemføre i disse søer end for gennemsnittet af søer pga. den noget irregulære udformning specielt af Lyngby Sø med Lyngby Åmose. En nødvendig ramme på omkring 8 mil. kr. skønnes for de to søer. 9.2.5 Omkostningsoverslag og tidsramme I tabel 9.2 er givet en oversigt over de restaureringsmetoder, det vurderes der kan komme på tale i Lyngby Sø. Sedimentfjernelse og Al-behandling er alternative metoder til eliminering af interne fosforbelastning. Sedimentfjernelse hhv. Al-behandling kan anbefales at blive fulgt op af biomanipulering. Tabel 9.2 Oversigt over omkostning og tidsramme for restaurerende projekter i Lyngby Sø Metode Omkostning Vedligeholdelse / drift 1000 kr. /år Tidsramme for gennemførelse år 1000 kr. Sediment fjernelse 100.000 0 2 Al-behandling 1.800* 0 0,5 Biomanip. Fiskepopula. 8.000** *** 2-3 *skal eventuelt gentages efter 3-5 år afhængig af dosering og reduktion af ekstern belastning ** inkluderer biomanipulation af såvel Bagsværd Sø som Lyngby Sø *** skal eventuelt gentages efter 5-7 år C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 9-5 DHI

10 MØLLEÅ NEDSTRØMS LYNGBY SØ Restaurering af Mølleåen nedstrøms Lyngby Sø kan potentielt omfatte en længere række tiltag. I denne rapport fokuseres der på tiltag, der vedrører tilbageføring af vand samt restaurering af mølledammene gennem oprensning. Nedre Mølleå har med sine 7 damme og en relativ lille afstrømning i vid udstrækning karakter som lavvandede søer, hvor der pt. optræder eutrofieringseffekter. Området er målsat som vandløb, men vil med såvel nuværende udformning og vandmængde såvel som vandmængder svarende til en mere naturlig afstrømning fortsat have karakter af en række søer/damme. Kun i mindre udtrækning vil strækningen kunne få karakter af et egentligt vandløb ved at øge afstrømningen. En nedsat belastning og øget afstrømningen vil, som det beskrives nedenfor, kunne forbedre vandkvaliteten og reducere eutrofieringen. Herved kan skabes gode økologiske forhold, som de kan forventes i mindre lavvandede søer/damme Såfremt en større del af vandløet skal have egentlig vandløbkarakter, vil det kræve, at selve vandløbsprofilet ændres. Sådanne egentlige vandløbsrestaureringer dækkes ikke af denne rapport. Elementer af denne type dækkes af forprojekter gennemført af andre rådgivere. Strækningen fra Ørholm til Rådvad er udpeget som Natura 2000 område. Udpegningen er sket primært af hensyn til kildevælde og områder med tidvis våd eng samt elle- og askeskove ved vandløb, søer. Kildevældsområder påvirkes ikke af de her behandlede indgreb. En forøgelse af afstrømningen vil kunne påvirke tidvis våd eng og elle- /askeskovsområder positivt. Den nærmere effekt er ikke yderligere vurderet i denne rapport, da det vil være meget afhængigt af andre tiltag, og da Natura 2000 beskyttelse mere specifikt behandles af selvstændigt forprojekt. Da slusepraksis ved Frederiksdal (afløb fra Furesøen) har stor betydning for afstrømningen gennem Nedre Mølleå, er der i det følgende også foretaget en præliminær analyse heraf. Det kan dog anbefales, at der i forbindelse med en detaljeret projektering foretages yderligere optimering af afløbet fra Furesøen, der mere detaljeret inddrager alle de hensyn, der måttes skulle tages såvel til naturen i og ved Mølleåen, sejlads på vandområderne, vandstande, lodsejerforhold, minimumsvandføringer m.v. Således bør der bl.a. inddrages en nøjere styring ikke alene af Frederiksdal Sluse men også af f.eks. stemmeværket ved Lyngby Mølle samt eventuelt de nedstrøms stemmeværker. Øget vandføring i Nedre Mølleåen vil generelt have en forbedrende effekt på tilstanden såvel i mølledammene som på strækningerne mellem disse. For at effekten skal være af betydning kræver det dog, at vandet der ledes til åstrækningen er af tilstrækkelig god kvalitet. Der er i det følgende således foretaget vurdering af - Ændret slusepraksis uden tilledning af ekstra vand til Furesøen - Tilledning af ekstra vand opstrøms afløbet fra Furesøen (100 hhv. 200 l/s) C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-1 DHI

- Tilledning til Nedre Mølleå ved Lyngby Mølle 10.1 Ændret slusepraksis uden tilførsel af vand Det tilstræbes, at en minimumsvandføring opretholdes i Mølleåen nedstrøms Frederiksdal bl.a. af hensyn til biologiske kriterier og mulighed for restaurering af nedstrøms strækning. Opretholdelsen af en minimumsvandføring afhænger dels af det opmagasinerede volumen i Furesøen og dermed vandtilførslen til Furesøen samt regulering af slusen ved Frederiksdal. Med modellen beskrevet i Bilag A er der som udgangspunkt simuleret en operation, der svarer til Regulativ for Mølleåen. Flodemålsregulativet foreskriver et flodemål på kote 20,605 m ved Frederiksdal, men en vandspejlskote på 20,55 m i forårsmånederne tilstræbes. Om sommeren sænkes vandstanden til kote 20,45 m. Falder vandspejlet under denne kote, udledes maksimalt 200 l/s faldende til 150 l/s ved kote 20,35. Ved kote 20,25 lukkes slusen. Da der i modellen og i målte data fra Frederiksdal optræder tilbagevendende perioder af varierende varighed, hvor vandføringen falder til nul, er det undersøgt, om ændret slusepraksis kan medvirke til at reducere den procentdel af tiden, hvor vandføringen ikke opfylder minimumskravet. En simpel ændring, der skal illustrere muligheden for forbedringer, består i, at gennemstrømningen reduceres til 200 l/s, allerede når vandstanden falder under 20,55 m. Det omfatter altså en begrænsning i udstrømningen fra Furesøen i intervallet kote 20,45 m - 20,55 m. Middelvandføringen er upåvirket af ændring i slusepraksis, men lavere gennemstrømning om foråret øger magasinering i Furesøen og giver mulighed for at frigive vand om sommeren. En sådan slusepraksis kan følges, uden at de regulativmæssige vandstande i Furesøen overskrides. I referencen, dvs. uden at tilføre ekstra vand til Furesøen, kan perioden med lav eller ingen vandføring reduceres kraftigt. Det kan dog ikke udelukkes, at vandføringen visse år bliver meget lav eller nul. De gennemførte simuleringer viser, at den ovenstående skitserede praksis ville have resulteret i, at der ikke ville forekomme vandføring under 150 l/s ved Frederiksdal. Det skal sammenlignes med, at der ifølge modellen med nuværende praksis forekommer vandføring under minimumskravet i 38% af tiden for perioden 1994-2004. Det skal understreges, at der i den hydrologiske model for Mølleå-oplandet simuleres ca. 10% for høj middelvandføring, hvilket kan medvirke til, at perioder med vandføringer under minimumskravet i praksis vil kunne forekomme periodevis. Dog er forbedringerne så markante, at slusereguleringen bør undersøges nøjere. Det vurderes ikke, at det ville kræve nye investeringer at regulere slusen ved Frederiksdal efter de skitserede principper, men der bør tages højde for eventuelle praktiske hindringer, der forhindrer en optimal styring. Bl.a. oplyser Lyngby Tårbæk Kommune, at det mindste reguleringsinterval, der kan praktiseres, er ca. 100 l/s. 10.2 Tilledning opstrøms Frederiksdal Sluse Der er med den opstillede hydrologiske og hydrauliske model for Mølleåsystemet (Bilag A) gennemregnet to scenarier med tilledning af vand opstrøms Frederiksdal sluse - tilførsel af hhv. 100 og 200 l/s til vandsystemet opstrøms afløbet fra Furesø (dvs. opstrøms Frederiksdal sluse) C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-2 DHI

- tilførsel af 100 l/s kombineret med ændret slusepraksis ved Frederiksdal Tilførsel af hhv. 100 og 200 l/s er i modelsimuleringerne repræsenteret ved modelkørslerne med 100 l/s til Kalvemosen samt 25 l/s til Kalvemosen + 175 l/s til Vejle Sø. Det øgede vandtab fra tilførslen ved Kalvemosen og frem til Furesøen er så lille (mindre end 5 l/s, jvf. Bilag A), at det er ubetydeligt for de følgende vurderinger. For at begrænse antallet af beregninger er det valgt at benytte de nævnte modelkørsler som grundlag for vurderingerne. 10.2.1 Eksisterende slusepraksis Følges den nuværende praksis mht. sluseoperation ved Frederiksdal, vil de regulativmæssige vandstandskrav i Furesøen også kunne overholdes ved tilledning af ekstra 100 eller 200 l/s. Modelberegningerne viser, at selv med 100 hhv. 200 l/s vil der, hvis den nuværende slusepraksis følges, kunne opstå perioder, hvor der er meget lille eller ingen afstrømning fra Furesøen. Ved tilledning af 100 l/s optræder der vandføringer umiddelbart nedstrøms Frederiksdal under 200 l/s i 24% af tiden og under 150 l/s i 16% af tiden. Ved tilledning af 200 l/s indskrænkes perioder med lav vandføring ved Frederiksdal. Vandføring under 200 l/s optræder i 14% af tiden og vandføring under 150 l/s i 6% af tiden. 10.2.2 Ændret slusepraksis Ved den simulerede ændring i slusepraksis (se afsnit10.1) er der taget højde for, at vandstanden i Furesøen ikke overskrider de regulativmæssige krav samtidig med, at magasineringen i søen i højere grad udnyttes, og det tilstræbes, at der altid vil være sikret en vandføring fra Furesøen på minimum 100 l/s. Formålet hermed er at sikre, at der altid være en vis vandbevægelse i Mølleåen. De 100 l/s er fastlagt efter konsultation med Rambøll A/S, som samtidigt med at dette arbejde gennemføres, bl.a. har foretaget vurdering af mulighederne for etablering af omløb og fiskepassager ved mølledammene. For at sikre en vis vandføring og en permanent vandløbsfunktion af disse omløb, er det ønskelig, at vandføring aldrig falder under 100 l/s. Beregningerne viser (Bilag A) at en ekstra tilledning på 100 l/s opstrøms Frederiksdal sluse kombineret med en ændret slusepraksis helt kan eliminere perioder uden tilstrømning til Mølleåen nedstrøms Frederiksdal. Faktisk kan vandføring på minimum 150 l/s opretholdes, hvilket peger på, at tilledning opstrøms bør vurderes i sammenhæng med regulering i Mølleåen. 10.3 Tilledning ved Lyngby Mølle Alternativt til en tilbageførsel af vand fra Lundtofte Renseanlæg til enten Kalvemosen, Søllerød Sø, Vejle Sø eller Furesøen kan en tilbageførsel ske til Mølleåen umiddelbart eller nedstrøms Lyngby Mølledam. Lineføring for dette alternativ fremgår af Bilag B. Som udgangspunkt regnes der med, at der tilføres 100 l/s stort set året rundt. Dog vil der kunne være tale om ophør af tilførsel ved store afstrømninger gennem Mølleåen. Herved kan spares driftsudgifter og opnås en omhyggelig styring og kontrol af vandstanden C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-3 DHI

i åen, således at der ikke noget sted skabes uhensigtsmæssige stuvninger og oversvømmelsesproblemer. Omkostningerne i forbindelse med en tilbageføring af 100 l/s til Lyngby Mølle er som angivet i Bilag B anslået til 21 mil.kr, hvilket er på niveau med tilbageføring til Kalvemosen og Vejle Sø. 10.4 Effekter på tilstanden i Nedre Mølleå Ifølge /ref. 7/ kan der pt. konstateres en stigende sommerkoncentration af fosfor ned langs Mølleåen fra Lyngby Mølle til Strandmøllen fra et Total P niveau omkring 0,090 mg/l til ca. 0,250 mg/l. Denne stigning kan skyldes såvel eksternt tilført fosfor fra separat- og fælleskloakerede bidrag, som fosfor frigivet fra de slammængder, der er ophobet i åen og specielt i mølledammene. Alene fra fælleskloakerede overløb kommer der på denne strækning over 1 ton P pr. år (Bilag C). Uden at have gennemført en detaljeret analyse af fordelingen af denne belastning over tid sammenholdt med aktuel vandføring kan det ud fra vandvolumen i nedre Mølleå samt typiske sommervandføringer (ved Stampen omkring 100-150 l/s) overslagsmæssigt godtgøres, at den eksterne belastning kan have væsentlig betydning for den observerede stigning. På den anden side kan en del af stigningen også forklares ved frigivelse fra sedimentet i mølledammene. Frigivelsesrater omkring 0,025 g P/m2/dag /ref. 8/ er ikke urealistiske for mølledammene. Da det samlede areal af Mølledammene udgør omkring 130.000 m 2, kan den interne belastning herfra groft anslået give omkring 3,2 kg P per dag. Med en et vandvolumen på ca. 100.000 m 3 i nedre Mølleå og en vandføring på ca. 150 l/s er dette tilstrækkeligt til at forklare den observerede stigning i fosforniveau ned langs Mølleåen. Nærmere at kvantificere betydningen af henholdsvis intern og ekstern belastning for stigningen i fosforniveau ned langs Mølleåen vil kræve en mere tilbundsgående analyse af den tidsmæssige fordeling af ekstern belastning og aktuelle afstrømninger i perioder med aflastning fra fælleskloakeret overløb. Med de generelt relativt små vandhastigheder og en typisk opholdstid for vandet i Mølleåen fra Lyngby Mølle til Strandmøllen i sommerperioden på omkring en måneds tid, må hele denne del af Mølleåen ud fra et eutrofieringssynspunkt stort set betragtes som én lavvandet sø med risiko for algevækstproblemer, som kendes fra søsystemer. Mølleåen og især Mølledammene fremtræder da også pt. med et udseende præget af uklart vand på grund af høje planktonalgekoncentrationer, samt af trådalgevækst i de dele, hvor der er rigeligt med lys og en relativt lav vandbevægelse, dvs. i flere af mølledammene. De iltdata, der har været til rådighed for vurderingerne /ref. 7/, viser ikke kritisk lave iltkoncentrationer. Dette kan muligvis tilskrives, at der ikke indgår intensive målinger fra Mølledammene dækkende natteperioder med lille gennemstrømning. I sådanne situationer forventes det, med den observerede sediment- og vandkvalitet /ref. 9, 10/ at iltkon- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-4 DHI

centrationen kan falde til nær nul ved sedimentoverfladen. Dette vil med meget stor sandsynlighed udløse fosforfrigivelse af bundmaterialet. En forøgelse af gennemstrømningen med 100 l/s med 0,040 mg P/l er beregnet at kunne reducere fosforindholdet fra det nuværende niveau på omkring 0,200 mg/l til mellem 0,120 0,150 mg P /l. Det er her forudsat, at såvel den eksterne belastning som frigivelse fra sedimentet er uændret. Dette koncentrationsfald vil ikke være tilstrækkeligt til, at der kan undgås uønsket algevækst i Mølleåen. 100 l/s ekstra vurderes heller ikke at være tilstrækkelig til at sikre, at der ikke periodevis opstår iltfrie forhold ved sedimentoverfladerne i mølledammene. Hertil vil vandskiftet fortsat være for lille. Såfremt der føres i alt 200 l/s tilbage til Lyngby Mølle, kan der opnås yderligere reduktion i fosforniveauerne til skønsmæssigt omkring 0,080 0,120 mg P/l. Men selv dette niveau vurderes at kunne give uønsket vækst af såvel planktonalger som trådalger visse steder i systemet. Yderligere vil 200 l/s heller ikke være tilstrækkeligt til at sikre, at iltindholdet periodevis ikke bliver kritisk lavt, så længe respirationen fra sediment og alger ikke er reduceret. Med de eksisterende vandløbsprofiler vil hverken 100 eller 200 l/s ekstra vandtilførsel være tilstrækkeligt til at skabe et forholdsvis hurtigt strømmende vandløb på alle årstider. Mølleåen vil forsat have karakter af en perlerække af damme og i vid udstrækning fungere biologiske som et søsystem eller langsomt strømmende kanalsystem. For at sikre tilstrækkeligt lave næringsniveauer i Mølleåen til, at de nuværende eutrofieringsproblemer kan undgås, og der kan skabes klart vand og mere udbredt bundvegetation, vurderes det, at der vil kræves - indgreb over for ekstern belastning (specielt fælleskloakerede bidrag) - reduktion af intern belastning fra Mølledammene - forbedret vandkvalitet i Lyngby Sø. 10.5 Oprensning af mølledamme Mølledammene er kraftigt påvirkede af mange års udledninger fra industri og husholdninger, og der ligger derfor i alle dammene fra Fuglevand til Strandmøllen et tykt lag af forurenet sediment, der påvirker vandmiljøet uhensigtsmæssigt, ligesom den rekreative udnyttelse af åsystemet er reduceret. En forudsætning for at opnå den fulde effekt på vandmiljøet af at tilføre mere og renere vand til Mølleåsystemet vil være at fjerne aflejret sediment i Mølledammene, idet vandkvaliteten i Neder Mølleå vurderes (jf. afsnit 10.4) væsentlig påvirket af det akkumulerede sediment. Tidligere undersøgelser /ref. 9/ angav på grundlag af nedstik, at der i dammene Fuglevad, Brede, Ørholm, Nymølle og Stampedam forekom slamlag på over 2 meter. Ved Rådvad og Strandmøllen angives dog en sedimenttykkelse på ca. 1 meter. Der blev i de foreliggende undersøgelser kun indsamlet og analyseret prøver fra de øverste 50 cm se- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-5 DHI

diment. En nærmere vurdering af, hvor meget en sedimentfjernelse kan begrænses til, er derfor ikke mulig på det foreliggende grundlag. På baggrund af undersøgelse i forbindelse med oprensning af Lyngby Mølledam i 1990 /ref. 11/ blev det fundet, at forhøjede koncentrationer af fosfor og tungmetaller var begrænset til de øverste 50 cm sediment, som her fremstod som et meget fint homogent lag uden betydelig struktur og med en helt sort farve. Også i Lyngby Mølledam forekom der blødt sediment, som ved nedstik var betydeligt tykkere end de 50 cm. Da slamlagets tykkelse er helt afgørende for økonomien, er der i forbindelse med de nu gennemførte forundersøgelser ved enkelte stikprøvetagninger i Fuglevad og Ørholm Dam lavet en visuel karakterisering af sedimentet ned til to meters dybde under sedimentoverfladen. Denne stikprøvemæssig karakterisering viste, at der generelt i en dybde af mellem 0,8 og 1,2 skete et skift fra sort homogent slam uden struktur til mere brunt gytjeagtigt sediment med strukturelle rester af plantemateriale. I Ørholm Dam umiddelbart foran stemmeværket blev der dog i et begrænset område fundet op til 2 meters tykkelse af sort homogent slam uden struktur. Disse resultater indikerer, at der i dammene skal fjernes omkring én meter sediment, hvis det kulturpåvirkede slamlag skal væk. Det må dog på det kraftigste anbefales, at der, inden en sediment fjernelse iværksættes, gennemføres en detaljeret kortlægning af den dybdemæssige udbredelse af sedimentet med forhøjet indhold af fosfor og miljøfremmede stoffer. På baggrund af ovenstående er der ved opgørelse af de sedimentmængder, der skal fjerne, regnet med, at den øverst meter i alle mølledammene er væsentlig påvirket med forhøjede indhold af organisk stof, fosfor og miljøfremmede stoffer. I de syv mølledamme: Fuglevad, Brede, Ørholm, Nymølle, Stampedam, Rådvad og Strandmøllen er det på dette grundlag vurderet, at der er aflejret mellem 10.000 og 30.000 m³ sediment pr. dam, som bør fjernes. Den samlede sedimentmængde for alle dammene udgør ca. 127.000 m³. Tabel 10.1 giver volumen for hver mølledam. Tabel 10.1 Sedimentpuljer (m 3 )i en meters dybde under sedimentoverfladen i Mølledammene. Sediment- Volumen Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen 10.100 20.300 16.700 10.000 27.200 29.200 14.300 En oprensning af mølledammene ved sedimentfjernelse anbefales at gennemføres startende opstrøms fra. Dette anbefales for at undgå risiko for, at sediment, som ophvirvles under opgravning, bliver transporteret til nedstrøms allerede oprensede damme. Det skønnes, at valg af passende opgravning kan minimere denne risiko. Der vil imidlertid altid være en vis risiko for, at der under et sådan projekt kan opstå situationer med utilsigtet ophvirvling og videre transport. En gennemførelse af sedimentfjernelse fra dammene inden tilførslen af næringsstoffer og organisk materiale er reduceret tilstrækkeligt, indebærer også en risiko for, at der opbygges nye puljer af slam med forhøjet indhold af fosfor og miljøfremmede stoffer i dammene. De eksisterende slammængder er imidlertid opbygget over langt mere end 50 år, og den eksterne belastning er kraftigt reduceret i forhold til tidligere tiders belastnin- C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-6 DHI

ger til Mølleåen. Der vurderes derfor ikke på kort sigt at være fare for, at der opbygges slammængder i dammene svarende til de mængder, der ovenstående anbefales fjernet. For at underbygge dette kan der gives et groft overslag for den maksimale potentielle sedimenttilvækst under de nuværende forhold. Ifølge /ref. 7/ ligger niveauet for suspenderet tørstof i åen på omkring 15 20 mg/l (april november). Under antagelse af - en sedimentationsrate på 5% per dag (skønnet maksimal rate) - et organiske indhold i det sedimenterede materiale som i overfladesediment i mølledammene (ca. 40% GT) - vægtfylde på 1,05 for det organiske materiale og 2,5 for det uorganiske kan der beregnes en maksimal sedimenttilvækst på ca. 1,5 cm per år. På baggrund af ovenstående skønnes det, at der godt kan iværksættes en oprensning af en eller flere mølledamme, inden vandkvaliteten i Mølleåen er forbedret uden risiko for, at hele oprensningen i løbet af få år er elimineret af ny sedimentation. Dertil kommer, at der gennem sedimentfjernelse også vil blive væsentlige mængder af ophobede forurenende stoffer. I tabel 10.2 er angivet de mængder af forurenede stoffer, som ved ovenstående sedimentfjernelser er beregnet vil blive fjernet fra vandmiljøet. Beregningen af sedimenttilvæksten indikerer dog også, at der er behov for general forbedring af vandkvaliteten, hvis ikke oprensningen skal gentages, omend der måske vil gå 20-40 år inden behovet bliver akut. I Bilag I er der givet en mere uddybende baggrund for nedenstående vurderinger af, hvorledes en sedimentfjernelse kan gennemføres samt af omkostningerne hertil. På baggrund af tidligere sedimentanalyser må det antages, at dette sedimentvolumen er forurenet med tungmetaller i en sådan grad, at hvis det opgraves, skal det bortskaffes og deponeres som klasse-4-jord, hvilket vil give betydelige deponeringsomkostninger. Det er derfor klart, at hvis sedimentfjernelse i Mølledammene skal gennemføres indenfor en realistisk økonomisk ramme, er det nødvendigt at foretage en effektiv afvanding af det fjernede sediment, således at mængderne og dermed omkostningerne til deponering minimeres. En oprensningsopgave består af fire trin: sedimentfjernelse, afvanding, rejektvandsbehandling og deponering af afvandet sediment. I forhold til egenskaberne og sammensætningen af sedimenterne i Mølledammene vurderes sedimentfjernelsen bedst at kunne foretages via oppumpning med en cutter-suger. Ved sedimentfjernelse via oppumpning sker der en væsentlig indblanding af vand i sedimentet, som øger de samlede mængder, der skal fjernes, til omkring 390.000 m³. Samtidig giver indblandingen af vand anledning til en øget mængde rejektvand efter afvanding af sedimentet. Oppumpningen vil også give en øget frigivelse af stoffer i form af kolloide partikler og opløste stoffer fra sedimentet, der vil skulle håndteres via en effektiv rejektvandsbehandling efter afvanding. De stoffer, der forventeligt vil skulle håndteres af rejektvandsbehandlingen, vil være: Ammonium/Ammoniak (NH 4 + -N/NH 3 -N) C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-7 DHI

Total fosfor Kobber (Cu) Bly (Pb) Cadmium (Cd) Krom (Cr) Kviksølv (Hg) I forhold til kapacitet, pladsforhold og robusthed samt sedimenternes egenskaber og sammensætning vurderes geotuber, sibåndpresser og dekantercentrifuger at være de mest velegnede teknologier til afvanding af sedimenterne i Mølledammene. I forhold til rejektvandskvaliteten vurderes en kombination af et tromlefilter og et zeolitfilter at være de mest velegnede teknologier til håndtering af de kolloide partikler og opløste stoffer i rejektvandet. Ved beregning af overslag over de økonomiske omkostninger ved oprensning af Mølledammene kan det konstateres, at udgiften ligger fra 11-26 millioner kr. pr. dam afhængig af de aflejrede mængder. De totale omkostninger ved oprensning af alle syv damme beløber sig til omkring 127 millioner kr. Hertil skal dog nævnes, at de totale omkostninger kan reduceres til omkring 100 millioner kr., hvis det vælges at investere i udstyr, der flyttes fra dam til dam. Dette er dog ikke umiddelbart muligt med geotuberne, der kræver nye tuber ved hver dam, hvilket gør, at geotuber samlet set bliver en dyrere løsning, til trods for at de pr. dam udgør den billigste løsning ved oprensning. Med de valgte udstyrskapaciteter for sedimenthåndteringen vil varigheden for oprensningen af de enkelte damme variere fra 3,5 til 10 måneder. I tabel 10.3 er givet en oversigt over anslåede omkostninger for hver dam. Ved sammenligning mellem omkostningerne for de udvalgte afvandingsmetoder ses kun en marginal forskel. Valg af løsning bør således baseres på de teknologier, der er mest robuste og giver den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet. Derudover kan andre forhold som pladsforhold og støj blive afgørende parametre for valg af teknologi. Umiddelbart vurderes løsninger baseret på sibåndpresser eller dekantercentrifuger at give den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet ved oprensning af Mølledammene. Hertil skal dog bemærkes, at et endeligt teknologivalg bør baseres på en grundigere karakterisering af sedimentegenskaberne i dammene, omend det må forventes, at sedimentegenskaberne i dammene er relativt sammenlignelige, således at de fundne teknologier til én dam kan benyttes til alle dammene. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-8 DHI

Tabel 10.2 Beregnede stofmængder, som fjernes fra vandmiljøet ved oprensning af mølledammene Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen Sedimentmængde m³ 10100 20300 16700 10000 27200 29165 14300 Tørstofmængde tons 1772 2595 2362 1688 3962 4175 2201 Glødetab tons 528 937 770 511 1429 1937 867 Cadmium kg 7 10 20 11 121 80 55 Krom kg 233 376 479 399 1190 1564 2285 Kobber kg 1757 3185 2420 1698 5368 4183 2544 Nikkel kg 41 68 101 54 281 179 161 Bly kg 4091 4063 3789 1888 4908 3579 2182 Zink kg 2005 2762 4307 2861 7716 6323 4382 Jern kg 45500 43478 43914 30471 85455 72108 52601 Fosfor kg 2464 3395 3810 2766 10789 6867 4307 Kviksølv kg 5 8 13 7 16 21 15 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-9 DHI

Tabel 10.3 Anslåede Omkostninger i forbindelse med oprensning af Mølledamme ved anvendelse af forskellige afvandingsmetoder for sediment Fuglevad Mølledam Brede Mølledam Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Total Investering 2,345,000 4,170,000 3,670,000 3.345.000 4,170,000 3,670,000 Drift total i hele afvandingsperioden 8,811,209 8,841,812 8,902,412 14,060,952 14,122,461 14,244,261 Total omkostning for oprensning 11,156,209 13,011,812 12,572,412 16,905,952 18,292,461 17,914,261 Ørholm Mølledam Nymølle Mølledam Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Total Investering 2,645,000 4,170,000 3,670,000 2,345,000 4,170,000 3,670,000 Drift total i hele afvandingsperioden 12,425,053 12,475,654 12,575,854 8,473,100 8,503,400 8,563,400 Total omkostning for oprensning 15,070,053 16,645,654 16,245,854 10,818,100 12,673,400 12,233,400 Stampedam Mølledam Rådvad Mølledam Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Total Investering 3,245,000 4,170,000 3,670,000 3,345,000 4,170,000 3,670,000 Drift total i hele afvandingsperioden 20,670,998 20,753,414 20,916,614 21,887,900 21,976,270 22,151,260 Total omkostning for oprensning 23,915,998 24,923,414 24,586,614 25,232,900 26,146,270 25,821,260 Strandmøllen Mølledam Geotextil Sibåndpresse Decanter centrifuge Total Investering 2,545,000 4,170,000 3,670,000 Drift total i hele afvandingsperioden 11,313,062 11,356,391 11,442,191 Total omkostning for oprensning 13,858,062 15,526,391 15,112,191 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 10-10 DHI

11 PROJEKTER OG SCENARIER - SAMMEFATNING Projekterne beskrevet i ovenstående kapitler vil kunne kombineres på en lang række måder. I tabel 11.1 er givet en samlet oversigt over samtlige projekter for tilbageførsel af vand, som er blevet inddraget i arbejdet. Det er ikke muligt at gennemgå samtlige kombinationer af indgreb med hensyn til gennemstrømning og sørestaurering samt deres effekter. I tabel 11.2 er givet en oversigt over restaureringsmuligheder for søer og mølledamme uafhængigt af tilbageførsel af vand. Efterfølgende er det i tabel 11.3 valgt at præsentere et udvalg af disse kombinationsmuligheder, som vil kunne fremstå som sammenhængende projektscenarier. Tabel 11.1 Oversigt over omkostning samt forventet varighed af projekter for tilbageførsel af vand fra Lundtofte Renseanlæg til forskellige steder i Mølleå-systemet (eksklusiv merudgift til forbedret rensning). Projekt mio. kr. Varighed (år) Projekt 1A: 12,7 1-2 50 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Projekt 1B: 22,2 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Projekt 1C: Tilbageførsel af vand 29,9 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Projekt 2A 24,7 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Søllerød Sø Projekt 2B 34,4 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Søllerød Sø Projekt 3A: 20,2 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Vejle Sø Projekt 3B: Tilbageførsel af vand 30,0 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Vejle Sø Projekt 4A 37,4 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Store Kalv Projekt 4B 55,4 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Store Kalv Projekt 5A 35,8 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Dronninggård Projekt 5B 53,3 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Dronninggård Projekt 6A 44,7 1-2 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Furesø Projekt 6B 64,5 1-2 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Furesø Projekt 7: 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Lyngby Mølle 21,0 1-2 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-1 DHI

Ved udvælgelse af projektscenarierne for tilbageførsel af vand kombineret med sørestaurering i tabel 11.3 er der lagt vægt på omkostningsniveau i relation til effekten i vandområderne. Således er følgende af de tidligere omtalte projekter mht. tilbageførsel af vand ikke inddraget i de nedenfor gennemgåede projektscenarier: - Projekt 2 - tilledning direkte til Søllerød Sø; - Projroj.4 - udledning i Storekalv gennem rørledning under Vejle Sø; - Projekt 5 - udledning ved Dronninggård; - Projekt 6 - udledning i den centrale del af Furesøen gennem søledning ud i søen. I tabel 11.3 for de valgte projektscenarier er opsummeret effekten med hensyn til reduktion af udledning af N og P samt miljøfremmede stoffer til havmiljøet, som her er Øresund. For N og P er reduktionen kvantificeret. Der er i tabellen dog alene indregnet rensning på Lundtofte Renseanlæg af den mængde vand, der tilbageføres. Hvis iværksættelse af projektet kommer til at medføre, at hele vandmængden på Lundtofte Renseanlæg undergår samme forbedrede rensning, vil reduktionen være større. Hvis vandet tilledes i den opstrøms del af vandsystemet, vil den årlige reduktion i N og P tilførslen til havmiljøet cirka udgøre, når - 100 l/s tilbageføres: 54 ton N og 7 ton P - 200 l/s tilbageføres: 60 ton N og 7 ton P Det er yderligere angivet, i hvilken udstrækning projektscenarierne bidrager (positivt, neutralt eller negativt) til overholdelse af Vandrammedirektivets krav om god økologisk tilstand senest i 2015. Der er i tabellen benyttet henholdsvis +, ++, +++ for at illustrere effekten. En nærmere forklaring er givet nedenfor sammen med forklaring til den grafiske illustration af effekten af udvalgte projektscenarier. Det er endvidere i tabel 11.3 indikeret, i hvilken udstrækning projektet bidrager til forbedring af de rekreative forhold. Dette er i tabellen skønsmæssigt summeret med angivelse af to kategorier ( - mindre forbedring; - større forbedring). Positive rekreative effekter opnås gennem reduceret algevækst, færre lugtgener, klarere vand, øget biodiversitet (specielt mht. fisk, vandplanter og fugle), forbedrede badeforhold, forbedrede forhold for sejlads med små både (specielt kano og kajak) og generelt større herlighedsværdi i områderne. I tabellen er endelig summeret overslag for omkostninger og tidshorisont for gennemførelse af projektet. Ved alle projektscenarier i tabel 11.3 er det antaget, at der sker en optimering af operation af stemmeværket ved Frederiksdal Sluse. Det er yderligere antaget, at der gennemføres forbedret N-fjernelse på Lundtofte Renseanlæg for i videst muligt omfang at sikre, at der ikke sker stimulering af algevækst specielt i Furesøen. Det er ved alle projektscenariernes tilbageførsler af vand endvidere antaget, at vandet forinden er blevet renset på Lundtofte Renseanlæg under anvendelse af membranfileringsteknik. Herved opnås endvidere pt. størst mulig reduktion i udledningen af miljøfremmede stoffer. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-2 DHI

Restaurering af Bastrup Sø vurderes kun at ville have marginal betydning for de nedstrøms vandområder, som der i dette arbejde er foretaget nærmere vurdering for. Bastrup Sø er derfor ikke nævnt specielt i sammenhæng med projektscenarier i tabel 11.3, men vil kunne kombineres med hvert af projektscenarierne. I Tabel 11.3 er for mølledammene kun angivet projektscenarier, hvor alle mølledamme oprenses. Dette giver en samlet besparelse på 27 mio. kr. Imidlertid vil der kunne gennemføres projektscenarier, der kun omfatter nogle af disse. I så fald anbefales det, at oprensningen startes opstrøms. Herved vil der kunne opnås forbedring af de økologiske forhold på dele af Nedre Mølleå. Omkostninger for oprensning af de enkelte mølledamme uafhængigt af hinanden fremgår af tabel 11.2. I figur 10.1 10.3 er illustreret effekten for nogle få udvalgte projektscenarier. Der er i tabel 11.3 henholdsvis figur 10.1-10.3 benyttet følgende signaturforklaringer: + ; Orange: Forbedring af vandmiljøet men andre initiativer er nødvendige, for at VRD og Natura 2000 krav kan opfyldes ++; Blå: Forbedring af vandmiljøet, således at grundlaget for krav iht. Vandrammedirektiv og Natura 2000 er i orden. Andre restaurerende tiltag er sandsynligvis nødvendige, for at god økologisk tilstand kan overholdes i 2015 som krævet i Vandrammedirektivet. +++; Grøn: Grundlag tilstrækkeligt for overholdelse af krav iht. Vandrammedirektiv og Natura 2000. God økologisk tilstand skønnes at kunne være opfyldt i 2015. Der er i disse illustrationer i figurerne 10.1-10.3 ikke skelnet mellem effekt på tilstand i vandområderne af at tillede henholdsvis 100 og 200 l/s, idet det vurderes, at der i begge situationer vil være god mulighed for at opnå den viste tilstand. Forskellen ligger i højere grad i, hvor tæt man komme til den oprindelige afstrømning gennem systemet og dermed den robusthed der opnås over for eksisterende ukendte og fremtidige påvirkninger af mølleåsystemet. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-3 DHI

Tabel 11.2 Oversigt over restaurering af søer og mølledamme. Omkostning, varighed samt effekt af projekterne for til restaurering af vandområder i Mølleå-systemet Projekt Ton P fjernet / immobiliseret Miljøfrem. stof fjernes fra vandmiljøet Opfyldelse af Vandrammedirektiv / Natura 2000 Positiv Rekreativ effekt Omkostning mio. kr. 8A: Bastrup Sø - Sediment fjernelse >20 * ++ 32,0 2 8B: Bastrup Sø - Al-behandling >20 - * ++ 1,0 0,5 8C: Bastrup Sø Biomanipulation muslinger 0 - * + 0,35? 9A: Søllerød Sø - Al-behandling 4 - * + 1,0 0,5 9B: Søllerød Sø - Biomanipulation muslinger 0 - * + 0,3? 9C: Søllerød Sø - Biomanipulation - fisk? - * + 0,4 0,5 10A: Vejle Sø - Sedimentfjernelse >30 * ++ 17 2 10B: Vejle Sø - Al-behandling >30 - * ++ 1,0 0,5 10C: Vejle Sø - Biomanipulation muslinger 0 - * + 0,25? 11A: Lyngby Sø -Sedimentfjernelse >20 ** +++ 100 2 11A: Lyngby Sø - Al-behandling >20 - ** +++ 1,8 0,5 11A: Lyngby Sø - Biomanipulation - fisk***? - ** +++ 8*** 2-3 12A: Oprensning af Fuglevad Mølledam 2,5 ** +++ 12 1 12B: Oprensning af Brede Mølledam 3,4 ** +++ 17 1 12C: Oprensning af Ørholm Mølledam 3,8 ** +++ 16 1 12D: Oprensning af Nymølle Mølledam 2,8 ** +++ 12 1 12E: Oprensning af Stampen Mølledam 10,8 ** +++ 24 1 12F: Oprensning af Rådvad Mølledam 6,9 ** +++ 26 1 12G: Oprensning af Strandmølle Mølledam 4,3 ** +++ 15 1 * biomaipulation kan være nødvendig for at accelerere forbedring af den biologiske tilstand inden 2015 ** forudsætning for men ikke i sig selv tilstrækkeligt indgreb ***forudsætter at Bagsværd Sø inkluderes. Tidshorisont (år) C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-4 DHI

Tabel 11.3 Oversigt over udvalgte projektscenarier. Opsummeret effekt, omkostning og tidshorisont for gennemførsel. Indgreb i Bastrup Sø er ikke medtaget i tabellen, da sådanne kan betragtes uafhængigt af de øvrige indgreb. * 1 Restaurering ved Al-behandling of biomanipulering. * 2 Restaurering ved Al-behandling of biomanipulering Al behandling kan erstattes af sedimentfjernelse, men det vil væsentligt fordyre indgrebet. * 3 Effekterne i Furesøen vurderes at være minimale ud fra de beregnede koncentration af N, P og klorofyl, Imidlertid vil søen med den øgede gennemstrømning af vand med den antagne kvalitet blive mere robust over for andre uforudsete ændringer i de eksisterende forhold. Krydserne i denne kolonne angiver relativt graden af robusthed * 4 Restaurering af enkelte mølledamme kan gennemføres startende opstrøms og vurderes at bidrage til opfyldelse af økologiske krav på delstrækninger, Imidlertid vurderes det, at alle damme bør oprenses, for at hele Nedre Mølleå med god sikkerhed vil opnå god økologisk tilstand. * 5 Beløbene i parentes inkluderer sedimentfjernelse i Vejle Sø og Lyngby Sø. Beløb uden parentes inkluderer i relevant omfang immobilisering af P-puljer ved Albehandling i disse søer i stedet for sedimentfjernelse. n: Neutral, dvs. ingen påvirkning. Tilbageføring af vand Projektscenarier Sørestaurering Søllerød. Sø * 1 Vejle.Sø * 2 Lyngby Sø * 2 Næringsstof reduk. til Øresund i sluttilstand Øjeblikkelig fjernelse Miljøfrem. stof reduktion ton N/år ton P/år ton P +/- Søllerød Sø Bidrager til overholdelse af krav i henhold til Vandrammedirektivet og Natura 2000 Vejle Sø Furesø Lyngby Sø Nedre Mølleå Rekreativ effekt Pris* 5 mio.kr Tidshorisont år 100 l/s til Kalvemosen 100 l/s til Kalvemosen 100 l/s til Kalvemosen 100 l/s til Kalvemosen 100 l/s til Kalvemosen 200 l/s til Kalvemosen 200 l/s til Kalvemosen 23 2,4 0 + ++ ++ (+)* 3 + + 22,2 1-2 x 23 2,4 >20 + ++ +++ (++)* 3 + + 23,5 (39,5) 2 x x 23 2,4 >24 + +++ +++ (++)* 3 + + 24,8 3 (40,9) x x x 23 2,4 >54 + +++ +++ (++)* 3 ++ ++ 34,6 3-5 (148,9) x 23 2,4 >30 + ++ ++ (++)* 3 ++ ++ 32,0 3-5 (130,3) 45 4,8 0 + +++ +++ (++)* 3 + + 29,9 1-2 x 45 4,8 >20 + +++ +++ (+++)* 3 + + 31,2 (47,2) 2 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-5 DHI

Tilbageføring af vand Projektscenarier Sørestaurering Søllerød. Sø * 1 Vejle.Sø * 2 Lyngby Sø * 2 Næringsstof reduk. til Øresund i sluttilstand Øjeblikkelig fjernelse Miljøfrem. stof reduktion ton N/år ton P/år ton P +/- Søllerød Sø Bidrager til overholdelse af krav i henhold til Vandrammedirektivet og Natura 2000 Vejle Sø Furesø Lyngby Sø Nedre Mølleå Rekreativ effekt Pris* 5 mio.kr Tidshorisont år 200 l/s Kalvemosen 200 l/s til Kalvemosen 200 l/s til Kalvemosen 100 l/s til VejleSø 100 l/s til VejleSø 100 l/s til VejleSø 200 l/s til VejleSø 200 l/s til VejleSø 200 l/s til VejleSø 100 l/s ved Lyngby Mølle 100 l/s ved Lyngby Mølle Restaurering alle Mølledamme * 4 + 100 l/s til Kalvemosen x x 45 4,8 >24 + +++ +++ (+++)* 3 + + 32,6 (48,6) 3 x x x 45 4,8 >54 + +++ +++ (+++)* 3 ++ ++ 58,4 3-5 (156,6) x 45 4,8 >30 + +++ +++ (++)* 3 ++ ++ 39,7 3-5 (137,9) 23 2,4 0 + n ++ (+)* 3 + + 20,2 1-2 x 23 2,4 >20 + n +++ (++)* 3 + + 21,5 2 x x 23 2,4 >50 + n +++ (++)* 3 ++ ++ 31,3 3-5 (129,5) 45 4,8 0 + n +++ (++)* 3 + + 30,0 1-2 x 45 4,8 >20 + n +++ (+++)* 3 + + 31,3 2 x x 45 4,8 >50 + n +++ (+++)* 3 ++ ++ 41,0 3-5 (155,3) 18 2,3 0 + n n n n + 21,0 1-2 x 18 2,3 >30 + n n n n + 30,8 3-5 (129,0) 23 2,4 40 + ++ ++ (+)* 3 + ++ 122,2 4 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-6 DHI

Tilbageføring af vand Projektscenarier Sørestaurering Søllerød. Sø * 1 Vejle.Sø * 2 Lyngby Sø * 2 Næringsstof reduk. til Øresund i sluttilstand Øjeblikkelig fjernelse Miljøfrem. stof reduktion ton N/år ton P/år ton P +/- Søllerød Sø Bidrager til overholdelse af krav i henhold til Vandrammedirektivet og Natura 2000 Vejle Sø Furesø Lyngby Sø Nedre Mølleå Rekreativ effekt Pris* 5 mio.kr Tidshorisont år Restaurering alle Mølledamme* 4 + 100 l/s til Kalvemosen Restaurering alle Mølledamme* 4 + 100 l/s til Kalvemosen Restaurering alle Mølledamme* 4 + 200 l/s til Kalvemosen x 23 2,4 >70 + ++ ++ (+)* 3 ++ ++ 132,0 (230,2) x x x 23 2,4 >70 + +++ +++ (+++)* 3 ++ ++ 134,8 (248,8) x x x 45 4,8 >70 + +++ +++ (+++)* 3 ++ ++ 142,5 (256,5) 4-5 4-5 4-5 C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-7 DHI

Figur 10.1 Tilledning af 100 l/s hhv. 200l/s ved Kalvemosen og ingen andre tiltag. For yderligere forklaring på signatur se tekst. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-8 DHI

Figur 10.2 Tilledning af 100 l/s hhv. 200l/s ved Kalvemosen samt restaurering af Søllerød og Vejle Sø. Prisoverslag i parentes er for restaurering ved sediment fjernelse i Vejle Sø, uden parentes er ved immobilisering af fosfor ved Al-behandling af sediment i Vejle Sø. For yderligere forklaring på signatur se tekst. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-9 DHI

Figur 10.3 Tilledning af 100 l/s hhv. 200l/s ved Kalvemosen samt restaurering af Søllerød Sø, Vejle Sø, Lyngby Sø (Bagsværd Sø) samt alle mølledamme. Prisoverslag i parentes er for restaurering ved sediment fjernelse i Vejle Sø og Lyngby Sø, uden parentes er ved immobilisering af fosfor ved Al-bhandling af sediment i Vejle og Lyngby Sø. For yderligere forklaring på signatur se tekst. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-10 DHI

I tillæg til opsummeringen i tabel 11.3 og illustrationerne i figur 10.3-10.5 kan følgende overordnede konklusioner fremhæves: For Bastrup Sø vurderes det, at en god økologisk tilstand inden 2015 vil kræve, at den mobile fosforpulje fjernes gennem sedimentfjernelse eller aluminiumbehandling. Yderligere kan det anbefales, at den eksterne belastning reduceres. En forbedring af tilstanden vil sandsynligvis kunne opnås umiddelbart gennem biomanipulation ved udnyttelse af vandremuslinger, som findes i søen. Tilførsel af 100-200 l/s opstrøms Søllerød Sø vurderes at kunne sikre god økologisk tilstand i Søllerød og Vejle Sø inden 2015, såfremt projekterne kan startes i 2008/09. Sker tilførslen nedstrøms Søllerød Sø, vil det kræve en speciel restaureringsindsats at få søen til at opfylde en god økologisk tilstand inden 2015. Sker tilførslen nedstrøms Vejle Sø, vil det ligeledes kræve en speciel restaureringsindsats at få Vejle Sø til at opfylde en god økologisk tilstand inden 2015. Tilføjelse af 100-200 l/s opstrøms Furesøen vurderes at have en neutral eller positiv effekt på tilstanden i Furesøen, såfremt vandet er renset ved membranfiltrering og forbedret kvælstoffjernelse på Lundtofte Renseanlæg. Dette vurderes at ville gælde, uanset om der gennemføres yderligere restaurering af Søllerød Sø og Vejle Sø. Der er dog betydelig usikkerhed vedr. den interne belastning fra sediment i Vejle Sø og til dels Søllerød Sø. Øget sikkerhed for ikke at påvirket Furesøen negativt kan opnås ved at tilføre vandet så langt opstrøms som muligt samt restaurere Søllerød Sø og specielt Vejle Sø med henblik på reduktion af mobilt fosfor i sedimentet. En øget gennemstrømning af Furesøen vil gøre søen mere robust overfor andre påvirkninger såsom øget belastning og øget vandindvinding i regionen. Det vurderes, at afstrømningen fra Furesøen pt. er reduceret med ca. 200 l/s (årsgennemsnit) på grund af vandindvindinger og afskæring af spildevand. 25 l/s opstrøm Søllerød Sø vil give god sandsynlighed for at opnå god økologisk tilstand i denne, men for Vejle Sø kræver dette alternativ, at det kombineres med sørestaurering ved reduktion af intern P-belastning, hvis en god økologisk tilstand skal opnås inden 2015. 25 l/s gennem Vejle Sø kan have en vis negativ effekt specielt på forholdene i Storekalv på grund af udvaskning fra Vejle Sø og begrænset fortynding af fosfor fra denne sø. 100 l/s eller mere tilført opstrøms Frederiksdal Sluse sammen med optimeret regulering af denne sluse vil sikre en minimumsvandføring i Nedre Mølleå på 150 l/s. For at opnå god økologisk tilstand i Lyngby Sø bør følgende indgreb gennemføres - Begrænsning af ekstern belastning - Begrænsning af intern belastning ved sedimentfjernelse eller Al-behandling - Biomanipulation overfor fiskebestanden samtidig i Lyngby og Bagsværd Sø Sikring af god økologisk tilstand i Nedre Mølleå skønnes at ville kræve - Minimum +100 l/s tilført opstrøms Frederiksdal og optimeret regulering af Frederiksdal sluse. - Begrænsning af ekstern belastning direkte til Mølleåen fra fælleskloakerede overløb C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-11

- Tilstanden i Lyngby Sø bliver forbedret således, at der her forekommer en god økologisk tilstand. - Sedimentfjernelse fra mølledammene. På denne baggrund vurderes det, at 100 l/s tilført ved Kalvemosen giver god mulighed for at sikre et grundlag for væsentlig forbedring i den økologiske tilstand i Mølleåsystemet, og at grundlaget skabes for at kravene i henhold til Vandrammedirektivet og Nature 2000 kan opnås. Restaurering af specielt Vejle Sø giver dog en øget sikkerhed for god økologisk tilstand opnås her inden 2015 og nedsætter risiko for at undgå eventuelle negative påvirkning af Furesøen. En tilledning af 200 l/s vil dog yderligere øge robustheden af systemerne samt accelerer hastighed hvormed forbedringerne opnås. Tilbageførsel af 200 l/s vil i forhold til 100 l/s endvidere øge reduktionen af forurenede stoffer (specielt N og P) som tilledes havmiljøet. God økologisk tilstand i Lyngby Sø og Nedre Mølleå inden 2015 vurderes at kræve indgreb over ekstern belastning til Lyngby Sø og Nedre Mølleå, restaurering af Lyngby Sø og oprensning af mølledammene. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 11-12

12 BEHOV FOR SUPPLERENDE UNDERSØGELSER OG VURDERINGER De gennemførte vurderinger er alene foretaget på grundlag af foreliggende datamateriale og informationer. Grundlaget skønnes tilstrækkeligt til at foretage prioritering mellem de beskrevne naturgenopretningsaktiviteter. Imidlertid vil der inden tiltagene iværksættes, være behov for detailprojektering og i nogle tilfælde supplerende forundersøgelser for at kunne optimere indgrebene og reducere usikkerheder på vurderingerne. På baggrund af det gennemgåede materiale vurderes følgende supplerende forundersøgelser som de vigtigst for det videre arbejde. Det kan dog ikke udelukkes, at der også kan være andre behov for supplerende undersøgelser, som kan blive klarlagt gennem det videregående arbejde. De nedenfor nævnte forundersøgelser drejer sig om aktiviteter, som normalt ikke opfattes som en del af detailprojekteringen. Elementer i en detailprojektering er ikke omfattet i nedenstående. Linieføringer for tilbageførsel af vand Der er ikke i den gennemførte vurdering inddraget information om jordbundforhold mv. Dette kan gøres som en del af detailprojekteringen eller som separate forundersøgelser. Det anbefales, at der gennemføres nærmere vurdering af jordbundsforhold gennem geotekniske undersøgelser samt supplerende vurdering/undersøgelse af, om der kan forekomme forurenet jord i de foreslåede linjeføringstracér. Bastrup Sø I Bastrup Sø er der behov for supplerende sedimentkortlægning og karakterisering mhp bestemmelse af den mobile fosforpulje i sedimentet samt af sedimentets indhold af miljøfremmede stoffer. Yderligere er der behov for en nærmere kildeopsporing for fosforbidrag fra oplandet samt udarbejdelse af plan for reduktion af p-afstrømningen til søen. Kalvemosen Der forligger ingen opdaterede beskrivelse af forholdene i Kalvemosen. En nærmere vurdering af tilstanden her anbefales. Ligeledes anbefales det nærmere vurderet, om en eventuel tilledning her bør ske til søen eller ved søens afløb. Søllerød Sø Det anbefales, at der foretages en opdateret undersøgelse af den mobile fosforpulje i søens sediment med henblik på supplerende vurdering af risiko for øget transport til nedstrøms søer. En bestemmelse af den mobile fosforpulje tilrådes også, såfremt der foretages Albehandling af sedimentet for immobilisering af fosfor i søen. Vejle Sø Der er behov for at gennemføre en nærmere kortlægning af sedimentets udbredelse og karakter mht. mobilt fosfor og miljøfremmede stoffer samt eventuelt sedimentationsegenskaber, iltforbrug og afvanding forhold for sedimentet. Disse undersøgelser anbefales for at reducere usikkerheden på den skønnede interne belastning samt skabe grundlag for en C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 12-1 DHI

eventuel immobilisering af fosfor i søen enten ved sedimentfjernelse eller Al-behandling af sediment. Yderligere anbefales, at der foretages nærmere vurdering af størrelse samt af den tidsmæssige fordeling over året af den eksterne belastning. Formålet hermed er nøjere at kunne belyse årsagen til variationerne i næringsstofkoncentrationerne i søen samt at skabe grundlag for reduktion af den eksterne belastning. De nærmere undersøgelser skal danne forbedret grundlag for vurdering heraf. For at kunne belyse årsag til de eksisterende variationerne i næringsstofkoncentrationer kan endvidere anbefales at gennemføre vandkemiske undersøgelser i søen med en større frekvens end i de foreliggende data samt belyse vandskiftet med Furesøen. Furesøen Der er ikke foretaget nøje vurdering af behov for supplerende undersøgelser i Furesøen generelt. De gennemførte vurderinger har imidlertid kraftigt indikeret, at en optimering af reguleringen af Slusen ved Frederiksdal vil kunne give forbedringer for de nedstrøms vandområder. En sådan optimeret regulering, hvor også regulering af andre stemmeværker (specielt ved Lyngby Mølle) inddrages, kan anbefales analyseret. Der er ved de gennemførte vurderinger benyttet en 3-dimensionel model for Furesøen, som ikke er nærmere kalibreret mht. til vandkvalitet og algevækst. En kalibrering af denne model vil kunne forbedre og reducere usikkerheden på de gennemførte vurderinger for effekter i Furesøen. Lyngby Sø Det anbefales, at der foretages en kortlægning for bestemmelse af den mobile fosforpulje i sedimentet samt af sedimentets indhold af miljøfremmede stoffer. Yderligere anbefales sedimentet karakteriseret med hensyn til sedimentationsegenskaber, afvandingsegenskaber samt iltforbrug ved resuspension. Den eksterne belastning anbefales desuden undersøgt nærmere med henblik på reduktion. En nærmere beskrivelse af variation i den eksterne belastning specifikke år, hvor der også indsamles prøver til vandkemiske analyser, vil endvidere kunne bidrag til en nærmere vurdering af den interne belastning. Nedre Mølleå og Mølledammene Udbredelsen af kraftig forurenet slam især i vertikal retning anbefales yderligere belyst for afgrænsning af de sedimentmængder, der skal fjernes ved oprensning af å og mølledamme. Ligeledes skønnes det, at en karakterisering af sedimentets afvandingsegenskaber vil kunne bidrage til reduktion af usikkerheden ved den tekniske løsning og økonomioverslag for en oprensning. En nærmere undersøgelse af iltvariation i åen og mølledamme samt årsag hertil vil endvidere kunne reducere usikkerheden på vurderingerne af den fremtidige tilstand i Nedre Mølleå. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 12-2 DHI

Endelig kan det kraftigt anbefales, at en nærmere vurdering af den eksterne belastning til Nedre Mølleå gennemføres med henblik på reduktion af denne belastning og yderligere analyse af effekten på vandkvaliteten i åen. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 12-3 DHI

13 REFERENCER /1/ Miljøministeriet, 2006. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af forurenede stoffer til vandløb, søer eller havet, Bekendtgørelse nr, 1669 af 14.12.2006. /2/ Miljøstyrelsen, 1990, Eutrofieringsmodeller for søer, NPo-forskning, Nr, C9, /3/ Københavns Amt, 2002, Restaurering af Vejle Sø, Rapport udarbejdet af COWI, /4/ Frederiksborg Amt, 2004, Bastrup Sø, Tilstand og udvikling 2003, Teknik og Miljø, vandovervågning nr, 107, Rapport fra Bio/consult & Hedeselskabet, /5/ Købehavns Amt 2004: Vandmiljøovervågning, Bagsværd 2003, Teknik, Forvalt, Jord og vandafdelingen /6/ DHI 2005: Vurdering af mulighederne for restaurering af Bagsværd Sø ved biomanipulation, Rapport til Gladsaxe kommune, August 2005 /7/ Hedeselskabet 2002, 8 damme på Mølleåen, Vurdering af udviklingstendenser i vandkvalitetsparametre ned gennem Mølleåsystemet, Rapport il Københavns Amt, /8/ Larson, Catherine E, et al,, 2002: Lake Pepin Phosphorus Study, 1994 1998 Effects of Phosphorus Loads on the Water Quality of the Upper Mississippi River, Lock and Dam No, 1 Through Lake Pepin, Report from Minnesota Metropolitan Council Environmental Services, March 2002, /9/ Hedeselskabet, 2001, Sedimentundersøgelser i 7 damme på Mølleåen, Rapport til Københavns Amt, /10/ Hedeselskabet, 2003, Skitseprojekt for oprensning af Ørholm Mølledam, Rapport til Købehanvs Amt, /11/ Vandkvalitetsinstituttet, 1990, Forundersøgelser for slamoprensning i Lyngby Mølledam, Notat til Købehavns Amt, maj 1990, /12/ Vejledning i håndtering af forurenet jord på Sjælland, Amterne på Sjælland, 2001. /13/ DHI, 2005. Undersøgelse af bundfældningsegenskaber og rejektvandskvalitet for sediment fra Bagsværd Sø Rapport til Københavns Amt. /14/ DHI, 2004. Oprensning af Bagsværd Sø Vurdering af tekniske løsningsforslag til afvanding af sediment. Rapport til Gladsaxe Kommune. /15/ Miljøstyrelsen, 2006. Enhedsomkostninger og forureningsbegrænsning ved forskellige miljøforanstaltninger. Marts 2006. C:\Data\54495-Rent vand i Mølleå-rap-final.doc 13-4 DHI

Rent vand i Mølleåsystemet Bilagsdel Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelcenteret Nordsjælland BILAG

Rent vand i Mølleåsystemet BILAG Agern Allé 5 2970 Hørsholm Tlf: 4516 9200 Fax: 4516 9292 Initialer: jok/msl dhi@dhigroup.com www.dhigroup.com Klient Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelcenteret Nordsjælland Klientens repræsentant Ida Dahl-Nielsen Projekt Forfattere Rent vand i Mølleåsystemet Jørgen Krogsgaard Jensen, Torsten V. Jacobsen, Morten Møller Klausen, Bodil Mose Pedersen, Per Elberg Jørgensen, Robert Poulsen Projekt nr. 54495 Dato 11. juni 2007 Godkendt af Ian Sehested Hansen 1 Bilagsdel JOK TVJ ISH 11.JUNI 2007/MSL Revision Beskrivelse Udført Kontrolleret Godkendt Dato Nøgleord hydrology, hydraulics, water balance, pollution load, stream, lake restoration, sewage treatment Klassifikation Åben Intern Tilhører klienten Distribution Miljøministeriet, Skov- og Naturstyrelsen. Driftsregion Øst - Landsdelscentret Nordsjælland DHI: Ida Dahl-Nielsen JOK, Bibliotek, TVJ... Antal kopier pdf

BILAG 54495-bilag_rent vand i mølleå.doc DHI

BILAG A MIKE SHE MIKE 11 model 54495_Bilag A_2007-05-23 DHI

Strømningsmodel for Mølleåen A.1 Integreret hydrologisk model for Mølleåens opland Alternative scenarier for "Rent vand i Mølleåen" og opfyldelse af miljømål for sø- og vandløbsrecipienter indebærer ændring i vand- og stoftilførsel. Evalueringen af alternativerne omfatter en række faktorer, herunder vandbalance, vandføring og vandstande igennem systemet. Øget hydraulisk belastning vil påvirke opholdstider og påvirke sørestaurering, men samtidig vil investeringer potentielt være nødvendige for at opnå tilstrækkelig vandafledningskapacitet og forebygge lokale gener. Mølleåen er aktuelt påvirket af bymæssig udvikling, sø- og vandløbsreguleringer samt vandindvinding. A.2 Regional model for Nordsjælland I forprojektet for Rent vand i Mølleåen kan eksisterende strømningsmodel med fordel benyttes til at beregne vandbalancer, grundvandspåvirkning, vandføring, vandstande med mere. DHI udviklede i 2006 i samarbejde med Frederiksborg Amt en integreret hydrologisk model, der dækkede hele amtet inklusive Mølleå oplandet. Modellen benyttes i vandressourceforvaltning på stor skala. Modellen er dynamisk og distribueret og inkluderer: De større søer og vandløb inklusive bygværker samt deres regulering Afstrømning til overfladevand fra grundvand, dræn og befæstede arealer Grundvandsmagasinerne og alle større indvindinger Udveksling mellem grundvand og overfladevand Figur A.1 Udstrækning af Mølleå oplandet i forhold til regional strømningsmodel \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 1 DHI - Institut for Vand og Miljø

A.3 Etablering af model for Mølleåen Med udgangspunkt i det omfattende datasæt og modelopstillingen anvendt for Frederiksborg Amt modellen er en model for Mølleåen udviklet. Følgende trin er foretaget for at opnå en velfungerende og egnet Mølleå model: 1) Den regionale modelopstilling benyttes som udgangspunkt, men modelområdets udstrækning er reduceret til kun at omfatte Mølleåens opland. Idet Mølleå oplandet skæres ud er der taget højde for at randbetingelser, dvs. grundvandspotentialer langs områdets rand, stemmer overens med resultaterne fra den regionale model. 2) Da scenarierne omfatter udledning af vand via Kalvemose, Søllerød Sø eller Vejle Sø er denne vandløbsgren tilføjet i vandløbsnetværket med tilslutning nedstrøms til Furesøen (Store Kalv). I forvejen inkluderer vandløbsmodellen Mølleåen, Bastrup Sø, Farum Sø, Furesøen, Bagsværd Sø, Lyngby Sø, nedstrøms Mølledamme til udløbet til Øresund. Ud fra dybdekurver er tværsnitsdata lagt ind for Kalvemose, Søllerød Sø og Vejle Sø. Bækrenden (den rørlagte strækning mellem Søllerød Sø og Vejle Sø) er beskrevet ud fra koter og rørdimensioner hentet fra Ruderdal Kommunes kort over ledningsnet. Både søer og vandløb er forbundne til grundvand. 3) Den regionale hydrologiske model er baseret på en grov beskrivelse af afstrømningen fra befæstede arealer til søer og vandløb. En nærmere gennemgang af overløbsbygværker, tilknyttede afstrømningsområder samt overløbsvolumen viste at afstrømning fra befæstede arealer var overestimeret i den regionale model og det er efterfølgende korrigeret i modellen ved at skalere afstrømningen så den totale mængde svarer til opgørelser fra bygværker til Søllerød Sø, Vejle Sø og Furesøen. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 2 DHI - Institut for Vand og Miljø

Figur A.2 Mølleåmodellen med angivelse af arealanvendelse (AIS) A.4 Modelaftestning Mølleå modellen er ikke kalibreret særskilt, men baserer sig på de modelparametre der er valgt for den regionale model. Med fokuseringen på Mølleåoplandet er der dog set nærmere på hvordan simuleringsresultater og måledata stemmer overens. A.5 Scenarier Modellen er anvendt til at analysere en række tilfælde og resultaterne indgår i beskrivelsen af de enkelte scenarier. Som udgangspunkt er beregnet en referencesituation svarende til nuværende forhold. Input data til modellen dækker perioden 1994-2004, hvilket giver mulighed for at beskrive effekter inklusive 10 års klimavariation \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 3 DHI - Institut for Vand og Miljø

Tabel A.1 Oversigt over beregninger gennemført med Mølleå strømningsmodel Modelkørsel Beskrivelse Formål 1. Reference Nuværende forhold At opnå et sammenligningsgrundlag til øvrige modelkørsler 2. Uden grundvandsindvinding 3. 100 l/s tilføres Kalvemose 4. 25 l/s og 175 l/s tilføres henholdsvis Kalvemose og Vejle Sø 5. Reference med ændret operation af Frederiksdal sluse Al vandindvinding i og omkring Mølleåens opland ophører med effekt for grundvandspotentialer og vandløbsafstrømning Konstant tilledning af vand fra Lundtofte rensningsanlæg til Kalvemose Konstant tilledning af vand fra Lundtofte rensningsanlæg til Kalvemose og Vejle sø Slusens operation defineret ved gældende vandløbsregulativ ændres med henblik på øget magasinering og øget minimums gennemstrømning At beskrive den naturlige vandføring i Mølleåen uden påvirkning fra grundvandsindvinding At beregne nedstrøms vandføring og vandstande At beregne nedstrøms vandføring og vandstande At beregne nedstrøms vandføring og forbedre minimumsflow i Mølleåen 6. 100 l/s tilføres Kalvemose med ændret operation af Frederiksdal sluse Kombination af kørsel 3 og 5. At beregne nedstrøms vandføring og forbedre minimumsflow i Mølleåen A.6 Resultater A.6.1 Reference Det er muligt at hente en lang række resultater fra den integrerede hydrologiske model for Mølleåen, men resultater fra overfladevandsmodellen er det primære med hensyn til evaluering af restaureringsalternativer. Der er fortaget en sammenligning af målt og simuleret afstrømning ud fra tilgængelige måledata fra 4 stationer langs Mølleåen (Figur A.3). Middelafvigelsen imellem observeret og simuleret vandføring er beregnet for perioden 1995-2004, idet der ses bort fra simuleringens første år hvor der tydeligt optræder effekter at startbetingelser. Det ses at den integrerede hydrologiske models resultater afviger med ca. 20 l/s ved Hestetangs Å, ca. 10 l/s ved Fiskebæk, ca. 36 l/s ved Frederiksdal og ca. 40 l/s ved Stampen Mølle. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 4 DHI - Institut for Vand og Miljø

Indenfor tidsrammen af projektet har kun afstrømningen til Søllerød Sø, Vejle Sø og Furesøen været justeret for at reducere afvigelsen og opnå overensstemmelse med estimerede overløbsvolumener. Yderligere forbedring kan ske ved en egentlig kalibrering af hele modellen, men modellen er skønnet tilstrækkelig nøjagtig til at indgå i den overordnede vurdering af scenarierne. Usikkerheden kan mindskes ved at tolke relative ændringer for scenarierne, dvs. hvor stor forbedring der opnås i forhold til referencesituationen. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 5 DHI - Institut for Vand og Miljø

50.21 [m^3/s] 50.21 [m^3/s] 1.0 0.5 0.0-0.5 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 50.02 [m^3/s] 50.02 [m^3/s] 0.15 0.10 0.05 0.00 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 50.01 [m^3/s] 50.01 [m^3/s] 3.0 2.0 1.0 0.0 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 50.10 [m^3/s] 50.10 [m^3/s] 3.0 2.0 1.0 0.0 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 Figur A.3 Simuleret og observeret vandføring for 50.21 Fiskebæk, 50.02 Hestetangs Å, 50.01 Frederiksdal, 50.10 Stampen Mølle \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 6 DHI - Institut for Vand og Miljø

Figur A.4 Simuleret middelvandføring for Mølleåen i referencetilstanden A.6.2 Modelkørsel 2 : Uden grundvandsindvinding Grundvandsindvinding er i den hydrologiske model beskrevet ved tidsserier for oppumpning for hver enkelt kildeplads og fordelt på hver enkelt boring. Alle større indvindinger inklusive KE og vandværker til lokal vandforsyning er inkluderet ud fra boringsoplysninger og rapporterede årlige indvindingsmængder. Ved at slå grundvandsindvindingen fra opnås en tilnærmelse til historiske grundvandsniveauer og vandføringer indenfor oplandet. Da grundvandsniveauerne kun langsomt vil øges, er først regionalmodellen kørt i 10 år og potentialerne langs randen af Mølleå oplandet opdateret, Dernæst er Mølleå modellen kørt i en opvarmningsperiode på 10 år som udgangspunkt for den endelige simulering. Herved opnås at grundvandsniveauerne og dermed basisvandføringen i overfladevandssystemet justeres svarende til en situation uden indvinding. Der ses en øget afstrømning overalt langs Mølleåen (Figur A.5) svarende til ca. 100 l/s nedstrøms Farum Sø, ca. 10 l/s nedstrøms Vejle Sø, ca. 200 l/s ved Frederiksdal og ca. 285 l/s ved Rådvad. På nedstrøms del af Mølleåen svarer til det til en ca. 50 %'s forøgelse af afstrømningen. Resultatet kan anvendes i en vurdering af den oprindelige afstrømning i Mølleå systemet før den omfattende vandindvinding fandt sted og dermed hvor meget vand, der kan introduceres uden at overskride det naturlige, oprindelige niveau. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 7 DHI - Institut for Vand og Miljø

Figur A.5 Simuleret middelvandføring for Mølleåen uden grundvandsindvinding A.6.3 Modelkørsel 3 : 100 l/s tilført Kalvemose En rørledning fra Lundtofte Rensningsanlæg til Kalvemosen vil give mulighed for at tilføre vand opstrøms Mølleå systemet. I modellen er tilført en konstant tilledning på 100 l/s. Det ses at vandføringen ved Frederiksdal øges med 96 l/s i forhold til referencen. De resterende 4 l/s tabes undervejs i form af udsivning til grundvand. Fordampningstabet er betydeligt på søfladerne, men da søernes overfladeareal ikke øges mærkbart ved tilledningen er den totale fordampning uændret i modelkørsel 3 i forhold til referencen.. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 8 DHI - Institut for Vand og Miljø

Figur A.6 Simuleret middelvandføring for Mølleåen ved tilledning af 100 l/s til Kalvemosen Tilledningen af vand svarer til en markant forøgelse af den hydrauliske belastning i forhold til referencesituationen. Det har derfor ud over vandføringerne i systemet været nødvendigt at se på strømningsforhold og vandstande flere steder langs vandløbsgrenen. Kirkeskov grøft, der forbinder Kalvemosen og Søllerød Sø er i dag en small rende og det er undersøgt hvor stor en tværsnitsdimension der skønsmæssigt er påkrævet for at undgå oversvømmelse på strækningen. Ud fra terrænkoter fra området er det undersøgt, hvor stort et tværsnit, der bør udgraves for at undgå oversvømmelse, som funktion af den samlede vandføring fra henholdsvis tilledningen og den naturlige afstrømning. Årene 1993-1994 er valgt til beregningen da de største afstrømninger til Kalvemosen indenfor den samlede 10 års periode er funder her. Som supplement er beregnet både 100 l/s og 200 l/s ved en hydraulisk modstand svarende til Manning tal på 15 og 20. Sidstnævnte er inkluderet for at afspejle en ekstensiv vedligeholdelse, hvor vegetation og aflejringer i tværsnittet reducerer den hydrauliske kapacitet. Et tværsnit med fuld bredde på 1.5 m, en dybde på 1.0 m og 45 graders anlægsvinkel er tilstrækkeligt til at undgå oversvømmelse overhovedet for Kirkeskov grøft med høj hydraulisk modstand (M=15), tilledning af 200 l/s og med maksimal afstrømning. Det kan konkluderes, at dimensionerne er tilstrækkelige. Tværsnitsdimensionerne kan sandsynligvis reduceres, hvis bl.a. oversvømmelse af tilstødende engareal tillades i vinterperioden, men det skønnes ikke væsentligt at påvirke udgifter til anlægsarbejdet. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 9 DHI - Institut for Vand og Miljø

[meter] KIRKESKOV GRØFT 0.900 03/02/1995 22.6 22.6 22.5 22.5 22.4 22.4 22.3 22.3 22.2 22.2 22.1 22.1 22.0 22.0 21.9 21.9 21.8 21.8 21.7 21.7 21.6-0.7-0.6-0.5-0.4-0.3-0.2-0.1 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 [meter] Figur A.7 Tværsnitsdimensioner og maksimal forekommende vandstand Ud over Kirkeskov grøft er den hydrauliske kapacitet af Bækrenden vurderet. Tilførslen af 100 l/s vil ifølge modellen øge middelvandstanden i Søllerød sø med ca. 10 cm. Fra afløbet fra Søllerød Sø til struktur ved indløbet til den rørlagte strækning under Holte finder der i dag en ca. 100 m's strækning med en grøft hvis vandføringsevne sandsynligvis vil skulle øges tilstrækkeligt ved almindelig oprensning og eventuelt en begrænset opgravning. Rørdimensionen øges under eksisterende forhold fra en diameter på 40 cm ved tilløbet fra Søllerød Sø til 142 cm ved udløbet til Vejle sø på grund af tilløb af fra regnvandstilledning. Der kan eventuelt blive tale om at øge rørdimension over en ca. 150 m strækning hvis vandstandsstigningen i Søllerød Sø vurderes uacceptabel for lodsejere. Ser man på situationen ved Frederiksdal vil tilledningen øge det til rådighed værende vandvolumen i Furesøen og dermed tillade højere gennemstrømning til Mølleåen nedstrøms Frederiksdal i sommerperioden. Indenfor den samlede simuleringsperiode, 1994-2004, er vandføringen under 200 l/s i 39 % af tiden i referencesituationen, hvorimod den reduceres til 24 % af tiden med tilledning af 100 l/s. A.6.4 Modelkørsel 4 : 25 l/s tilført Kalvemose og 175 l/s tilført Vejle sø Tilføres 200 l/s (her i form af 25 l/s til Kalvemose og 175 l/s til Vejle sø) opnås en øget vandføring som vist i Figur A.8. Der sker et mindre opstrøms tab undervejs fra Kalvemose til Frederiksdal så ca. 197 af 200 l/s når nedstrøms del af Mølleåen. Tabet skyldes udsivning til grundvand hvorimod sø fladernes areal og dermed fordampningstab ikke påvirkes af udledningen. Vandføringen ved Frederiksdal øges så procentdel af tid med vandføring under 200 l/s falder fra 39 % i referencen til 14 % med opstrøms tilledning af 200 l/s. \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 10 DHI - Institut for Vand og Miljø

Figur A.8 Simuleret middelvandføring for Mølleåen ved tilledning af 200 l/s i alt til Kalvemosen og Vejle sø A.6.5 Modelkørsel 5 og 6: Ændret operation af Frederiksdalslusen Det tilstræbes at en minimumsvandføring opretholdes i Mølleåen nedstrøms Frederiksdal af hensyn til biologiske kriterier og mulighed for restaurering af nedstrøms strækning. Opretholdelsen af minimumsvandføring afhænger dels af det opmagasinerede volumen i Furesøen og dermed vandføringen ind i Furesøen samt regulering af slusen ved Frederiksdal. Modellen er som udgangspunkt kørt med en operation, der svarer til Regulativ for Mølleåen. Flodemålsregulativ foreskriver et flodemål på kote 20,605 m ved Frederiksdal, men at en vandspejlskote på 20,55 m i forårsmånederne tilstræbes. Om sommeren sænkes vandstanden til kote 20,45 m. Falder vandspejlet under denne kote udledes maksimalt 200 l/s faldende til 150 l/s ved kote 20,35. Ved kote 20,25 lukkes slusen. Da der i modellen og i målte data fra Frederiksdal optræder tilbagevendende perioder af varierende varighed hvor vandføringen falder til nul, er det undersøgt om ændret slusepraksis kan medvirke til at reducere den procentdel af tiden, hvor vandføringen ikke opfylder minimumskravet. En simpel ændring, der skal illustrere muligheden for forbedringer, består i at gennemstrømningen reduceres til 200 l/s allerede når vandstanden falder under 20,55 m. Det omfatter altså en begrænsning i udstrømningen fra Furesøen i intervallet kote 20,45 m - 20,55 m. Middelvandføringen er upåvirket af ændring i slusepraksis, men øget magasinering i Furesøen øger gennemstrømningen om sommeren på bekostning af forårsmånederne. Kombineres ændret slusepraksis med en opstrøms tilledning af 100 l/s i Kalvemosen, viser beregninger at perioder med meget lav eller ingen vandføring elimineres. I referencen er vandføringen under 150 l/s ved Frederiksdal i 38 % af tiden set over perioden 1994-2004, hvorimod kombineret tilledning på 100 l/s og ændret slusepraksis helt eliminerer perioder \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 11 DHI - Institut for Vand og Miljø

uden tilstrømning til Mølleåen nedstrøms Frederiksdal. Resultatet peger på muligheden for at forbedre tilstanden i nedstrøms del af Mølleåen ved brug af flere virkemidler. Der er grund til at se på en forbedret slusepraksis ved hjælp af et yderligere detaljeret modelværktøj (bl.a. forbedret vandbalance). Analysen bør omfatte: - De rent fysiske begrænsninger i den nuværende regulering - Alle krav til vandføring og vandstande under et (lodsejere, biologiske krav, bådfart m.m) - Den delvist koordinerede regulering af bygværker ved mølledamme, Frederiksdal, Lyngby Mølle osv. - Udledninger til opstrøms del af Mølleåen [m^3/s] Time Series Discharge 1.7 1.6 1.5 1.4 1.3 1.2 1.1 1.0 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0-0.1 22-8-1994 10-3-1995 26-9-1995 13-4-1996 30-10-1996 18-5-1997 4-12-1997 22-6-1998 8-1-1999 27-7-1999 12-2-2000 30-8-2000 18-3-2001 4-10-2001 22-4-2002 8-11-2002 27-5-2003 13-12-2003 30-6-2004 Figur A.9 Simuleret vandføring gennem Frederiksdal ved ændret slusepraksis og opstrøms tilledning \\Fileserv\HSW\53160_Nissum_Fjord\53160_Nissum_Fjord_Rapport/ 2006-05-24/tvj/lkn 12 DHI - Institut for Vand og Miljø

BILAG B Linieføringer for tilbageførsel af vand 54495_Bilag B_2007-05-23 DHI

Notat Dato: Ref.: Side: 29. maj 2007 JLA 1 af 83 Vedr.: Landskabscenter Nordsjælland - Delprojekt 1 Rent vand i Mølleåsystemet Til: Jørgen Krogsgaard Jensen, DHI Vand - Miljø - Sundhed Fra: Jesper Lindholm Andersen, Krüger A/S Bilag: Figur 1 Forslag til tracé dateret 11.05.2007 Kopi til: KRG-EMV + KHJ Dette notat indeholder kortfattet beskrivelse af forslag til tracé for trykledninger og overslagspriser for tilbagepumpning af renset vand fra Renseanlæg Lundtofte opstrøms i Mølleåsystemet. Forslaget omfatter i alt 7 alternativer og 14 pumpeløsninger med etablering af ledninger fortrinsvis i og langs skovveje i området. Ledningerne etableres dels ved almindelig gravning, no-dig-løsninger herunder relining (alternativ 2 7) i eksisterende ubenyttede ledning fra Ørholmvej til kloakbroen ved Renseanlæg Lundtofte, samt nedgravede / spulede ballasterede søledninger i Vejlesø og Furesøen. Ledninger er forudsat at være PE100 PN10 SDR17 med svejste samlinger. Af hensyn til frostsikker dybde og eventuelle krydsende ledninger og kabler er minimum jorddækning over ledninger 1,50 m. Ved krydsning af Mølleåen i alternativ 1 ved ophængning på Kloakbroen må ledningen påregnes at være isoleret og frostsikret ved el-varmetråde, således at ledningen kan holdes frostfri i perioder uden pumpedrift. For at sikre renholdelse og tømmemulighed udføres ledninger med min. 6 0 /00 fald i pumperetningen mod rensebrønde i dybdepunkter. Ligeledes udføres ledninger med min. 3 0 /00 stigning i pumperetningen mod udluftningsbrønde, således at eventuelle luftansamlinger kan centreres om udluftningsventiler i udluftningsbrønde placeret på højdepunkter. Ved alternativer med tilledning til Kalvemosen (alternativ 1B+C) og Søllerød Sø (alternativ 2A+B) med 100 l/s og 200 l/s er der påregnet udført delvis udvidelse af eksisterende rørlagte Bækrende. Der er for hvert alternativ regnet med en pumpestation ved Renseanlæg Lundtofte og yderligere en supplerende trykforøgerstation ved ISO 9001 CERTIFIED Krüger A/S Gladsaxevej 363 Telefon: 3969 0222 - Telefax: 3969 0806 2860 Søborg kruger@kruger.dk - www.kruger.dk \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 2 af 83 Vejle Sø for alternativerne overløb ved Dronninggård og udledning i Furesøen. Der er forudsat pumpestationer med tørt-opstillede pumper i høj arbejdsmiljøvenlig standard. På ledningsstrækningerne er der placeret et passende antal rense- og udluftningsbrønde. Overslagspriserne er overordnede og indeholder udgifter til projektering, tilsyn og geoteknik- og miljøundersøgelser, mens der ikke er medtaget udgifter til eventuelle lodsejererstatninger, tinglysning, eventuelle udgifter til bortskaffelse af forurenet jord, væsentlige udgifter til blødbundsudskiftning / ekstrafundering og grundvandssænkning. Endvidere er der ikke medtaget udgifter til restaurering /forbedring af vandløbet mellem Kalvemosen og Søllerød Sø (alternativ 1) samt restaurering/forbedring af overløbskanalen ved Dronninggård (alternativ 5). Der er i overslagspriserne indregnet et tillæg på 20 % af øvrige omkostninger til dækning af uforudsete udgifter. Der er fastsat et overordnet skøn over driftsudgifterne for pumpestationerne under forudsætning af 10 timers daglig drift, ekskl. forrentning, afskrivning og energiafgift. El-forbrug er medregnet med 60 øre pr. kwh ekskl. moms. Ligeledes er der fastsat et groft skøn over vedligeholdelsesudgifterne for pumpestationer, bygværker og ledninger. Der kan oplyses følgende overslagspriser: (Beløb er ekskl. moms) Løsningsforslag Pris mio. kr. Drift & vedligeholdelse mio. kr. / år Alternativ 1A 12,4 0,2 50 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Alternativ 1B 21,9 0,4 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Alternativ 1C 29,6 0,6 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen Alternativ 2A 24,7 0,4 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Søllerød Sø Alternativ 2B 34,4 0,7 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Søllerød Sø Alternativ 3A 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Vejle Sø 20,2 0,4 \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 3 af 38 Alternativ 3B 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Vejle Sø Alternativ 4A 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Store Kalv Alternativ 4B 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Store Kalv Alternativ 5A 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Dronninggård Alternativ 5B 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Dronninggård Alternativ 6A 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Furesø Alternativ 6B 200 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Furesø Alternativ 7 100 l/s fra Renseanlæg Lundtofte til Lyngby Mølle 30,0 0,6 37,4 0,7 55,4 1,2 35,8 0,7 53,3 1,2 44,7 0,8 64,5 1,3 21,0 0,4 DHI kommentar til Krüger's notat Ovenstående overslag, som er udarbejdet under dette projekt af Krüger A/S, kan opdeles i følgende under poster. De angivne beløb skal betragtes som relativt grove overslag til brug for prioritering mellem de forskellige alternativer og til skøn over overordnet størrelse af omkostningsniveau for etablering af de enkelte alternativer. Beløbene må ikke bruges som grundlag for udbud eller lignende, da nærmere vurderinger og teknisk specifikation herfor vil være nødvendige. Som nævnt i ovenstående notatet fra Krüger A/S tages der forbehold for nogle uforudsete forhold, som først vil kunne nærmere vurderes efter gennemførelse af geotekniske og andre jordbundsundersøgelser. Omkostninger til sådanne undersøgelser er indeholdt i udgiftsposten forundersøgelser, projektering og tilsyn. Der er ikke umiddelbart kendskab til forurenet jord mv. i området. Det er skønnet, at et tillæg til uforudsete udgifter på 20% af samtlige andre omkostninger giver en rimelig sikkerhed for størrelsen af overslagene. \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 4 af 8 Fra Renseanlæg Lundtofte til Kalvemosen 50 l/s 100l/s 200 l/s Alternativ 1 Pumpestation 2,500,000 4,000,000 7,000,000 Rørledning 3,800,000 4,560,000 5,700,000 Brønde, bygværker mv 425,000 430,000 575,000 Underboringstillæg 30,000 36,000 45,000 Rør - Bækrende 0 3,000,000 3,000,000 Byggepladsomkostninger 1,688,750 3,006,500 4,080,000 Forundersøgelser, projektering og tilsyn 1,888,750 3,206,500 4,280,000 Uforudsete udgifter 2,066,500 3,647,800 4,936,000 Sum 12,399,000 21,886,800 29,616,000 Fra Renseanlæg Lundtofte til Søllerød Sø 100 l/s 200 l/s Alternativ 2 Pumpestation 4,000,000 7,000,000 rørledning 5,940,000 8,100,000 Brønde, bygværker mv 580,000 775,000 underboringstilæg 36,000 45,000 Rør - Bækrenden 3,000,000 3,000,000 Byggepladsomkostninger 3,389,000 4,730,000 Forundersøgelser, projektering, tilsyn 3,639,000 4,980,000 Uforudsete udgifter 4,116,800 5,726,000 Sum 24,700,800 34,356,000 \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 5 af 8 Fra Renseanlæg Lundtofte til Vejle Sø 100 l/s 200 l/s Alternativ 3 Pumpestation 4,000,000 7,000,000 rørledning 6,300,000 8,550,000 Brønde, bygværker mv. 430,000 575,000 underboringstilæg 300,000 375,000 Byggepladsomkostninger 2,757,500 4,125,000 Forundersøgelser, projektering, tilsyn 3,007,500 4,375,000 Uforudsete udgifter 3,359,000 5,000,000 Sum 20,154,000 30,000,000 Fra Renseanlæg Lundtofte til Store Kalv m. søledning i Vejlesø 100 l/s 200 l/s Alternativ 4 pumpestation + trykforøger 8,000,000 14,000,000 rørledning 6,300,000 8,550,000 brøde, udløbsbygværk mv. 430,000 575,000 søledning 5,550,000 7,050,000 underboringstillæg 300,000 375,000 Byggepladsomkostninger 5,145,000 7,637,500 Forundersøgelser, projektering og tilsyn 5,445,000 7,937,500 Uforudset 6,234,000 9,225,000 Sum 37,404,000 55,350,000 \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 6 af 8 Fra Renseanlæg Lundtofte til overløb ved Dronninggård 100 l/s 200 l/s Alternativ 5 pumpestation + trykforøger 8,000,000 14,000,000 rørledning 6,900,000 9,300,000 brøde, udløbsbygværk mv. 430,000 575,000 underboringstillæg 300,000 5,170,000 søledning 4,070,000 375,000 Byggepladsomkostninger 4,925,000 7,355,000 Forundersøgelser, projektering og tilsyn 5,225,000 7,655,000 Uforudset 5,970,000 8,886,000 Sum 35,820,000 53,316,000 Fra Renseanlæg Lundtofte til Furesø (central del) 100 l/s 200 l/s Alternativ 6 pumpest. + trykforøger 8,000,000 14,000,000 rørledning 8,100,000 10,800,000 brøde, udløbsbygværk mv. 430,000 575,000 søledning 7,770,000 9,870,000 underboringstillæg 300,000 375,000 Byggepladsomkostninger 6,150,000 8,905,000 Forundsøg., projekttering og tilsyn 6,500,000 9,255,000 Uforudset 7,450,000 10,756,000 Sum 44,700,000 64,536,000 \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

Side: 7 af 8 Fra Renseanlæg Lundtofte til Lyngby Mølle 100 l/s Alternativ 7 pumpest. + trykforøger 4,000,000 rørledning 6,760,000 brøde, udløbsbygværk mv. 430,000 underboringstillæg 300,000 Byggepladsomkostninger 2,872,500 Forundsøg., projekttering og tilsyn 3,122,500 Uforudset 3,497,000 Sum 20,982,000 \\Fileserv\aed\personlige\MSL\Birgit Gavilán\Bilag B_linieføringer-fra_Kruger.doc\jla

BILAG C Belastning for regnvandsbetingede udløb 54495_Bilag C_2007-05-23 DHI

Opdatering af belastning for regnvandsbetingede udløb. Mølleåsystemet og dets opland ligger i et relativt tæt befolket og udbygget område. I kraft af grundvandsudvinding og en betydelig befæstelse af oplandet er systemets vandbalance stærkt presset og vandkvaliteten er negativt påvirket med vandbåren forurening via talrige regnbetingede udløb og overløb fra de lokale kloaksystemer. En af grundlæggende forudsætninger for analysen af systemets miljøtilstand og undersøgelse af mulige strategier for forbedring af situationen er tilgængelighed af komplette, realistiske og ajourførte data for regnvandsbetingede udløb/overløb. Derfor var indsamlingen af den nyeste relevante information om regnbetingede udløb og overløb og dens organisering i et operativt dataformat en af de første aktiviteter i projektet. Administrativt, hører Mølleåsystemet i større eller mindre grad til seks kommuner (10 kommuner før kommunereformen) Rudersdal, Gladsaxe, Lyngby-Taarbek, Furesø, Egedal og Allerød - og det afspejles i en fragmenteret viden om systemet og i en spredt fysisk placering af teknisk information. Kommunereformen er ikke slået helt igennem på dette område endnu, dvs. er fragmenteringen stadigvæk iflg. de gamle kommuner. Som udgangspunktet for den aktuelle indsamling af data, blev der benyttet rapporten Opdateringen af viden om regnvandsudledninger til Mølleåsystemet (COWI, februar 1997). Denne rapport indeholder en systematisk og detaljeret information om den faktiske situation angående regnvandsudledninger til Mølleåsystemet i år 1997, samt et forslag til forbedring af situationen. Rapporten er efterfølgende blevet benyttet af kommunerne og amterne (Københavns Amt og Frederiksborg Amt) som basis for planlægning af investeringer i forbedring af kloaksystemer, regnvandsbassiner og spildevandsrensningsanlæg. Som resultatet af kommunernes aktiviteter i området er informationen i rapporten blevet delvis forældet i løbet af de 10 år siden rapporten blev skrevet. Derfor, udover opfyldning af behøvet for en systematisering og en passende omformatering af data, hovedopgaven i det nuværende projekt var at aktualisere den gamle information. Opgaven var kun muligt i kraft af et meget intensivt samarbejde med kommunerne, hvor kommunernes repræsentanter har bidraget med relevante oplysninger. Resultatet af samarbejdet er en samlet, aktualiseret oversigt over regnbetingede overløb fra fælles kloaksystemer og udløb fra separate regnvandssystemer. Oversigten er organiseret i form af nogle tabeller (EXCEL regneark), separat for kloaksystemernes overløb og for regnvandssystemers udløb. For en bedre oversigt, er udløb/overløb grupperet iflg. de lokale recipienter. Tabellerne indeholder følgende information: - Overløbs/udløbs/bygværks navn - Hovedrecipient - Underrecipient - Kommune - Geografisk position (X og Y koordinater i UTM32 EUREF89 koordinatsystem) - Oplands areal - Reduceret oplands areal (dvs. befæstet areal) - Bassin volumen - Renseforanstaltninger - Udløb/overløb volumen på årsbasis (m3/år) - BI5 belastning på årsbasis (kg/år) 54495_Bilag C_2007-05-23 C-1 DHI

- COD belastning på årsbasis (kg/år) - Total kvælstof belastning på årsbasis (kg/år) - Total fosfor belastning på årsbasis (kg/år) - Langt de fleste data angående vand- og stofmængder stammer fra modelberegninger foretaget af kommunerne og deres rådgivere. Der er dog nogle få undtagelser, hvor nogle af stofmængderne er blevet estimeret på basis af det beregnede udledte vandmængde. 54495_Bilag C_2007-05-23 C-2 DHI

C-3

C-4

C-5

C-6

C-7

C-8

BILAG D N og P tilførsler fra landbrugsområder 54495_Bilag D_2007-05-23 DHI

D1 OPGØRELSE AF DIFFUS N OG P BELASTNING FOR MØLLEÅEN Nærværende notat beskriver den anvendte metode til at estimere størrelsesordenen af den diffuse kvælstof- og fosforbelastning til Mølleå-oplandet. D1.1 Arealanvendelse og fordeling Basis for opgørelsen af Mølleåens diffuse N og P belastning er en opgørelse af arealanvendelse og -fordeling indenfor de kommunale deloplande, der eksisterer i Mølleåens opland. Den arealmæssige fordeling af de forskellige arealanvendelsestyper er beregnet på baggrund attributten LUATYPE i Areal Informations Systemets arealanvendelseskort. De kommunale deloplande er konstrueret ved at anvende GIS rutinen INTERSECT mellem det nye kommunekort og deloplandskortet for Mølleåen. Herved er fremkommet 25 kommunale deloplande, udgangspunktet var 7 kommuner og 10 deloplande jf. Figur D.1. Arealfordelingen på kommunale deloplande og deloplande fremgår af Tabel D.1 Figur D.1 Deloplande, kommuner og kommune deloplande indenfor oplandet til Mølleåen-oplandet. 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-1 DHI

Tabel D.1 Deloplandsstørrelser for Mølleå oplandet, samt fordeling af deloplandene på kommuner. ID Delopland Kommune Areal Deloplandsareal [DMU nr] [ha] [ha] 0 Gladsaxe 0.0 1 Lyngby-Taarbæk 123.5 2 0 Rudersdal 108.8 232.4 3 500045 Rudersdal 752.5 752.5 4 Lyngby-Taarbæk 0.0 5 500055 Rudersdal 908.9 908.9 6 Lyngby-Taarbæk 429.1 7 Furesø 1191.0 8 500050 Rudersdal 1089.7 2709.8 9 Allerød 185.7 10 500061 Egedal 368.1 553.7 11 Gladsaxe 249.0 12 Gentofte 81.1 13 Lyngby-Taarbæk 2424.1 14 500051 Rudersdal 684.3 3438.4 15 Lyngby-Taarbæk 60.8 16 500062 Furesø 3.8 64.5 17 Gladsaxe 585.2 18 Lyngby-Taarbæk 78.7 19 500043 Furesø 51.4 715.4 20 Furesø 1960.2 21 Allerød 531.5 22 500046 Egedal 116.3 2608.0 23 Allerød 243.6 24 500058 Egedal 39.3 282.9 12266.6 12266.6 D1.2 Opgørelse diffus N belastning fra landbrugs- og naturarealer Opgørelsen af kvælstofbelastningen indenfor oplandet til Mølleåen er foretaget på det, som her kaldes de kommunale deloplande, samt deloplande jf. Figur D.1. I opgørelsen af den diffuse kvælstofbelastning skelnes imellem landbrugsarealer og andre naturarealer. Til opgørelsen for landbrugsarealet i Mølleå-oplandet er anvendt data fra VMP2 slutevalueringen (Børgesen & Grant, 2003), der består i modelberegnet kvælstofudvaskning på kommuneniveau. De anvendte modelberegnede kvælstofudvaskningsestimater er gennemsnitsværdier af to typer af beregninger henholdsvis beregninger med den empiriske N-LES3 model og beregninger med SKEP/Daisy. Der gøres opmærksom på, at de anvendte kvælstofudvaskningsestimater er omfattet af betydelig usikkerhed på kommuneniveau, idet gødningsanvendelsen i de sædskifter, som er anvendt i modelberegningerne, er opskaleret til gødningsforbruget på landsplan. Estimaterne for kvælstofudvaskningen er oprindeligt beregnet for de gamle kommuner og kvælstofudvaskningen er derfor overført til de nye kommuner. Estimatet for Furesø 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-2 DHI

kommune er et gennemsnit af Farum og Værløse og Rudersdal består kun af udvaskningen for Søllerød, idet udvaskningsestimatet for Birkerød blev udeladt grundet en utroværdig høj kvælstofudvaskning. Kvælstofudvaskningen for den nye Egedal kommune kommer fra den tidligere Stenløse kommune og kommunerne Gladsaxe og Gentofte besidder ikke landbrugsjord indenfor Mølleå-oplandet og er derfor ikke inkluderet her. Tabel D.2 Estimater for gns. kvælstofudvaskningen fra rodzonen i kommunerne, der danner opland til Mølleåen. Estimaterne er gennemsnit af modelberegninger med N-LES3 og SKEP/Daisy. Kommune N udvaskning P udvaskning [kg N/ha/år] [kg P/ha/år] Allerød 48 0.28 Egedal 43 0.28 Furesø 51 0.28 Gentofte 0 0.28 Gladsaxe 0 0.28 Lyngby Taarbæk 19 0.28 Rudersdal 31 0.28 For naturarealer der ikke er landbrugs- eller gartnerijord, er på oplandsbasis givet nogle estimater for kvælstofudvaskningen bl.a. baseret på data indsamlet af Nielsen et al. (2004) jf. Tabel D.3. For de resterende arealanvendelser i arealanvendelseskortet er kvælstofudvaskningen fastsat til 0 kg. Tabel D.3 Kvælstofudvaskning fra naturarealer I Mølleå oplandet der ikke er landbrug eller gartneriarealer. Luatype Arealanvendelse Udvaskning [kg/ha/år] 1420 Sportsanlæg 5 1421 Rekreativt område 5 2300 Græsarealer 5 2310 Græs i byområder 5 3100 Skov 5 3110 Løvskov 5 3120 Nåleskov 5 3130 Blandet skov 5 3210 Overdrev 5 3220 Hede 2 3330 Anden overflade med ringe vegetation 3.5 4110 Eng 3.5 4120 Mose 3.5 4210 Strandeng 2 På baggrund af de enkelte arealanvendelsers udbredelse inden for hver kommune delopland og deres respektive årlige udvaskninger er kvælstofudvaskningen opgjort på kommune deloplande og deloplande jf. Tabel D.4. I opgørelsen af kvælstofbelastningen til vandløbs- og søsystemet i Mølleå-oplandet er regnet med en afstrømningkoefficient på 0,5 dvs. af den mængde kvælstof der forlader rodzonen når kun halvdelen til vandløbs- og søsystemet, idet det antages at den resterende halvdel af kvælstoffet enten denitrificeres eller reduceres i redoxzonen med van- 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-3 DHI

dets strømning herigennem. Afstrømningskoefficienten for Mølleå-oplandet kendes ikke og er derfor forbundet med betydelig usikkerhed, men et tab på ca. 50 % er ofte forekommende og anses som et rimeligt første bud. Ti års gennemsnitskoncentrationer af kvælstof i rodzonevand og vandløb i LOOP oplandene viser at kvælstof i gennemsnit reduceres med ca. 53 % på lerjordsoplandene, hvorimod reduktionen er næsten 85 % i sandjordsoplandene (Refsgaard, et al.2002). For en nøjere vurdering af afstrømningskoefficienten i Mølleå-oplandet vil en analyse af bl.a. fordelingen mellem grundvands- og dræntilstrømning til vandløbet, samt redoxzonens og kildearealernes placering i oplandet være påkrævet. Ses på de estimerede arealkoefficienter af total kvælstof (DMU terminologi) for deloplandene i Mølleå-oplandet dvs. kg N/ha opland i vandløbene, så indikerer størrelsesordnen af arealkoefficienterne, at deloplandene forholdsmæssigt overvejende er påvirket af naturarealer (Bøgestrand, 2003; Bøgestrand, 2004; Bøgestrand, 2005). Tabel D.4 Opgørelse af kvælstoftabet på kommune-delopland og deloplandsniveau baseret på approksimative udvaskningsestimater for natur og landbrugsarealer, N fra N til vandløb/sø N pr. Areal ID Delopland Kommune Naturarealer Landbrugsarealer rodzonen opland koefficient [Kg N/år] [Kg N/år] [Kg N/år] [Kg N/år] [Kg N/år] [kg N/ha] 0 0 Gladsaxe 0 0 0 0 528 2.3 1 Lyngby-Taarbæk 554 9 563 282 2 Rudersdal 490 4 493 247 3 500045 Rudersdal 2522 2392 4914 2457 2457 3.3 4 500055 Lyngby-Taarbæk 0 0 0 0 2452 2.7 5 Rudersdal 1620 3284 4904 2452 6 500050 Lyngby-Taarbæk 369 305 674 337 8648 3.2 7 Furesø 1512 11890 13402 6701 8 Rudersdal 1542 1678 3220 1610 9 500061 Allerød 209 4562 4771 2386 7500 13.5 10 Egedal 575 9653 10228 5114 11 500051 Gladsaxe 28 0 28 14 3046 0.9 12 Gentofte 0 0 0 0 13 Lyngby-Taarbæk 2526 365 2891 1445 14 Rudersdal 1411 1761 3173 1586 15 500062 Lyngby-Taarbæk 285 13 298 149 223 3.5 16 Furesø 4 143 148 74 17 500043 Gladsaxe 557 0 557 279 775 1.1 18 Lyngby-Taarbæk 158 6 164 82 19 Furesø 164 664 828 414 20 500046 Furesø 3120 24780 27899 13950 18802 7.2 21 Allerød 1119 7726 8844 4422 22 Egedal 463 398 861 430 23 500058 Allerød 145 4000 4144 2072 2202 7.8 24 Egedal 167 93 260 130 19540 73726 93266 46633 46633 3.8 Tabet af fosfor fra mark til overfladevand følger en række forskellige transportveje, der afhængigt af lokale forhold, er mere eller mindre dominerende. Dette gør det usikkert at analysere mængden af fosfor, der belaster Mølleå-systemet uden en egentlig detaljeret analyse af lokale forhold vedrørende nedbør, strømningsveje, jordbund, gødskningspraksis, fosforstatus etc. 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-4 DHI

Som et første bud på fosforbelastningen fra Mølleå-oplandet til overfladevandet i systemet tages udgangspunkt i beregninger oplandstabet af fosfor for 24 NOVA-oplande (Nielsen et al, 2003). Oplandstabet af fosfor integrerer betydningen af alle aktive transportveje og deres forbindelse til fosforkilder i oplandet i én værdi. De tre nærmeste NOVA oplande til Mølleåen er beliggende i henholdsvis Frederiksborg og Roskilde/KBH (DMU nr.: 480011, 520033 & 520199). Når fosfortabet i disse tre oplande tillægges det dyrkede areal, svarer det til et tab på i gennemsnit ca. 0.28 kg P/år/år. Oplandene er alle tre forholdsvis små, de omfatter både lokaliteter, der er lerede og sandede, afstrømningen for oplandene er i gns. 106 mm/år, hvilket er samme størrelsesorden som for Mølleå-oplandet. Baseret på ovenstående P-tab fra dyrkede arealer, er i Tabel D.5 opgjort fosforbelastningen for kommune-deloplande og deloplandene i Mølleå-oplandet. Det er antaget at hele den diffuse fosforbelastning kommer fra landbrugsarealet dvs. fosforbelastningen fra naturarealer og befæstede arealer er sat til nul, og der er ej heller regnet på diffus belastning fra fritliggende ejendomme. Tabel D.5 Opgørelse af fosfortabet på kommune-delopland og deloplandsniveau baseret på approksimative udvaskningsestimater for natur- og landbrugsarealet. ID Delopland Kommune P til vandløb/sø P pr. opland [Kg P/år] [Kg P/år] 0 0 Gladsaxe 0 0 1 Lyngby-Taarbæk 0 2 Rudersdal 0 3 500045 Rudersdal 22 22 4 500055 Lyngby-Taarbæk 0 30 5 Rudersdal 30 6 500050 Lyngby-Taarbæk 4 85 7 Furesø 65 8 Rudersdal 15 9 500061 Allerød 27 89 10 Egedal 62 11 500051 Gladsaxe 0 21 12 Gentofte 0 13 Lyngby-Taarbæk 5 14 Rudersdal 16 15 500062 Lyngby-Taarbæk 0 1 16 Furesø 1 17 500043 Gladsaxe 0 4 18 Lyngby-Taarbæk 0 19 Furesø 4 20 500046 Furesø 136 184 21 Allerød 45 22 Egedal 3 23 500058 Allerød 23 24 24 Egedal 1 I alt 459 459 Når tabet af både N og P vurderes ved den ovenstående metode, er der risiko for at belastningen til vandløb og søsystemet i nogle deloplande bliver overestimeret. Dette skyldes, at afstrømningen overvurderes som følge af der i den ovenstående analyse ikke 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-5 DHI

umiddelbart tages hensyn til, at der i terrænet kan forekomme huller og lavninger der indenfor deloplandet ændre strømningsvejen og dermed virker som filter for både N og P. En sådan situation er givetvis tilfældet for oplandet til Bastrup sø jf. Figur D.2, på kortet ses her er et forholdsvist kuperet terræn med mange dødishuller og lavninger der muliggør en øget fjernelse af N og P til søen og derved øges afstrømningskoefficienten reelt eller man kan omvendt sige at det effektive oplandsareal til søen reduceres. Figur D.2 Kort over den sydlige del af oplandet til Bastrup sø. Kort viser et forholdsvist kuperet terræn der med lavninger og huller der muliggøre en øget fjernelse af N og P og dermed en reduceret belastning til Bastrup sø. D1.3 Referencer Bøgestrand, J. (red.) 2003: Vandløb 2002. NOVA 2003. Danmarks Miljøundersøgelser. 78 s. Faglig rapport fra DMU nr. 470. http://faglige-rapporter.dmu.dk Bøgestrand, J. (red.) 2004: Vandløb 2003. NOVA 2003. Danmarks Miljøundersøgelser. 54 s. Faglig rapport fra DMU nr. 516. http://faglige-rapporter.dmu.dk Bøgestrand, J. (red.) 2005: Vandløb 2004. NOVANA. Danmarks Miljøundersøgelser. 82 s. Faglig rapport fra DMU nr. 554 http://faglige-rapporter.dmu.dk Børgesen, C.D. & Grant, R. (2003): Vandmiljøplan II - modelberegning af kvælstofudvaskning på landsplan, 1984-2002. Baggrundsnotat til Vandmiljøplan II - slutevaluering, December 2003. Danmarks Miljøundersøgelser og Danmarks JordbrugsForskning. 22 s. (elektronisk). 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-6 DHI

Børgesen, C.D. (2007): Personlig kommunikation. Udlevering af N udvaskningsdata for kommuner der bidrager til Mølleå-oplandet. Nielsen, K., Styczen, M., Andersen, H.E., Dahl-Madsen, K.I., Refsgaard, J.C., Pedersen, S.E., Hansen, J.R., Larsen, S.E., Poulsen, R.N., Kronvang, B., Børgesen, C.D., Stjernholm, M., Villholth, K.,,Krogsgaard, J., Ernstsen, V., Jørgensen, O., Windolf, J., Friis-Christensen, A, Uhrenholdt, T., Jensen, M.H., Hansen, I.S., Wiggers, L. (2004): Odense Fjord Scenarier for reduktion af næringsstoffer. Danmarks Miljøundersøgelser. 276 s. - Faglig rapport fra DMU nr. 485 Refsgaard, J. C., Kronvang, B., Skriver, J., Henriksen, H. J., Jensen, J. P., Nilsson, B., Dalsgaard, T., Rasmussen, P., Søndergaard, M., Hoffmann, C. C.(2002): Vidensstatus for sammenhængen mellem tilstanden i grundvand og overfladevand. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 21. 110 s. 54495_Bilag D_2007-05-23 D.1-7 DHI

BILAG E Belastning fra renseanlæg 54495_Bilag E_2007-05-23 DHI

E 1.0 Indledning Stavnsholt Renseanlæg er i dag det eneste renseanlæg, som udleder spildevand til Mølleåsystemet. De to andre renseanlæg i Mølleåsystemets afvandingsområde (Lundtofte og Bistrup) udleder renset spildevand via afskærende ledninger til Øresund. Stavnsholt Renseanlæg er af typen MBNDK (mekanisk, biologisk, nitrifikation, denitrifikation og kemisk fældning). Også Lundtofte og Bistrup er renseanlæg af denne type, men med mindre effektive renseprocesser. I tabel E.1 er vist de nuværende kravværdier for renseanlæggene samt den tilhørende kvalitet af det udledte spildevand. Udløbsdata for Stavnsholt Renseanlæg og Renseanlæg Lundtofte stammer fra 2006, mens data for Bistrup Renseanlæg er fra 2004. Tabel E.1 Krav og afløbskvalitet for renseanlæggene Stavnsholt, Lundtofte og Bistrup. Udløb (Krav og afløbskvalitet i 2006) Enhed Stavnsholt Lundtofte Bistrup 2006 2006 2004 Kapacitet PE 30.000 115.000 9.900 Belastning PE 16.000 100.000 6.319 Vandmængde m 3 /år 1.695.000 9.300.000 667.432 Vandmængde l/s 54 295 21 COD krav mg/l 40 75 75 COD gns. mg/l 27,5 31,2 BOD mod krav mg/l 10 15 10 BOD mod gns mg/l 1,4 3,1 1) 4,5 Total-N krav sommer mg/l 2,8 8,0 2) 8,0 2) Total-N gns. sommer mg/l 1,1 6,1 4,8 Total-N krav vinter mg/l 3,5 Total-N gns. vinter mg/l 1,3 Total-P krav mg/l 1,5 1,5 Total-P gns. mg/l 0,06 0,9 0,6 Total-P krav kg/år 180,0 Total-P gns. kg/år 106,3 8.395 NH 4 -N krav mg/l 4 NH 4 -N gns. mg/l 1,7 SS gns. mg/l 6,8 1) 60% fraktil middelbelastning for BOD i 2006. 2) Helårskrav. Data for Stavnsholt Renseanlæg er indhentet via Farum Kommune og stammer fra Krüger A/S s rapportering til kommunen. I forbindelse med dataindsamlingen for Renseanlæg Lundtofte til dette projekt blev der holdt et møde d. 2. maj 2006 på renseanlægget med deltagelse af Palle Jørgensen og Sabina Lind fra Renseanlæg Lundtofte, Karsten Holm Jørgensen fra Krüger A/S samt Per Elberg Jørgensen og Bodil Mose Pedersen fra DHI. I forhold til indsatsområdet MØL- LEÅsystemet er Palle Jørgensen tilknyttet Projektgruppen og projektet Udbygning af E-1

Renseanlæg Lundtofte. Efter mødet leverede Krüger A/S data for afløbskvaliteten fra renseanlægget (Excel-filer) samt en række notater /2, 3, 4/ om anlæggets kapacitet og mulige udbygningsscenarier. Renseanlæg Lundtofte leverede resultater fra NOVANA (Nationalt Overvågningsprogram for VAndmiljøet og NAtur) fra 2004. Disse data er nærmere behandlet i afsnit E 5.0. Data for Bistrup Renseanlæg stammer fra Miljøstyrelsens rapport om Punktkilder 2004. Rapporten indeholder tillige en samlet oversigt over analyser for miljøfremmede stoffer og tungmetaller udført på ni udvalgte danske renseanlæg /5/. E 2.0 Stavnsholt Renseanlæg Kravene til udledningen af spildevand fra Stavnsholt Renseanlæg til Furesøen er blevet skærpet flere gange. De seneste krav stammer fra 2004. Disse krav resulterede i en udbygning af renseanlægget. Året 2005 blev det første hele år med drift efter udbygningen med Biostyr og Actiflo, der skulle sikre en bedre afløbskvalitet i forhold til organisk stof, Total-P og Total-N. De nuværende udlederkrav og kontrolmålinger for 2006 fremgår af tabel E.2. Resultaterne viser, at kan der opnås en bedre udløbskvalitet end udlederkravene. Tabel E.2 Udlederkrav og resultater af kontrolmålinger. Parameter Udlederkrav Kontrol (målt) BOD 5 MOD 10 mg/l, 1,3 mg/l transportkontrol COD 40 mg/l, transportkontrol 13,4 mg/l Total kvælstof Vinter 3,5 mg/l Sommer 2,8 mg/l transportkontrol Total fosfor 180 kg/år Alkontrol 1,3 mg/l 1,1 mg/l 106,3 kg/år E 2.1 Egenkontrol for Total-P (alkontrol) I forbindelse med kontrol af, om udlederkravet for Total-P er overholdt, udtages dagligt flowproportionale døgnprøver (alkontrol). Prøverne samles i en ugeblandprøve, som analyseres af et akkrediteret laboratorium. Prøverne blandes i forhold til de dagligt målte flow. Mængden af udledt fosfor beregnes herefter ud fra ugens samlede flow gange den målte koncentration i den samlede prøve. E-2

Tabel E.3 Resultater fra alkontol af fosforbelastningen omregnet til døgnbelastning i hver måned i 2006. 2006 Flow Total-P Total-P m 3 /dag kg/dag mg/l Januar 3.492 0,29 0,08 Februar 4.115 0,42 0,09 Marts 5.092 0,41 0,09 April 4.381 0,31 0,07 Maj 4.706 0,34 0,07 Juni 3.316 0,36 0,11 Juli 2.996 0,19 0,06 August 6.902 0,25 0,04 September 4.000 0,19 0,05 Oktober 4.639 0,30 0,07 November 6.762 0,30 0,04 December 6.316 0,29 0,05 Middelkoncentrationen og middelbelastningen af total-p for hver måned er baseret på analyse af ugeblandprøver. Ved beregningerne er de enkelte uger tilknyttet den måned, som de fleste af ugedagene tilhører. Det betyder, at den samlede mængde Total-P, der kan beregnes på denne måde, afviger fra den værdi (106,8 kg/år), som fremgår af tabel E.2. Den største middeldøgnbelastning for Total-P blev målt for februar 2006 (0,42 kg/d) og den laveste blev målt i september 2006 (0,19 kg/d). I 2006 blev der i alt aflastet 9.600 m 3. Inden udledningen havde vandet passeret risteanlæg, sandfang samt tre regnvandsbassiner. Via det aflastede vand blev der udledt 16,6 kg Total-P, som ikke er inkluderet i ugeblandprøverne. E 2.2 Kontrolmålinger Frederiksborg Amt udtog i 2006 24 kontrolprøver i udløbet fra Stavnsholt Renseanlæg, og for hver måned er beregnet middelkoncentrationer og -mængder af COD, BOD, Total- N, Ammoniun-N, Total-P, Ortho-P samt SS (se tabel E.3 og tabel E.4). Der er udtaget mellem en og tre prøver pr. måned. Det forhøjede middelflow på mere end 10.000 m 3 /d i oktober 2006 er baseret på to målinger (d. 2. og 31. okt. 2006). Flowet d. 2. okt. 2006 var 12.900 m 3 /d, mens middeldøgnflowet for hele 2006 var 5.360 m 3. E-3

Tabel E.4 Middel stofkoncentrationer for udløbet fra Stavnsholt Renseanlæg. Middelværdierne er baseret på mellem en og tre prøver pr. måned. 2006 Flow COD BOD Total-N NH 4 -N NO 3 -N Total-P PO 4 -P SS Udløb m 3 /d mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Januar 3.226 14 1,3 2,5 0,029 1,5 0,08 0,01 4,5 Februar 4.464 21 1,4 2,8 0,037 1,8 0,11 0,02 6,0 Marts 5.097 14 1,5 2,6 0,071 1,9 0,09 0,03 3,7 April 5.168 21 2,5 1,7 0,040 0,9 0,08 0,01 4,0 Maj 6.329 16 1,3 2,3 0,059 1,5 0,08 0,01 4,1 Juni 2.830 18 1,2 0,9 0,030 0,1 0,09 0,02 2,6 Juli 2.125 17 1,1 1,5 0,068 0,5 0,11 0,05 12,2 August 5.953 14 1,0 1,1 0,149 0,3 0,06 0,02 3,0 September 3.420 19 1,3 1,7 0,041 0,7 0,05 0,02 2,4 Oktober 10.935 12 1,4 0,9 0,009 0,3 0,07 0,03 5,4 November 5.450 18 2,2 0,9 0,005 0,0 0,06 0,01 19,4 December 8.570 21 0,9 1,2 0,048 0,4 0,06 0,05 4,3 Middel 5.362 17 1,4 1,7 0,1 0,9 0,39 0,02 6,0 Tabel E.5 Middel stofmængder for udløbet fra Stavnsholt Renseanlæg. Middelværdierne er baseret på mellem en og tre prøver pr. måned. 2006 Flow COD BOD Total-N NH 4 -N NO 3 -N Total-P PO 4 -P SS Udløb m 3 /d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d Januar 3.226 43,5 4,2 7,9 0,092 4,8 0,26 0,03 14,5 Februar 4.464 93,9 6,2 12,5 0,169 8,4 0,45 0,09 28,5 Marts 5.097 69,2 7,2 12,0 0,348 8,7 0,46 0,03 17,8 April 5.168 106,5 15,1 9,4 0,199 4,9 0,49 0,03 24,9 Maj 6.329 98,3 7,5 15,6 0,361 10,4 0,49 0,07 28,3 Juni 2.830 50,9 3,4 2,5 0,085 0,4 0,25 0,06 7,4 Juli 2.125 35,1 2,4 3,1 0,144 1,1 0,22 0,11 26,3 August 5.953 72,2 5,4 6,8 1,228 1,5 0,31 0,11 17,2 September 3.420 64,4 4,4 5,8 0,141 2,5 0,17 0,07 8,1 Oktober 10.935 126,7 14,3 9,8 0,100 3,6 0,75 0,24 60,6 November 5.450 97,9 12,0 4,6 0,027 0,2 0,33 0,05 110,4 December 8.570 180,0 7,7 10,3 0,411 3,7 0,51 0,43 36,9 Sum (kg/år) 31.600 2.730 3.050 100 1.520 140 40 11.600 Den anførte udledte samlede mængde Total-P for 2006 anført i tabel E.3 (140 kg) er større end den mængde, der er anført i tabel E.2 (106,8 kg). Forskellen skyldes, at tallene er baseret på analyse af henholdsvis 24 kontrolprøver (tabel E.5) og ugeblandprøver fra alkontrol (tabel E.3). Data, der er baseret på alkontrol, bør der fæstes størst tillid til. E-4

E 3.0 Udløbsmålinger fra Renseanlæg Lundtofte Data præsenteret i tabel E.6 og E.7 er baseret på Københavns Amts 24 kontrolprøver samt Renseanlæg Lundtoftes egenkontrolmålinger. I alt indgår resultater fra analyse af 59 prøver udtaget i udløbet fra Renseanlæg Lundtofte. Oplandet til renseanlægget er primært fælleskloakeret /7/. Det betyder, at den hydrauliske belastning af renseanlægget øges i perioder med nedbør. Dette fremgår tydeligt af data for august 2006, hvor nedbøren for Frederiksberg, Københavns og Roskilde Amt var 268% over normalen (data fra DMI). Belastningen registreret i udløbet fra renseanlægget var for alle de nævnte parametre i tabellerne E.6 og E.7 størst i august 2006. Tabel E.6 Middelstofkoncentrationer for udløbet fra Renseanlæg Lundtofte. Middelværdierne er baseret på mellem to og syv prøver pr. måned. 2006 Flow COD BOD Total-N NH 4 -N NO 3 -N Total-P PO 4 -P SS m 3 /d mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l Januar 20.202 28 3,7 7,6 1,6 4,0 0,75 0,5 7,1 Februar 30.265 29 4,6 9,3 2,7 4,4 0,62 0,3 9,3 Marts 21.297 31 3,2 7,9 1,6 5,0 0,68 0,3 6,0 April 28.930 29 3,7 8,7 1,6 5,0 1,22 0,7 5,7 Maj 23.922 26 3,2 8,0 1,5 5,1 0,99 0,8 5,9 Juni 21.053 30 2,8 7,7 1,0 5,1 1,01 0,5 6,3 Juli 16.902 31 3,0 5,5 0,7 3,8 1,30 0,8 4,7 August 40.657 28 3,9 6,4 1,5 3,5 1,10 0,8 14,9 September 20.538 28 2,3 8,7 2,1 5,0 0,75 0,5 5,2 Oktober 20.824 21 2,4 7,9 1,4 5,5 0,66 0,4 5,4 November 32.902 20 1,9 8,7 2,4 5,3 0,65 0,4 5,2 December 32.705 20 2,5 8,2 2,4 5,0 0,85 0,7 6,2 Middel 25.850 27 3,3 7,8 1,6 4,7 0,87 0,7 8,3 Tabel E.7 Middelstofmængder for udløbet fra Renseanlæg Lundtofte. Middelværdierne er baseret på mellem to og syv prøver pr. måned. 2006 Flow COD BOD Total-N NH 4 -N NO 3 -N Total- P PO 4 - P SS m 3 /d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d kg/d Januar 20.202 570 75 154 32 82 15 11 144 Februar 30.265 885 138 280 80 133 19 9 280 Marts 21.297 666 68 167 34 106 14 7 127 April 28.930 839 107 251 46 146 35 20 164 Maj 23.922 622 76 190 35 123 24 18 142 Juni 21.053 625 59 161 22 107 21 11 132 Juli 16.902 524 50 92 12 65 22 14 80 August 40.657 1.118 157 261 59 142 45 32 607 September 20.538 565 48 180 44 102 15 11 106 Oktober 20.824 429 51 164 29 114 14 9 112 November 32.902 647 63 287 78 173 21 14 169 December 32.705 654 82 268 78 162 28 22 201 Middel 25.850 695 80 200 49 115 23 18 192 Sum kg/år 247.000 29.500 74.400 16.600 44.100 8.330 5.440 68.800 E-5

E 4.0 Udløbsmålinger fra Bistrup Renseanlæg Udløbskvaliteten for spildevand fra Bistrup renseanlæg er præsenteret i tabel E.1. Da det ikke umiddelbart er relevant at udlede renset spildevand fra Bistrup Renseanlæg til Mølleåsystemet, er der ikke indsamlet detaljerede oplysninger om variationer i spildevandskvaliteten hen over året. E 5.0 Tungmetaller og miljøfremmede stoffer Renseanlæg Lundtofte er ét af de renseanlæg, der indgår i NOVANA, og hvorfra der har været udtaget prøver i indløb, udløb og af slam til analyse for tungmetaller og miljøfremmede stoffer. I 2004 blev der i fire perioder udtaget døgnprøver, som efterfølgende blev blandet og analyseret som ugeblandprøver. Analyseresultaterne fra udløbet er præsenteret i tabel E.8 sammen med oplysninger om detektionsgrænser og middelværdier fra de ni renseanlæg, der er omfattet af NOVANA. I tabellen er kun anført koncentrationer målt over de aktuelle detektionsgrænser. Der er således en lang række miljøfremmede stoffer, som indgik i måleprogrammet, men som ikke er fundet i koncentrationer over detektionsgrænserne. E-6

Tabel E.8 Analyseresultater fra Renseanlæg Lundtofte fra NOVANA 2004 /9/ samt middelværdier fra de i alt ni renseanlæg undersøgt i 2004 /5/. NOVANA-data 2004 Enhed Detektionsgrænse Vandmængde 7.-14 juni 25 aug.- 4. sep 27. sep.-4. okt. 2.- 11. nov.*) m 3 i perioden 116.960 217.910 119.880 139.330 NOVANA middelværdier Vandmængde m 3 / dag 16.709 31.130 17.126 17.416 BOD mg/l 1,5 1,9 1,6 2,1 COD mg/l 28 24 31 22 Total-N mg/l 3,4 7,2 3,9 5,2 Total-P mg/l 0,55 0,62 0,77 0,44 SS mg/l 5,7 3,4 6 Kationiske detergenter 3 18 42 33 41 31,99 AOX 0,01 18 11 24 31 36,06 Sporstoffer og tungmetaller Antimon µg/l 1 5,6 1,2 1,92 Arsen µg/l 0,8 1,1 1,98 Barium µg/l 1 7,2 8,4 9,0 7,2 31,1 Bly µg/l 1 1,0 1,1 2,55 Bor µg/l 10 400 390 470 350 425 Cadmium µg/l 0,05 0,055 0,062 0,1 Chrom µg/l 0,5 9,2 2,0 13 2,9 5,97 Kobber µg/l 1 1,4 2,5 2,00 1,8 16,17 Kviksølv µg/l 0,1 1,7 0,59 Molybdæn µg/l 0,1 18 11 20 3,6 4,58 Nikkel µg/l 0,3 3,1 5,1 4,0 2,1 16,72 Tin µg/l 3 6 2,15 Uran µg/l 0,1 0,19 0,23 0,3 0,61 Zink µg/l 5 89 35 51 49 88,54 Dibutytlphthalat (DBP) µg/l 0,2 0,7 0,14 Diisononylphthalat (DNP) µg/l 0,3 0,47 1,26 LAS µg/l 5-10 14 55 417 Naphthalen µg/l 0,05 0,064 0,39 Tri-n-butylphosphat µg/l 0,02 0,073 0,14 0,067 0,13 0,21 Trichlorpropylphosphat (TCPP) µg/l 0,02 2,7 1,7 2,0 2,0 2,39 Tricresylphosphat µg/l 0,02 0,15 Triphenylphospat µg/l 0,02 0,33 0,12 *) Ingen prøver udtaget 9. -11. nov. 2004. Følgende tungmetaller og uorganiske sporelementer er fundet i én eller flere af prøverne fra Renseanlæg Lundtofte i højere koncentrationer end middelkoncentrationer for de i alt ni anlæg i NOVANA: antimon, bor, chrom, kviksølv og molybdæn. Af de øvrige 63 or- E-7

ganiske miljøfremmede stoffer, var der kun to stoffer (dibutylphthalat og trichlorpropylphosphat), der blev målt i højere koncentrationer end middelværdier for alle NOVANA renseanlæg. Når det gælder krav til udledning af tungmetaller og miljøfremmede stoffer fra vand der skal tilbageføres til Furesøen fra Renseanlæg Lundtofte, er det relevant at se på miljøkvalitetskrav for ferskvand, der er indeholdt i Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet /6/. I tabel E.9 er de generelle krav for ferskvand anført sammen med resultater fra NOVANA. Som det ses, er der kun fire af de i alt 28 stoffer med nationale vandkvalitetskrav, som er med i NOVANA. Der vil dog sandsynligvis være mange af stofferne, som efter en nærmere vurdering kan udelukkes at være i spildevand fra Renseanlæg Lundtofte, men det kan ikke vurderes inden for rammerne af det nuværende projekt. E-8

Tabel E.9 Forurenende stoffer med nationale miljøkvalitetskrav for vand. Miljøkvalitetskravene refererer til det totale indhold, med mindre andet specifikt er anført for det enkelte stof /6/. Stofnavn Generelle krav NOVANA - 2004 Lundtofte NOVANA 2004 Ferskvand [µg/l] Maksimumværdi Middelværdi amoxicillin 0,078 bentazon 45 benzocain 7,2 benzylidenchlorid 0,21 17beta-østradiol 0,0001 Briliant blue 96 hydrogenperoxid 10 tilføjet 1) 1-chlor-2,4-dinitrobenzen 5,0 4-chlor-2-nitroanilin 1,0 4-chlor-3-methylphenol 9,0 0,09 <0,05 3-chlor-p-toluidin 0,62 chlorbutanol 130 chloreddikesyre 0,58 2-chlorbuta-1,3-dien 32 2-chlor-p-tuluidin 0,62 coumaphos 0,0007 1,2-dichlorethylen 6,8 2,6-dichlorphenol 3,4 0,10 <0,050 formaldehyd 9,2 tilføjet 1) iod 10 tilføjet 1) kaliumpermanganat 0,84 kloramin-t 5,8 kobber 1 2) tilføjet 1), 12 2) øvre værdi 16,17 2,5 bisphenol A 0,1 <0,10 oxytetracyclin 10 sulfadiazin 4,6 1,1,2,2-tetrachlorethan 70 0,02 <0,10 trimethoprim 100 1) Miljøkvalitetskravet er denne stofkoncentration tilføjet den naturlig baggrundskoncentration 2) Opløst metalkoncentration. Bekendtgørelsen 1669 /6/ indeholder tillige 17 stoffer med EU-miljøkvalitetskrav (se tabel E.10). Af disse 17 stoffer indgår de otte i NOVANA. Kviksølv er målt i en koncentration over EU-kravet på 1,0 µg/l. E-9

Tabel E.10 Forurenende stoffer med EU-fællesskabs miljøkvalitetskrav for vand. Miljøkvalitetskravene referer til det totale indhold, med mindre andet specifikt er anført for det enkelte stof /6/. µg/l EU-krav NOVANA 2004 NOVANA 2004 Ferskvand Lundtofte Maksimum Middel aldrin 0,01 cadmium og cadmiumforbindelser 5,0 0,10 tetrachlormethan 10 <0,05 - trichlormethan 10 <0,1 1,2-dichlormethan 10 <2 - DDT 0,002 dieldrin 0,01 endrin 0,005 hexachlorbenzen 0,01 hexachlorbutadien 0,1 <0,05 hexachlorcyclohexan 0,01 isodrin 0,005 kviksølv og kviksølvforbindelser 1,0 1,7 0,59 pentachlorphenol 1 <0,05 - tetrachlorethylen 10 <0,1 0,02 trichlorbenzen 0,1 trichlorethylen 10 <0,1 0,01 De miljøfremmede stoffer, der specielt vurderes at være behov for at fokusere på i forhold til effektiviteten af renseteknologier, som skal indføres på Renseanlæg Lundtofte, er tungmetaller (herunder kviksølv og kobber), hormonforstyrrende stoffer (17- betaøstradiol) og lægemiddelrester (amoxicillin, trimethoprim, og oxytetracyclin). I parentes er anført de stoffer, for hvilke der findes miljøkvalitetskrav. Dertil kommer, at der kan være andre persistente, bioakkumulerbare og toksiske lægemiddelrester til stede i spildevandet, men disse er der på nuværende tidspunkt ikke miljøkvalitetskrav for. I en omfattende kortlægningsundersøgelse af østrogenaktiviteten i det danske vandmiljø /8/ blev det konstateret, at i 70% af prøverne fra recipienter for spildevandsudledninger fra renseanlæg var den østrogene aktivitet i vandløbet umiddelbart nedstrøms udledningspunktet højere end aktiviteten opstrøms. I den påvirkede zone af vandløbene var niveauet for østrogenaktiviteten typisk 1-5 ng/l svarende til 5-10 gange niveauet for baggrundslokaliteterne. Vandkvalitetskriteriet for 17beta-østradiol er 0,1 ng/l. Dette sammenholdt med, at kilderne til østrogenaktivitet i stor udstrækning er husholdningerne, og at andelen af husholdningsspildevand tilført Renseanlæg Lundtofte er >80%, gør, at ved valg af renseteknologier for tilbageført spildevand er det relevant at vælge teknologier, der er effektive i forhold til fjernelse af stoffer med østrogenaktivitet. E-10

Referencer /1/ Farum Spildevandssystem Årsrapport for 2006 Drift af Stavnsholt Renseanlæg Rapport fra Krüger A/S /2/ Krüger A/S; Renseanlæg Lundtofte - Forøgelse af forurenings- og afløbskvalitetsmæssig kapacitet. (Notat dateret d. 8. marts 2007) /3/ Krüger A/S; Renseanlæg Lundtofte - Forøgelse af forurenings- og afløbskvalitetsmæssig kapacitet. Økonomi (Notat dateret d. 9. marts 2007) /4/ Krüger A/S; Renseanlæg Lundtofte Kapacitet, nuværende belastning og kravoverholdelse (Notat dateret d. 8. marts 2007) /5/ Miljøministeriet; Punktkilder 2004, Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 9 2005 /6/ Miljøministeriet; Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet. BEK nr. 1669 af 14/12/2006 /7/ Renseanlæg Lundtofte; Mølleåværket Grønt regnskab og beretning 2005 /8/ Danish Ministry of the Environment; Environmental Protection Agency. Survey of Estrogenic Activity in the Danish Aquatic Environment. Environmental Project No. 977 2005 (Miljøprojekt) /9/ Renseanlæg Lundtofte; Analyserapporter fra Miljølaboratoriet Storkøbenhavn I/S, Nr. 12071/04, 14673/04, 18792/04, 22075/04 E-11

BILAG F Rensetekniske foranstaltninger for tilbageført vand 54495_Bilag F_2007-05-23 DHI

F 1.0 Indledning De tre renseanlæg i Mølleåsystemets opland Stavnsholt Renseanlæg, Bistrup Renseanlæg og Renseanlæg Lundtofte som er relevante i forbindelse med tilledning af renset spildevand til Mølleåsystemet, er listet i tabel F.1 med angivelse af nuværende recipient og gennemsnitlig afløbsmængde. Tabel F.1 Renseanlæg i Mølleåsystemets opland med angivelse af recipient og afløbsmængde. Navn Nuværende recipient Omtrentlig gennemsnitlig afløbsmængde (l/s) Stavnsholt Renseanlæg Furesøen 60 Bistrup Renseanlæg Øresund 20 Renseanlæg Lundtofte Øresund 300 Alle tre renseanlæg er designet til N- og P-fjernelse. Stavnsholt Renseanlæg har skærpede krav i forhold til de generelle krav i spildevandbekendtgørelsen på grund af recipientens karaktér. Der er ikke for nogle af renseanlæggene udsigt til væsentlige forøgelser af belastningerne som følge af tilslutning af nye boligområder eller industrier. Derimod er der en generel antagelse om, at den hydrauliske belastning som følge af øgede regnmængder vil stige fremover. En eventuel forøgelse af tilledningen af renset spildevand til Mølleåsystemet skal komme fra Renseanlæg Lundtofte og/eller Bistrup Renseanlæg. Den vandmængde, der er til rådighed fra Bistrup Renseanlæg, forekommer for lille til alene at kunne give en rimelig forøgelse af vandføringen i Mølleåsystemet. Renseanlæg Lundtofte synes derimod alene at kunne forsyne Mølleåsystemet med en rimelig vandmængde. Ud fra et økonomisk synspunkt må det på den baggrund antages, at det kun er relevant at betragte et scenarie, hvor hele den tilbageførte mængde af renset spildevand kommer fra Renseanlæg Lundtofte. Det vil kræve anlæggelse af en ny trykledning fra Renseanlæg Lundtofte til et ønsket udledningspunkt opstrøms i Mølleåsystemet. Hvis det rensede vand fra Mølleåsystemet ønskes udledt i Lille Kalv, kunne man i princippet bruge den eksisterende afskærende ledning fra Bistrup Renseanlæg til Renseanlæg Lundtofte ved at vende flowretningen i ledningen. Det rensede spildevand fra Bistrup Renseanlæg skulle i så fald ledes til Stavnsholt Renseanlæg og renses til en tilsvarende kvalitet som den eksisterende afløbskvalitet fra Stavnsholt Renseanlæg. Dette ville dels kræve anlæggelse af en ny trykledning mellem de to anlæg og dels en udbygning af kapaciteten på Stavnsholt Renseanlæg. Det sidste forekommer imidlertid urealistisk, fordi der vil være pladsproblemer på Stavnsholt Renseanlæg, og fordi det forekommer usandsynligt, at besparelsen ved at udelade anlæggelse af en ny trykledning fra Renseanlæg Lundtofte til Furesøen vil opveje udgifterne ved at anlægge en trykledning fra Bistrup Renseanlæg til Stavnsholt Renseanlæg samt udbygge Stavnsholt Renseanlæg.

I det følgende er det derfor en grundlæggende antagelse, at hele den forøgede mængde af renset spildevand til Mølleåsystemet kommer fra Renseanlæg Lundtofte. F 2.0 Scenarier for udvidelse af kapaciteten på Renseanlæg Lundtofte En analyse af Renseanlæg Lundtoftes kapacitet og belastning /1/ har vist, at anlægget både hydraulisk og stofmæssigt er tæt på kapacitetsgrænsen. Som sikkerhed mod en svingende stofbelastning fra en stor industri i oplandet samt faldende temperatur i tilkommende spildevand, har man overvejet at foretage en generel udvidelse af anlæggets rensekapacitet. De tiltag, der indgår i overvejelserne, er vist i tabel F.2 sammen med et overslag over investeringsomkostningerne. Tabel F2: Scenarier for udvidelse af Renseanlæg Lundtoftes rensekapacitet. Baseret på /2, 3/. Tiltag Kapacitetsforøgelse Overslagspris (millioner kr.) Ét nyt sæt luftningstanke 20-25.000 PE på stofkapacitet 33 Én ny efterklaringstank 70 l/s på hydraulisk kapacitet 15 Ét sæt luftningstanke ændres til MBR 20-25.000 PE på stofkapacitet og 200 l/s på hydraulisk kapacitet 75 Ved etablering af ét nyt sæt luftningstanke samt én ny efterklaringstank vil den maksimale vandmængde, der herefter kan tilledes Mølleåsystemet fra Renseanlæg Lundtofte, være omkring 350 l/s sammenlignet med omkring 300 l/s som i dag (se tabel F.1). Ved etablering af en MBR-linie vil denne linie kunne drives med omkring den dobbelte kapacitet af hver af de nuværende linier svarende til omkring 200 l/s. Den samlede kapacitet for renseanlægget efter udbygning med én MBR-linie vil da være omkring 400 l/s, hvoraf omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet. F 3.0 Scenarier for forbedring af afløbskvaliteten på Renseanlæg Lundtofte Det må antages, at tilledning af renset spildevand fra Renseanlæg Lundtofte til Mølleåsystemet vil kræve en forbedret afløbskvalitet, og at der vil blive fokuseret på nogle eller alle af de følgende forureningskomponenter: De konventionelle spildvandsparametre (BOD, COD, N, P, SS) Bakterier (desinfektion) Tungmetaller Mikroorganiske forureningskomponenter (Herunder østrogenlignende stoffer og medicinrester), relateret til vandkvalitetskrav I det følgende er beskrevet fem scenarier, hvor Renseanlæg Lundtofte udbygges med forskellige poleringsteknologier med stadig mere vidtgående rensning i forhold til den nuværende afløbskvalitet.

Scenarie 1: Reduktion af SS Traditionelt anvendes sandfiltre til polering for suspenderet stof (SS). Afløbskvaliteten ligger typisk i intervallet 2-10 mg SS/l. I de senere år har mikrosier i nogen grad vundet indpas på kommunale renseanlæg. Afløbskvaliteten for mikrosier afhænger af porrestørrelsen i dugen. Ved en meget lille porestørrelse kan der typisk opnås en lidt bedre afløbskvalitet end for sandfiltre, men samtidig bliver mikrosien mere følsom for høje tilløbskoncentrationer for SS, end sandfilteret gør. Sandfiltre og mikrosier renser i princippet ikke for opløste forureningskomponenter. Dog kan tungmetaller og mikroorganiske forureningskomponenter i forskellig grad adsorberes til suspenderet stof og dermed fjernes i processen. Som tidligere nævnt er én af mulighederne for udvidelse af renseanlæggets kapacitet at etablere et MBR-anlæg. MBR-anlægget betragtes ikke som et egentligt poleringstrin, men processen vil have en meget vidtgående rensning for SS, idet afløbskvaliteten typisk ligger i intervallet 0-1 mg SS/l. Ved ombygning af ét af de tre luftningstanksæt til MBR bliver et sandfilter- eller mikrosiprocesserne overflødige. Det skal dog huskes, at kun halvdelen af spildevandsmængden vil blive behandlet i MBR-anlægget, hvorfor kun omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet ved denne løsning. Scenarie 2: Reduktion af SS og TP Polering for opløst fosfor indebærer etablering af en efterfældningsproces. Dette kan være i form af en konventionel fældningsproces med flokkuleringskamre og sedimentationstank. Hvis der samtidig skal foretages en vidtgående rensning for SS, skal fældningsprocessen efterfølges af et sandfilter eller en mikrosi. En anden mulighed er etablering af et kontaktfilter, dvs. i princippet et sandfilter, hvor der doseres fældningskemikalier i tilløbet til filteret. En tredje oplagt proces til polering for SS og opløst fosfor er den såkaldte Actiflo-proces, der er en kemisk fældningsproces af et særlig kompakt design. Reduktionen af tungmetaller og mikroorganiske forureningskomponenter afhænger af, i hvor høj grad de enkelte stoffer findes på suspenderet form eller adsorberes til suspenderet stof. Den opnåelige reduktion af opløst fosfor afhænger af fordelingen af opløst fosfor på orthofosfat og polyfosfat i tilløbet til poleringstrinnet, idet kun orthofosfat udfældes med fældningskemikaliet. Denne fordeling kendes ikke for Renseanlæg Lundtofte, og derfor foreligger der ikke på nuværende tidspunkt en indikation af, om opløst fosfor med Actiflo-teknologi kan reduceres i højere eller mindre grad på Renseanlæg Lundtofte end på Stavnsholt Renseanlæg. Ud fra en hurtig screening af litteraturen synes mulighederne for reduktion af opløst fosfor i MBR-anlæg ikke at være undersøgt i særligt omfang. Det vurderes dog umiddelbart, at det vil være muligt via dosering af fældningskemikalier til MBR-processen at opnå en afløbskvalitet for opløst fosfor, der er sammenlignelig med afløbskvaliteten fra f.eks. et Actiflo-anlæg. Bl.a. vil fosfor på polyfosfat-form formentlig blive fanget af MBRanlæggets membraner. Det antages derfor, at der med et MBR-anlæg kan opnås vidtgående rensning for både SS og TP. Som tidligere nævnt vil kun halvdelen af spildevandsmængden umiddelbart blive behandlet i MBR-anlægget, hvorfor kun omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet ved denne løsning.

Scenarie 3: Reduktion af SS, TP samt desinfektion Konventionelle aktiv slam anlæg fjerner sygdomsfremkaldende bakterier i betydelig grad. Reduktionen af de traditionelle indikatorbakterier målt som blandt andre Enterokokker, E. Coli og kimtal ved 37 C ligger typisk på omkring 90% For at afløbsvandet kan siges at være desinficeret, skal reduktionsgraden imidlertid være betydeligt højere. UV-bestråling forekommer som den mest oplagte efterpoleringsteknologi til desinfektion. Her ligger reduktionen af de traditionelle indikatorbakterier typisk på 99-99,9%. Ved etablering af MBR opnås en desinfektionseffekt på linie med UV-bestråling. Som tidligere nævnt vil kun halvdelen af spildevandsmængden umiddelbart blive behandlet i MBR-anlægget, hvorfor kun omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet ved denne løsning. Scenarie 4: Reduktion af SS, TP, organiske mikroforureninger samt desinfektion Traditionelt kan organiske mikroforureninger reduceres enten ved adsorption til aktivt kul eller ved kemisk oxidation f.eks. i en Avanceret Oxidations Proces (AOP). For begge processer gælder, at reduktionsgraderne er afhængig af karakteren af de specifikke stoffer, der ønskes fjernet. AOP-teknologi, f.eks. i form af en kombination af ozon-dosering og UV-bestråling, synes at være blandt de mest effektive til fjernelse af mikroorganiske forureninger. MBR-processen har også vist sig at give en god reduktion for en række specifikke mikroorganiske forureninger. Ved den foreslåede MBR-løsning vil kun ca. halvdelen af spildevandsmængden blive behandlet i MBR-anlægget, hvorfor kun omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet. Scenarie 5: Vidtgående rensning for SS, TP, organiske mikroforureninger samt desinfektion Som det fremgår af scenarierne 1-4, så har MBR-teknologien en særdeles god effekt, hvad angår SS-fjernelse og desinfektion. Mulighederne for reduktion af opløst fosfor i MBR-anlæg synes ikke at være særligt godt belyst i litteraturen, men det vurderes umiddelbart, at det burde være muligt at opnå en afløbskvalitet, der er sammenlignelig med afløbskvaliteten fra f.eks. et Actoflo-anlæg. Det er endvidere uklart, hvilke og i hvor høj grad specifikke mikroorganiske forureninger fjernes i et MBR-anlæg. For at opnå en stor fjernelsesgrad af mikroorganiske forureninger kan afløbsvandet fra MBR-anlægget behandles i et AOP-anlæg, hvor dosering af ozon kombineres med UV-bestråling. Det vurderes på denne baggrund, at blandt de økonomisk realistiske teknologier er MBR i kombination med AOP den teknologi, der vil give den bedst mulige afløbskvalitet. Ved den foreslåede MBR-løsning vil kun ca. halvdelen af spildevandsmængden blive behandlet i MBR-anlægget, hvorfor kun omkring 200 l/s vil kunne tilledes Mølleåsystemet. Scenarie 6: Vidtgående rensning for SS, TP, TN, organiske mikroforureninger samt desinfektion Selvom Furesøen primært er fosforbegrænset, kan der forekomme perioder, hvor kvælstofkoncentrationen også er kritisk. Det er derfor relevant også at medtage et scenarie,

hvor kvælstof er reduceret mest muligt indenfor de grænser, en økonomisk realistisk teknologi sætter. Afløbsvandets indhold af total kvælstof vil kunne reduceres betydeligt ved fjernelse af nitrat-fraktionen. Øvrige fraktioner, dvs. partikulært bundet kvælstof, opløst organisk kvælstof samt ammonium, kan derimod ikke umiddelbart reduceres yderligere. Det vurderes, at nitrat-fraktionen kan fjernes stort set fuldstændigt ved en styret dosering af en kulstofkilde direkte i de biologiske procestanke. En anden mulighed er at etablere et efter-denitrifikationstrin. Hér er kun betragtet en teknisk løsning baseret på dosering af kulstofkilde til et MBR-anlæg, men vidtgående nitratfjernelse kan i princippet medtages for alle de nævnte scenarier. F 4.0 Afløbsværdier til konsekvensberegninger for rensescenarier Til brug for konsekvensberegninger ved tilledning af renset spildevand fra Renseanlæg Lundtofte er der i tabel F.3 angivet niveauer for afløbskvaliteten med hensyn til traditionelle spildevandsparametre for hver af de fem forskellige scenarier ved brug af udvalgte renseteknologier. De valgte teknologierne skal blot forstås som eksempler på umiddelbart rimelige muligheder. De angivne afløbskvaliteter er valgt som en typisk værdi indenfor de typiske intervaller, der er angivet i teksten ovenfor vedrørende de forskellige scenarier. Det skal understreges, at der kun er tale om bedste gæt, fordi afløbsværdierne i praksis vil afhængige af de aktuelle spildevandsforhold, og fordi der ikke findes undersøgelser vedrørende de forskellige teknologier specifikt for Renseanlæg. Lundtofte. F 5.0 Fjernelse af tungmetaller og mikroorganiske forureningskomponenter Specifikke miljøfremmede stoffer kan have vidt forskellige egenskaber i forhold til forskellige renseteknologier. Specielt stoffernes fordeling på suspenderet- og opløst form er af afgørende betydning for, hvilke fjernelsesgrader der kan opnås ved forskellige renseteknologier, og denne fordeling svinger typisk betydeligt over tid og mellem forskellige spildevandstyper. Størrelsen af de enkelte molekyler, samt hvor let eller vanskeligt molekylerne nedbrydes, er andre forhold af stor vigtighed for fjernelsesgraden ved visse teknologier. Fjernelsesgrader for miljøfremmede stoffer herunder specielt mikroorganiske forureningskomponenter er endvidere kun dokumenteret i ringe omfang for de forskellige teknologier. På ovennævnte baggrund er det vanskeligt at fastsætte specifikke reduktionsgrader for miljøfremmede stoffer for de forskellige renseteknologier, der kunne tænkes etableret på Renseanlæg Lundtofte. For dog at give en indikation af de forskellige teknologiers effektivitet til fjernelse af miljøfremmede stoffer er teknologierne svarende til scenarie 1-5 kategoriseret ved tildeling af 1-4 markeringer med + (se tabel F.4), således at ét + angiver lille reduktion, og ++++ angiver høj reduktion. F 6.0 Prisoverslag for etablering af rensetiltag I tabel F.5 er vist prisoverslag for etablering af de renseteknologier, der er antaget for scenarie 1-5. Som det fremgår af tabellen, skiller etablering af MBR-teknologi sig ud som betydeligt dyrere end de øvrige rensetekniske tiltag. Det skal her huskes, at etablering af et MBR-anlæg ud over at resultere i efterpoleringskvalitet for afløbsvandet også giver en generel udvidelse af renseanlæggets kapacitet.

Tabel F.3 Estimerede middel afløbskvaliteter som funktion af poleringsteknologi konventionelle spildevandsparametre. Scenarie Valgt teknologi Afløbsparametre SS (mg/l) COD (mg/l) Partikulært kvælstof (mg/l) Opløst kvælstof (mg/l) Partikulært fosfor (mg/l) Opløst fosfor (mg/l) Desinfektion (ja/nej) 0 Nuværende anlæg 8 30 0,5 7 0,08 0,7 nej 1 Mikrosi 5 25 0,3 7 0,05 0,7 nej 2 Actiflo 5 25 0,3 7 0,05 0,03 nej 3 Actiflo + UV 5 25 0,3 7 0,05 0,03 ja 4 Actiflo + AOP (UV/Ozon) 5 20 0,3 7 0,05 0,03 ja 5 MBR + AOP <1 15 0,03 7 0,01 0,03 ja 6 MBR med C-dos. + AOP <1 15 0,03 2,5 0,01 0,03 ja

Tabel F.4 Kategorisering af teknologier med hensyn til effektivitet til fjernelse af tungmetaller og mikroorganiske forureningskomponenter. Jo flere + er jo højere fjernelsesgrad. Scenarie Valgt teknologi Tungmetaller Mikroorganiske forureningskomponenter 0 Nuværende anlæg ++ ++ 1 Mikrosi +++ ++ 2 Actiflo +++ ++ 3 Actiflo + UV +++ +++ 4 Actiflo + AOP +++ ++++ 5 MBR + AOP ++++ ++++ 6 MBR med C-dos. + AOP ++++ ++++ I tabel F5 er vist prisoverslag for etablering af de valgte efterpoleringsteknologier som angivet i tabel F3 og F4. Tabel F.5 Prisoverslag for udvalgte efterpoleringsteknologier samt MBR-teknologi. Baseret på /3/. Valgt teknologi Prisoverslag (millioner kr. 1 Mikrosi 5 2 Actiflo 15 3 Actiflo + UV 15 + 12 4 Actiflo + AOP (UV/Ozon) 15 + 17 5 MBR + AOP (UV/Ozon) 75 1) + 17 6 MBR med C-dos. + AOP 75 1) + 2 2) + 17 1) 2) Etablering af MBR giver samtidig en generel udvidelse af renseanlæggets kapacitet på omkring 30%. Faciliteter til kulstofdosering (lagertank, pumper, online-styring). F 7.0 Kvantificering af stoffjernelse ved etablering af rensetekniske tiltag for tilbageført vand De rensetekniske tiltag, som eventuelt etableres på Renseanlæg Lundtofte, vil i givet fald resultere i en reduktion af den stofmængde, der udledes til miljøet med afløbsvandet. I tabel F.6 er vist den sparede belastning af vandmiljøet under antagelse af etablering af teknologi svarende til scenario 6 som vist i tabel F.3.

Der er vist reduktioner i belastningen af vandmiljøet for tre situationer: 1) Udvidet rensning for en delvandmængde svarende til 100 l/s 2) Udvidet rensning for en delvandmængde svarende til 200 l/s 3) Udvidet rensning for hele den nuværende vandmængde svarende til 295 l/s For 1) og 2) forudsættes den resterende vandmængde udledt til Øresund med en sammensætning svarende til det rensede spildevand i dag. De anvendte reduktionsprocenter for parametrene nævnt i tabel F.6 er meget usikre, idet der kun er få erfaringsdata for fuldskala anlæg med de renseteknologier, som er foreslået anvendt under scenario 6. Data for udløbskoncentrationer for lægemiddelrester og hormonforstyrrende stoffer stammer fra undersøgelser på danske renseanlæg rapporteret i /4, 5/.

Tabel F.6 Parameter Oversigt over nuværende og fremtidig spildevandskvalitet og belastning fra udløbet fra Renseanlæg Lundtofte. Den sparede belastning er beregnet i tre tilfælde, hvor der renses henholdsvis: 1) 100 l/s, 2) 200 l/s og 3) 295 l/s (hele vandmængden), ved hjælp af teknologier præsenteret i scenario 6. enhed Nuværende spildevandskvalitet Fremtidig spildevandskvalitet Nuværende belastning 1 Fremtidig belastning 1 1 Sparet belastning af vandmiljøet 1 1 Fremtidig belastning 2 1 Sparet belastning af vandmiljøet 2 1 Fremtidig belastning 3 1 Sparet belastning af vandmiljøet 3 1 Vandmængde l/s 295 100 100 200 200 295 295 COD mg/l 30 15 279.094 47.304 47.304 94.608 94.608 139.547 139.547 Total-N mg/l 7,5 2,5 69.773 7.884 15.768 15.768 31.536 23.258 46.516 Total-P mg/l 0,78 0,04 7.256 126 2.334 252 4.667 372 6.884 SS mg/l 8 1 74.425 3.154 22.075 6.307 44.150 9.303 65.122 Cadmium µg/l 0,042 0,006 0,4 0,02 0,1 0,04 0,2 0,06 0,3 Kobber µg/l 1,9 0,29 17,7 0,91 5,1 1,83 10,2 2,70 15,0 Kviksølv µg/l 0,46 0,07 4,3 0,22 1,2 0,44 2,5 0,65 3,6 E2 ækvivalenter µg/l 1,3E-03 6,5E-05 1,2E-02 2,0E-04 3,9E-03 4,1E-04 7,8E-03 6,0E-04 1,1E-02 Sulfamethizol µg/l 2,3 0,12 21,4 0,378 6,87 0,76 13,75 1,12 20,3 Ibuprofen µg/l 0,16 0,008 1,5 0,025 0,48 0,05 0,96 0,07 1,4 Furosemid µg/l 1,7 0,085 15,8 0,268 5,09 0,54 10,19 0,79 15,0 1 Belastningen er beregnet i kg/år E2 -ækvivalenter: sum af aktive østron, 17β-østradiol og ethinyløstradiol Sulfamethizol (antibiotikum) Ibuprofen (smertestillende Furosemid (blodtrykssænkende) 90-99% fjernelse ved AOP (95% anvendt ved beregninger af fremtidig belastning) 85 % fjernelse af tungmetaller ved MBR Bilag F DHI

Referencer /1/ Renseanlæg Lundtofte. Kapacitet, nuværende belastning og kravoverholdelse. Rapport fra Krüger A/S til Renseanlæg Lundtofte. Marts 2007 /2/ Renseanlæg Lundtofte. Forøgelse af forurenings- og afløbkvalitetsmæssig kapacitet. Rapport fra Krüger A/S til Renseanlæg Lundtofte. Marts 2007 /3/ Renseanlæg Lundtofte. Forøgelse af forurenings- og afløbkvalitetsmæssig kapacitet. Økonomi. Rapport fra Krüger A/S til Renseanlæg Lundtofte. Marts 2007 /4/ Danish Ministry of the Environment; Environmental Protection Agency. Survey of Estrogenic Activity in the Danish Aquatic Environment. Environmental Project No. 977 2005 /5/ Miljøstyrelsen (2003). Hormonforstyrrende stoffer og lægemidler i spildevand. Miljøprojekt nr. 799, 2003 Bilag F DHI

BILAG G Fosforpuljer i søsediment 54495_Bilag G_2007-05-23 DHI

Fosforpuljer i Søsediment Søllerød Sø 2000 Sediment P-pulje beregning Dybde cm Tørvægt g/kg P-indhold gp/kgts g TS/m2 bund mgtp/m 2 bund 0-1 44.67 2.2 459.33 1011 1-2 44.67 2.2 459.33 1011 2-3 61 3.07 633.79 1946 3-4 61 3.07 633.79 1946 4-5 61 3.07 633.79 1946 5-6 70.67 2.73 738.83 2017 6-7 70.67 2.73 738.83 2017 7-8 70.67 2.73 738.83 2017 8-9 70.67 2.73 738.83 2017 9-10 70.67 2.73 738.83 2017 10-11 120.7 3.17 1303.85 4133 11-12 120.7 3.17 1303.85 4133 12-13 120.7 3.17 1303.85 4133 13-14 120.7 3.17 1303.85 4133 14-15 120.7 3.17 1303.85 4133 15-16 120.7 3.17 1303.85 4133 16-17 120.7 3.17 1303.85 4133 17-18 120.7 3.17 1303.85 4133 18-19 120.7 3.17 1303.85 4133 19-20 120.7 3.17 1303.85 4133 SUM 3.37 19552.64 59275 Kg i alt i 100.000 m 2 søbund 5928 Kg immobil P ved et baggrundsniveau på 1gP/kgTS 1955 Kg mobil P i de øverste 20 cm sediment på 100.000 m 2 søbund 3973

Prøve 1 cm gp/kgts TS g/kg gts / m VejleSø 2000. Sediment P-pulje beregning Vejle Sø År 2000 baggrund mobil P TS g P / m2 2 g P/kg Dybde(cm): lag tykkelse 0-2,0 2 11 101 2154 1.8 20 2,0-5,0 3 11 111 3574 1.8 33 5,0-10,0 5 12 129 7006 1.8 71 10,0-20,0 10 12 262 31236 1.8 319 20,0-30,0 10 2.7 215 24778 1.8 22 30,0-50,0 20 1.8 180 40484 1.8 0 Sum 465 TS vægtfylde 2.6 g/cm3 Prøve 2 cm gp/kgts TS g/kg gts / m 2 Vejle Sø År 2000 baggrund mobil P TS g P / m2 g P/kg Dybde(cm): lag tykkelse 0-2,0 2 5.3 59 1224 1.8 4 2,0-5,0 3 5.3 88 2791 1.8 10 5,0-10,0 5 5 89 4708 1.8 15 10,0-20,0 10 5.2 117 12608 1.8 43 20,0-30,0 10 6.1 171 19111 1.8 82 30,0-50,0 20 5 216 49823 1.8 159 Sum 314 TS vægtfylde 2.6 g/cm3 Prøve 3 cm gp/kgts TS g/kg gts / m Vejle Sø År 2000 baggrund mobil P gennemsnit TS g P / m2 g P / m2 2 g P/kg Dybde(cm): lag tykkelse 0-2,0 2 3.9 57 1181 1.8 2 9 2,0-5,0 3 3.3 77 2425 1.8 4 15 5,0-10,0 5 3.3 93 4932 1.8 7 31 10,0-20,0 10 3 112 12029 1.8 14 125 20,0-30,0 10 3.5 149 16404 1.8 28 44 30,0-50,0 20 1.8 186 42008 1.8 0 53 Sum 56 278 TS vægtfylde 2.6 g/cm3 Vejle Sø, 2000 m 2 ton P-pulje 0-50 cm m2 blød sed 140000 39 m2 i alt 165000 46 ton P-pulje 0-20 cm m2 blød sed 140000 25 m2 i alt 165000 30

BILAG H Modelsimulering af klorofyl, TN og TP i Furesøen Immobilisering af fosfor ved Al tilsætning til søer 54495_Bilag H_2007-05-23 DHI

Basis beregning uden tilbageførsel af vand Klorofyl-a koncentration [µg/l]. Gennemsnit produktiv periode. 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 1

Basis beregning uden tilbageførsel af vand Total N koncentration [µg/l]. Gennemsnit produktiv periode. 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 2

Basis beregning uden tilbageførsel af vand Total P koncentration [µg/l]. Gennemsnit produktiv periode. 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 3

25 l/s via Vejlesø Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 4

25 l/s via Vejlesø Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 5

25 l/s via Vejlesø Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 6

25 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 7

25 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 8

25 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 9

100 l/s via Vejlesø Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 10

100 l/s via Vejlesø Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 11

100 l/s via Vejlesø Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 12

100 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 13

100 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 14

100 l/s via Vejlesø (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 15

100 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 16

100 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 17

100 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 18

100 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 19

100 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 20

100 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 21

200 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 22

200 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 23

200 l/s direkte til Store Kalv Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 24

200 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 25

200 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 26

200 l/s direkte til Store Kalv (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 27

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 28

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 29

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 30

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 31

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 32

100 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 33

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 34

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 35

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 36

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Klorofyl-a koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 37

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total N koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 38

200 l/s direkte til hovedbassin (overflade) (N konc. = 7mg/l) Ændring i Total P koncentration [µg/l] 2008 2015 G:\personlige\MSL\Birgit Gavilán\BilagH_plot-rev.doc 39

BILAG I Sedimenthåndtering ved sørestaurering 54495_Bilag I_2007-05-23 DHI

I 1.0 Resumé En forudsætning for at opnå den fulde effekt på vandmiljøet af at tilføre mere og renere vand til Mølleåsystemet vil være at fjerne aflejret sediment i Mølledammene idet vandkvaliteten er kraftigt påvirket af akkumulerede puljer af fosfor i sedimentet. I de syv mølledamme: Fuglevad, Brede, Ørholm, Nymølle, Stampedam, Rådvad og Strandmøllen er der aflejret mellem 10.000 og 30.000 m³ sediment pr. dam og en samlet sedimentmængde for alle dammene på ca. 127.000 m³. På baggrund af tidligere sedimentanalyser kan det konstateres, at sedimenterne er forurenet med tungmetaller i en sådan grad, at alt sediment skal bortskaffes og deponeres som klasse-4-jord, hvilket giver betydelige deponeringsomkostninger. Det er derfor klart, at hvis sedimentfjernelsesopgaver i Mølledammene skal gennemføres indenfor en realistisk økonomisk ramme er det nødvendigt at foretage en effektiv afvanding af det fjernede sediment, således at mængderne og dermed omkostningerne til deponering minimeres. En oprensningsopgave består af fire trin: sedimentfjernelse, afvanding, rejektvandsbehandling og deponering af afvandet sediment. I forhold til egenskaberne og sammensætningen af sedimenterne i Mølledammene vurderes sedimentfjernelsen bedst at kunne foretages via oppumpning med en cuttersuger. Ved sedimentfjernelse via oppumpning sker der en væsentlig indblanding af vand i sedimentet, som øger de samlede mængder, der skal fjernes til omkring 390.000 m³. Samtidig giver indblandingen af vand anledning til en øget mængde rejektvand efter afvanding af sedimentet. Oppumpningen vil også give en øget frigivelse af stoffer i form af kolloide partikler og opløste stoffer fra sedimentet, der vil skulle håndteres via en effektiv rejektvandsbehandling efter afvanding. De stoffer, der forventeligt vil skulle håndteres af rejektvandsbehandlingen, vil være: Ammonium/Ammoniak (NH + 4 -N/NH 3 -N) Total fosfor Kobber (Cu) Bly (Pb) Cadmium (Cd) Krom (Cr) Kviksølv (Hg) I forhold til kapacitet, pladsforhold og robusthed samt sedimenternes egenskaber og sammensætning vurderes geotuber, sibåndpresser og dekantercentrifuger at være de mest velegnede teknologier til afvanding af sedimenterne i Mølledammene. I forhold til rejektvandskvaliteten vurderes en kombination af et tromlefilter og et zeolitfilter at være de mest velegnede teknologier til håndtering af de kolloide partikler og opløste stoffer i rejektvandet. Ved beregning af overslag over de økonomiske omkostninger ved oprensning af Mølledammene kan det konstateres, at udgiften ligger fra 11-26 millioner kr. pr. dam afhængig af de aflejrede mængder. De totale omkostninger ved oprensning af alle syv damme beløber sig til omkring 127 millioner kr. Hertil skal dog nævnes, at de totale omkostninger kan reduceres til omkring 100 millioner kr., hvis det vælges at investere i udstyr, der flyttes fra dam til dam. Dette er dog ikke umiddelbart muligt med geotuberne, der kræver nye tuber ved hver dam, hvilket gør at geotuber samlet set bliver en Bilag I DHI

dyrere løsning, til trods for at de pr. dam udgør den billigste løsning ved oprensning. Med de valgte udstyrskapaciteter for sedimenthåndteringen vil varigheden for oprensningen af de enkelte damme variere fra 3,5 til 10 måneder. Ved sammenligning ses der kun en marginal forskel på omkostningerne ved de forskellige afvandingsmetoder, og valg af løsning bør således baseres på de teknologier, der er mest robuste og giver den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet. Derudover kan andre forhold som pladsforhold og støj blive afgørende parametre for valg af teknologi. Umiddelbart vurderes løsninger baseret på sibåndpresser eller dekantercentrifuger at give den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet ved oprensning af Mølledammene. Hertil skal dog bemærkes, at et endeligt teknologivalg bør baseres på en grundigere karakterisering af sedimentegenskaberne i dammene, om end det må forventes, at sedimentegenskaberne i dammene er relativt sammenlignelige, således at de fundne teknologier til én dam kan benyttes til alle dammene. I 2.0 Vurdering af sedimenthåndtering ved restaureringstiltag i Mølleåsystemet Mange af søerne og alle Mølledammene i Mølleåsystemet er kraftigt påvirket af mange års udledninger fra industri og husholdninger, og mange steder ligger der et tykt lag af forurenet sediment, der påvirker vandmiljøet uhensigtsmæssigt, ligesom den rekreative udnyttelse af åsystemet er reduceret, dels af hygiejniske og æstetiske grunde og dels af praktiske grunde som eksempelvis for ringe vanddybde til sejlads. En forudsætning for at opnå den fulde effekt på vandmiljøet af at tilføre mere og renere vand til Mølleåsystemet vil være at fjerne en del eller måske hele mængden af aflejret sediment i søer og damme, idet vandkvaliteten er kraftigt påvirket af akkumulerede puljer af fosfor i sedimentet. Samtidig vil sedimentfjernelse forbedre den rekreative udnyttelse af åsystemet. Sedimentfjernelse egner sig af økonomiske årsager primært til lavvandede søer med en maksimal dybde på ca. 5 m. For Mølleåsystemet vil sedimentfjernelse således primært være relevant for Bastrup Sø, Lyngby Sø og Vejle Sø samt de syv Mølledamme: Fuglevad, Brede, Ørholm, Nymølle, Stampedam, Rådvad og Strandmøllen. Umiddelbart vurderes sedimentfjernelse at være mest relevant for Mølledammene, hvorfor der ved vurdering af problemstillingerne ved sedimenthåndtering er taget udgangspunkt i den eksisterende viden om sedimenterne i disse damme samt den omfattende viden, der foreligger om sedimentet i Bagsværd Sø, da sedimentegenskaberne i Mølledammene forventes at være sammenlignelige med sedimentet heri. Ved oprensningsopgaver, som involverer sedimentfjernelse, er der en række problemstillinger, som skal vurderes med henblik på kunne håndtere sedimenterne på en optimal teknisk og økonomisk vis. Disse omfatter således problemstillinger knyttet til oppumpning, afvanding, rejektvandsbehandling og slutdeponering. I 2.1 Sedimentmængder, sammensætning og slutdeponering Et af de væsentligste forhold at være opmærksom på ved sedimentfjernelse er mulighederne for deponering af det fjernede sediment, da denne kan være en omkostningstung post i det samlede budget for en sedimentfjernelsesopgave. Omkostningerne til Bilag I DHI

deponering vil være helt afhængige af sedimentmængderne samt sedimentets indhold af forurenende stoffer. Sedimentet skal således på baggrund af en analyse af en række tungmetaller og oliekomponenter klassificeres i forhold til de jordforureningsklasser, der fremgår af den vejledning om bortskaffelse af forurenet jord, som de tidligere amter på Sjælland fastlagde i 2001/1/. For sedimenterne i Mølledammene gennemførte Hedeselskabet for Københavns Amt i 2001 og 2003 en opgørelse af sedimentmængder i Mølledammene svarende til en dybde på én meter under sedimentoverfladen samt analyser af sedimenternes sammensætning /2, 3/ i henholdsvis 0-20 cm dybde og 20-50 cm dybde. Mængdeopgørelserne samt analyseresultater af sedimentsammensætningen fremgår af tabel I.1-I.3. Tabel I.1 Sedimentpuljer i en meters dybde under sedimentoverfladen i Mølledammene /2/. Sedimentvolumen Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen m³ 10.100 20.300 16.700 10.000 27.200 29.165 14.300 Tabel I.2 Analyseresultater for sedimentfraktionen 0-20 cm i Mølledammene /2/. Parameter Enhed Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen Tørstof % 8,2 7,2 7,4 8,1 9,5 7 11,5 Glødetab % af TS 38,5 40,8 36,4 37,5 37,9 38,6 37,2 Fosfor mg/kg TS 1.600 1.366,7 1.966,7 1.966,7 1.666,7 1.733,3 1.566,7 Cadmium mg/kg TS 3 2,6 3,7 5,2 5 13,2 16,3 Krom mg/kg TS 103 109 123,3 146,7 163,3 253,3 553,3 Kobber mg/kg TS 713,3 713,3 803,3 916,7 686,7 886,7 760 Nikkel mg/kg TS 20 21,7 27 30,7 25,3 33,7 45 Bly mg/kg TS 930 850 866,7 990 673,3 756,7 710 Zink mg/kg TS 823,3 810 1.233,3 1.366,7 1.036,7 1.366,7 1.433,3 Jern mg/kg TS 13.666,7 15.000 18.000 21.333,3 21.000 22.000 21.666,7 Kviksølv mg/kg TS 2,4 2,2 3,6 3,8 3 5,1 5 Tabel I.3 Analyseresultater for sedimentfraktionen 20-50 cm i Mølledammene /2/. Parameter Enhed Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen Tørstof % 16,4 11,7 13,3 15,7 13 13,4 13,4 Glødetab % 28,8 35,4 32,1 29,4 35,8 47,4 39,8 Fosfor mg/kg TS 1.366,7 1.300 1.566,7 1.600 2.900 1.633,3 2.033,3 Cadmium mg/kg TS 4,3 4 9 6,4 34,7 20 26,7 Krom mg/kg TS 134,7 150 213,3 246,7 323,3 390 1.133,3 Kobber mg/kg TS 1.023,3 1.300 1.053,3 1.016,7 1.466,7 1.016,7 1.233,3 Nikkel mg/kg TS 23,3 27 44,7 32 78,7 44 78,7 Bly mg/kg TS 2.466,7 1.666,7 1.700 1.133,3 1.333,3 870 1.046,7 Zink mg/kg TS 1.166,7 1.100 1.900 1.733,3 2.100 1.533,3 2.100 Jern mg/kg TS 13.000 17.000 18.666,7 17.666,7 21.666,7 16.666,7 24.333,3 Kviksølv mg/kg TS 3,2 3,3 5,8 4 4,3 4,9 6,9 Af disse resultater fremgår det, at sedimenterne i Mølledammene er betydeligt forurenet med tungmetaller, og sammenholdes de aktuelle koncentrationer med de fastsatte grænseværdier for klassificering af forurenet jord /1/, skal sedimenterne i alle mølle- Bilag I DHI

dammene klassificeres som klasse-4-jord, hvilket betyder, at alt fjernet sediment betragtes som kraftigt forurenet jord til rensning med efterfølgende deponering på kontrolleret losseplads eller specialdepot. Omkostningerne til deponering af klasse-4-jord vil være store, og i forhold til de opgjorte sedimentmængder vil deponering af sediment fra de syv damme således udgøre en betydelig omkostning. Hertil skal dog bemærkes, at forureningsgraden af sedimenterne kun er vurderet for de øverste 50 cm, hvorfor de opgjorte mængder er et udtryk for de maksimale mængder. En mere præcis opgørelse over de aflejrede mængder bør således foretages ved analyser af stofsammensætningen i sedimentlag, der ligger under 50 cm. For at reducere omkostningerne til deponering kan det vælges udelukkende at etablere en sejlrende gennem Mølledammene for at tilgodese de rekreative interesser. For en sejlrende på 12 m i bredden og en fjernelse af 1 m sediment i renden har DHI opgjort de fjernede sedimentmængder i de syv damme (tabel I.4). Tabel I.4 Fjernede sedimentmængder ved etablering af 12 m bred sejlrende i de syv mølledamme. Sedimentvolumen Fuglevad Brede Ørholm Nymølle Stampedam Rådvad Strandmøllen m³ 1.680 3.120 3.000 2.400 2.400 3.720 1.920 Af de opgjorte mængder fremgår det, at etablering af en sejlrende kun vil fjerne omkring 14% af de aflejrede sedimentmængder og forurenende stoffer, hvilket ikke vil bidrage til forbedring af de miljømæssige forhold i dammene. Samtidig skal det bemærkes, at etablering af en sejlrende vil kræve, at der etableres en spunsvæg på langs af dammene for at undgå skred af sediment ned i renderne. Omkostningerne forbundet hermed vil alene langt overstige omkostningerne ved oprensning af alt det aflejrede sediment i dammene, og derfor vurderes en løsning med en etablering af en sejlrende i dammene ikke at være en mulighed ved restaureringstiltag. Det er imidlertid klart, at hvis sedimentfjernelsesopgaver i Mølledammene skal gennemføres indenfor en realistisk økonomisk ramme, er det nødvendigt at foretage en effektiv afvanding af det fjernede sediment, således at mængderne og dermed omkostningerne til deponering minimeres. I 2.2 Oppumpning af sediment og rejektvandskvalitet Selve sedimentfjernelsen kan foretages med forskellige metoder afhængig af egenskaberne af sedimentet samt mulighederne for tørlægning af dammene. Overordnet set er der tre metoder, der kan anvendes til fjernelse af sedimentet: oppumpning (Cutter suger), opgravning (Gravemaskine) og opgravning efter spunsning og tørlægning af dammene. For sedimentfjernelsesopgaver i Mølledammene vurderes oppumpning af sedimentet at være den mest velegnede metode, idet sedimenterne vurderes at være relativt ukonsoliderede og finkornede med lave tørstofindhold, hvorfor de vil være for flydende til at kunne grabbes op eller til at kunne køre på ved en eventuel tørlægning. Fjernelse af sedimentet ved oppumpning indebærer en række fordele og ulemper, som det er vigtigt at forholde sig til. Ved oppumpning fjernes sedimentet, mens Mølledammene er vandfyldte. Selve pumpestationen er placeret på en flåde, der kan flyttes Bilag I DHI

rundt i dammene under arbejdet, og oppumpningsmetoden har høj kapacitet (op til 300 m³/h opblandet sediment), hvilket sikrer, at varigheden af oprensningsopgaven kan estimeres med en rimelig præcision. Sedimentet kan endvidere flyttes over store afstande på op til 1-2 km eller 5-6 km med en mellempumpestation, hvilket giver en høj fleksibilitet i forhold til placering af afvandingspladsen. Ved oppumpningen vil der formodentlig ske en vis ophvirvling af sediment i det område, der arbejdes, og det må forventes, at ophængning af et siltgardin under oprensningsperioden vil begrænse spredningen af finpartikulært sediment. Det er imidlertid DHI s erfaring fra arbejdet med sedimentet fra Bagsværd Sø, at det finpartikulære materiale, der ophvirvles, vil kunne bundfælde igen, når de hydrauliske forstyrrelser ophører, selv om der vil være et lettere forhøjet turbiditetsniveau i en periode /4/. Ved oppumpningsmetoden kan sedimentet fjernes med en præcision på 5 cm i dybden, hvilket sikrer, at der kun fjernes den fastlagte mængde. Nyere typer af oppumpningsudstyr er endvidere relativt støjsvage, således at forstyrrelser af de omkringliggende områder minimeres mest muligt. Den væsentligste ulempe ved oppumpningsmetoden er, at der suges en del vand op sammen med sedimentet, hvilket betyder en forøgelse i rejektvandsmængden efter afvanding samt krav om en høj kapacitet af det efterfølgende udstyr til afvanding og rejektvandsbehandling. Hvor meget vand, der suges op sammen med sedimentet, vil afhænge af det anvendte udstyr, men det meste udstyr vil kunne minimere vandindblandningen til 2togange sedimentmængden, således at den totalt fjernede mængde vil blive tre gange de opgjorte mængder. En anden ulempe ved oppumpningen er, at sedimentet ved selve pumpningen udsættes for høje forskydningskræfter (Shear), som især i de meget finkornede og løst flokkulerede sedimenter vil kunne give anledning til frigivelse kolloide partikler til vandfasen, der efterfølgende vil findes i rejektvandet fra afvandingen. DHI s undersøgelser af sedimentet i Bagsværd Sø /4/ viste således, at dette sediment var særdeles følsomt over for mekanisk påvirkning, hvilket resulterede i en væsentlig forøgelse af indholdet af kolloide partikler i rejektvandet efter bundfældning. Endvidere vil den mekaniske påvirkning og opblanding med søvand ved pumpning resultere i frigivelse af opløste stoffer, der ligeledes vil findes i rejektet. Dette vurderes også at være tilfældet for sedimenterne i Mølledammene, da sedimentsammensætningen heri er sammenlignelig med sedimentet i Bagsværd Sø; dog med væsentligt højere koncentrationer af tungmetaller. Sedimentsammensætningen for Bagsværd Sø fremgår af tabel I.5. Bilag I DHI

Tabel I.5 Sedimentsammensætning i Bagsværd Sø /4./. Parameter Enhed Værdi Tørstof % 6,4 Glødetab % af TS 38,6 Total-N mg/kgts 22.920 Ammonium-N mgn/kgts 376 Total-P mgp/kgts 812 Total Bly mg/kgts 99,6 Total Cadmium mg/kgts 1,4 Total Krom mg/kgts 11 Total Jern mg/kgts 18.660 Total Kobber mg/kgts 35,4 Total Kulbrinter inkl. BTEX Benzen mg/kg TS < 0,1 C6 til n-c10 mg/kg TS < 2 >n-c10 til n-c25 mg/kg TS 276 >n-c25 til n-c35 mg/kg TS 144 Total Kulbrinter (sum) mg/kg TS 420 PAH'er GC-MS Benzo(a)pyren mg/kg TS 0,36 Dibenzo(a,h)anthracen mg/kg TS 0,45 Med baggrund i sammensætningen af sedimenterne i Mølledammene og resultaterne af forsøg med sediment fra Bagsværd sø vurderes følgende stoffer jf. Bekendtgørelse nr. 1669 af 14/12/2006 - at kunne give anledning til udarbejdelse af supplerende miljøkvalitetskrav for og eventuelt krav til rensning af rejektvand fra den efterfølgende afvanding af sedimenterne: Ammonium/Ammoniak (NH + 4 -N/NH 3 -N) Total fosfor Kobber (Cu) Bly (Pb) Cadmium (Cd) Krom (Cr) Kviksølv (Hg) Ud over ovennævnte krav vil der kunne blive stillet krav til rejektvandets indhold af olie og PAH er, idet sedimenterne i Mølledammene umiddelbart også forventes at være forurenet med disse komponenter, om end der ikke foreligger data for indholdet. Disse komponenter vil forekomme på såvel partikulær som opløst form i rejektvandet. Erfaringerne fra Bagsværd Sø viste, at udvalgte tungmetaller samt olie- og PAHkomponenter i rejektvandet var knyttet til den partikulære fraktion bestående af partikler med en størrelse på omkring 0,5 µm, hvorfor en effektiv partikelfjernelse vil være en del af rejektvandsbehandlingen for at kunne leve op til disse krav. Endvidere vil udvalgte tungmetaller samt ammonium og fosfor forekomme på opløst form, hvilket stiller yderligere krav til rejektvandsbehandlingen. Bilag I DHI

I 2.3 Metoder til afvanding og rejektvandsbehandling Som nævnt ovenfor er det af økonomiske årsager nødvendigt at minimere sedimentmængderne til deponering, og det oppumpede sediment bør således afvandes så effektivt som muligt samtidig med, at rejektvandet skal behandles til en kvalitet, der kan ledes retur til dammene. Den grundlæggende strategi ved sedimentfjernelsen vil være en oppumpning til en buffertank, hvorfra afvandingsudstyret pumper sediment til afvanding og rejektvandsbehandling. Det afvandede sediment opsamles i en container. Ved oppumpning til buffertanken bør der tilsættes en jern- eller aluminiumsbaseret koagulant, således at fosfor, der frigives fra sedimentet under oppumpning, koaguleres til partikler, som ender i det afvandede sediment og ikke i rejektvandet. Tilsætning af koagulant tidligt vil også kunne minimere indholdet af suspenderet stof i rejektvandet. Ved alle løsninger er der endvidere forudsat anvendelse af polymer til flokkulering af sedimentet inden afvanding. For at imødegå tidligere observerede problemer med høje monomerkoncentrationer i rejektvandet ved anvendelse af polymer til afvanding er der fra en række polymerleverandører modtaget information om polymerprodukter med væsentligt lavere indhold af monomere, der formentlig ville kunne anvendes ved afvandingen af sedimenterne i Mølledammene. Der findes en række metoder, der kan være anvendelige til afvanding og rejektvandsbehandling. Afvandingsmetoderne kan inddeles i henholdsvis passive afvandingsmetoder og mekaniske trykdrevne afvandingsmetoder, mens metoderne til rejektvandsbehandling består af partikelfilterteknologier og teknologier til håndtering af de opløste forureningskomponenter. Ved valg af metoder til gennemførelse af oprensning af Mølledammene bør følgende forhold vurderes: Kapacitet Opnåeligt tørstof Opnåelig rejektvandskvalitet Pladsforhold Økonomi (Investering og drift) De metoder, som DHI umiddelbart finder mest velegnede til afvanding og rejektvandsbehandling ved fjernelse af sedimenterne i Mølledammene i forhold til de forventede sedimentegenskaber, vil i det følgende blive beskrevet som: Afvanding Geotuber Sibåndpresse Dekantercentrifuge Rejektvandsbehandling Tromlefilter med tæt filterdug og kemisk fældning og flokkulering Zeolitfilter Hertil skal bemærkes, at et endeligt teknologivalg bør baseres på en grundigere karakterisering af sedimentegenskaberne i dammene, idet det må forventes, at sediment- Bilag I DHI

egenskaberne i dammene er relativt sammenlignelige, således at de fundne teknologier til én dam kan benyttes til alle dammene. I 2.3.1 Geotuber Geotuber er i al væsentlighed store strømper opbygget af et eller flere lag af vævede tekstiler, der fyldes med det oppumpede sediment. Strømperne sikrer passiv afvanding, filtrering og midlertidig lagring af det oppumpede sediment, indtil det skal slutdisponeres. Før fyldning er de lette og nemme at manøvrere samtidig med, at de ikke optager meget plads. Strømperne virker ved, at de tilbageholder sedimentmaterialet, mens det tillader dræning af vand gennem det vævede tekstil. Geotuber består typisk af en indre og en ydre strømpe, der kan fyldes med oppumpet materiale. Geotuberne kan typisk fyldes til en kapacitet svarende til 50-60% af det potentielle volumen. Når geotuben er fyldt til kapacitetsgrænsen, har den et afrundet tværsnit på siderne, mens de er flade i toppen og bunden. Efter opfyldning kan oppumpningen flyttes til den næste parallelle geotube for at sikre en kontinuerlig sedimentfjernelse uden lang tids driftsstop. De fyldte geotuber vil efterfølgende konsolidere og afvande yderligere i et stykke tid. Varigheden af afvandingen og graden af konsolidering vil afhænge af egenskaberne af det oppumpede materiale og typen af geotextil. Designet af geotuben kan først fastlægges på baggrund af en detaljeret karakterisering af sedimenternes egenskaber. Det afdrænede rejektvand vil løbe af på en membran, hvorpå geotuben er placeret. Det vil derefter blive opsamlet i drænrør, hvorfra det kan løbe til en opsamlingsbeholder, og rejektvandet kan fra opsamlingsbeholderen pumpes videre til yderligere rensning. I en række amerikanske restaureringsprojekter har geotuber vist sig at være effektive til at reducere vandindholdet i oppumpet sediment ved et mindre tidsforbrug, mindre arealforbrug og mindre miljømæssige forstyrrelser end traditionelle passive afvandingsteknologier. Imidlertid må det forventes, at geotuberne skal understøttes af polymertilsætning for at sikre en tilstrækkelig dræning, da det forventes, at sedimenterne i Mølledammene er relativt finpartikulært og således ikke naturligt vil dræne særligt effektivt. I forhold til anvendelse til afvanding af sedimenterne fra Mølledammene vil den største usikkerhed være, i hvor høj grad geotuberne er i stand til at afvande sedimenterne, da der som minimum skal sikres et sluttørstof på 30%. En fordel ved anvendelse af geotuberne vil være, at der på grund af den løbende opbygning af sedimentlag i geotuberne sker en væsentlig filtrering af rejektvandet gennem hele lagtykkelsen, som bevirker en bedre rejektvandskvalitet end med traditionelle teknologier. En ulempe ved geotuberne er, at de kræver dobbelt håndtering af sedimenterne, idet de skal tømmes ved ankomst på deponeringspladsen. Geotuberne må også forventes at kræve en større afvandeplads end de mekaniske afvandingsmetoder. I. 2.3.2 Sibåndpresse En sibåndpresse er en velkendt teknologi til afvanding af slam fra kommunale renseanlæg og har også været anvendt i en række udenlandske restaureringsprojekter. Sibåndpressen anvender roterende filterbånd og et rullesystem til mekanisk afvanding af sedimenterne. Afvandingen sker i tre faser indeni sibåndpressen: 1) fri dræning under gravitation, når det våde flokkulerede sediment ved indløb til sibåndpressen fordeles over et langt vandretliggende transportfilterbånd Bilag I DHI

2) afvanding under lavtrykskompression ved transport af det drænede sediment gennem et rullesystem med ruller med stor diameter 3) afvanding under højtrykskompression ved transport af sedimentet gennem ruller med lille diameter Efter højtrykskompressionszonen forlader det afvandede sediment båndet. Driften af sibåndpressen kan justeres i forhold til egenskaberne af sedimentet ved regulering af en række driftsparametre såsom båndhastighed, indløbskoncentration, båndtype og båndspænding over rullerne. Sammenlignet med andre mekaniske afvandingsmetoder anvender sibåndpressen mindst energi og støjer mindst og er umiddelbart de mest driftsøkonomiske. De væsentligste driftsomkostninger er udskiftning af bånd, polymerforbrug samt afledning og behandling af returskyllevand. Sibåndpressen vurderes at kunne afvande sedimenterne fra Mølledammene til 30-40%TS efter forudgående flokkulering med polymer. Det skal dog bemærkes, at det finkornede sediment kan give problemer med tilstopning af filterbåndet, hvilket kan bevirke et øget forbrug af returskyllevand, der skal håndteres og potentielt behandles, og som vil kræve en ekstra kapacitet af det rejektvandsbehandlingsudstyr, der skal anvendes til restaureringsprojekterne. Da der ved afvanding på sibåndpressen sker en transport af vand gennem den dannede filterkage, vurderes rejektvandskvaliteten at være bedre end f.eks. en centrifuge. En ulempe ved sibåndpressen kan være, at den har en begrænset hydraulisk kapacitet, hvorfor der ved relativt lavkoncentrerede sedimenter som opnås ved vandindblanding under oppumpning skal investeres i ekstra enheder for at kunne holde en given kapacitet. Dette kan give ekstra investeringsomkostninger i forhold til andre teknologier og samtidig kræve ekstra areal på afvandepladsen. I 2.3.3 Dekantercentrifuger Dekantercentrifuger er ligeledes en velkendt teknologi til afvanding af slam fra kommunale renseanlæg og har også været anvendt i en række udenlandske restaureringsprojekter samt ved pilotforsøg ved afvanding af sediment fra Bagsværd Sø. Centrifuger afvander sedimentet ved at accelerere det op i et kraftigt centrifugalfelt, hvorved tunge sedimentpartikler bundfælder og komprimerer i bunden af centrifugens tromle samtidig med, at det transporteres ud af centrifugen ved hjælp af en roterende snegl, der roterer i samme retning som tromlen blot med lidt langsommere hastighed. Tromlen er konisk i den ene ende, hvilket sikrer yderligere kompression, når transportøren skubber sedimentet op ad den skrå del. I den anden ende udledes rejektvandet, der forlader sedimentet, i en modsatrettet transport i forhold til sedimentet. Driften af centrifugen kan justeres i forhold til sedimentegenskaberne ved regulering af omdrejningshastighed, differens i omdrejninger mellem tromle og transportør, drejningsmoment på transportøren samt størrelsen af udløbsringene i rejektvandssiden. Dekantercentrifugen vurderes at kunne afvande sedimenterne fra Mølledammene til 30-40%TS efter forudgående flokkulering med polymer. En ulempe ved dekantercentrifugen er imidlertid, at den er væsentlig mere energiforbrugende og støjende end sibåndpressen, og samtidig vil rejektvandskvaliteten være væsentlig ringere, da rejektvandet ikke transporteres igennem sedimentkagen, inden det forlader dekanteren. En fordel er imidlertid, at dekantercentrifuger kan fås med en meget høj hydraulisk kapacitet, hvilket betyder, at der ikke skal investeres i mange enheder til kunne opnå den specificerede kapacitet, og samtidig betyder det, at afvandingen kun optager me- Bilag I DHI

get lidt plads. En anden ulempe ved dekantercentrifugen er, at der må forventes et højere polymerforbrug end ved sibåndpressen, fordi der kræves en højere flokstyrke, når det flokkulerede sediment udsættes for de kraftige mekaniske påvirkninger i centrifugen. Dekantercentrifugen vil imidlertid kunne sikre en stabil kontinuerlig afvanding med et ensartet tørstofindhold. I 2.3.4 Tromlefilter Et tromlefilter består af en tromle beklædt med filterdug med hulstørrelse på 10-1.000 µm. Rejektvandet filtreres gennem den langsomt roterende tromle, hvorved partikler separeres fra, og det rensede kan ledes videre til yderligere behandling. Med en forventet partikelstørrelse på omkring 0,5 µm vil tromlefilteret skulle understøttes af en kemisk fældning med koagulant og polymer inden tilledning til tromlen for at kunne sikre en tilstrækkelig partikelfjernelse. De fraseparerede partikler bliver skyllet af filterdugen og ned i en opsamlingstragt for bortskaffelse. Ulempen ved tromlefilteret er, at der vil skulle bruges en del skyllevand. Det må imidlertid forventes, at tromlen kan returskylles med renset vand, og at returskyllevandet med de separerede partikler kan ledes til buffertanken inden afvanding, så der ikke genereres yderligere strømme til ekstern håndtering. Tromlefilteret i kombination med kemisk fældning og flokkulering vurderes at være en robust og kost-effektiv metode til partikelfjernelse i rejektvandet fra sedimentafvandingen, og den er velkendt til polering af renset spildevand, overfladevand og industrielt procesvand. Tromlefilteret er desuden modulopbygget og har en høj hydraulisk kapacitet, hvilket sikrer et fleksibelt design med et minimum af arealforbrug. I 2.3.5 Zeolitfilter Zeolit er et naturligt forekommende lermineral bestående af hydrerede aluminiumsilicatmineraler med en åben struktur der gør den velegnet som filtermateriale. Inde i strukturen sidder en række kationer som Na +, K +, Ca 2+, Mg 2+ løst bundet i mineralet, og disse kan relativt nemt byttes med andre kationer ved kontakt med en opløsning. Ved filtrering af rejektvandet gennem et filter fyldt med zeolit vil der således ske en ionbytning af såvel ammonium som opløste tungmetaller, således at der forventeligt vil opnås en rejektvandskvalitet, der kan afledes til dammene. Zeolitmaterialet har imidlertid en begrænset kationbytningskapacitet, hvilket betyder, at det med mellemrum skal regenereres ved returskylning med en mættet saltopløsning. Dette giver en mindre spildevandsmængde indeholdende ammonium og tungmetaller, der skal håndteres. I 3.0 Vurdering af økonomiske omkostninger ved oprensning af Mølledammene På baggrund af de estimerede sedimentmængder og de valgte håndteringsteknologier er der lavet en gennemregning af forventede investerings- og driftsomkostninger ved oprensning af de syv mølledamme. Ved gennemregningen er der taget udgangspunkt i en oprensningskapacitet på 50 m³/h, hvilket giver varierende varighed af oprensningen i de enkelte damme, da sedimentmængderne varierer. Samtidig er der benyttet økonomiske nøgletal for investering og drift fra en tilsvarende analyse gennemført af DHI for Gladsaxe Kommune i 2004 i forbindelse med vurdering af mulighederne for oprensning af Bagsværd sø /5/. Ligeledes er der regnet med investeringsomkostninger for hver dam, men da de valgte teknologier forventes at være lige velegnede for alle damme, bør det overvejes at lave Bilag I DHI

investeringen én gang og derefter anvende det samme udstyr til oprensning af alle dammene, således at meromkostningerne udelukkende udgøres af driftsomkostninger. Endvidere er der regnet med et tørstof i det afvandede sediment på 30% og en total oppumpet sedimentmængde på tre gange de aflejrede mængder i dammene. De økonomiske omkostninger ved oprensning af hver af de syv damme fremgår af tabel I.6 og I.7. Bilag I DHI

Af de økonomiske overslag fremgår det at omkostningerne ved oprensning af Mølledammene ligger fra 11 til 26 millioner kr. pr. dam afhængig af de aflejrede mængder. De totale omkostninger ved oprensning af alle syv damme beløber sig til omkring 127 millioner kr. Hertil skal dog nævnes, at de totale omkostninger kan reduceres til omkring 100 millioner kr., hvis det vælges at investere i udstyr, der flyttes fra dam til dam. Dette er dog ikke umiddelbart muligt med geotuberne, der kræver nye tuber ved hver dam, hvilket gør at geotuber samlet set bliver en dyrere løsning, til trods for at de pr. dam udgør den billigste løsning ved oprensning. Samtidig ses det, at der kun er marginal forskel på omkostningerne ved de forskellige afvandingsmetoder, og valg af løsning bør således baseres på de teknologier, der er mest robuste og giver den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet. Derudover kan andre forhold som pladsforhold og støj blive afgørende parametre for valg af teknologi. Umiddelbart vurderes løsninger baseret på sibåndpresser eller dekantercentrifuger at give den største sikkerhed for en tilfredsstillende afvandingsgrad og rejektvandskvalitet. Referencer /1/ Vejledning i håndtering af forurenet jord på Sjælland, Amterne på Sjælland, 2001 /2/ Sedimentundersøgelser i 7 damme på Mølleåen, Hedeselskabet for Københavns Amt, 2001 /3/ Skitseprojekt for oprensning af Ørholm Mølledam, Hedeselskabet for Københavns Amt, 2003 /4/ Undersøgelse af bundfældningsegenskaber og rejektvandskvalitet for sediment fra Bagsværd Sø, DHI for Københavns Amt, 2005 /5/ Oprensning af Bagsværd Sø Vurdering af tekniske løsningsforslag til afvanding af sediment, DHI for Gladsaxe Kommune, 2004 Bilag I DHI

BILAG J Forøgelse af muslingbiomassen i forbindelse med sørestaurering 54495_Bilag K_2007-05-23 DHI