Nyttiggoerelse af vejvand i Aarhusgadekvarteret · nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret...

Vand i byer

Rapport

December 2013

Nyttiggørelse af vejvand i

Århusgadekvarteret

Karakterisering og modellering af

vejvandsafledninger samt test af udvalgte

renseteknologier

nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-11-19

Denne rapport er udarbejdet under

DHI’s ledelsessystem, som er

certificeret af DNV for

overensstemmelse med ISO 9001for

kvalitetsledelse.

Godkendt af

Expired certificate

XApproved by

Signed by: Morten Rungø

DHI • Agern Alle 5 • 2970 Hørsholm Telefon: +45 4516 9200 • Telefax: +45 4516 9292 • [email protected] • www.dhigroup.com

Nyttiggørelse af vejvand i

Århusgadekvarteret

Karakterisering og modellering af

vejvandsafledninger samt test af udvalgte

renseteknologier

Udarbejdet for Vand i Byer

Repræsenteret ved DTU Forsidefoto: Det fremtidige Århusgadekvarter (By & Havn)

Projektleder Bodil Mose Pedersen

Kvalitetsansvarlig Ulf Nielsen

Projektnummer 11806017-9

Godkendelsesdato 2013.12.06

Klassifikation Åben

i

INDHOLDSFORTEGNELSE

1 Sammenfatning ........................................................................................................... 1

2 Baggrund og formål .................................................................................................... 5 2.1 Nordhavn – En bydel i vandbalance .............................................................................................. 5 2.2 Nyttiggørelse af vejvand ................................................................................................................ 5 2.3 Projektstruktur ................................................................................................................................ 6

3 Beskrivelse af case område: Det fremtidige Århusgadekvarter .............................. 7 3.1 Afledning af regn- og spildevand ................................................................................................... 8 3.2 Trafikbelastning .............................................................................................................................. 9

4 Litteraturdata for sammensætning af vejvand og krav til udledning og

anvendelse ................................................................................................................. 11 4.1 Faktorer, der påvirker sammensætning af vejvand ..................................................................... 11 4.2 Kemisk sammensætning af vejvand ............................................................................................ 12 4.3 Mikrobiologisk sammensætning af vejvand ................................................................................. 14 4.4 Krav ved udledning af vejvand til marine vandområder ............................................................... 14 4.4.1 Badevandskrav ............................................................................................................................ 17 4.5 Krav ved anvendelse af vejvand til rekreative formål (udledning til ferskvandsområde) ............. 17 4.6 Krav til anvendelse af vejvand til toiletskyl og tøjvask ................................................................. 18 4.6.1 Drikkevandskrav........................................................................................................................... 19 4.7 Sammenfatning vedrørende miljøkvalitetskrav ............................................................................ 19

5 Karakterisering af vejvand i Nordhavn .................................................................... 21 5.1 Prøvetagningssteder og trafikbelastning ..................................................................................... 21 5.2 Prøvetagning ................................................................................................................................ 23 5.3 Vandmængder og nedbør ............................................................................................................ 24 5.4 Analyseparametre ........................................................................................................................ 27 5.5 Analyseresultater – metaller og organiske stoffer ........................................................................ 29 5.5.1 Vurdering af analyseresultater i forhold til udledning til marine vandområder ............................. 30 5.5.2 Vurdering af analyseresultater i forhold til rekreativ anvendelse (udledning til

ferskvandområde) ........................................................................................................................ 31 5.6 Analyseresultater – mikrobiologiske parametre ........................................................................... 32 5.6.1 Vurdering af analyseresultater i forhold til anvendelse til toiletskyl og tøjvask ............................ 33 5.7 Sammenfatning vedrørende karakterisering af vejvand .............................................................. 33

6 Modellering af vejvandsafstrømning fra et urbant område .................................... 35 6.1 Den hydrologiske model for Århusgadekvarteret ......................................................................... 36 6.1.1 Regndata ...................................................................................................................................... 38 6.2 Resultater fra modelleringen af Århusgadekvarteret ................................................................... 39 6.3 Vejvandsudledning fra 1 ha reduceret vejareal – grundlag for fastlæggelse af hydrauliske

forudsætninger for renseteknologi ............................................................................................... 43 6.3.1 Følsomhedsanalyse af modelleringsdata .................................................................................... 44

7 Laboratorietest af renseteknologier ......................................................................... 49 7.1 Karakterisering af partikel- og sedimentationsegenskaber .......................................................... 52 7.2 Mikrofiltrering ved anvendelse af et keramisk filter ...................................................................... 58 7.2.1 Driftsresultater .............................................................................................................................. 59 7.2.2 Kemisk karakterisering ................................................................................................................. 61

ii nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06

7.3 Kolonnefiltrering med aktivt kul .................................................................................................... 63

8 Forslag til rensekoncept for behandling af vejvand ............................................... 67 8.1 Forudsætninger ............................................................................................................................ 67 8.2 Koncept ........................................................................................................................................ 67 8.3 Begrænsninger og potentiale ....................................................................................................... 68

9 Konklusion ................................................................................................................ 71

10 Referencer ................................................................................................................. 75

BILAG

BILAG A Kloakkort over Sundkrogsgade og Oceanvej i Nordhavnen

BILAG B Feltskemaer for prøvetagningerne i brøndene på Sundkrogsgade og Oceanvej

iii

Resumé

I Nordhavnsområdet ønsker Københavns Kommune en bæredygtig og miljøvenlig infrastruktur.

Dette er et udbredt ønske i mange kommuner i Danmark og i udlandet. Håndtering af regnvand

fra stærkt trafikerede veje hører med til de opgaver, der skal løses for at gøre en bydel

miljøvenlig.

Dette projekt omfatter karakterisering af vejvand, modellering af vejvandsafstrømning og

laboratorieundersøgelser med test af tre rensetekniker: sedimentation, mikrofiltrering og aktiv

kulfiltrering. Resultaterne viser, at sedimentation og mikrofiltrering af vejvand fra trafikerede veje

kan reducere koncentrationen af tungmetaller med mere end 95%. Opløst kobber, zink og

bisphenol A kan muligvis være miljøkritiske, hvis udledningen af renset regnvand til havnen

placeres, hvor fortyndingen er minimal. Hvis der er behov for yderligere reduktion af kobber og

bisphenol A, kan disse stoffer reduceres til under detektionsgrænsen ved hjælp af aktiv

kulfiltrering. Ved opgradering af vejvandet med de foreslåede teknologier - i to eller tre trin - kan

der opnås en vandkvalitet, som medfører, at vandet f.eks. kan anvendes som sekundær

vandforsyning i boliger.

På baggrund af analyser og laboratorieundersøgelser er der opstillet et forslag til

anlægskoncept til behandling af vejvand fra den stærkt trafikerede Sundkrogsgade i Nordhavn.

Anlægskonceptet består af: Sedimentation i udligningstank og mikrofiltrering med keramiske

membraner. Disse renseprocesser kan suppleres med aktiv kulfiltrering, hvis kravene til

udledningen er skærpet ved udledning til særligt følsomme vandområder.

Anlægsprocesserne er i projektet dimensioneret til behandling af en årlig afstrømning på 4.800

m3 svarende til afstrømningen fra én reduceret ha vej, og der er taget højde for, at der

maksimalt må ske 10 overløb fra udligningstanken pr. år.

Vejvandsprojektet blev igangsat af Nordhavn Vandpartnerskab under ”Vand i Byer” i 2012 og

afsluttet i november 2013. Følgende har deltaget i projektgruppen i perioden fra januar 2012 til

november 2013:

Kirsten Ledgaard, By og Havn

Ida Lysbeck Madsen, By og Havn

Kasper Juel-Berg, HOFOR

Claus Schøsler, Københavns Kommune

Jan Rasmussen, Københavns Kommune

Eva Baunegaard Hemmersam, Københavns Kommune

Mikas Schmidt Christiansen, Grontmij

Ulf Nielsen, DHI

Kristina Buus Kjær, DHI

Morten Møller Klausen, DHI

Bodil Mose Pedersen, DHI (projektleder)

iv nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06

Sammenfatning

1

1 Sammenfatning

Bydelen Nordhavnen skal udvikles til et bæredygtigt og miljøvenligt område med boliger,

arbejdspladser, indkøbsmuligheder, institutioner og oplevelsesmuligheder. Ved udbygningen er

det målet, at vandkredsløbet i bydelen bliver bæredygtigt og med muligheder for etablering af

havnebad, grønne områder og udfoldelse af sportsaktiviteter.

Dette projekt skal ses som et led i implementeringen af miljøeffektive teknologier i

Nordhavnsområdet. Vejvandsprojektet er ét af i alt tre projekter, som er igangsat af Nordhavn

Vandpartnerskab under ”Vand i Byer”. De to andre projekter drejer sig om henholdsvis

”Grundvandsbesparende tiltag” og ”Online målinger af vandkvalitet”.

I Nordhavnsområdet passerer der på visse vejstrækninger i gennemsnit ca. 15.000 køretøjer i

døgnet, hvilket betyder, at vejvandet - i henhold til Københavns Kommunes principper for

udledning af vejvand - skal renses inden udledning, så vandkvaliteten i de omgivende marine

vandområder ikke bliver påvirket negativt.

Formålet med dette projekt har været gennem en kvalitativ og kvantitativ karakterisering af

vejvand samt laboratorietest af renseteknologier at etablere grundlag for opstilling af et

skitseforslag til renseteknologier, som kan opgradere vejvand, så det kan udledes til

vandområdet omkring Nordhavnsområdet eller anvendes til eksempelvis vanding eller som

sekundær vandforsyning i boliger.

Projektets fire hovedaktiviteter bestod således af:

1. Karakterisering af vejvand

2. Modellering af Århusgadekvarteret

3. Laboratorietest af teknologier til opgradering af regnvand

4. Opstilling af skitseforslag til renseteknologier, der kan opgradere vejvand, så det kan

udledes eller genanvendes.

Modellering af regnvandsafstrømningen dannede grundlag for dimensionering af rensefaciliteter,

og endelig skulle laboratorietest med opsamlet regnvand dokumentere renseeffektivitet for de

miljøkritiske parametre samt indledningsvist fastlægge driftsbetingelser.

Karakterisering af vejvand Vejvandskarakteringen omfattede dokumentation af sammensætningen af vejvand fra en stærkt

trafikeret vejstrækning: Sundkrogsgade (ca. 14.000 køretøjer/d i 2009) og en lavt trafikeret

vejstrækning: Oceanvej (< 300 køretøjer/d). De mest kritiske parametre i forhold til udledning til

marine vandområder er: Suspenderet stof, COD, BOD, bly, kobber, zink, bisphenol A, 5 PAH

(Poly Aromatiske Hydrocarboner) og DEHP. Ved udledning til ferskvandsområder er Total-P

også en kritisk parameter. Vejvandet fra Sundkrogsgade anses ved sammenligning med andre

danske vejvandskarakteriseringer som højt belastet, men koncentrationsniveauet for

forureningsparametrene svarer til niveauet i undersøgelser, hvor trafikintensiteten er

sammenlignelig.

Modellering Modellering af vejvandsafstrømningen, der var baseret på 5½ års nedbørsdata fra den

nærliggende nedbørsstation (SVK 30234), blev anvendt til at fastlægge de hydrauliske

forudsætninger for et renseanlæg til behandling af vejvand fra et område med et vejareal

svarende til 1 ha reduceret areal. Den afstrømmende regnvandsmængde fra 1 ha blev beregnet

til 4.600 m3/år. Baseret på en række forudsætninger vedrørende intialtab, tiden mellem to

nedbørshændelser, driftsprincipper for en udligningstank og maksimalt 10 overløb pr. år blev det

optimale volumen af udligningstanken beregnet til 150 m3. Den tilhørende nødvendige

renseanlægskapacitet blev opgjort til 5 l/s·ha.

2 nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06

Laboratorietest Vejvand fra stærkt trafikerede veje har højere koncentrationer af miljøbelastende stoffer end

vejvand fra mindre trafikerede veje. I fremtiden vil trafikbelastningen på flere vejstrækninger i

Nordhavn være af samme størrelsesorden som den nuværende (2012) på Sundkrogsgade, der

er stærkt trafikeret og dagligt passeres af ca. 14.000 køretøjer. Det er baggerunden for, at

laboratorietest af udvalgte rensemetoder er gennemført med vejvand fra Sundkrogsgade.

En stor del af de kritiske forurenende stoffer i vejvand er knyttet til partikulært og kolloidt

materiale. Teknologier til partikelseparation som sedimentation og filtrering bliver således

nøgleteknologier i forhold til et renseanlægskoncept til vejvand. Karakteriseringen viste, at den

opløste fraktion i vejvandet indeholder forhøjede koncentrationer af miljø- og sundhedsskadelige

stoffer i forhold til forventede udlederkrav. Derfor er det relevant at vurdere teknologier, der kan

nedbringe koncentrationerne af opløste fraktioner af specielt metaller og PAH. Til at reducere

kritiske stoffer i den opløste fraktion blev aktiv kulfiltrering testet i laboratorieskala.

Laboratorieforsøg viste, at efter sedimentation er der finpartikulært stof til stede i den øverste

vandfase, og for at reducere denne fraktion blev en kompakt mikrofiltreringsteknologi afprøvet.

Ved mikrofiltrering gennem en keramisk siliciumcabid-membran skete der en markant reduktion

i koncentrationerne af suspenderet stof, COD, BOD, Total-P, PAH, phthalater og NPE, men i det

rensede vand var der fortsat forhøjede koncentrationer af kobber og zink samt bisphenol A.

Ved behandling af det mikrofiltrerede vejvand i aktiv kul filtret blev koncentrationerne af kobber

og bisphenol A reduceret til koncentrationer under miljøkvalitetskravene for marine

vandområder. Reduktionen i koncentrationen af zink er begrænset, men hvis zink skal

reduceres i vejvandet, kan en aktiv kul kolonne kombineres med et andet medie som

eksempelvis en naturlig ionbytter i form af zeolit.

Rensekoncept Den gennemførte karakterisering, modelleringen af vejvandsafstrømning og

laboratorieforsøgene med test af rensetekniker har tilsammen dannet udgangspunkt for forslag

til et anlægskoncept bestående af:

• Batchvis sedimentation i udligningstank

• Mikrofiltrering med keramiske membraner

• Kolonnefiltrering gennem et aktiv kulfilter

I urenset vejvand fra Sundkrogsgade (14.000 køretøjer/d) var følgende parametre kritiske:

Suspenderet stof, COD, BOD, Total-P, bly, kobber, zink, bisphenol A, 5 PAH’er og DEHP.

Oversigten i Tabel 1.1 viser de kritiske parametre efter hvert rensetrin relateret til

miljøkvalitetskrav for marine og ferske vandområder. Anlægskonceptet er skaleret i forhold til

en årlig afstrømning på 4.600 m3 fra 1 ha reduceret vej og under forudsætning af, at der

maksimalt må ske 10 overløb fra udligningstanken pr. år. Ved maksimalt 10 overløb pr. år vil

95% af det afstrømmende vand blive renset inden udledning.

Drifts- og anlægsomkostningerne vist i Tabel 1.1 gælder for 1 reduceret ha vej. Det er vigtigt at

være opmærksom på, at omkostningerne ved behandling af regnvandsafstrømning fra et areal

større end 1 ha kan ikke beregnes ud fra et princip om proportionalitet. Driftsomkostningerne for

sedimentationstanken udgøres væsentligst af udgifter til bortpumpning og deponering af

sediment. For mikrofiltrering er der udgifter til strømforsyning, tilsyn, ekstra rengøring af

membraner 2-4 gange pr. år samt kemikalier til rengøring. Ved aktiv kulfiltrering er de

væsentligste driftsudgifter anskaffelse og bortskaffelse af henholdsvis nye og brugte kul.

Sammenfatning

3

Tabel 1.1: Kapacitet, drifts- og anlægsomkostninger for sedimentation, mikrofiltrering og aktiv kulfiltrering til behandling af regnvand fra 1 reduceret ha vej.

Teknik Kapacitet

Drifts-

omkostninger

kr./år

Anlægs-

omkostninger

mio. kr.

Kritiske parametre efter

rensning sammenlignet

med miljøkvalitetskrav

Sedimentationstank 150 m3 180.000 0,5-1

Suspenderet stof, COD,

Total-P, bly, kobber, zink,

bisphenol A, 4 PAH

Mikrofiltrering 7,5 l/s·ha 74.000-

116.000 1,4

Opløst kobber og zink,

bisphenol A

Aktiv kulfiltrering 7,5 l/s·ha 45.000-48.000 1,45 Opløst zink

Projektets resultater viser, at sedimentation og mikrofiltrering af regnvand fra trafikerede veje

kan reducere koncentrationen af tungmetaller med mere end 95%. Kun opløst kobber, zink og

bisphenol A kan være problematiske, hvis udledningen af renset regnvand til havnen placeres,

hvor fortyndingen er minimal.

Ved etablering af et pilotanlæg, der inkluderer sedimentation og mikrofiltrering, er det muligt

konkret at opnå viden om, hvilken vandkvalitet disse to renseteknikker i praksis kan levere, og

om vandet efter rensning kan ledes direkte ud, anvendes til rekreative formål eller anvendes

som sekundær vandforsyning i boliger.

Baggrund og formål

5

2 Baggrund og formål

2.1 Nordhavn – En bydel i vandbalance

Bydelen Nordhavnen skal udvikles til et bæredygtigt og miljøvenligt område med både boliger,

arbejdspladser, indkøbsmuligheder, institutioner og oplevelsesmuligheder. Ved udbygningen er

det målet, at vandkredsløbet i bydelen bliver bæredygtigt og med muligheder for etablering af

havnebad, grønne områder og udfoldelse af sportsaktiviteter.

Klimaændringer medfører i Danmark store mængder regn, hvilket er en udfordring i forhold til

styring og indretning af kloak- og regnvandssystemer. I Nordhavnen er der aktuelt et behov for

at undersøge og vurdere, om vejvandet kan ledes ud i havneområdet, eller om det kan

anvendes som en ressource, f.eks. til rekreative formål eller til forsyning af sekundavand til

beboelser. Tilstedeværelse af forureningskomponenter i vejvandet og de kvalitetskrav, der stilles

til udledning eller til alternative anvendelser, er af afgørende betydning for, hvilke

renseteknologier det er nødvendigt at inkludere i håndteringen af vejvandet.

By og Havn, der står for udviklingen af Nordhavn, satser på anvendelse af ”grønne” teknologier,

herunder bl.a. etablering af grønne tage og anvendelse af regnvand til f.eks. toiletskyl og

tøjvask. Dette projekt skal ses som et led i implementering af miljøeffektive teknologier.

Vejvandsprojektet er ét af i alt tre projekter, som er igangsat af Nordhavn Vandpartnerskab

under ”Vand i Byer”. De to andre projekter drejer sig om henholdsvis: ”Grundvandsbesparende

tiltag” og ”Online målinger af vandkvalitet”.

2.2 Nyttiggørelse af vejvand

Det overordnede formål med projektet om vejvand er at benytte Nordhavnsområdet som case

område i forhold til at opstille forslag til tiltag, der kan sikre opfyldelse af udlederkrav for vejvand

og alternativt udnytte det rensede vejvand til eksempelvis rekreative formål eller andre

anvendelser, som kræver opgradering af vejvandet.

Århusgadekvarteret er den første etape i Nordhavnen, der skal udvikles, og hvor der foreligger

konkrete planer for bebyggelse, trafik, kloakering, rekreative områder m.m. Århusgadekvarteret i

Nordhavn etableres med et tredelt kloaksystem til separat håndtering af spildevand, tagvand og

vejvand. Kvarteret er derfor som udgangspunkt et relevant område at anvende som eksempel

på håndteringen af vejvand i et urbant område. Implementeringen af infrastrukturen i

Århusgadekvarteret var i november 2012 imidlertid så langt fremskredet, at kvarteret af

praktiske årsager kun delvist er anvendt ved dimensionering af rensefaciliteter til behandling af

vejvand. I stedet er vejvandsafstrømningen i dette projekt generaliseret til 1 ha vejareal med en

nedbørshistorik svarende til Nordhavnsområdet.

Københavns Kommune har i det seneste udkast til kommunens Spildevandsplan (2013) fastsat

retningslinjer for, hvornår vejvand skal renses inden udledning. Overfladeafstrømning fra veje

med en døgntrafikbelastning på 5.000 køretøjer eller mere skal ifølge Spildevandsplanen

renses, inden det må udledes.

Trafikbelastningen i Århusgadekvarteret forventes at være lavere end 5.000 køretøjer pr. døgn,

og regnvandet fra dette område kan således umiddelbart udledes til havneområdet. Hele

Nordhavnsområdet skal udvikles over de næste halvtreds år, og derfor vil der i andre

delområder være stor trafikbelastning (>15.000 køretøjer pr. døgn), hvilket gør det relevant at

vurdere renseteknologier til behandling af vejvandet inden udledning.


2.3 Projektstruktur

Projektet er opdelt i fire aktiviteter, der her er rapporteret samlet:

5. Karakterisering af vejvand

6. Modellering af Århusgadekvarteret

7. Laboratorietest af teknologier til opgradering af regnvand

8. Opstilling af skitseforslag til renseteknologier, der kan opgradere vejvand, så det kan

udledes eller genanvendes.

Karakterisering af vejvand Formålet med karakteriseringen af vejvand - hovedsageligt fra veje med en trafikbelastning

>5000 køretøjer i døgnet - er at identificere, hvilke parametre der er kritiske i forhold til udledning

og til anvendelse. Karakteriseringen danner baggrund for udpegning af relevante

renseteknologier, der efterfølgende testes i laboratorieskala.

Inden for projektet demonstreres, hvilke undersøgelser og data fra urbane områder som er

nødvendige at have til rådighed forud for implementering af renseteknologier, der skal sikre

miljømæssigt forsvarlig udledning eller anvendelse af vejvand.

Modellering Gennem modellering af historiske regndata for Nordhavnsområdet er mængden af regnvand fra

forskellige overfladetyper (tage, veje, haver og uspecificerede overflader) i et byområde

kvantificeret. Modelleringen giver dermed en størrelsesorden for de regnvandsmængder, som er

til rådighed i byområdet. Regnvandsdata er bearbejdet og anvendt til at beregne varigheden og

mængden af det afstrømmende regnvand samt til at fastlægge den optimale kapacitet for

udligningsbassin og øvrige rensefaciliteter under forudsætning af et valgt antal overløb pr. år.

Modelleringen af regnvandsafstrømningen er tillige generaliseret, så den svarer til

afstrømningen fra 1 ha reduceret vejareal. På den måde fås et billede af afstrømningen i et

urbant område, hvor nedbørsmønsteret som udgangspunkt er det samme som i

Nordhavnsområdet. Det vil være let at anvende andre regnserier til modellering af andre

byområder, hvor der ønskes en forbedret regnvandshåndtering.

Laboratorietest Laboratorietest inkluderer sedimentationsundersøgelser, partikelkarakterisering, mikrofiltrering

og aktiv kulfiltrering udført på opsamlet regnvand fra Nordhavnsområdet. Formålet er at opstille

designkriterier for relevante renseteknologier til behandling af vejvand.

Skitseforslag til renseteknologier Modelleringen af regnvandsafstrømningen vil sammen med karakteriseringen af vejvand og

laboratorietest af renseteknologier danne basis for opstilling af forslag til renseteknologier, der

kan opgradere vejvandet til den ønskede kvalitet.

De opstillede forslag til renseteknologier baseres på laboratorietest med vejvand fra veje med

en trafikbelastning på mere end 5.000 køretøjer pr. dag. Målet er, at det rensede vejvand skal

kunne leve op til miljøkvalitetskravene for marine vandområder. Desuden sammenlignes

kvaliteten af det rensede vand med kvaliteten af tagvand, der kan anvendes til toiletskyl og

tøjvask. Endelig vurderes vandkvaliteten i forhold til anvendelse til rekreative formål i urbane

områder.

Beskrivelse af case område: Det fremtidige Århusgadekvarter

7

3 Beskrivelse af case område: Det fremtidige Århusgadekvarter

Århusgadekvarteret er beliggende i den sydlige del af Nordhavn adskilt fra Østerbro af den

stærkt trafikerede Ring 2 samt jernbaneterrænet nær Nordhavn station [26].

Lokalplanen for Århusgadekvarteret er ved at blive realiseret (foråret 2013). Fremtidens

Århusgadekvarter bliver et tæt kompakt bykvarter med en ligelig fordeling af boliger og erhverv

med plads til ca. 3.000 beboere og 6-7.000 arbejdspladser. Nordhavnen udbygges ud fra et

overordnet princip om en bydel bestående af holme og kanaler [26][27].

Figur 3.1 Luftfoto af det eksisterende Århusgadekvarter [27].

Figur 3.2 Århusgadekvarteret i fremtiden [27].


Mange af de byelementer, der er karakteristiske for Århusgadekvarteret, så som

bebyggelsestætheden, udformningen af gader og pladser, tagbelægninger m.m. vil gå igen i

andre dele af Nordhavnsområdet, og derfor kan den viden om regnvandshåndtering, der er

udviklet i dette projekt, bruges ved udbygningen af kommende arealer i Nordhavn.

3.1 Afledning af regn- og spildevand

I Århusgadekvarteret vil der ske en separering af regn og spildevand, så spildevand ledes til

renseanlæg, mens regnvand afledes til havnen. Det er planlagt at adskille vejvand fra de to

mest trafikerede gader (Århusgade og Lüdersvej) fra tag- og vejvand fra sivegaderne. Kvaliteten

af vejvand fra sivegaderne sidestilles med tagvand, og vandet kan ifølge lokalplanen afledes

direkte til havnen gennem et sandfang, mens vejvand, der kræver rensning inden udledning, vil

kunne renses lokalt [26]. På Figur 3.3 er vist de fem planlagte udledningspunkter for tag- og

vejvand fra sivegaderne (UØ457-UØ460 samt UØ462) samt udledningspunktet for vejvand fra

Århusgade og Lüdersvej (UØ461).

Grønne LAR-metoder kan ifølge lokalplanen anvendes i områder, hvor der ikke umiddelbart er

mulighed for afledning til havnen, eller hvor grønne løsninger er ønskelige af hensyn til de

landskabelige værdier [26].

For udledning af overfladevand (både tagvand og vejvand) gælder det, at der skal være mindst

50 m fra udledningspunktet til nærmeste planlagte havnebad [26]. Der er i lokalplanen mulighed

for, at der kan anlægges et havnebad, evt. ud for siloerne, jf. Figur 3.3.

Lokalplanen giver mulighed for etablering af grønne tage, der har en lang række fordele. Bl.a.

kan de opsuge mellem 50 og 80 % af den nedbør, der falder på taget, og de bidrager til at gøre

byen grønnere og reducere den såkaldte ”Urban Heat Island”-effekt [26]. Det forventes, at

omkring 50 % af tagarealet vil blive dækket af grønne tage [28].

Figur 3.3 Udledningspunkter for tag- og vejvand i Århusgadekvarteret. Punkterne UØ457-UØ460 samt UØ462 afleder tagvand og vejvand fra sivegaderne, mens UØ461 afleder vejvand fra de mere trafikerede gader Århusgade og Lüdersvej (blå linjer).

UØ458

UØ457

UØ459

UØ460

UØ461

UØ462

Evt.

havnebad

Beskrivelse af case område: Det fremtidige Århusgadekvarter

9

3.2 Trafikbelastning

Nordhavn planlægges som en bydel med en trafikfordeling på minimum 1/3 cyklister, minimum

1/3 kollektivrejser og maksimum 1/3 bilrejser. Nordhavn planlægges desuden udviklet som en

”5-minutters by”. Det betyder, at der ikke skal være mere end 5 minutters gang til kollektivtrafik.

Århusgadekvarteret kollektivbetjenes via S-tog på Nordhavn station, to metrostationer i

Nordhavn samt busser. Busbetjeningen planlægges primært at skulle forløbe via en busgade

placeret i ”det grønne loop”, se Figur 3.4. Herudover vil der være busbetjening i enkelte andre

gader, som f.eks. Århusgade og Lüdersvej. I Århusgadekvarteret vil biltrafikken foregå primært

på de bløde trafikanters præmisser.

Figur 3.4 Trafikårer og parkeringshuse i det fremtidige Århusgadekvarter [27].

Lüdersvej og Århusgade fører ind i området – og direkte til tre P-anlæg med henholdsvis ca.

350, ca. 800 og ca. 400 p-pladser, se Figur 3.4. Der kan i alt etableres 1.900 P-pladser i

Århusgadekvarteret. Der forventes en daglig trafikbelastning i Århusgade/Lüdersvej på mindre

end 5.000 køretøjer/døgn. De lokale gader får karakter af stræder med lav trafikintensitet. Der

planlægges mulighed for at køre tæt på de enkelte ejendomme, men parkering i holmegader vil

kun tillades som korttidsparkering eller handikapparkering eller til delebiler og elbiler [26]. I de

lokale gader forventes der samlet set en daglig trafikbelastning på mindre end 1.000

køretøjer/døgn. Den tunge trafik vil fortsat blive ledt ad Sundkrogsgade [27].

P 400

P 350

P 800

Litteraturdata for sammensætning af vejvand og krav til udledning og anvendelse

11

4 Litteraturdata for sammensætning af vejvand og krav til udledning og anvendelse

Nordhavnskvarteret er omgivet af marine vandområder, og det er derfor nærliggende at udlede

vejvandet fra Århusgadekvarteret via det separate regnvandssystem til havnebassinerne.

Kvarteret bliver opbygget som øer og halvøer, der gennemskæres af marine kanaler og

rekreative vandrum.

I dette projekt anvendes Nordhavn og Århusgadekvarteret som case-område, men projektets

resultater kan også anvendes i forbindelse med udvikling af urbane områder, der til forskel fra

Nordhavn ikke er omgivet af marine vandområder, og som derfor har andre behov i form af

anlæg af rekreative områder med ferskvand.

Uanset om vejvandet eksempelvis skal anvendes til husholdningsformål, eller det skal udledes

til et vandområde, kræver det, at vandet opfylder en række kvalitetskrav relateret til bestemte

parametre. Kvalitetskravene vil afhænge af anvendelsesformålet, eller hvilket vandområde

vejvandet udledes til. Dette kapitel beskriver det typiske indhold af organisk stof, metaller og

miljø- og sundhedsskadelige stoffer samt de gældende krav ved:

• Udledning til et marint vandområde

• Udledning til rekreative ferskvandsområder

• Anvendelse til toiletskyl og som skyllevand i vaskemaskiner

Kvalitetskravene er fastlagt i dansk lovgivning [1,10], EU-lovgivning [4,7,8], Vandplaner [2] og

vejledninger/anvisninger [14]. I de følgende afsnit er kvalitetskravene til udvalgte parametre

beskrevet i detaljeret.

Der er gennemført litteraturindsamling om sammensætning af vejvand, og regnvandsdata er

sammenlignet med de krav, der stilles ved udledning og ved udvalgte anvendelsesformål.

Kravene er i kapitel 5 sammenlignet med vejvandssammensætningen målt i Nordhavnsområdet

i dette projekt.

4.1 Faktorer, der påvirker sammensætning af vejvand

Viden om vejvands sammensætning og variationen i sammensætningen over tid (i løbet af en

nedbørshændelse) er vigtig i forhold til at udpege og teste den optimale renseteknologi, der kan

opgradere vandet til den ønskede vandkvalitet. Sammensætningen af det første afstrømmende

vejvand opsamlet efter en lang tørvejrsperiode vil være påvirket af det aktuelle geografiske

område og de fysiske egenskaber, der er knyttet til området, som f.eks. vindretning,

luftforurening, overfladematerialer m.m.

Det er vigtigt at understrege, at vejvandsafstrømning har et meget varieret indhold af

suspenderet stof, metaller og organiske stoffer, og koncentrationsniveauerne vil afhænge af

flere faktorer som for eksempel:

• Tiden mellem to nedbørshændelser

• Varighed og intensitet af nedbørshændelsen

• Vejbelægningen

• Trafikintensiteten

• Bilernes alder, størrelse og generelle tilstand

• Ekskrementer fra dyr

• Årstidsvariationer, herunder saltning og snesmeltning


Det er derfor vanskeligt at tale om en typisk sammensætning af vejvand. Efter længere tids

tørke ses ofte en "first flush" effekt, hvor stofkoncentrationerne er størst i begyndelsen af en

regnhændelse. Dette kan skyldes, at nogle forureningskomponenter akkumuleres på overflader i

tørvejr, hvorefter de udvaskes under regn, og dermed vil stofkoncentrationerne i vejvandet være

størst i starten og derefter falde, efterhånden som afvaskningen aftager. Fænomenet er velkendt

for små overflader, mens det er mere kompliceret for større områder, hvor tidsforskydning af

afstrømning fra flere små overflader samt sedimentation, resuspension og afrivning i

rørsystemerne kan udjævne effekten.

4.2 Kemisk sammensætning af vejvand

I Tabel 4.1 er vist koncentrationer af suspenderet stof, metaller og organiske stoffer målt i

regnafstrømning fra to parkeringspladser i 2011 samt fra veje og parkeringspladser i et område i

Ørestad i 2009-2010. Alle prøver er udtaget flowproportionalt. Det er desuden valgt at illustrere

sammensætningen af regnvand (tør og våd deposition) samt koncentrationer af metaller og

organiske stoffer i tagvand i tabellen med henblik på at sammenligne vejvand med tagvand i

forhold til at anvende vejvand til toiletskyl og tøjvask. Tagvand kan efter simpel filtrering og uden

karakterisering anvendes til toiletskyl og tøjvask i husholdninger.

Der findes desuden resultater af ældre analyser af vejvand fra 1995-1996 i Skovlunde og

Bagsværd samt for metaller og BTEX fra 2006 i Gentofte. Resultaterne fra disse

måleprogrammer er blandt andet rapporteret i [29] og [31], men da der siden målingerne, er sket

store ændringer i sammensætningen af materialer, som anvendes i køretøjer, er disse data ikke

medtaget her. Afsmitningen fra køretøjerne og dermed også vejvandets sammensætning har

ændret sig. Eksempelvis indeholder dæk færre tungmetaller i dag end tidligere. Oliespildet fra

køretøjer er også blevet mindre, ligesom bly i benzinen er udfaset.


13

Tabel 4.1: Sammensætning af regnvand fra P-pladser, tagvand, atmosfærisk deposition og afsmitning fra tagpap.

Enhed P-plads

Fisketorvet

P-plads

Ørestad

Vejvand

Ørestad1)

Regnvand

Tør+våd

deposition

DK

Afsmitning

fra tagpap

Tagvand

Review

middelværdi

Referencer [15] [15] [18] [22] [20]

Ledningsevne mS/m 59-82 141

Alkalinitet meqv/l

pH

5,7

Absorbans 254 nm %

SS mg/l 15-88 6,1-270 52-99 43

Total-P mg/l 0,15-0,27 0,04-0,28 0,081-0,15 0,22

Total-N mg/l

0,86-1,7 1,47

BOD mg/l 2,8-10 2,1-20 1,3-2,9 12

COD mg/l 22-56 21-230 25-85 66

NVOC mg C/l - - -

Klorid mg/l - - -

Bly total µg/l 2-10 0,8-20 3,1-11 1,28 0,47 69

Bly filtreret µg/l <0,5 <0,5 -

Kobber total µg/l 22-45 12-110 8-45 0,99 1,5 153

Kobber filtreret µg/l 0,5-16 9-28 -

Zink total µg/l 46-180 11-230 62-110 8,15 16 370-1851

Zink filtreret µg/l 13-23 2,5-18 -

NP µg/l 0,19 0,15 0,19

NP og NPE µg/l 0,58 0,15 0,19

Acenaphthen µg/l <0,010 <0,010 <0,010

Flouren µg/l <0,010 <0,010 <0,010 0,01 0,010

Phenanthren µg/l 0,024 0,1 <0,010 0,02 0,014

Flouranthen µg/l 0,041 0,21

0,057-0,084 0,03

0,010

Pyren µg/l 0,052 0,14

0,073-0,076 0,02

Benz(b+j+k)flouranthen µg/l 0,032 0,18

0,042-0,059 0,02

0,011

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l <0,010 0,031

<0,01-0,015 0,007

0,011

Benz(a)pyren µg/l <0,010 0,041

0,016-0,046 0,01

0,011

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,031 0,076 0,029-0,04 0,006

Sum PAH µg/l 0,18 0,78 0,28-0,29 0,14 0,051

Bisphenol A µg/l 1,2 0,61 0,18-0,32

DEHP µg/l 6 5,3 0,9-5,1

PFOS ng/l 16,1 <5,0 <3,3-419

PFOA ng/l 39,6 <5,0 3,7-67

Sum PFC ng/l 147 <5,0 3,7-1.590

Mineralsk olie mg/l <0,1-0,25 <0,10

1) CF Møllers vej, Arne Jacobsens Allé og fra P-pladsen ved Fields indkøbscenter, inkl. drænvand.

Vejvand fra Ørestad inkluderer drænvand fra området, hvilket kan være en årsag til, at de målte

stofkoncentrationer generelt er lidt lavere end koncentrationerne målt i regnvandsafstrømning

fra p-pladserne.


4.3 Mikrobiologisk sammensætning af vejvand

I Tabel 4.2 er vist målte koncentrationer af mikrobiologiske indikatororganismer: Coliforme

bakterier, enterokokker, Escherichia coli (E. coli) og kimtal ved 37 °C i regnvand fra befæstede

arealer og til en sammenligning også i tagvand.

Tabel 4.2 Koncentrationer af de mikrobiologiske parametre coliforme bakterier, enterokokker, E. coli og kimtal ved 37 °C i regnvand fra befæstede arealer og i tagvand.

Enhed

Separate

regnvandssystemer

Sverige (12 prøver)

Regnvandstanke

til opsamling af

tagvand, Danmark

(14 prøver)

Tagvand

Vestbadet

(1 prøve)

Regnvandstank

Vestbadet

(3 prøver)

Referencer [37] [34] [36] [36]

Coliforme bakterier cfu/100ml <1 23-4.600

Enterokokker cfu/100ml 1.100 20-110

E.coli cfu/100ml 310-21.000 4-990

Kimtal ved 37 °C Pr. ml <0,01 - 0,68 x106 <10 2.200-9.300

Forekomsten af bakterier i vand fra befæstede arealer er kun sparsomt undersøgt. I en

undersøgelse udført af DHI-Sverige for Halmstad Kommune på 12 lokaliteter i sommeren 2004

blev der fundet mellem 310 og 21.000 E. coli pr. 100 ml i separate regnvandssystemer med en

median værdi på 3.800 CFU/100 ml og en 95 % percentil på 13.000 CFU/ml [37].

4.4 Krav ved udledning af vejvand til marine vandområder

I forhold til udledning af vejvand til vandområder skal Bekendtgørelsen om miljøkvalitetskrav [1]

og Miljømålsloven [23] være opfyldt. Disse to danske lovdokumenter har baggrund i Direktivet

om udledning af visse farlige stoffer [4], i Vandrammedirektivet [6] og i Direktivet om

miljøkvalitetskrav [5].

Almindeligt belastede regnbetingede udledninger er ikke omfattet af Bekendtgørelse nr. 1022

[1], men fordi separate regnbetingede udledninger fra f.eks. oplagspladser og maskinparker

betragtes som punktkilder, og disse er omfattet af bekendtgørelsen om miljøkvalitetskrav, er det

relevant at undersøge sammensætningen af vejvand for at vurdere, om vandet er mere end

”almindeligt belastet” og derfor bør renses inden udledning.

Grundprincipperne for tilladelse til udledning fra forurenede punktkilder er, at:

• Udledningen af forurenende stoffer reduceres ved BAT

• Det kan sandsynliggøres, at miljøkvalitetskravene er opfyldt for vandområdet

• Der ikke sker en øget forurening

• Udledningen overvåges ved egenkontrol

Bekendtgørelse nr. 1022 [1] indeholder både nationale miljøkvalitetskrav (bekendtgørelsens

bilag 2) og EU-miljøkvalitetskrav (bekendtgørelsens bilag 3), der lægges til grund for regulering

af udledning af forurenende stoffer. Miljøkvalitetskravet er den koncentration af et bestemt stof i

vand, sediment eller biota, som ikke må overskrides af hensyn til beskyttelsen af menneskers

sundhed og miljøet, jf. bekendtgørelsens § 5, stk. 1. Miljøkvalitetskrav indgår i


15

vandrammedirektivets (og miljømålslovens) forståelse af, hvad der anses for god økologisk

tilstand for et vandområde.

Idet der endnu ikke eksisterer generelle krav til regnvandsudledninger, baseres de her opstillede

krav på gældende retningslinjer fra Naturstyrelsen [23]. Ved fastsættelse af vilkår for udledning

skal:

• Indholdet af forurenende stoffer inden udledning være nedbragt mest muligt gennem

anvendelse af bedste tilgængelige teknik (BAT)

• Miljøkvalitetskravet være opfyldt ved afgrænsning af blandingszone (hvis den er udpeget)

• Fortynding inden for blandingszonen inddrages

• I forvejen forekommende koncentrationer fra andre udledninger i vandmiljøet inddrages.

Miljøkvalitetskrav skal være opfyldt ved blandingszonens afgrænsning, og udledningen må ikke

hindre opfyldelse af kravene i den del af vandområdet, som ligger uden for blandingszonens

afgrænsning. I kystvande kan forventes en fortynding på 10-50 gange afhængigt af

udledningsforholdene. I stillestående havnebassiner kan fortyndingen være mindre end 10

gange.

I Tabel 4.3 er anført generelle miljøkvalitetskrav for marint overfladevand for en række

forurenende stoffer, som forventes at være til stede i vejvand. Med mindre andet er anført,

refererer miljøkvalitetskrav til de totale stofkoncentrationer for de enkelte stoffer.

Miljøkvalitetskrav benyttes senere i rapporten (se kapitel 5) som udgangspunkt for en

sammenligning med stofkoncentrationer målt i vejvand fra Nordhavnsområdet. Efterfølgende

benyttes data til vurdering af, hvilke renseteknologier der potentielt vil kunne rense vejvandet, så

forventede udledningskrav kan opfyldes.


Tabel 4.3 Miljøkvalitetskrav for marine områder, miljøkvalitetskrav til rekreativt ferskvand og drikkevandskrav. MKK = miljøkvalitetskrav.

Enhed Udledning til marint

vandområde MKK

Anvendelse til

rekreativt vand

Drikkevand

Referencer [1], [8], [23] [1], [2], [8], [9] [13]

Ledningsevne mS/m - >30

Alkalinitet meqv/l -

-

pH -

7-8,5

Absorbans 254 nm % - -

SS mg/l - 252) -

Total-P mg/l 1,511) 0,062) / 1,511) 0,15

Total-N mg/l 811) 811) 500)

BOD mg/l 1511) 32) / 1511) -

COD mg/l 7511) 7511) -

NVOC mg C/l - - 4

Klorid mg/l - - 250

Bly total µg/l - 3,22) 5/103)

Bly filtreret µg/l 0,34 0,34 -

Kobber total µg/l - 122) 100/20003)

Kobber filtreret µg/l 1 (2,9)1) 1 (12)1) -

Zink total µg/l - 1102) 100/30003)

Zink filtreret µg/l 7,81) 7,81) -

NP µg/l 0,3 0,3 204)

NP og NPE µg/l - - -

Acenaphthen µg/l 0,38 3,8 -

Flouren µg/l 0,23 2,3 -

Phenanthren µg/l 1,3 1,3 -

Flouranthen µg/l 0,1 0,1 0,1

Pyren µg/l 0,0017 0,0046 -

Benz(b+j+k)flouranthen µg/l 0,035) 0,035) 0,16)

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l 0,0027) 0,0027) -

Benz(a)pyren µg/l 0,05 0,05 0,01

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,0027) 0,0027) -

Sum PAH µg/l - - -

Bisphenol A µg/l 0,01 0,1

DEHP µg/l 1,3 1,3 1

PFOS ng/l 2.5008) - -

PFOA ng/l - - -

Sum PFC ng/l - - -

Mineralsk olie mg/l 5/103)

Enterokokker cfu/100ml 100 (185)9) 200 (330)10) -

E.coli cfu/100ml 250 (500)9) 500 (900)10) -

Kimtal ved 37°C Pr. ml - 5/203)

0) Kravværdi gælder kun nitrat (NO3) 1) Der tages hensyn til den naturlige baggrundskoncentration, hvis den gør det umuligt at overholde miljøkvalitetskravet. Tallet i parentes angiver den maksimale grænse for koncentrationen 2) Krav fastsat af Københavns Kommune til afledning af regnvand til kanaler i Ørestad. Baggrunden for kravet er BEK. 921 [9] 3) Kvalitetskravet vedrører henholdsvis afgang fra vandværk og værdi ved forbrugers taphane. For værdien for mineralsk olie gælder, at det er total olie i drikkevandet. 4) Sum af nonylphenol og octylphenol 5) Sum af benzo(b+k)flouranthen 6) Sum af benzo(b+k)flouranthen, benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 7) Sum af benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 8) Estimeret PNEC for effekter på marine organismer, Helcom (OSPAR 2005) 9) Krav til udmærket kvalitet af kystnært badevand i Badevandsbekendtgørelsen [8]. I parentes er angivet krav til tilfredsstillende kvalitet af kystnært badevand. 10) Krav til udmærket kvalitet af ferskt badevand i Badevandsbekendtgørelsen [8]. I parentes er angivet krav til tilfredsstillende kvalitet af ferskt badevand. 11) Minimum krav til udledning til marine og ferske vandområder fra offentlige renseanlæg med en godkendt kapacitet på 5.000 PE eller derover [23].


17

4.4.1 Badevandskrav

I planerne for det nye Århusgadekvarter er omtalt mulighederne for at anlægge et havnebad i

området. I den forbindelse er det nødvendigt at være opmærksom på, at badevandskvaliteten

kan overholdes ved udledning af regn til vandområdet. Badevandet skal som minimum opnå en

tilfredsstillende kvalitet i forhold til de fastsatte krav i Badevandsbekendtgørelsen [8]. Kravene er

gengivet i Tabel 4.4. For Århusgadekvarteret er det kravene for kystvande og overgangsvande,

som er relevante.

Tabel 4.4 Kvalitetskrav for badevand af henholdsvis udmærket, god og tilfredsstillende kvalitet fastlagt i Badevandsbekendtgørelsen [8].

Ferskvand Kystvande og overgangsvande

Enhed: cfu/100 ml Intestinale

enterokokker

Escherichia coli Intestinale

enterokokker

Escherichia coli

Udmærket

kvalitet

2001) 5001) 1001) 2501)

God kvalitet

4001) 1.0001) 2001) 5001)

Tilfredsstillende

kvalitet

3302) 9002) 1852) 5002)

1) Ud fra en vurdering af 95-percentilen

2) Ud fra en vurdering af 90-percentilen

4.5 Krav ved anvendelse af vejvand til rekreative formål (udledning til ferskvandsområde)

Ved rekreativt vand tænkes her på ferskvand i form af eksempelvis kanaler og bassiner placeret

mellem bygninger eller på åbne pladser i et urbant område.

I forbindelse med anvendelse af regnvand til rekreative formål har Københavns Kommune i

Ørestad opstillet en række krav. Kravene var baseret på Miljøstyrelsens Bekendtgørelse nr. 921

af 1996 [3]. Denne bekendtgørelse er nu erstattet af Bekendtgørelse nr. 1022 [1]. Kravene for

vand, der tilledes Ørestads kanalerne, er:

• Suspenderet stof < 25 mg/l • Zink (total) < 110 µg/l

• Kobber (total) < 12 µg/l

• Krom (total) < 10 µg/l

• Bly (total) < 3,2 µg/l

Ud fra et ønske om at begrænse algevækst i bydelens kanaler og opnå en sigtdybde på mindst

1 m er der fastsat et skærpet krav til indhold af fosfor på:

• Fosfor (total) < 100 µg/l

Københavns Kommune har i Vandområdeplanen for Fæstningskanalen, Utterslev Mose,

Nordkanalen, Søborghus Renden og Emdrup sø [2] opstillet en række kemiske parametre,

herunder:

• Total ammonium: <1 mg N/l (døgnmaksimum)

• Fri ammoniak: <0,025 mg N/l (døgnmaksimum)

• BOD-koncentrationen i vandet må højst være 3 mg/l


• Den gennemsnitlige koncentration af totalfosfor i vandfasen skal være under 0,06 mg tot-P/l

i perioden maj-september

• Den årsgennemsnitlige totalfosforkoncentration må ikke overstige 0,1 mg P/l

Det sidstnævnte krav for Total-P svarer til kravet for regnvandet, der tilledes kanalerne i

Ørestad.

Det er desuden relevant at sammenligne de rekreative kanaler og bassiner med

ferskvandsområder, der skal overholde miljøkvalitetskravene i Bekendtgørelse nr. 1022. I Tabel

4.3 er miljøkvalitetskravene for overfladevand angivet.

4.6 Krav til anvendelse af vejvand til toiletskyl og tøjvask

I forhold til anvendelse af regnvand i bebyggelser er der i lovgivningen tre love, der er relevante:

• Byggeloven

• Autorisationsloven

• Vandforsyningsloven

Vand til husholdningsbrug skal i henhold til Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med

vandforsyningsanlæg [13] overholde drikkevandskravene angivet i bilag 1a-d i bekendtgørelsen.

Drikkevandskravene finder dog ikke anvendelse på regnvand opsamlet fra tage til brug for

toiletskyl og tøjvask [13]. Det vil sige, at vand til wc-skyl og tøjvask ikke nødvendigvis skal være

af drikkevandskvalitet. Der er ikke stillet krav til den specifikke kvalitet af tagvandet i forbindelse

med anvendelse til toiletskyl og tøjvask.

Ved anvendelse af regnvand til toiletskyl og tøjvask er der i stedet opstillet funktionskrav til de

installationer, der er knyttet til håndteringen af vandet [14]. Installationer og anlæg til opsamling

af tagvand til brug for toiletskyl og tøjvask skal være udført i overensstemmelse med Rørcenter-

anvisningen fra Teknologisk Institut om brug af regnvand til wc-skyl og vaskemaskiner i boliger

[14].

I Rørcenter-anvisningen [14] er anført, at ”Bekendtgørelsen om vandkvalitet” gør det klart, at der

er tale om regnvand fra tage. Brug af andre typer af regnvand end tagvand til toiletskyl og

tøjvask er ikke tilladt og vil kræve speciel tilladelse/dispensation fra myndighederne af hensyn til

mulige forureningskomponenter i regnvand fra veje, parkeringsarealer, gårdspladser og

terrasser [14].

Sammenfattet betyder ovenstående, at tagvand har særstatus i forhold til andre

sekundavandtyper. Hvis f.eks. kvaliteten af vejvand skal opgraderes til at kunne bruges til wc-

skyl og tøjvask, bliver det kvaliteten af tagvand, der bliver udgangspunktet for at fastlægge,

hvordan vejvandet skal behandles, inden det kan anvendes på lige fod med tagvand.

Anvendelsen af tagvand og dermed etablering af et regnvandsanlæg inkluderer en række

processer/konstruktionsmaterialer, som kan påvirke kvaliteten af vandet, inden det når frem til

brugsstedet. Her er de væsentligste processer:

• Filtrering umiddelbart efter tagnedløbet

• Konstruktionsmaterialer

• Udformning af regnvandstanken til opbevaring af vandet inden brug

Dertil kommer, at tagbelægningen har betydning for tagvandskvaliteten. Af gode tagmaterialer

nævner Rørcenter-anvisningen: tegl, beton og skiffer, mens uegnede typer af tage fx er tage

med ny bitumenbelægning, græs-, mos- og stråtage, kobbertage og kobbertagrender samt

asbestholdige tage. Det betyder, at vandkvalitetsdata fra de tre førstnævnte typer af tage vil

være relevante som udgangspunkt for at opstille kvalitetskrav for regnvand, der anvendes til wc-

skyl og tøjvask.


19

Umiddelbart efter at tagvandet har nået tagrenden, skal det filtreres for at fjerne de største

partikler, der ellers vil sedimentere i tanken og skabe gode betingelser for slamdannelse og

bakterietilvækst. Dette vil forringe vandkvaliteten [14]. Maskestørrelsen i filtret bør være mellem

0,18 og 0,5 mm. Filtre med denne maskestørrelse kan ikke tilbageholde virus eller bakterier.

Regnvandstanken skal være udført i materialer, der har tilstrækkelig styrke, og som ikke afgiver

fremmede stoffer til vandet. Egnede materialer kan være beton, plast, glasfiber eller stål.

Tanken skal udformes, så bundfældeligt stof og flydestof ikke hvirvles op og føres ud af tanken

[14].

I en dansk rapport blev det konkluderet, at i mere end 90 % af tagvandsprøver vil

koncentrationen af E.coli være under 1.000 pr. 100 ml [35]. Ud af i alt 24 analyser på tagvand

gennemført i 2006-2008 i Ørestad, Sluseholmen og på Kalvebod Brygge indeholdt 4 prøver

mere end 500 E. coli per 100 ml, med et maksimum på 8.000 E. coli per 100 ml [34].

Kontorer, arbejdssteder, etageboliger, fællesvaskerier, gymnasier m.m. skal have tilladelse fra

myndighederne til anvendelse af tagvand til toiletskyl og tøjvask. Det er fortsat ikke tilladt at

genanvende tagvand til toiletskyl og tøjvask i institutioner med særligt udsatte personer, fx

daginstitutioner (børn under 6 år, plejehjem og hospitaler [14]. Men efter at Sundhedsstyrelsen i

2007 foretog en sundhedsfaglig vurdering angående anvendelse af regnvand til toiletskyl i

offentlige institutioner, er det blevet lettere at få dispensation, idet ”Sundhedsstyrelsen ikke

mener at etablering af regnvandsanlæg i offentlige bygninger udgør en risiko i forhold til smitte

fra selve regnvandet i toilettet, når offentlige institutioner for børn under 6 år (vuggestuer og

børnehaver) hospitaler og plejehjem og andre institutioner for fysisk og psykisk handikappede

undtages” [45].

4.6.1 Drikkevandskrav

Selvom genanvendt vand til toiletskyl og tøjvask ikke behøver at leve op til drikkevandskravene,

er det alligevel valgt at medtage kravene for at kunne sammenligne med koncentrationerne i

vejvand.

Når det gælder kravene til den hygiejniske kvalitet (E.coli, enterokokker og kimtal), stilles der

skrappe krav til kvaliteten af drikkevand. Formålet med at inddrage kvalitetsparametre til

forskellige vandtyper, herunder drikkevand, er at have veldefinerede referencer til

sammenligning med de vandkvaliteter, der kan opnås ved hjælp af forskellige teknikker til

rensning af vejvand. For udvalgte parametre er drikkevandskravene præsenteret i Tabel 4.3.

4.7 Sammenfatning vedrørende miljøkvalitetskrav

I Tabel 4.3 er vist en samlet oversigt over kvalitetskravene ved udledning til marine

vandområder, ferske vandområder samt krav til drikkevand. Kravene til udledning til marine og

ferske vandområder er for metaller og miljøskadelige organiske stoffer fastsat i Bekendtgørelse

nr. 1022 af 25/08/10, mens kravene til næringssalte, organisk stof og mikrobiologiske parametre

er fastsat i henholdsvis Københavns Kommunes krav til udledning af regnvand til kanaler i

Ørestad og i Drikkevandsbekendtgørelsen [13].

Kvalitetskravene for udledning til marine og ferske vandområder gælder for vandkvaliteten i

vandområdet og ikke selve udledningspunktet. Der skal derfor tages hensyn til fortyndingen i

udledningspunktet, som kan variere mellem ingen fortynding, 1 og 20 ganges fortynding. Ofte

bliver fortyndingsfaktoren sat til 10.

Karakterisering af vejvand i Nordhavn

21

5 Karakterisering af vejvand i Nordhavn

Som led i at identificere de kritiske parametre i forhold til udledning og anvendelse af vejvand i

Nordhavnskvarteret er regnvandsprøver fra et kraftigt trafikbelastet vejareal og et mindre

belastet vejareal udtaget og analyseret. Trafikbelastningen er beskrevet i afsnit 5.1.

Resultaterne fra måleprogrammet skal anvendes til at karakterisere vejvandet i Nordhavn med

henblik på at udpege de vandkvalitetsparametre, der er mest betydende i forhold til valg af

rensetekniker.

5.1 Prøvetagningssteder og trafikbelastning

Århusgadekvarteret er under etablering, og derfor har det været nødvendigt at udtage prøver fra

andre lokaliteter i Nordhavnen. Det er tilstræbt at udvælge to områder, der kan simulere

forskellige regnvandsbelastninger. Det er derfor valgt at udtage prøver fra det trafikbelastede

område omkring Sundkrogsgade (prøvetagningsstedet er placeret på Containervej) samt det

mindre trafikbelastede område på Oceanvej, jf. Figur 5.1.

Figur 5.1 Kort over prøvetagningsstederne ved Sundkrogsgade og Oceanvej i Nordhavnen. Desuden er Århusgadekvarteret, som indgår i modelleringen af regnvandsbelastningen, vist på kortet.


Oplandet til brønden på Oceanvej dækker den østlige del af Oceanvej, inkl. tilkørslen til

UNICEFs nybyggede lager- og administrationsbygning (UNICEF Supply Division), 120

personale p-pladser, cykelstier samt en busholde- og vendeplads til UNICEFs shuttlebus og

buslinje 26. Der var i prøvetagningsperioden ca. 310 arbejdspladser på lageret, hvoraf UNICEF

estimerer, at cirka 60 % af personalet tager bilen til og fra arbejde, mens de resterende tager

cyklen eller bussen [25]. Det svarer til en Årsdøgntrafik (ÅDT) på cirka 250 køretøjer pr. døgn for

hele året, inkl. ferie- og helligdage (sum af begge retninger). Al transport af varer til og fra

UNICEFs lager foregår via Skagerrakvej og er således ikke omfattet af prøvetagningen på

Oceanvej.

De detaljerede beregninger af trafikbelastninger er gjort på følgende måde: Hvis 60 % af 310

medarbejdere tager bilen 200 arbejdsdage om året, svarer det til en Årsdøgntrafik på cirka 203

personbiler pr. døgn for hele året i begge retninger (186 medarbejdere x 200 arbejdsdage x 2

(begge retninger) = 74.400 personbiler/år, svarende til 203 personbiler pr. døgn for hele året,

inkl. ferie- og helligdage). Buslinje 26 og UNICEFs Shuttlebus kører henholdsvis 52 og 20 gange

pr. hverdagsdøgn (sum af begge retninger), svarende til en årsdøgntrafik på cirka 45 busser pr.

døgn, inkl. ferie- og helligdage i begge retninger.

Oplandet til brønden på Containervej omfatter primært en del af den trafikbelastede

Sundkrogsgade, hvor der forekommer tung, gennemkørende trafik med busser og lastbiler til

industrierne i den ydre del af havnen samt i forbindelse med udbygningen af den nye bydel i

Nordhavnen. Ud over vejvandet omfatter regnvandsafstrømning vand fra en oplagsplads til

containere og bulk gods (sten og grus) og p-pladserne hos Bruun-Rasmussen Auktioner

(Sundkrogsgade 30). Vandet fra p-pladserne passerer gennem et sandfang og en olieudskiller,

inden det løber til prøvetagningsbrønden ved Sundkrogsgade. Desuden bliver tagvand fra

bygninger på Sundkrogsgade ledt til prøvetagningsbrønden.

Trafiktal fra Sundkrogsgade øst for Kalkbrænderihavnsgade i perioden 2006-2008 er vist i Tabel

5.1. Der eksisterer ikke nyere trafiktællinger fra området.

Tabel 5.1 Årsdøgntrafik (ÅDT) som sum af begge retninger i Sundkrogsgade øst for Kalkbrænderihavnsgade i perioden 2006-2008. ÅDT = den gennemsnitlige trafik pr. døgn for hele året, inkl. ferie- og helligdage [24]. Til sammenligning er angivet ÅDT for Kalkbrænderihavnsgade nord for Indiakaj og Folke Bernadottes Allé syd for Indiakaj i perioden 2006-2008 [24].

År Antal køretøjer* Antal

cykler/knallerter

Tungprocent kl.

06-18 (%)

Oceanvej 2012 250 65

Sundkrogsgade øst for Kalkbrænderihavnsgade

2006 16.300 - -

2007 12.800 1.300 20,0

2008 13.500 - 13,3

Kalkbrænderihavnsgade nord for Indiakaj

2006 19.000 3.400 9,6

2007 19.800 3.400 9,2

2008 17.500 2.300 8,5

Folke Bernadottes Allé syd for Indiakaj

2006 22.100 - -

2007 22.400 3.200 8,1

* Personbiler, motorcykler, registreringspligtige knallerter og varevogne med en totalvægt på op til 3,5 tons udgør ”den lette trafik”. Den tunge trafik er køretøjer med en totalvægt på over 3,5 tons, dvs. sololastbiler, lastbiler med sættevogn, lastbiler med påhæng og busser.

De seneste trafiktællinger for Nordhavnskvarteret viser, at der er en betydelig tung trafik i

Sundkrogsgade med omkring 1.800-2.500 lastbiler og busser pr. døgn i 2007-2008. Der har i

prøvetagningsperioden i 2012 været en betydelig ekstra kørsel af lastbiler i Sundkrogsgade med

opfyldningsjord fra metrobyggeriet til den 100 hektar store udvidelse af Nordhavnen til den nye


23

krydstogtterminal og Københavns Erhvervshavn. By & Havn har oplyst, at der i 2012 har været

en ekstra kørsel på ca. 33.000 lastbiler, svarende til ca. 90 lastbiler/døgn.

I Tabel 5.2 er karakteristika for prøvetagningsstederne ved Sundkrogsgade og Oceanvej

sammenlignet med karakteristika for det kommende Århusgadekvarter.

Tabel 5.2 Karakterisering af det fremtidige Århusgadekvarter sammenlignet med prøvetagningsstederne ved Sundkrogsgade og Oceanvej.

Fremtidigt Århusgadekvarter Prøvetagningssteder

Århusgade/

Lüdersvej

Lokale gader Sundkrogsgade Oceanvej

Generel

karakteristik

Blanding af beboelse og serviceerhverv. Handelsgade, bytorv og grøn allé.

Blanding af beboelse og serviceerhverv. Grønne tage, gårdmiljøer og parker.

Erhvervsområde. Vejareal og p-pladser, tage, oplagsplads af containere og bulk gods.

Erhvervsområde (UNICEF lager) og grønne, uudnyttede områder. Vejareal og p-pladser, busvendeplads.

Trafik karakteristik

Hovedtrafikåre i det kommende Århusgadekvarter. Leder hen til tre p-anlæg med i alt ca. 1.550 p-pladser. Forventet buskørsel i begge gader.

Lav trafikintensitet. Bløde trafikanter prioriteres. Få p-pladser (kun korttidsparkering, handikap-parkering, elbiler, delebiler).

Høj trafikintensitet med tunge køretøjer (busser, lastbiler).

Lav trafikintensitet. Kun medarbejder-kørsel og buskørsel til UNICEFs lager.

Vejareal, inkl.

udendørs p-arealer

Ca. 1 ha Ca. 1,12 ha Ca. 1,0 ha Ca. 0,4 ha

Trafikbelastning (ÅDT – køretøjer/døgn)

Forventet < 5.000 Forventet 100-200 14.2001) plus 90 lastbiler/døgn med opfyldningsjord

250 plus ekstra kørsel i forbindelse med byggeri

1) Gennemsnit for 2006-2008

Det samlede areal af veje og udendørs p-arealer i det kommende Århusgadekvarter (afgrænset

ved Redmolen og Fortkaj) er beregnet til 2,12 ha.

Det forventes, at den fremtidige trafikbelastning af Århusgade og Lüdersvej (< 5.000

køretøjer/døgn) vil være væsentlig lavere end Sundkrogsgade i prøvetagningsperioden (ca.

14.200 køretøjer/døgn). Desuden vil trafikbelastningen være karakteriseret af mindre tung trafik

end Sundkrogsgade. Det må derfor også forventes, at prøven fra Sundkrogsgade er mere

belastet af metaller og miljøskadelige organiske stoffer fra trafikken end det fremtidige vejvand

fra Århusgade/Lüdersvej. Den estimerede trafikbelastning på Oceanvej i prøvetagningsperioden

(ca. 250 køretøjer/døgn) svarer cirka til den forventede trafikbelastning af de lokale gader i

Århusgadekvarteret. Prøven fra Oceanvej giver således et billede af koncentrationen af metaller

og miljøskadelige organiske stoffer i vejvand fra gader med lav trafikintensitet.

5.2 Prøvetagning

Der er foretaget flowproportional prøvetagning i brøndene ved Sundkrogsgade og Oceanvej d.

22.-23. august 2012. Af tekniske årsager var det ikke muligt at logge flowdata fra flowmålingen i

brønden på Oceanvej, og der har derfor været gennemført en ekstra flowmåling d. 4.-5.


november 2012 i denne brønd. Dansk Miljø Support forestod opsætning og driftskontrol af

flowmålere og prøvetagningsudstyr.

Der er desuden udtaget en stikprøve til analyse for mikrobiologiske parametre i brønden på

Oceanvej d. 5. november 2012 kl. 10.00 samt en 50 liters stikprøve i brønden ved

Sundkrogsgade d. 5. november 2012 kl. 10.15-11.05 til analyse for mikrobiologiske parametre

og analyseparametrene vist i Tabel 5.4. Fra brønden ved Sundkrogsgade er der desuden

udtaget en stikprøve til brug for test af renseteknologier d. 11. april 2013 kl. 20.30-21.45.

Stikprøven blev analyseret for parametrene vist i Tabel 7.1.

Stikprøverne er udtaget ved hjælp af et bæger på en stang. DHI stod for udtagning af

stikprøverne d. 5. november 2012 og d. 11. april 2013. En oversigt over prøvetagning og

flowmåling i brøndene ved Sundkrogsgade og Oceanvej er vist i Tabel 5.3. Alle prøver blev

udtaget i forbindelse med nedbør. Flowmåling blev foretaget ved hjælp af magnetisk induktive

flowmålere med en usikkerhed på < 5 %. De flowproportionale spildevandsprøver blev udtaget

med en HCV600 prøveudtager og var sammensat af delprøver på 150 ml. Feltskemaer fra de to

prøvetagningssteder findes i Bilag B.

5.3 Vandmængder og nedbør

Tørvejrsperiodens længde forud for prøvetagningen og nedbørsintensiteten under

prøvetagningen har stor betydning for sammensætningen af regnvandet på

prøvetagningstidspunktet, og derfor er detaljerne for prøvetagningerne beskrevet her.

Resultater fra flow- og nedbørsregistreringer for de to prøvetagningsbrønde fremgår af Tabel

5.3. Nedbørsregistreringerne er foretaget ved DMI’s regnmåler ”Delfinen” (Station 30234)

placeret på adressen Hellerupvej 18 i Gentofte, ca. 3 km fra prøvetagningsbrøndene i

Nordhavnen.

Tabel 5.3 Prøvetagningsoversigt ved Sundkrogsgade og Oceanvej d. 22-23.8.2012, d. 4-5.11.2012 og d. 11.4.2013 med oplysning om prøvetagningsperiode, prøvetagning/flowmåling, analyser, vandmængde, nedbør (mm), start og varighed for nedbørshændelsen registreret ved regnmåleren Delfinen (Station 30234) samt antal tørvejrsdøgn inden prøvetagningen.

Sundkrogsgade Oceanvej

Prøvetagningsperiode 22.8.2012 kl. 06.00 -23.8.2012

kl. 06.00

5.11.2012 kl. 10.15-11.05

11.4.2013 kl. 20.30-21.45

22.8.2012 kl. 06.00 -

23.8.2012 kl. 06.00

4.11.2012 kl. 15.00 -5.11.2012 kl. 15.00

(stikprøve kl. 10.00)

Prøvetagning / flowmåling

Flowmåling og

flowproportional prøvetagning

Stikprøvetagning Stikprøvetagning Flowproportional prøvetagning

Flowmåling og stikprøvetagning

Analyser Parametre i Tabel 5.4

Mikrobiologiske parametre og parametre i Tabel 5.4

Parametre i Tabel 5.4

Parametre i Tabel 5.4

Mikrobiologiske parametre

Tabel 5.6

Vandmængde (m3/d)

44,9 Ikke målt Ikke målt 12,6 80,2

Nedbør (mm) i prøvetagningsperioden

4,2 16,2 1,0 4,2 16,2

Start og varighed (min) af nedbørshændelse i prøvetagningsperioden

D. 22.8.2012 kl. 05.35 (57 min)

D. 4.11.2012 kl. 22.27 (721 min)

D. 11.4.2013 kl. 19.55 (70 min)*)

D. 22.8.2012 kl. 05.35 (57 min)

D. 4.11.2012 kl. 22.27 (721 min)

Antal tørvejrsdøgn inden prøvetagning

14 0 3 14 0

*) D. 11.4.2013 var der i alt tre regnhændelser som til sammen varede 264 minutter. Hændelsen, hvorunder der blev udtaget en prøve, varede 70 minutter.


25

I Figur 5.2 og Figur 5.3 er nedbørsmønstret i perioden inden prøvetagningen henholdsvis d. 22-

23.8.2012, d. 4.-5.11.2012 og d. 11.4.2013 præsenteret. Perioden inden prøvetagningen d. 22.-

23. august var præget af 14 dage med tørvejr, mens der ved prøvetagningen d. 5.11.2012 var

nedbør døgnet forinden (d. 3.11.2012). Inden prøvetagningen d. 11.4.2013 var der tre

tørvejrsdøgn, men der faldt kun 1,2 mm ved den foregående regnhændelse d. 7.4.2013.

Figur 5.2 Nedbør (varighed og mm) i perioden før og under prøvetagningen d. 22.-23. august 2012 registreret ved nedbørsstationen Delfinen (st. 30234).

Figur 5.3 Nedbør (varighed og mm) i perioden før og under prøvetagningen d. 4.-5. november 2012 registreret ved nedbørsstationen Delfinen (st. 30234).

0

1

2

3

4

5

6

0

10

20

30

40

50

60

mm

Minutter

Varighed (min) Nedbør (mm)

0,0

3,0

6,0

9,0

12,0

15,0

18,0

21,0

24,0

0

100

200

300

400

500

600

700

800mm

Minutter



Figur 5.4 Nedbør (varighed og mm) i perioden før og under prøvetagningen d. 11. april 2013 registreret ved nedbørsstationen Delfinen (st. 30234).

I Figur 5.5 og Figur 5.6 er flowdiagrammer for flowmålingerne i brønden ved Sundkrogsgade d.

22.-23.8.2012 og i brønden på Oceanvej d. 4.-5.11.2012 præsenteret.

Figur 5.5 Flowdiagram for Sundkrogsgade d. 22.8.2012 kl. 06.00 til d. 23.8.2012 kl. 06.00.

0

3

6

9

12

15

18

21

24

0

50

100

150

200

250

300

mm

Minutter


0

10

20

30

40

50

60

m3 /time


27

Regnmåleren (SVK 30234 Delfinen) i Gentofte har registreret en nedbørshændelse med start d.

22.8.2012 kl. 5.35 med en varighed på 57 minutter. Af flowdiagrammet fremgår det, at

nedbørshændelsen medfører et peakflow på op til 50 m3/time mellem kl. 8.00 og kl. 9.00 i

brønden ved Sundkrogsgade, hvorefter flowet aftager til <3 m3/time frem til cirka kl. 13.30

samme dag. Der vil forekomme en forsinkelse på det målte flow i forhold til nedbøren, da der vil

gå noget tid, før regnen er løbet af overfladerne, men forsinkelsen i afstrømningen på 2,5 time

må formentlig også tilskrives andre faktorer såsom lokale forskelle i nedbøren.

Figur 5.6 Flowdiagram for Oceanvej d. 4.11.2012 kl.15.00 til d. 5.11.2012 kl. 15.00.

Nedbørshændelsen d. 4-5.11.2012 medførte et øget flow i brønden på Oceanvej fra kl. 00.00 d.

5.11.2012 og frem til kl. 12.45 samme dag med et peak flow kl. 7.50 på 23 m3/time.

Regnmåleren i Gentofte har registreret en nedbørshændelse med start d. 4.11.2012 kl. 22.27 og

en varighed på ca. 12 timer (721 minutter). Der er således en forsinkelse på 1,5 time i forhold til

den registrerede nedbør.

5.4 Analyseparametre

Analyseprogrammet blev opstillet med udgangspunkt i litteraturindsamlingen om målte

koncentrationer af miljøskadelige stoffer i vejvand, (se afsnit 4.1). De to udtagne

flowproportionale prøver samt stikprøven fra Sundkrogsgade blev analyseret for parametrene

vist i Tabel 5.4. Stikprøven fra Oceanvej d. 5. november 2012 blev analyseret for

mikrobiologiske parametre (coliforme bakterier, E. coli og enterokokker, se Tabel 5.6).

Analyserne blev foretaget af det akkrediterede Eurofins Miljø A/S (Reg. nr. 168). Eurofins GfA

GmbH i Tyskland var underleverandør på analyserne af PFAS.

I Tabel 5.4 er samtlige analyseparametre præsenteret sammen med oplysninger om enheder,

analysemetoder, detektionsgrænser og måleusikkerhed (RSD %).

0

5

10

15

20

25

m3 /time


Tabel 5.4 Analyseparametre for prøverne fra Sundkrogsgade og Oceanvej. Enheder, analysemetoder og måleusikkerhed (%) er angivet.

Analyseparameter Enhed Analysemetode Detektions-

grænse

Ekspanderet måleusikkerhed

(%)

pH

Ledningsevne mS/m DS/EN 27888 0,10 10

Alkalinitet mmol/l DS/EN I 9963 0,05 10

Absorbans 254 nm

Absorbans 254 nm filtreret

SS mg/l DS/EN 872 0,5 20

BOD mg/l DS/EN 1899-1 0,5 20

COD mg/l ISO 15705 5 20

Total-P mg/l DS/EN I 6878aut 0,005 10

Total-N mg/l

Bly µg/l ISO 17924m-ICPMS 0,5 30

Bly filtreret µg/l ISO 17924m-ICPMS 0,5 30

Kobber filtreret µg/l ISO 17924m-ICPMS 1 30

Kobber µg/l ISO 17924m-ICPMS 1 30

Zink µg/l ISO 17924m-ICPMS 5 30

Zink filtreret µg/l ISO 17924m-ICPMS 5 30

Olieindex mg/l I9377-2m GC/FID 0,1 30

Diethylhexylphthalat (DEHP) µg/l M0250 GC/MS 0,1 24

Bisphenol A µg/l M2233 GC/MS 0,01 30

PAH-forbindelser

Acenaphthen µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Fluoren µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Phenanthren µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Fluoranthen µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Pyren µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Benzo(a)pyren µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Benzo(g,h,i)perylen µg/l M250 GC/MS 0,01 24

Sum af 9 PAH'er µg/l

Nonylphenoler og -ethoxylater

Nonylphenoler µg/l M0250 GC/MS 0,05 30

Nonylphenolmonoethoxylater µg/l M0250 GC/MS 0,05 30

Nonylphenoldiethoxylater µg/l M0250 GC/MS 0,1 30

Sum Nonylphenoler+ethoxylater µg/l

Perflourerede

PFOS µg/l M8216 LC/MS/MS 0,001 20

PFOA µg/l M8216 LC/MS/MS 0,002 30

Til kvantificering af coliforme bakterier, E. coli og enterokokker blev der anvendt såkaldte

Colilert-systemer/Enterolert systemer, som baserer sig på en enzymatisk analyseteknik. Denne

metode påviser bestemte enzymer, der findes hos netop E. coli og coliforme bakterier samt

enterokokker. Analyserne blev udført af DHI’s mikrobiologiske laboratorium.


29

5.5 Analyseresultater – metaller og organiske stoffer

Analyseresultaterne fra karakterisering af regnvandsprøver fra Nordhavn er præsenteret i Tabel

5.5 sammen med miljøkvalitetskravene for marine og ferske vandområder [3].

Tabel 5.5 Analyseresultater for prøver udtaget under nedbørshændelser ved Sundkrogsgade (flowproportional og d. 5.11.2012 stikprøve) samt ved Oceanvej i Nordhavnskvarteret (flowproportional). Til sammenligning er angivet miljøkvalitetskrav for marine og ferske vandområder [3]. Koncentrationer, der overstiger de marine miljøkvalitetskrav, er markeret med lysegrønt. Koncentrationer, der overstiger miljøkvalitetskrav for ferskvandområder (rekreativt vand), er markeret med blåt. Mens koncentrationer, der overstiger miljøkvalitetskrav for både ferske (rekreativt vand) og marine vandområder, er markeret med rødt.

Dato Enhed Container-

vej

22-23.8.2012

Container-

vej

5.11.2012

Container-

vej

11.4.2013

Oceanvej

22-23.8.2012

Marint

vand-

område

Rekreativt

vand

pH

8,0 8,2 7,8 8,0

Ledningsevne mS/m 130 29 300 9,0

Alkalinitet mmol/l 5,08 5,98 5,68 0,82

Absorbans 254 nm

0,5651 2,7372 1,7739

Absorbans 254 nm (filtr.)

0,0725 1,2363

SS mg/l 960 810 790 56

252)

BOD mg/l 13 2,0 11 6,0 156) 32)

COD mg/l 320 300 270 53 756)

COD/BOD 25 150 25 9

Total-P mg/l 1,3 1,0 0,85 0,17 1,56) 0,062)

Total-N mg/l 3,1 1,5 6,1 1,1 86)

Bly µg/l 23 110 110 3,9

Bly filtreret µg/l <0,5 <0,5 1 <0,5 0,341) 0,341)

Kobber µg/l 32 130 100 9,3

Kobber filtreret µg/l 5,0 2,9 7,9 1,4 1 (2,9) 1) 1 (12)1)

Zink µg/l 110 580 450 33

Zink filtreret µg/l <5,0 <5,0 19 <5,0 7,8 7,81)

Olieindex mg/l <0,10 0,30 <0,1 0,44

DEHP µg/l 0,96 0,35 3,4 28 1,3 1,3

Bisphenol A µg/l 0,36 0,25 0,21 0,12 0,01 0,1

Acenaphthen µg/l 0,012 <0,010 <0,05 <0,010 0,38 3,8

Fluoren µg/l <0,010 <0,010 <0,05 <0,010 0,23 2,3

Phenanthren µg/l 0,18 0,083 0,2 <0,010 1,3 1,3

Fluoranthen µg/l 0,42 0,26 1,2 0,018 0,1 0,1

Pyren µg/l 0,34 0,22 0,9 0,016 0,0017 0,0046

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l 0,17 0,055 0,84 0,016 0,033) 0,033)

Benzo(a)pyren µg/l 0,066 0,028 0,32 <0,010 0,05 0,05

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l 0,046 0,023 0,3 <0,010 0,0024) 0,0024)

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,059 0,026 0,37 <0,010

Sum af 9 PAH'er µg/l 1,30 0,69 4,1 0,050

Nonylphenoler µg/l 0,20 <0,050 0,16 <0,050 0,3 0,3

Nonylphenolmonoethoxylat µg/l 0,42 <0,050 0,11 <0,050

Nonylphenoldiethoxylat µg/l 1,70 <0,10 0,36 <0,10

Sum NPE µg/l 2,40 0,63

PFOS µg/l <0,0010 <0,0010 0,007 2,55)

PFOA µg/l <0,0020 <0,0020 <0,006

1) Der tages hensyn til den naturlige baggrundskoncentration, hvis den gør det umuligt at overholde miljøkvalitetskravet. Tallet i parentes angiver den maksimale grænse for koncentrationen 2) Krav fastsat af Københavns Kommune til afledning af regnvand til kanaler i Ørestad. Baggrunden for kravet er BEK. 921 [9] 3) Sum af benzo(b+k)flouranthen 4) Sum af benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 5) Estimeret PNEC for effekter på marine organismer, Helcom (OSPAR 2005) 6) Minimumskrav for udledning til marine og ferske vandområder fra offentlige renseanlæg med en godkendt kapacitet på 5.000 PE eller derover [23]


De målte koncentrationer af metaller og organiske miljø- og sundhedsskadelige stoffer er højere

i de to prøver fra Sundkrogsgade end i prøven fra Oceanvej. De højere koncentrationer

bekræfter forventningen om, at den større trafikintensitet og tungere trafik på Sundkrogsgade

medfører en større belastning med miljø- og sundhedsskadelige stoffer i vejvandet end for

Oceanvej. Koncentrationen af DEHP var i prøven fra Oceanvej (28 µg/l) mindst en faktor 30

over koncentrationen målt i prøverne fra Sundkrogsgade (0,35-0,96 µg/l) og ca. en faktor 20

over miljøkvalitetskravet for marine og ferske vandområder (1,3 µg/l). Den høje koncentration af

DEHP på 28 µg/l er ikke almindeligt forekommende i overfladeafstrømning, men kilderne til

DEHP er diffuse og talrige, hvilket kan resultere i variationer i koncentrationerne i

overfladeafstrømning. DEHP og andre phthalater afgives blandt andet fra

undervognsbelægninger på biler, men er også til stede i mange byggematerialer.

Tørvejrsperioden på 14 dage inden prøvetagningen d. 22.-23.8.2012 medførte tilsyneladende

ikke højere koncentrationer af miljø- og sundhedsskadelige stoffer i prøven fra Sundkrogsgade

end i prøven fra d. 5.11.2012, hvor tørvejrsperioden inden prøvetagningen var nul døgn.

Derimod var koncentrationen af opløst zink, DEHP og PAH mellem en faktor 3 og en faktor 6

højere i prøven fra d. 11. april end i de to prøver udtaget fra Sundkrogsgade i august og

november 2012. Der havde været tre tørvejrsdøgn forud for prøvetagningen d. 11.4.2013, men

der havde ikke været en nedbørshændelse på mere end 1 mm siden d. 20.3.2013, hvor der faldt

3,8 mm. Den længere periode med mindre nedbør (< 1 mm) kan være medvirkende årsag til de

lidt højere koncentrationer af opløst zink, DEHP og PAH. Generelt er koncentrationerne af de

miljø- og sundhedsskadelige stoffer i de tre prøver fra Sundkrogsgade dog på samme niveau.

Et COD/BOD-forhold over tre indikerer, at vandet har et højt indhold af ikke-letnedbrydeligt stof.

I prøverne fra Sundkrogsgade er COD/BOD-forholdet henholdsvis 25 og 150. Det organiske stof

i vandet fra Sundkrogsgade ser på den baggrund ud til at være tungt nedbrydeligt, hvilket kan

være forårsaget af stor trafikbelastning.

Stofkoncentrationerne adskiller sig ikke væsentligt fra andre undersøgelser af vejvand, som

stammer fra veje med en tilsvarende trafikbelastning [9],[15] og [35].

5.5.1 Vurdering af analyseresultater i forhold til udledning til marine vandområder

Miljøkvalitetskravene er gældende for selve vandområdet. Når koncentrationerne i vejvandet

sammenlignes med miljøkvalitetskravene, skal der derfor tages højde for fortynding i

udledningspunktet. Fortyndingen i stillestående havnebassiner vil dog være lav og kan i nogle

tilfælde være næsten nul. Det er derfor valgt her at sammenligne miljøkvalitetskravene direkte

med de målte koncentrationer, idet fortyndingen for det specifikke udledningspunkt ikke er

kendt.

Analyseresultaterne af de to prøver fra Sundkrogsgade viser, at koncentrationerne af COD,

kobber, bisphenol A og flere PAH’er ligger over miljøkvalitetskravene, hvis der sammenlignes

direkte uden hensyntagen til fortynding, jf. Tabel 5.5. I Spildevandsbekendtgørelsen er der

fastsat et generelt krav til COD koncentrationen i udledningen fra spildevandsrenseanlæg på 75

mg/l. Kun i særlige tilfælde gælder det samme krav for regnvand.

Kobber, bisphenol A og PAH er stoffer, der ofte findes i vejvand, og kilderne til stofferne er slid

på vejbelægningen og bilernes dele (fx bremser og dæk) samt for PAH’ernes vedkommende

også forbrændingen af brændstof.

Ved en faktor 20 fortynding ved udledningspunktet vil koncentrationen af bisphenol A og

PAH’erne pyren, indeno(1,2,3-cd)pyren og benzo(g,h,i)perylen fortsat være over

miljøkvalitetskravene for marine vandområder.

Analyseresultaterne fra stikprøven fra Oceanvej viser, at koncentrationen af DEHP, bisphenol A

og pyren ligger over miljøkvalitetskravene for marine vandområder, hvis der sammenlignes

direkte uden hensyntagen til fortynding. Ved en faktor 10 fortynding vil koncentrationen af


31

bisphenol A og pyren være på niveau med miljøkvalitetskravene, mens koncentrationen af

DEHP først ved en faktor 22 fortynding vil være under miljøkvalitetskravet på 1,3 µg/l.

For Københavns Kommune har DHI udarbejdet et screeningsværktøj til modellering af

fortyndingsforholdene i Københavns Havn. Ved et flow på 0,05 m3/s kan der på baggrund af

screeningsværktøjet forventes en fortynding på ca. 30-45 inden for en radius af 25 meter fra

udledningspunktet. Der er dog ikke taget højde for belastningen fra andre kilder i området.

5.5.2 Vurdering af analyseresultater i forhold til rekreativ anvendelse (udledning til ferskvandområde)

I forhold til anvendelse af vejvandet til rekreative formål i kanaler og søer ligger

koncentrationerne af suspenderet stof, BOD og total-P i prøverne fra både Sundkrogsgade og

Oceanvej over kravene fastsat af Københavns Kommune til afledning af regnvand til kanaler i

Ørestad [9], jf. Tabel 5.5.

Der eksisterer ikke generelle miljøkvalitetskrav for organiske samleparametre og næringsstoffer

i ferske vandområder, men for mange ferskvandsområder findes Vandplaner (tidligere

vandområdeplaner), som indeholder målsætninger for især Total-P og BOD. Københavns

Kommune har for kanalerne i Ørestad opstillet krav til suspenderet stof, BOD og total-N med

henblik på at sikre vandkvaliteten, sigtbarheden og det æstetiske indtryk i kanalerne. Disse krav

er også relevante i denne sammenhæng. Kravene er fastsat for udledningspunktet, det vil sige

uden hensyn til fortyndingen.

For de miljø- og sundhedsskadelige stoffer var koncentrationerne af enkelte parametre ligeledes

over miljøkvalitetskravene for ferske vandområder i prøverne fra både Sundkrogsgade og

Oceanvej. Analyseresultaterne fra de to prøver fra Sundkrogsgade viser, at koncentrationerne af

kobber, bisphenol A og flere PAH’er ligger over miljøkvalitetskravene for ferske vandområder,

hvis der sammenlignes direkte uden hensyntagen til fortynding, jf. Tabel 5.5. Mens

koncentrationen af DEHP, bisphenol A og pyren var over miljøkvalitetskravene for ferske

vandområder i prøven fra Oceanvej.

Fortyndingen i kanaler og søer er meget lav, og ved en faktor 10 fortynding vil koncentrationen

af PAH’erne pyren, indeno(1,2,3-cd)pyren og benzo(g,h,i)perylen fortsat være over

miljøkvalitetskravene for vejvandet fra Sundkrogsgade, mens koncentrationen af DEHP og

pyren vil være over miljøkvalitetskravene i vejvandet fra Oceanvej.


5.6 Analyseresultater – mikrobiologiske parametre

Resultaterne fra de mikrobiologiske analyser fremgår af Tabel 5.6.

Tabel 5.6 Analyseresultater for de mikrobiologiske parametre coliforme bakterier, E. coli og enterokokker i stikprøver udtaget under nedbørshændelser ved Sundkrogsgade og Oceanvej d. 5.11.2012). Krav til udmærket kvalitet af kystnært badevand i Badevandsbekendtgørelsen er angivet til sammenligning [8]. I parentes er angivet krav til tilfredsstillende kvalitet af kystnært badevand.

Sundkrogsgade Oceanvej Badevandskrav

[3]

CFU/100 ml CFU/100 ml CFU/100 ml

ved 10 x

fortynding af

prøve

CFU/100 ml CFU/100 ml

ved 10 x

fortynding af

prøve

Coliforme > 2.420 24.196 > 2.420 6.488 -

E. coli 1.300 960 291 301 250 (500)

Enterokokker > 2.420 5.475 579 473 100 (185)

Købehavns Kommune har i deres Agenda 21 Plan for 2008-11 [39] samt i Spildevandsplanen

fra 2008 [38] fastsat et mål om at opnå badevandskvalitet i samtlige havneområder i

Københavns Havn. Hvis koncentrationerne i vejvandet fra Oceanvej og Sundkrogsgade

sammenlignes med badevandskravene uden hensyntagen til fortynding, vil vejvandet ikke

kunne overholde hverken kvalitetsniveauet, der betegnes ”udmærket”, eller kvalitetsniveauet,

der betegnes tilfredsstillende. Det er derfor relevant at overveje placeringen af vejvandsudløb til

havnen i forhold til fremtidige havnebade.

De højeste koncentrationer af coliforme bakterier, E. coli og enterokokker blev således målt i

overfladeafstrømningen i brønden ved Sundkrogsgade. Koncentrationen af både E. coli (1.300

CFU/100 ml) og enterokokker (> 2.420 CFU/100 ml) i prøven fra Sundkrogsgade oversteg

kravværdien for udmærket og tilfredsstillende badevandskvalitet i kystnære områder. For

Oceanvej oversteg koncentrationen af E. coli (301 CFU/100 ml) og enterokokker (473 CFU/100

ml) ligeledes kravværdien for udmærket badevandskvalitet i kystnære områder, mens det kun

var koncentrationen af enterokokker (473 CFU/100 ml), der oversteg koncentrationen for

tilfredsstillende kvalitet.

Det er ikke muligt ud fra disse analyser at klarlægge, hvorvidt den fækale forurening stammer

fra dyr eller mennesker, men umiddelbart forventes forureningen at stamme fra f.eks. fugle,

mus, rotter og kæledyr. Der eksisterer metoder til at identificere, om den fækale forurening

stammer fra mennesker eller dyr.

Forekomsten af bakterier i vand fra befæstede arealer og veje er kun sparsomt undersøgt. Men

de undersøgelser, der findes, viser store variationer i koncentrationen af coliforme bakterier, E.

coli, enterokokker og kimtal ved 37 °C, se Tabel 4.2 i Afsnit 4.1. Antallet af coliforme bakterier,

E. coli og enterokokker i vejvandet fra Sundkrogsgade synes umiddelbart højt, men

variationerne i fækalforurening i afstrømmende regnvand fra tage og veje afhænger bl.a. af

koncentrationen af dyr på de pågældende områder. I en undersøgelse af separate

regnvandsudledninger på 12 lokaliteter i Sverige er der således fundet mellem 310 og 21.000 E.

coli pr. 100 ml [37], og i 24 prøver af tagvand i Ørestad, Sluseholmen og på Kalvebod Brygge

indeholdt 4 prøver mere end 500 E. coli pr. 100 ml, med et maksimum på 8.000 E. coli pr. 100

ml [34].

Det vil i forbindelse med udledning af vejvand være relevant at kontrollere eventuelle

fejlkoblinger af spildevand til regnvandsledningerne.


33

5.6.1 Vurdering af analyseresultater i forhold til anvendelse til toiletskyl og tøjvask

Det er i dag ikke tilladt at genanvende vejvand til toiletskyl og tøjvask pga. indholdet af

forureningskomponenter som bakterier, metaller og andre miljø- og sundhedsskadelige stoffer.

Hvis vejvand skal kunne anvendes til toiletskyl og tøjvask, bliver det kvaliteten af tagvand, der er

udgangspunktet for at fastlægge, hvordan vejvandet skal behandles, inden det kan anvendes til

de formål, hvor tagvand er tilladt.

Hvis vejvandet fra Sundkrogsgade skal opgraderes til en kvalitet svarende til tagvand, vil det

være nødvendigt at rense for bl.a. mikrobiologiske parametre, metaller (primært bly) og PAH. Se

afsnit 4.6, hvor kvalitet af tagvand og krav i forhold til toiletskyl og tøjvask er beskrevet.

På en ha reduceret vejareal generes årligt 3.800 m3 vejvand. Forbruget af vand til toiletskyl og

tøjvask pr. person er af Energitjenesten (www.energitjenesten.dk) opgjort til ca. 12 m3/år. Det

betyder, at vejvand fra 1 ha kan dække behovet for vand til toiletskyl og tøjvask for ca. 315

personer. I Århusgadekvarteret er der ca. 1,7 red. ha vejareal, hvilket (uden hensyntagen til

sæsonvariationer) vil kunne dække behovet for vand til toiletskyl og tøjvask til ca. 540 personer.

I Århusgadekvarteret forventes der ca. 3.000 beboere og 6-7.000 arbejdspladser. Vejvandet vil

således kun kunne dække en mindre del af behovet for vand til toiletskyl og tøjvask i kvarteret.

I sammenhæng med toiletskyl og tøjvask er der brug for præcise vandkvalitetskrav for de

kritiske sundhedsskadelige parametre. Faste kvalitetskrav kan medvirke til en bedre udnyttelse

af regnvandsressourcerne og gøre det lettere at identificere og teste og udvikle de nødvendige

renseløsninger til behandling af regnvandet.

5.7 Sammenfatning vedrørende karakterisering af vejvand

Vejvandet fra Sundkrogsgade og Oceanvej er i afsnit 5.5 vurderet i forhold til

• direkte udledning til marine vandområder

• anvendelse til rekreative formål i søer/kanaler

• anvendelse til toiletskyl og tøjvask

De målte koncentrationer af næringsstoffer, metaller og miljø- og sundhedsskadelige stoffer er

sammenholdt med gældende miljøkvalitetskrav for marine og ferske vandområder i

Bekendtgørelse nr. 1022 af 25/8/2010. Ved sammenligningen mellem målte stofkoncentrationer

og miljøkvalitetskravene er der regnet med nul fortynding, idet fortyndingen typisk vil være

meget begrænset i de indre havnebassiner omkring Nordhavn.

Karakteriseringen af vejvand i Nordhavnsområdet omfattede analyser for organisk stof,

næringsstoffer, metaller, miljø- og sundhedsskadelige stoffer og mikrobiologiske

indikatororganismer. Koncentrationerne i prøverne fra den stærkt trafikbelastede

Sundkrogsgade (ca. 14.200 køretøjer pr. døgn) viste som forventet højere koncentrationer end i

prøven fra Oceanvej (ca. 250 køretøjer/døgn).

Koncentrationen af DEHP på Oceanvej blev målt til 28 µg/l, mens DEHP-koncentrationen på

Sundkrogsgade lå mellem 0,35 og 0,96 µg/l. Der er ingen umiddelbar forklaring på den

forhøjede DEHP-koncentration på Oceanvej. Koncentrationerne af pyren og bisphenol A lå over

de marine miljøkvalitetskrav for både den stærkt trafikbelastede vej og den lavt belastede vej.

Specielt blev følgende parametre målt i forhøjede koncentrationer i stærkt trafikbelastet vejvand:

Suspenderet stof, COD, Total-P, bisphenol A og PAH. Parametrene er kritiske i forhold til

udledning og anvendelse af vejvandet til rekreative formål.

Ved undersøgelse af rensemetoder til behandling af vejvand er det vigtigt at have fokus på

suspenderet stof, COD, kobber, bisphenol A og PAH. Samtidig er det relevant at have fokus på

http://www.energitjenesten.dk/


reduktionen af coliforme bakterier, E. coli og enterokokker, hvis vandet ønskes udledt i

nærheden af et havnebad.

Som et led i at vurdere alternative anvendelsesmuligheder for vejvand er sammensætningen af

vejvandet fra Sundkrogsgade sammenlignet med tagvand, der umiddelbart kan anvendes til

toiletskyl og tøjvask. Hvis vejvandet skal anvendes på præmisser, der er gældende for tagvand,

vil det kræve rensning for bl.a. mikrobiologiske parametre, metaller (primært bly) og PAH.

Trafikbelastningen vil være væsentlig mindre i Århusgadekvarteret end i Sundkrogsgade, og

dermed vil vejvandet fra Århusgade/Lüdersvej være mindre belastet med miljø- og

sundhedsskadelige stoffer end vejvandet fra Sundkrogsgade.

I fremtiden vil trafikbelastningen på flere vejstrækninger i Nordhavn blive af samme

størrelsesorden som den nuværende (2012) på Sundkrogsgade, og derfor blev laboratorietest af

udvalgte rensemetoder (se Kap. 7) gennemført med vejvand fra Sundkrogsgade.

Modellering af vejvandsafstrømning fra et urbant område

35

6 Modellering af vejvandsafstrømning fra et urbant område

Det primære formål med modellering af vejvandsafstrømningen har været at fastlægge de

hydrauliske forudsætninger for et renseanlæg til behandling af vejvand fra et område med et

vejareal svarende til Århusgadekvarteret i Nordhavn. Her er det reducerede vejareal ca. 1,7 ha. I

modelberegningerne er det af praktiske årsager valg at regne med 1 ha reduceret vejareal.

Modelleringen af vejvandsafstrømningen er i dette kapitel opdelt i to scenarier:

• Modellering af Århusgadekvarteret baseret på det fremtidige ledningsnetværk og

arealanvendelse

• Generisk modellering af vejvandsafstrømningen fra 1 ha reduceret vejareal

Resultatet af beregningerne fra det første scenarie gør det muligt for et konkret urbant område

at beregne voluminet af regnvandsafstrømningen for forskellige typer overflader (haver, tage,

veje og P-pladser samt uspecificerede overflader), og denne differentiering anvendes primært til

at vurdere den maksimale mængde vejvand, der årligt forventes at skulle behandles i et

renseanlæg, samt til at vurdere variationerne i det maksimale flow og volumen af vejvand fra de

enkelte regnhændelser med henblik på at vurdere behovet for en udligningstank inden rensning.

Sekundært anvendes resultaterne fra modelleringen af Århusgadekvarteret til at vurdere, hvor

meget regnvand der totalt set er til rådighed til f.eks. rekreative formål (kan være aktuelt andre

steder end i Nordhavn) eller til anvendelse til havevanding m.m. Resultaterne kan også benyttes

til at opgøre den samlede regnvandsressource på forskellige årstider. Hvis der i et byområde

etableres grønne tage, kan der i modelleringen tages højde for dette, og konsekvenserne for

regnvandsafstrømningen kan beregnes.

Formålet med modelleringen af regnvandsafstrømningen fra 1 ha reduceret vejareal er at

generalisere beregningerne af afstrømningen af vejvand i forhold til fastlæggelse af en minimum

udligningstankstørrelse og renseanlægskapacitet, der kan opfylde definerede krav om et

maksimalt antal overløb af urenset vejvand pr. år.

Forudsætninger og antagelser vedrørende modelleringerne samt resultaterne heraf og disses

anvendelse i forhold til at fastlægge de hydrauliske forudsætninger og driftstilstanden for et

renseanlæg til behandling af vejvand er beskrevet i dette kapital. De hydrauliske aspekter er

beskrevet med henblik på at koble disse sammen med de kvalitetsmæssige aspekter for

regnvand (se Kapitel 5 og 7) og på denne baggrund opstille konkrete renseløsninger til

behandling af vejvand (Kapitel 8).


6.1 Den hydrologiske model for Århusgadekvarteret

Modelleringen af afstrømningen af regnvand i Århusgadekvarteret er sat op i DHI´s MIKE

URBAN model. Modellen er baseret på det fremtidige ledningsnet og den fremtidige

arealanvendelse. Modellen omfatter området omkring Århusgade, som vist i Figur 6.1. Figuren

viser de fem udløb (UØ457, UØ458, UØ459, UØ460 og UØ462), som i fremtiden vil udlede

regnvand fra tage, gårdhaver og de lokale sivegader. Udløb UØ461 vil udlede vejvand fra de to

mest trafikerede veje Århusgade og Lüdersvej.

Figur 6.1 Oplandet i Århusgadekvarteret inkluderet i modellen. De røde pile angiver de fem udløb af regnvand fra tage og sivegaderne (UØ457-UØ460, UØ462) samt udløbet fra Århusgade og Lüdersvej (UØ461).

Det er valgt at anvende Tid-Areal metoden til at beskrive afstrømningen fra overfladerne, mens

afstrømningen i kloaknettet er opbygget som en MOUSE rørmodel. Oplandet omfatter samlet

set et areal på 13,31 ha. Hele oplandet er opdelt i fire arealtyper:

1. Bygninger (tage)

2. Veje og parkeringsanlæg

3. Byhaver

4. Uspecificeret

Kategorien ”Uspecificeret” omfatter alle arealer i området, som ikke falder ind under nogle af de

øvrige tre kategorier. Typisk er det gårde inden for bygningskarreer og arealer med i dag ukendt

anvendelse (foråret 2013).

Digitaliseringen af oplandet er vist i Figur 6.2 og i Tabel 6.1. På grund af manglende

georeferering i de originale tegninger og efterfølgende manuel digitalisering er resultatet af

digitaliseringen ikke fuldkommen præcist, men vurderes at være tilstrækkeligt i denne

sammenhæng. Bilag D indeholder en detaljeret beskrivelse af modelleringen.

UØ457 UØ458

UØ459

UØ460

UØ461 UØ462


37

Figur 6.2 Overfladekategorier i det fremtidige Århusgadekvarter som resultat af digitalisering af kortmaterialet.

Under en regnhændelse vil den første del af regnen blive absorberet af underlaget (initialtabet),

og derfor vil regnvandet ikke nå udløbet. Samtidig vil en del af nedbøren infiltrere i underlaget og

en del fordampe. Initialtabet, som er afhængigt af overfladematerialet, er beskrevet ved den

hydrologiske reduktionsfaktor. De anvendte værdier for de fire overfladetyper i

Århusgadekvarteret er præsenteret i Tabel 6.2. Faktoren for den hydrologiske reduktion for faste

tage sættes normalt til 0,9. For grønne tage, hvor jordlaget først skal mættes, inden regnvand

afledes fra taget, sættes reduktionsfaktoren typisk til 0,5.

Tabel 6.1 Fordeling af overfladekategorier i det fremtidige Århusgadekvarter.

Overfladekategori Areal

ha %

Tage 4,6 35

Veje og P-anlæg 2,1 15

Storbyhaver 0,4 3

Uspecificeret 6,2 47

Total 13,3 100


Tabel 6.2 Anvendte værdier for initialtab og den hydrologiske reduktionsfaktor pr. overfladekategori i Århusgadekvarteret.

Overfladekategori Initial tab (mm) Hydrologisk reduktion

Bygninger (tage) 0,05 0,90

Veje og p-anlæg 0,60 0,80

Storbyhaver 1,00 0,10

Uspecificeret 0,60 0,25

6.1.1 Regndata

Til modelleringen er der anvendt historiske regndata fra DMIs regnmåler SVK 30234 (Delfinen) i

Gentofte (Figur 6.3).

Figur 6.3 Den anvendte regntidsserie fra SVK regnmåleren 30234 (Delfinen) i perioden d. 1. marts 2007 – 31. juli 2012.

Data dækker perioden fra 1. marts 2007 til 31. juli 2012 (5 år og 5 måneder), har en

tidsopløsning på 1 minut og indeholder i alt 1049 regnhændelser. Kun godkendte

regnhændelser er anvendt.


39

6.2 Resultater fra modelleringen af Århusgadekvarteret

Beregningerne af afstrømningen i Århusgadekvarteret er gennemført for ”frie udløb”, det vil sige

uden nogen form for tilbageholdelse i form af f.eks. udligningsbassiner.

Resultaterne fra langtidssimulering for perioden 1. marts 2007 til 31. juli 2012 er præsenteret på

følgende måder:

• Regnvandsbelastningen pr. måned over året og fordelt på overfladekategori (se Figur 6.4)

• Maksimalt flow for hvert udløb, både som totalt regnvandsflow og som vejvand, er vist som

gentagelsesintervaller på 5 år, 2 år, 1 år, 6 mdr., 3 mdr. og 1 mdr. (se Tabel 6.3)

• Samlet volumen fra hvert af de seks udløb, både som total regnvandsmængde og som

vejvand, er vist som gentagelsesintervaller på 5 år, 2 år, 1 år, 6 mdr., 3 mdr. og 1 mdr. (se

Tabel 6.4)

Figur 6.4: Samlet regnvandsbelastning fra Århusgadekvarteret opgjort på månedsbasis for hver af de fire overfladetyper

Figur 6.4 viser, at den gennemsnitlige årlige mængde regnvand fra de fire overfladekategorier er

omkring 33.870 m³/år, hvoraf den største del af afstrømningen af regnvand ses i maj-august

med et maksimum i august måned. Tallene er beregnet som gennemsnitlige månedsværdier for

de ca. 6 års regnhændelser, og den årlige mængde er således et gennemsnit af de årlige

mængder i de enkelte år for hele den historiske regnserie. Det fremgår endvidere, at vejvand

udgør omkring 20% af den samlede årlige mængde, svarende til omkring 6.500 m³/år i

gennemsnit. Det samlede vejvandsareal i det modellerede område er 2,1 ha med en hydrologisk

reduktionsfaktor på 0,8, hvilket svarer til et reduceret vejareal på 1,7 ha. I dette tilfælde er den

samlede arealvægtede vejvandsmængde 3.800 m³/årha reduceret vejareal. I simuleringerne for

Århusgadekvarteret blev der imidlertid indlagt et stopkriterie for simuleringerne for hver

hændelse, hvis afstrømningsflowet var under 1 l/s i mere end 10 minutter. Dette betyder i

realiteten, at simuleringerne er stoppet, inden systemet er tømt for vand, og omregnet giver det

et tab af vejvand i simuleringerne på omkring 1300 m³/år. Den reelle vejvandsmængde for et

område med et vejareal svarende til Århusgadekvarteret og et tilsvarende regnmønster udgør

således ca. 7.800 m³/år eller 4.600 m³/år·ha reduceret vejareal.


Et renseanlæg til behandling af vejvandet skal således maksimalt kunne rense omkring 7.800

m³/år (4.600 m³/haår reduceret vejareal), hvilket er en relativt beskeden mængde. De 4.600

m³/årha reduceret vejareal er således anvendt i den generiske simulering af afstrømningen fra

en hektar reduceret vejareal i forbindelse med fastlæggelse af minimum udligningstankstørrelse

og renseanlægskapacitet til rensning af vejvand (se afsnit 6.3).

En vigtig faktor ved design af afløbssystemer og rensefaciliteter for regnvand er, hvor hyppigt

regnskyl med et bestemt maksimum flow forekommer (se Tabel 6.3 og Tabel 6.4), og

tilsvarende er det nødvendigt at kende hyppigheden af bestemte voluminer ved regnhændelser

(se Tabel 6.5 og Tabel 6.6).

Tabel 6.3 Simulerede maksimale flow fra alle overfladetyper ved seks udløb, simuleret som ”frit udløb”, for forskellige gentagelsesperioder.

Rang Gentagelses-interval

UØ457

l/s

UØ458

l/s

UØ459

l/s

UØ460

l/s

UØ461

l/s

UØ462

l/s

1 5 år 198 90 134 220 198 243

3 2 år 170 73 110 183 172 210

5 1 år 155 70 105 173 164 194

11 6 mdr. 105 51 74 121 108 135

22 3 mdr. 63 34 46 75 63 82

33 2 mdr. 50 26 34 56 50 63

Tabel 6.4: Simulerede maksimale flow alene fra vejarealer tilknyttet de enkelte udløb.


UØ457

l/s

UØ458

l/s

UØ459

l/s

UØ460

l/s

UØ461

l/s

UØ462

l/s

1 5 år 27 14 24 29 83 34

3 2 år 23 11 20 24 77 29

5 1 år 20 11 17 21 71 25

11 6 mdr. 14 7 12 15 47 17

22 3 mdr. 8 4 7 8 27 9

33 2 mdr. 6 3 6 7 23 8


41

Tabel 6.5 Simulerede akkumulerede voluminer ved seks udløb (alle overfladetyper), simuleret som ”frit udløb”, for forskellige gentagelsesperioder.


UØ457

m3

UØ458

m3

UØ459

m3

UØ460

m3

UØ461

m3

UØ462

m3

Total

m3

1 5 år 1.058 477 684 1.140 1.237 1.380 5.975

3 2 år 448 208 292 487 525 589 2.550

5 1 år 397 184 258 430 462 519 2.251

11 6 mdr. 341 160 224 372 399 450 1.946

22 3 mdr. 228 106 149 248 265 300 1.297

33 2 mdr. 167 79 111 185 194 223 963

Tabel 6.6: Simulerede akkumulerede voluminer af vejvand tilført de seks udløb ved forskellige gentagelsesperioder.


UØ457

m3

UØ458

m3

UØ459

m3

UØ460

m3

UØ461

m3

UØ462

m3

Total

m3

1 5 år 159 76 130 165 559 206 1.294

3 2 år 68 32 56 70 236 88 550

5 1 år 60 28 48 62 209 77 485

11 6 mdr. 52 25 42 53 178 66 415

22 3 mdr. 35 16 28 36 119 45 279

33 2 mdr. 25 12 21 26 85 32 201

Information om det maksimale flow og voluminet af regnvand indgår i beregningerne af

voluminet for et udligningsbassin under forudsætning af et vist antal overløb. Sammenholdes

den hydrauliske belastning med viden om regnvandskvaliteten, kan effekten af

regnvandsudledningen i nærheden af badeområder vurderes, og der kan gennemføres en

miljørisikovurdering.

I forhold til den planlagte udbygning af Århusgadekvarteret som et kompakt bykvarter med en

ligelig fordeling af boliger og erhverv vil der reelt set ikke være behov for rensning af vejvand,

idet hverken de to mest trafikerede veje, Århusgade og Lüdersvej, eller de tilstødende sivegader

vil have en trafikbelastning på mere end 5.000 køretøjer/døgn. Denne trafikbelastningsgrænse

er defineret af Københavns Kommune i forhold til, hvornår rensning af vejvand inden udledning

vil være påkrævet. Det er imidlertid planlagt at adskille vejvandet fra Århusgade og Lüdersvej fra

tag- og vejvand fra sivegaderne og udlede vejvandet i et separat system uden tagvand til

olieudskiller/sandfang, før det udledes til havnebassinet via et separat udløb (UØ461).

Det er derfor valgt at anvende den simulerede afstrømning af vejvand fra Århusgade og

Lüdersvej mod udløb UØ461 (Node 80) som en case i forhold til en vurdering af variationerne i

det maksimale flow og volumen af vejvand fra de enkelte regnhændelser. Størrelsen af

variationerne i det maksimale flow og volumen anvendes således i en vurdering af behovet for

en udligningstank inden rensning af vejvand fra et vejområde svarende til Århusgade og

Lüdersvej. I Figur 6.5 og Figur 6.6 er fordelingen af de maksimale flow og voluminer af vejvand

fra Århusgade/Lüdersvej for samtlige 1.049 regnhændelser således plottet som et kumuleret

procentuelt fraktildiagram.


Figur 6.5 Kumuleret procentuel hyppighedsfordeling af maksimum flow af vejvand i udløbet UØ461 for samtlige regnhændelser i perioden 1 marts 2007 – 31. juli 2012.

Figur 6.6 Kumuleret procentuel hyppighedsfordeling af vejvandsvolumen i udløbet fra UØ461 for samtlige regnhændelser i perioden 1 marts 2007 – 31. juli 2012.


43

Når et anlæg til rensning af vejvand skal dimensioneres, er det vigtigt at sikre den rette balance

mellem miljømæssige og økonomiske hensyn. Hvis et anlæg dimensioneres til at kunne rense

alle nedbørshændelser, vil anlægget blive uforholdsmæssigt stort og dyrt at etablere og drive.

Det er derfor nødvendigt at finde en løsning, som tillader overløb et begrænset antal gange pr.

år. I forhold til overløb af urenset vejvand til havnen i Nordhavnsområdet har By & Havn I/S

vurderet, at der maksimalt kan accepteres 10 overløb af urenset vejvand pr. år. Dette antal

overløb svarer til antallet af overløb, som accepteres i Ørestad for tilsvarende byområder.

I forhold til den simulerede afstrømning af vejvand fra de 1049 regnhændelser for

Århusgade/Lüdersvej i perioden 1. marts 2007 – 31. juli 2012 (5 år og 5 måneder) betyder dette

krav, at omkring 55 svarende til ca. 5 % af regnhændelserne må resultere i overløb af urenset

vejvand. Et anlæg til rensning af vejvand fra et område svarende til Århusgade/Lüdersvej og

med et tilsvarende regnmønster skal således kunne håndtere 95 % af alle hændelserne, hvilket

ud fra de kumulerede procentuelle fraktildiagrammer betyder, at det skal kunne håndtere

hændelser, der varierer fra 0,3 l/s til 500 l/s i maksimalt flow og 0,6 m³-80 m³ i volumen. Det

gennemsnitlige samlede volumen af vejvand, der årligt vil afstrømme fra Århusgade/Lüdersvej,

er ved simuleringerne beregnet til omkring 2.700 m³/år, og med et reduceret vejareal for

Århusgade/Lüdersvej på omkring 0,68 ha svarer den simulerede afstrømning til omkring 4.000

m³/årha reduceret vejareal. Dette er lidt lavere end estimeret for hele området, idet der i

beregningerne ikke er taget højde for vandtabet ved stop i simuleringerne.

De store variationer i den hydrauliske belastning i form af både flow og volumen mellem de

enkelte regnhændelser gør det nødvendigt at etablere et udligningsbassin inden rensning, der

kan udjævne flowvariationerne og sikre en kontinuerlig drift af et renseanlæg til rensning af

vejvand. Udligning af både flow og volumen vil ydermere betyde, at den hydrauliske kapacitet af

renseanlægget vil blive mindre og dermed kræve mindre investering og drift. Simuleringerne af

vejvandsafstrømningen fra Århusgadekvarteret er som nævnt foretaget som frit udløb uden

forsinkelse, og det er derfor ikke muligt at anvende resultaterne af disse til estimering af

størrelsen af en udligningstank eller kapaciteten af et renseanlæg. Endvidere er der i

Århusgadekvarteret, på grund af den begrænsede trafikbelastning, ikke behov for rensning af

vejvandet inden udledning. Det blev derfor besluttet at lave en generaliseret modellering af

afstrømningen af vejvand fra en hektar reduceret vejareal i forbindelse med estimering af

udligningstankstørrelser og renseanlægskapacitet. Som input til denne modellering blev det

valgt at regne med en årlig vejvandsmængde på 4.600 m³/årha reduceret vejareal som

estimeret ud fra afstrømningen fra Århusgadekvarteret. Resultaterne af denne modellering er

præsenteret i det efterfølgende afsnit 6.3.

6.3 Vejvandsudledning fra 1 ha reduceret vejareal – grundlag for fastlæggelse af hydrauliske forudsætninger for renseteknologi

Som nævnt ovenfor, blev det besluttet i projektgruppen at generalisere de hydrauliske

forudsætninger for modellering af vejvandsbelastning og tage udgangspunkt i 1 ha reduceret

vejareal og anvende den historiske regnserie for området (se afsnit 6.1.1). Dermed bliver det

muligt at benytte fremgangsmåden, der er beskrevet her, i forbindelse med

vejvandshåndteringen ved udbygningen af andre dele af Nordhavnskvarteret og andre urbane

områder, hvor der er behov for rensning af vejvand inden udledning eller anvendelse til

rekreativformål m.m.

Formålet med modelleringen beskrevet i dette afsnit er ud fra den historiske regnserie at

beregne regnvandsafstrømningen fra 1 ha reduceret vejareal med henblik på at fastlægge

generelle hydrauliske forudsætninger for størrelsen af udligningstanke og kapaciteten af

renseteknologier til håndtering af vejvand. Selve afstrømningen blev beregnet i MOUSE, og

afstrømningstidsserierne blev efterfølgende anvendt som input til en beregningsmodel, der på

baggrund af volumen af sedimentationstankstørrelse (m³), sedimentationstid (timer) og

renseanlægskapacitet (l/sha) beregnede følgende output data:


• Total afstrømningsvolumen (m³/år)

• Afstrømningsvolumen behandlet i renseanlæg (m³/år)

• Afstrømningsvolumen behandlet i renseanlæg (%-af total afstrømningsvolumen)

• Overløbsvolumen (m³/år)

• Overløbsvolumen (%-af total afstrømningsvolumen)

• Antal overløbshændelser (Overløb/år)

• Antal regnhændelser (Antal/år)

Det er valgt at inkludere en sedimentationstid, idet det ud fra karakteriseringen af vejvandet

kunne konstateres, at vejvandet indeholder en høj koncentration af suspenderet stof, hvoraf en

del vil sedimentere og dermed kunne fjernes inden den videre behandling. Da der i forvejen skal

bygges en tank til udligning af flowvariationerne, er det oplagt samtidig at undersøge

muligheden for at udnytte denne tank som sedimentationstank. Resultaterne af simuleringen

kan således efterfølgende kobles med data for sedimentationsegenskaberne af det

suspenderede stof i vejvandet med henblik på at fastlægge størrelsen for en udlignings-

/sedimentationstank.

Forudsætninger for beregningerne er:

Initialtab er sat til 0,6 mm, og koncentrationstiden er 1 minut

• En afstrømningshændelse defineres som den periode, hvor der er afstrømning – dvs. tiden

fra udlignings-/sedimentationstanken begynder at fyldes (og evt. løber over), og til der ikke

længere løber vand ind i tanken

• Renseanlægget starter, når afstrømningshændelsen er slut, og der er gået et defineret

antal timer svarende til en sedimentationstid, og stopper igen, så snart en ny

afstrømningshændelse begynder

• Den mindste tidsmæssige afstand mellem to afstrømningshændelser er defineret til 3 timer

6.3.1 Følsomhedsanalyse af modelleringsdata

Med baggrund i forudsætningerne beskrevet i afsnit 6.3 blev de nævnte outputdata beregnet for

et antal kombinationer af tankstørrelse, sedimentationstid og renseanlægskapacitet (RA-

kapacitet). Følgende foruddefinerede værdier blev anvendt:

• Sedimentationstankstørrelse: 25, 50, 75, 100, 125, 150, 200 m³

• Sedimentationstid: 3, 6, 9, 12, 18, 24 timer

• RA kapacitet: 1, 2, 3, 4, 5, 10, 15, 20, 25 l/sha

For hver kombination af sedimentationstid og RA-kapacitet blev der således lavet et plot af antal

overløbshændelser pr. år som funktion af sedimentationstankstørrelser. Et eksempel på et

sådant plot for en sedimentationstid på 12 timer og en renseanlægskapacitet på 5 l/sha fremgår

af Figur 6.7.


45

Figur 6.7: Eksempel på simulerede data for årlige antal overløbshændelser som funktion af udlignings-/sedimentationstankstørrelse ved en sedimentationstid på 12 timer og en RA-kapacitet på 5

l/sha

På baggrund af data i figuren kan den mindste tankstørrelse, der opfylder et defineret kriterium

om, at overløb begrænses til maksimalt 10 gange/år, bestemmes til 150 m³.

Med baggrund i de ovennævnte kombinationer af data blev der foretaget en følsomhedsanalyse

med henblik på at vurdere minimum udlignings-/sedimentationstankstørrelsen som funktion af

sedimentationstid og RA-kapacitet i forhold til opfyldelse af overløbskriteriet. Resultaterne af

denne analyse er sammenfattet i Figur 6.8.


Figur 6.8 Minimum tankstørrelse som funktion af sedimentationstid ved forskellige RA-kapaciteter, der opfylder kravet om maksimalt 10 overløb pr. år.

Som det fremgår af figuren, stiger minimum tankstørrelsen med stigende sedimentationstid og

faldende RA-kapacitet. Betydningen af RA-kapaciteten på tankstørrelsen er størst i intervallet fra

1-5 l/sha, hvorefter minimum tankstørrelsen er stort set konstant, uafhængigt af den valgte RA-

kapacitet. For RA-kapaciteter større end 5 l/sha ses minimum tankstørrelsen således at ligge i

intervallet 110-180 m³ afhængigt af sedimentationstiden. Hvis tanken alene skal anvendes som

udligningstank for et efterfølgende renseanlæg uden sedimentationstid, kan den minimale

tankstørrelse bestemmes ved ekstrapolation af data til omkring 100 m³.

Ud over at vurdere på antallet af overløb pr. år i forhold til den nødvendige tankstørrelse og RA-

kapacitet er det også relevant at vurdere mængderne af urenset vejvand, der udledes ved de

forskellige tankstørrelser, sedimentationstider og RA-kapaciteter. Der er således for de

simulerede tankstørrelser på 100, 125, 150 og 200 m³ lavet en analyse af overløbsmængden

som funktion af RA-kapaciteten ved de forskellige sedimentationstider (Figur 6.9).


47

Figur 6.9 Overløbsvolumen som funktion af RA-kapacitet og sedimentationstid for fire tankstørrelser (100, 125, 150 og 200 m3)

Som forventet falder overløbsvoluminet med stigende tankstørrelse og aftagende

sedimentationstid. Med hensyn til renseanlægskapaciteten ses overløbsvoluminet for en given

sedimentationstid og tankstørrelse at være tilnærmelsesvist konstant for RA-kapaciteter større

end 5 l/sha, mens der observeres en gradvis stigning i overløbsvoluminet ved RA-kapaciteter

mindre end 5 l/sha.

På baggrund af vurderingerne sammenfattet i Figur 6.8 og Figur 6.9 vil en renseanlægskapacitet

på 5 l/sha være tilstrækkelig til at overholde kriteriet for maksimalt antal overløb pr. år (10

gange) inden for det mindst mulige tankvolumen samt til at sikre den mindst mulige årlige

overløbsmængde inden for et givet tankvolumen.

Det faktiske tankvolumen er primært bestemt af behovet for sedimentationstid inden videre

behandling. Dette behov afgøres af sedimentationsegenskaberne af det partikulære stof samt af

massen af sedimenterbart materiale. Partikel- og sedimentationsegenskaberne af det

suspenderede stof i vejvandet er karakteriseret og præsenteret i det efterfølgende kapitel 7, som

omhandler laboratorietest af renseteknologier.

Laboratorietest af renseteknologier

49

7 Laboratorietest af renseteknologier

Udgangspunktet for fastlæggelse af et renseanlægskoncept til behandling af vejvand er de

hydrauliske forhold og driftsbetingelserne for et renseanlæg. Disse forudsætninger er bestemt

via modelleringerne i kapitel 6. Dernæst er det afgørende for at vælge potentielle teknologier,

der skal indgå i renseanlægskonceptet, at karakterisere de problematiske stoffers fysisk-

kemiske tilstandsform, herunder koncentrationer af stoffer på opløst og partikulær form, samt

deres egenskaber i forhold til opførsel i renseteknologi. Det er således afgørende at vurdere,

hvilken form de miljøkritiske stoffer i vejvandet optræder under – herunder om de er:

• Partikulære (>5µm)

• Kolloide (0,001-5µm)

• Opløste (<0,001µm)

Som nævnt er trafikbelastningen på hoved- og sivegaderne i Århusgadekvarteret mindre end

5.000 køretøjer/døgn og ligger dermed under den trafikbelastningsgrænse, som Københavns

Kommune har defineret i forhold til, hvornår rensning af vejvand inden udledning vil være

påkrævet [26]. Som grundlag for valg af teknologier til et renseanlægskoncept blev det besluttet

at udtage vejvandsprøver fra en trafikbelastet vej med 14.000 køretøjer/døgn (Sundkrogsgade -

se Kap. 5). Dette sikrer en repræsentativ sammensætning af vejvand i forhold til

trafikbelastninger, der er større end 5.000 køretøjer/døgn, og endvidere sikres et generisk og

sikkert valg af teknologier til det samlede renseanlægskoncept.

Der blev i tre perioder udtaget prøver af vejvand fra Sundkrogsgade. De første to

prøvetagninger blev gennemført i henholdsvis august og november 2012 og havde primært til

formål at opnå en større indsigt i koncentrationer af metaller og organiske miljø- og

sundhedsskadelige stoffer i vejvand samt at vurdere koncentrationerne i forhold til

miljøkvalitetskrav for marine og ferske vandområder.

I regnvandsprøverne fra Sundkrogsgade i april 2013 blev koncentrationerne af metaller og

organiske miljø- og sundhedsskadelige stoffer målt dels i den opsamlede prøve og dels i en

prøve efter sedimentation og efter filtrering gennem et glasfiberfilter med nominel porestørrelse

på 1,6 µm (Whatman GF-A). Porestørrelsen for dette filter er sammenlignelig med

porestørrelsen i filtreringsmembraner, der er kommercielt tilgængelig på markedet, og dermed

vil en tilsvarende filtreringsteknologi kunne implementeres i et renseanlægskoncept til vejvand.

Ved denne type filtrering tilbageholdes også kolloide partikler.

For at undgå en ikke repræsentativ fjernelse af stoffer via filterkagedannelse under

prøvefiltreringen, blev supernatanten fra sedimentationen filtreret igennem et GF-A filter.

Fraktionering muliggjorde en vurdering af, hvordan de forskellige forureningskomponenter blev

fordelt i forhold til de fysisk-kemiske tilstandsformer (partikulært, kolloider, opløselig), og dermed

blev det muligt at vurdere hvilke teknologier, der potentielt kan indgå i det samlede

renseanlægskoncept.

Resultaterne af analyserne af den oprindelige vejvandsprøve samt den GF-A filtrerede prøve fra

april 2013 fremgår af Tabel 7.1, hvor der tillige er angivet miljøkvalitetskrav for marine og ferske

vandområder. Analyseresultaterne for den sedimenterede prøve er vist i Tabel 7.3, og

resultaterne er kommenteret i afsnit 7.1.


Tabel 7.1 Sammensætning af vejvand og GF-A filtreret vejvand fra Sundkrogsgade i Nordhavn udtaget som stikprøve d. 11. april 2013. Kravene for rekreativt vand inkluderer målsætninger for ferskvandsområder [2] og miljøkvalitetskrav for ferskvand [3].

Parameter Enhed Sundkrogs-

gade

Totalprøve

Sundkrogs-

gade GF-A

filtreret

Miljøkvalitets-

krav marin

Rekreativt

vand

pH

7,8 7,8

Ledningsevne mS/m 300 300

Alkalinitet mmol/l 5,68 2,17

Turbiditet FTU 87 2,7

SS mg/l 790 -

25

Glødetab-VSS mg/l 120 -

COD mg/l 270 48 751)

BOD mg/l 11 5,2 151) 3

Total-N mg/l 6,1 4,0 81)

Total-P mg/l 0,85 0,036 1,51) 0,06

Jern mg/l 29 0,11

Calcium mg/l 160 76

Magnesium mg/l 21 15

Silicium(Filtreret) mg/l 4,7 4,6

Bly Total µg/l 110 2 0,34 0,34

Bly Opløst 1 2,6

Kobber Total µg/l 100 10 1 (2,9) 2) 1 (12)

Kobber Opløst 7,9 10

Zink Total µg/l 450 31 7,8 7,8

Zink Opløst 19 34

Olieindex mg/l <0,10 -

Bisphenol A µg/l 0,21 0,19 0,01 0,1

Acenaphthen µg/l <0,05 0,059 0,38 3,8

Fluoren µg/l <0,05 0,013 0,23 2,3

Phenanthren µg/l 0,2 0,049 1,3 1,3

Fluoranthen µg/l 1,2 0,069 0,1 0,1

Pyren µg/l 0,9 0,047 0,0017 0,0046

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l 0,84 0,025 0,033) 0,03

Benzo(a)pyren µg/l 0,32 <0,01 0,05 0,05

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l 0,3 <0,01 0,0024)

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,37 <0,01 0,0024)

Sum af 9 PAH'er µg/l 4,1 0,26

Di-n-butylphtalat (DBP) µg/l <0,5 <0,5

Benzylbutylphtalat µg/l <0,1 <0,1

Diethylhexylphtalat (DEHP) µg/l 3,4 <0,1 1,3 1,3

Di-(2-ethylhexyl)adipat µg/l <0,1 <0,1

Di-n-octylphtalat (DNOP) µg/l <0,1 <0,1

Diethylphtalat µg/l 0,2 0,23

Diisononylphtalat µg/l <0,3 <0,3

Nonylphenoler µg/l 0,16 <0,050 0,35) 0,35)

Nonylphenolmonoethoxylat µg/l 0,11 <0,050

Nonylphenoldiethoxylat µg/l 0,36 0,13


1) Minimum krav til udledning til marine og ferske vandområder fra offentlige renseanlæg med en godkendt kapacitet på 5.000 PE eller derover [23]. 2) Der tages hensyn til den naturlige baggrundskoncentration, hvis den gør det umuligt at overholde miljøkvalitetskravet. Tallet i parentes angiver den maksimale grænse for koncentrationen. 3) Sum af benzo(b+k)flouranthen 4) Sum af benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 5) Sum af nonylphenol og octylphenol


51

Parametrene, der i Tabel 7.1 er markeret med rødt, viser hvilke stofkoncentrationer, der

overstiger miljøkvalitetskravene i marine vandområder og mulige miljøkvalitetskrav, hvis

regnvandet skal anvendes til rekreative formål. Parametrene, der er markeret med blåt, viser, at

koncentrationerne er højere end målsætningerne for ferskvandsområder [2] og miljøkvalitetskrav

for ferskvandsområder [3].

Af analyseresultaterne fremgår det således, at koncentrationerne for en række stoffer i

vejvandet er højere end de kvalitetskrav, der bruges til sammenligning. Det drejer sig primært

om tungmetallerne og PAH, men såvel COD, bisphenol A og DEHP er også målt i forhøjede

koncentrationer, mens koncentrationen af SS, BOD og total-P er forhøjet i forhold til anvendelse

af vejvandet til rekreative formål.

I den GF-A filtrerede prøve ses det, at antallet af stoffer, der forekommer i forhøjede

koncentrationer, er blevet reduceret, hvilket viser, at en betydelig del af de kritiske stoffer er

knyttet til den partikulære fraktion. Imidlertid forekommer der stadig forhøjede koncentrationer af

tungmetaller (bly, kobber og zink), bisphenol A og pyren, mens koncentrationen af BOD er

forhøjet sammenlignet med målsætningen for rekreativt vand. Miljøkvalitetskravene for

tungmetaller gælder for opløste stoffer, defineret som koncentrationen efter filtrering af prøven

gennem et 0,45 µm laboratoriefilter.

For at kunne bestemme koncentrationen af opløste tungmetaller i den GF-A filtrerede prøve og

dermed sammenligne koncentrationerne med miljøkvalitetskravene blev denne prøve filtreret

gennem et 0,45 µm filter. Som det fremgår af Tabel 7.1, ligger koncentrationerne af opløst bly,

kobber og zink i det oprindelige vejvand på niveau med koncentrationerne i den GF-A filtrerede

prøve.

Sammenfattende kan det således konkluderes, at vejvand fra trafikbelastede veje med mere

end 14.000 køretøjer/dag indeholder koncentrationer af kritiske stoffer, der ligger over

miljøkvalitetskravene for marine og ferske vandområder. Ud fra en forventning om, at

fortyndingen i stillestående havnebassiner og rekreative vandbassiner vil være meget

begrænset, er det valgt her at sammenligne målte koncentrationer i de forskellige prøver med

miljøkvalitetskravene. Ved en ringe fortynding i udledningspunktet vil der være behov for

rensning af vejvandet inden udledning.

En stor del af de kritiske forurenende stoffer i vejvand er knyttet til partikulært og kolloidt

materiale. Teknologier til partikelseparation bliver således nøgleteknologier i forhold til et

renseanlægskoncept til vejvand. Imidlertid overstiger koncentrationerne af visse kritiske stoffer i

den opløste fraktion stadig de gældende krav, og teknologier til reduktion af disse kan derfor

blive nødvendige, hvis fortyndingen i udledningspunktet ikke er tilstrækkelig til at nedbringe

koncentrationerne til et niveau svarende til miljøkvalitetskravene.

Laboratorieforsøgene har med udgangspunkt i fraktioneringen af de kritiske stoffer i de

forskellige tilstandsformer haft til formål at understøtte valget af teknologier til

renseanlægskonceptet. Idet det under alle omstændigheder er nødvendigt at bygge en

udligningstank for at sikre jævn tilførsel af vand til renseanlægsdelen, er det oplagt at undersøge

muligheden for at udnytte denne tank som sedimentationstank til fjernelse af den største del af

partikelbelastningen. Laboratorieforsøgene har derfor indledningsvist omfattet en karakterisering

af partikel- og sedimentationsegenskaberne af det suspenderede stof og en vurdering af

fjernelsesgraden af suspenderet stof ved anvendelse af sedimentations-/udligningsbassinet.

Efter sedimentationen var der fortsat partikulært stof til stede i den øverste vandfase, og for at

vurdere og afprøve kompakt mikrofiltreringsteknologi til fjernelse af den finpartikulære fraktion

uden anvendelse af fældningskemikalier blev denne del af vandfasen karakteriseret. Slutteligt

blev der gennemført en afprøvning af aktiv kul filtrering som en mulig teknologi til at fjerne de

kritiske stoffer, der i den opløste fraktion stadig var til stede i forhøjede koncentrationer.

Resultaterne af de gennemførte laboratorieforsøg i forhold til fastlæggelse af et

renseanlægskoncept til vejvand er præsenteret i afsnit 7.1-7.3.


7.1 Karakterisering af partikel- og sedimentationsegenskaber

For at kunne fastlægge den nødvendige størrelse af sedimentationstanken ud fra

forudsætningen om maksimalt 10 overløb pr. år, er data fra afsnit 6.3 koblet med data for

partikel- og sedimentationsegenskaberne af det suspenderede stof i vejvandet.

I forbindelse med prøvetagningen af vejvand i august og november 2012 samt april 2013 blev

der udtaget større mængder vejvand til brug ved laboratorieforsøgene. Vejvandet blev

indledningsvist karakteriseret med hensyn til partikelstørrelsesfordelingen af det suspenderede

stof. Resultaterne heraf fremgår af Figur 7.1 og Figur 7.2, der viser henholdsvis antal partikler

og den kumulerede procentuelle fordeling som funktion af partikelstørrelsen.

Figur 7.1: Partikelstørrelsesfordeling i tre regnvandsprøver fra Sundkrogsgade. Prøverne blev udtaget i august og november 2012 samt i april 2013.

Figur 7.2: Kumuleret relativ volumenfraktion for partikler i vejvand fra Sundkrogsgade. Prøverne blev udtaget i august og november 2012 samt i april 2013. Bemærk, at skalaen på x-aksen er logaritmisk.


53

Den største del af partiklerne i vejvandet ligger i intervallet 2-20 µm, mens antallet af partikler

større end 20 µm er ganske lille (se Figur 7.1). Det samme gør sig gældende for

partikelvolumenfraktionen, hvor 2-11 % af den samlede partikelmasse udgøres af partikler

større end 20 µm (se Figur 7.2). Den samlede partikelvolumenkoncentration i vejvandet er under

1 % v/v, hvilket betyder, at partiklerne er tilstrækkeligt adskilte til, at de kan sedimentere frit, og

de hurtigst sedimenterende partikler vil overhale de langsommere sedimenterende partikler.

Den dimensionsgivende sedimentationshastighed vil afhænge af, om partiklerne flokkulerer og

danner større aggregater og dermed sedimenterer hurtigere end de enkelte partikler.

Partiklernes flokkuleringsevne vil afhænge af de frastødende og tiltrækkende elektrostatiske

kræfter, der virker mellem partikler. De elektrostatiske kræfter kan udtrykkes ved zetapotentialet.

Zetapotentialet blev målt for partiklerne i vejvandet ved de tre prøvetagninger, og resultaterne

fremgår af Tabel 7.2.

Tabel 7.2: Zetapotentiale for det suspenderede stof

Prøve Zeta potentiale (partikelladning) Standardafvigelse

mV mV

August 2012 -29,3 0,3

November 2012 -25 0,3

April 2012 -27,5 0,3

Partiklerne i alle tre vejvandsprøver har et stort negativt zetapotentiale, hvilket betyder, at de i

praksis vil frastøde hinanden og dermed sandsynligvis ikke vil flokkulere ved sammenstød (se

Tabel 7.2). Ved sedimentation forventes partiklerne at sedimentere som frie partikler med en

sluthastighed, der er givet ved deres størrelse og densitet. På grund af den lave

partikelkoncentration vil klaringen af vejvandet ske langsomt, hvor en visuel grænseflade

mellem væske og sedimenterede partikler vil begynde i bunden af sedimentationsbeholderen og

gradvist bevæge sig opad.

I de gennemførte simuleringer af afstrømningen af vejvand fra 1 ha reduceret areal blev der

regnet med en batch sedimentationstank med variable sedimentationstider fra 3 til 24 timer.

Under antagelse af en tank med en dybde på 3 meter giver dette kritiske

sedimentationshastigheder på mellem 3 m/dag (ved 24 timers sedimentation) og 24 m/dag (ved

3 timers sedimentation). Antages densitet af partiklerne at være 2.650 kg/m³, hvilket er

passende set ud fra, at det suspenderede stof i vejvandet fra april 2013 primært var uorganisk,

kan den kritiske partikelstørrelse, som fjernes, beregnes ved anvendelse af Stoke´s lov. I de to

tilfælde, kan partikelstørrelsen beregnes til henholdsvis 6 µm (3 m/dag; 24 timer) og 17µm (24

m/dag; 3 timer). I forhold til fordelingen af partikelvolumenkoncentrationen i vejvandet betyder

det, at der ved tre timers sedimentation forventeligt kan fjernes omkring 15 % af partikelmassen,

mens der ved 24 timers sedimentation forventes fjernet omkring 75 % af partikelmassen.

For nærmere at undersøge mulighederne for partikelfjernelse ved sedimentation blev der

gennemført en række simple batch sedimentationsforsøg. Indledningsvist blev der lavet forsøg i

lille skala med prøverne fra august og november 2012. Ved tre timers sedimentationstests i 100

ml målecylindre blev potentialet for partikelfjernelse vurderet. Efter de tre timer blev den klarede

vandfase dekanteret med henblik på partikelkarakterisering og sammenligning med

udgangsprøven. Resultaterne af disse fremgår af Figur 7.3.


Figur 7.3 Partikelkoncentrationsfordeling for vejvandsprøverne fra Sundkrogsgade før og efter tre timers sedimentation ved sedimentationsforsøg i lille skala.

Fjernelsen af partikler er tæt på 100 % for partikler større end 7µm, hvorefter fjernelsen aftager

gradvis. Baseret på volumen kan den samlede fjernelse ved den simple test beregnes til

omkring 90 %, hvilket er betydeligt højere end vurderet alene ud fra partikelmålingerne og

Stoke´s lov beregningerne ovenfor. Det antydes således, at der på trods af den negative

overfladeladning af partikler sker en delvis flokkulering eller medrivning af mindre partikler under

sedimentation af de store partikler. Dette medfører en større terminal sedimentationshastighed

end den, der kan beregnes for de frie sedimenterbare partikler, som vist ovenfor.

Det simple forsøg viser, at der er et betydeligt potentiale for fjernelse af en stor del af det

suspenderede stof ved sedimentation. Resultaterne af lille-skala sedimentationstesten kan

imidlertid ikke overføres direkte til større skala på grund af mulige randeffekter i den lille

kolonne. Men ud fra den forholdsvis korte sedimentationsvej (ca. 0,3 m) over tre timer kan en

dimensionerende sedimentationshastighed på 2,4 m/dag beregnes. Sammenlignet med

beregningerne ovenfor vil dette svare til ca. 30 timers sedimentation i en storskala

sedimentationstank med 3 meters dybde.

For at verificere resultaterne af sedimentationspotentialet blev der på vejvandsprøven udtaget i

april 2013 gennemført en mere repræsentativ sedimentationstest i en større skala.

Sedimentationen gennemførtes i en søjle på 2 meter og en indre diameter på 20 cm. Søjlen blev

fyldt med vejvand til en højde af ca. 1,6 m. Af nedenstående billeder fremgår det, at klaringen af

vejvandet sker langsomt, og en visuel grænseflade mellem væske og sedimenterede partikler

ses svagt i bunden af sedimentationssøjlen.


55

Figur 7.4: Sedimentation af vejvand i en 2-meter kolonne med en diameter på 20 cm.

Med henblik på at vurdere den dimensionsgivende sedimentationshastighed for dermed at

kunne fastlægge en minimum tankstørrelse blev højden af det sedimenterede bundlag målt over

tid under forsøget, og dataene herfor er afbildet nedenfor.

Figur 7.5 Sedimenttykkelsen som funktion af sedimentationstid ved sedimentation i 2-meter kolonne

Som det fremgår af Figur 7.2, begynder opbygningen af sedimentlaget efter en times henstand,

og højden øges herefter gradvis med tiden frem til 3-5 timers sedimentation, hvorefter højden

ikke ændrer sig yderligere. Data indikerer, at langt den største del af den sedimenterebare

masse er sedimenteret efter 3-5 timer. Der vil stadig efter 3-5 timer være partikler, der synker til

bunds, men massen af partikler er lille, og dermed bidrager de ikke i væsentlig grad til tykkelsen

(højden) af sedimentlaget. De partikler, der sedimenterer efter 5 timer og frem til 24 timer, vil


være små og massen lille. Derfor vil det være fordelagtigt at designe

sedimentationstankstørrelsen svarende til en sedimentationstid mindre end 6 timer i 2 meter

kolonnen. Dette svarer til en dimensionsgivende sedimentationshastighed på 6,4 m/døgn, og

omregnet til den tidligere antagne fuldskala dybde på 3 meter svarer dette til en design

sedimentationstid på omkring 11 timer.

Supernatanten efter 24 timers sedimentation blev dekanteret med henblik på yderligere

laboratorieforsøg samt udtagning af prøver til karakterisering for de udvalgte

vandkvalitetsparametre. Resultaterne heraf sammenholdt med den oprindelige vejvandsprøve

og den GF-A filtrerede supernatant fremgår af Tabel 7.3.

På baggrund af det anvendte volumen vejvand og sedimenthøjden ved ligevægt kan der

estimeres en sedimentproduktion på 0,033 m³ sediment pr. m³ vejvand, svarende til en årlig

sedimentproduktion på 150 m³/årha vejareal. Med baggrund i data for SS og glødetab for SS

(se Tabel 7.3), der viste reduktion i SS-koncentration ved sedimentation, kan

tørstofkoncentrationen i sedimentet estimeres til omkring 2 %.

Sammenholdes analyseresultaterne for den totale vejvandsprøve med resultaterne for

supernatanten efter sedimentation, fremgår det, at det er muligt at reducere indholdet af

suspenderet stof med omkring 90 %, hvilket er sammenligneligt med de indledende

sedimentationsforsøg i de små laboratoriekolonner. Sammenholdes data endvidere med

udviklingen i slamspejlshøjden, vurderes sammensætningen af supernatanten at være

repræsentativ for kvaliteten af supernatanten efter 6 timers sedimentation, hvilket svarer til 11

timers sedimentation i en tank i fuldskala.

Det ses endvidere, at koncentrationen af en række af de stoffer, der i vejvandet overstiger

miljøkvalitetskravene, herunder især PAH, er reduceret markant alene ved sedimentation.

Imidlertid er koncentrationen af COD, tungmetaller, bisphenol A og pyren stadig højere end

målsætninger og miljøkvalitetskrav.

Sammenholdes resultaterne af målingerne på supernatanten med målingerne på den GF-A

filtrerede prøve, ses en yderligere reduktion i koncentrationen af de kritiske stoffer. Her er det

især vigtigt at bemærke, at COD er reduceret til under udledningskravet, ligesom SS og total-P

er reduceret til under det forventede krav til rekreativ anvendelse. Derudover ses

koncentrationen af tungmetaller og pyren at være yderligere reduceret, om end de stadig er

højere end miljøkvalitetskravene.

Resultaterne viser således, at den største del af forureningskomponenterne i vejvandet er

knyttet til en partikulær fraktion, der kan fjernes ved sedimentation inden for en

sedimentationstid på omkring 11 timer i en fuldskala sedimentationstank med en dybde på 3

meter. Sammenholdt med resultaterne af den hydrauliske modellering vil en sedimentationstid

på 11 timer give et minimum tankvolumen på omkring 150 m³/ha vejareal ved en minimum

renseanlægskapacitet på 5 l/sha.

Både sedimentationstankens størrelse og renseanlægskapaciteten skal designes med en vis

ekstra kapacitet. I den faktiske tankstørrelse skal indregnes plads til slam. Desuden kan tanken

ikke tømmes fuldstændig, og dette betyder, at renseanlægskapaciteten skal være større end

den beregnede minimum kapacitet på 5 l/sha. I forbindelsen med vurderingen af de

efterfølgende laboratorieforsøg er der regnet med en renseanlægskapacitet på 7,5 l/sha.


57

Tabel 7.3 Sammensætning af vejvand, sedimenteret vejvand og GF-A filtreret vejvand fra Sundkrogsgade i Nordhavn udtaget som stikprøve d. 11. april 2013. Målsætningerne for rekreativt vand inkluderer miljøkvalitetskrav for ferskvand. Den blå markering viser forhøjede koncentrationer i forhold til målsætninger for ferskvand [2], og de røde markeringer viser forhøjede koncentrationer i forhold til miljøkvalitetskrav for marine vandområder.


gade

Totalprøve

Sundkrogs-

gade

supernatant

Sundkrogs-

gade

GF-A filtreret

Miljøkvalitets-

krav marin

Rekreativt

vand

pH

7,8 7,7 7,8

Ledningsevne mS/m 300 310 300

Alkalinitet mmol/l 5,68 1,49 2,17

Turbiditet FTU 87 110 2,7

SS mg/l 790 88 -

25

Glødetab-VSS mg/l 120 17 -

COD mg/l 270 91 48 751)

BOD mg/l 11 9,1 5,2 151) 3

Total-N mg/l 6,1 4,4 4,0 81)

Total-P mg/l 0,85 0,19 0,036 1,51) 0,06

Jern mg/l 29 80 0,11

Calcium mg/l 160 15 76

Magnesium mg/l 21 4,8 15

Silicium(Filtreret) mg/l 4,7 4,6

Bly Total µg/l 110 14 2

Bly Opløst µg/l 1 <0,5 2,6 0,342) 0,342)

Kobber Total µg/l 100 23 10

Kobber Opløst µg/l 7,9 7,9 10 1 (2,9) 2) 1 (12)2)

Zink Total µg/l 450 77 31

Zink Opløst µg/l 19 34 34 7,82) 7,82)

Olieindex mg/l <0,10 -

Bisphenol A µg/l 0,21 0,19 0,19 0,01 0,1

Acenaphthen µg/l <0,05 <0,01 0,059 0,38 3,8

Fluoren µg/l <0,05 <0,01 0,013 0,23 2,3

Phenanthren µg/l 0,2 0,027 0,049 1,3 1,3

Fluoranthen µg/l 1,2 0,17 0,069 0,1 0,1

Pyren µg/l 0,9 0,12 0,047 0,0017 0,0046

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l 0,84 0,098 0,025 0,033) 0,03

Benzo(a)pyren µg/l 0,32 0,035 <0,01 0,05 0,05

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l 0,3 0,029 <0,01 0,0024)

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,37 0,038 <0,01 0,0024)

Sum af 9 PAH'er µg/l 4,1 0,52 0,26

Di-n-butylphtalat (DBP) µg/l <0,5 <0,5 <0,5

Benzylbutylphtalat µg/l <0,1 <0,1 <0,1

Diethylhexylphtalat (DEHP) µg/l 3,4 0,25 <0,1 1,3 1,3

Di-(2-ethylhexyl)adipat µg/l <0,1 <0,1 <0,1

Di-n-octylphtalat (DNOP) µg/l <0,1 <0,1 <0,1

Diethylphtalat µg/l 0,2 0,52 0,23

Diisononylphtalat µg/l <0,3 <0,3 <0,3

Nonylphenoler µg/l 0,16 0,05 <0,050 0,35) 0,35)

Nonylphenolmonoethoxylat µg/l 0,11 <0,05 <0,050

Nonylphenoldiethoxylat µg/l 0,36 0,15 0,13

Sum NPE µg/l 0,63 0,20 0,13

1) Minimum krav til udledning til marine og ferske vandområder fra offentlige renseanlæg med en godkendt kapacitet på 5.000 PE eller

derover [23]. 2) Der tages hensyn til den naturlige baggrundskoncentration, hvis den gør det umuligt at overholde miljøkvalitetskravet. Tallet i

parentes angiver den maksimale grænse for koncentrationen. 3) Sum af benzo(b+k)flouranthen 4) Sum af benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd) pyren 5) Sum af nonylphenol og octylphenol


7.2 Mikrofiltrering ved anvendelse af et keramisk filter

Resultaterne fra sedimentationsforsøgene viste, at en betydelig del af de kritiske stoffer (COD,

tungmetaller, bisphenol A og pyren) i vejvandet er knyttet til en finpartikulær fraktion, der ikke

kan fjernes ved sedimentation. For at opnå en vandkvalitet svarende til miljøkvalitetskravene for

marint vand er der som minimum behov for at fjerne denne finpartikulære fraktion.

Af Figur 7.3 fremgår det, at den finpartikulære fraktion udgøres af partikler i intervallet 2-8 µm.

Der findes i dag en række vandbehandlingsteknologier, der er udviklet til at kunne fjerne

partikler af denne størrelse. Som allerede nævnt i kapitel 6 er der tale om store vandmængder,

som skal behandles, og i dette projekt er der valgt at se bort fra fældningsteknologier for at

undgå miljøbelastningen fra fældningskemikalier samt mindske installations- og driftsudgifter

forbundet med fældningsanlæg.

Renseløsningen skal:

• Være kompakt for at kunne indpasses i bymiljøets infrastruktur (lille arealbehov)

• Have lave drifts- og etableringsomkostninger, herunder lavt energiforbrug

• Være effektiv i forhold til fjernelse af den finpartikulære fraktion

• Have høj hydraulisk kapacitet.

En af de teknologier, der har en væsentlig del af denne kombination af egenskaber, og som ikke

tidligere er afprøvet i forbindelse med behandling af vejvand, er keramisk membranfiltrering.

Keramiske membraner er karakteriseret ved at have en høj porøsitet og en hydrofil overflade,

hvilket giver dem gode egenskaber i forhold til vandgennemtrængning og bevirker, at der kan

behandles store vandmængder med et relativt lille filterareal. De keramiske membraner er

desuden slidstærke, hvilket kan være fordelagtigt ved behandling af vejvand, hvor det

partikulære materiale primært er uorganisk og dermed kan resultere i et markant slid på

filteroverfladen. De keramiske filtermoduler er kompakte, og på ganske lidt plads kan der

installeres relativt store filterarealer. Ved coatning kan de keramiske membraner desuden

tilpasses til separation af partikler og/eller kolloide partikler samt makromolekyler af forskellig

størrelse.

Liqtech International A/S er en dansk producent af keramiske filtreringsmembraner, der er

baseret på silicium karbid (SiC), som er et meget stærkt materiale. Membranerne anvendes i

dag i en række applikationer, hvor der skal behandles store mængder vand, f.eks. i

svømmehaller og inden for olieindustrien. I nærværende projekt blev der i laboratorieskala

gennemført en afprøvning af en Liqtech Comem® keramisk mikrofiltreringsmembran med en

nominel porestørrelse på 1 µm med henblik på at vurdere fjernelsen af den finpartikulære

fraktion i sedimenteret vejvand. Filtreringsmodulet er udformet som en såkaldt tuburlær

membran med kanaldiametre på 3 mm, en længde på 30 cm og et samlet filterareal på 0,09 m².

Forsøgsopstillingen samt et billede af den anvendte modultype fremgår af Figur 7.6.


59

Figur 7.6: Mikrofiltrering med keramisk membran til behandling af vejvand.

7.2.1 Driftsresultater

Forsøget blev gennemført som en dead-end filtrering med konstant flow. Ved dead-end filtrering

passerer væsken (vejvandet) gennem membranen, og alle partikler større end porestørrelsen

bliver holdt tilbage på membranoverfladen. Efterhånden opbygges en filterkage, som øger

filtreringsmodstanden. På et tidspunkt bør filtret returskylles.

Ved laboratorieforsøgene blev der anvendt en stempelpumpe, som kunne indstilles til at give en

konstant mængde vand. Pumpen er i stand til at kompensere for det stadigt stigende tryktab fra

filterkagen, der opbygges ved aflejring af det finpartikulære materiale på filteroverfladen. Herved

øges den totale trykdifferens i systemet. Da der opstod en for høj trykdifferens, blev

filteroverfladen forsøgt rengjort ved at lave en såkaldt forward-flush af overfladen. Dette skete

ved at åbne for den blå ventil på Figur 7.6. De opnåede flow og trykdata fremgår af Figur 7.7.


Figur 7.7: Tryk og flowdata under filtrering af supernatanten gennem en keramisk 1µm mikrofiltreringsmembran. Supernatanten stammer fra sedimentation af vejvand.

Som det fremgår af Figur 7.7, blev filteret drevet ved konstant flux på omkring 250 l/m²h ved et

transmembrantryk på 132 mbar inden for den første ca. 1½ time af forsøget, hvorefter

transmembrantrykket gradvist steg på grund af kageopbygningen. Undervejs blev der udtaget

stikprøver af filtratet til visuel inspektion af den opnåede vandkvalitet. Under prøvetagningen

blev der ikke målt flow, hvilket kom til udtryk som lodrette fald på flowkurven.

Efter 1½ time blev der foretaget en forward-flush med henblik på at rengøre membranoverfladen

og reducere transmembrantrykket, men som det fremgår, steg transmembrantrykket fortsat efter

flush sekvensen, hvilket indikerer en ikke-reversibel tilstopning af membranoverfladen. Det skal

bemærkes, at forward-flush ikke er en rengøringsstrategi, der anvendes i praksis. I stedet

anvendes en kombination af back-flush og back-puls. Dette var ikke muligt i

laboratorieopstillingen.

Muligvis kunne den rette back-flush og back-puls strategi have sikret et konstant

transmembrantryk og flux over længere tid. De indledende fluxdata kan derfor alene bruges som

en indikation af initielt gode permeabilitetsegenskaber for en 1 µm SiC membran af den

anvendte type ved filtrering af vejvand, der indledningsvist er sedimenteret.

Det skal endvidere bemærkes, at den afprøvede modultype og driftsform ikke er repræsentativ

for, hvordan et anlæg vil blive designet og drevet i praksis. Et fuldskala anlæg til denne

applikation vil blive designet med en anden modultype drevet ved såkaldt cross-flow filtrering.

Ved cross-flow filtrering løber den koncentrerede suspension på den indvendige side af

membranen og recirkuleres kontinuert sammen med indløbsvandet på tværs af membranerne

for at skabe høj turbulens, hvorved filterkagen løftes af filteroverfladen, og modstanden

mindskes. Ved for højt transmembrantryk foretages back-flush og back-puls, der vil skylle

filterkagen af membranen og lede skyllevandet til afløb.

På grund af de fysiske og driftsmæssige forskelle mellem det afprøvede laboratorieanlæg og et

fuldskala filter (dead end contra cross flow) er det ikke muligt ud fra de gennemførte

laboratorieforsøg at udtale sig om den dimensionsgivende flux og tryk og dermed størrelse og


61

anlægspris for et anlæg i fuld skala til filtrering af pre-sedimenteret vejvand. Der bør

tilvejebringes egentlige designdata for sammenhængen mellem flux og tryk for et fuldskala SiC

membranmodul drevet som cross-flow filtrering med back-flush og back-puls til at nedbringe

kagemodstanden. Dette vil give væsentligt mere solide design data og økonomiske estimater

end en pris baseret på en antaget flux og et antaget differenstryk.

Hvis det antages, at et keramisk membrananlæg med 1 µm SiC membraner designes ud fra en

flux på 250 l/m²h ved et differens tryk på 132 mbar, vil et anlæg til behandling af pre-

sedimenteret vejvand med en kapacitet på 7,5 l/sha koste 1,4 mio. kr. i anlægsinvestering.

Energiomkostningerne til drift vil være ca. 0,04 kWh/m³. Et anlæg af denne størrelse vil have et

arealkrav på omkring 10-15 m² og et højdekrav på omkring 2 meter. I forhold til den anslåede

kapacitet vil anlægget have omkring 170 driftstimer/årha vejareal, hvilket giver et samlet

energiforbrug på 100-200 kWh/årha.

7.2.2 Kemisk karakterisering

Det primære output fra laboratorieforsøgene med den keramiske SiC membran var en vurdering

af den opnåelige vandkvalitet ved en mikrofiltrering ved anvendelse af et keramisk filter. Som

nævnt blev der under filtreringsforløbet udtaget stikprøver af filtratet til visuel inspektion af den

opnåede vandkvalitet, og slutteligt blev en delprøve udtaget til kemisk analyse. Billeder af

delprøverne til visuel inspektion samt den samlede filtratprøve er vist på Figur 7.8.

Den visuelle inspektion indikerede et partikelfrit filtrat med en let gullig farve. Resultaterne af de

kemiske analyser på filtratet sammenholdt med det pre-sedimenterede vejvand fremgår af Tabel

7.4.

Figur 7.8: Vejvand efter filtrering gennem keramiskfilter (1 µm)

Ved filtreringen gennem den keramiske SiC membran sker der en markant reduktion i

koncentrationerne af de kritiske stoffer i forhold til marin udledning og rekreativ anvendelse af

det rensede vejvand. Der ses således alene forhøjede koncentrationer for tungmetallerne

kobber og zink samt for bisphenol A. Dette bekræfter indikationerne fra den GF-A filtrerede

prøve om, at fjernelse af den finpartikulære fraktion efter sedimentation vil forbedre kvaliteten af

vejvandet betydeligt.

Separation af det partikulære materiale fra forurenet vejvand fra en vej med en trafikbelastning

på omkring 14.000 køretøjer/dag synes således alene at være tilstrækkelig til at forbedre

kvaliteten af vejvandet til direkte udledning eller anvendelse til rekreative formål, såfremt

fortynding i udledningspunktet inddrages i vurderingen. Hvis fortyndingen ikke er tilstrækkelig

ved en given lokalitet, vil der imidlertid stadig være behov for yderligere polering af vejvandet i

forhold til at nedbringe indholdet af tungmetallerne kobber og zink samt bisphenol A inden

udledning/anvendelse. For at kunne nedbringe koncentrationerne af disse stoffer yderligere er

det afgørende at kunne bringe dem fra opløst form til fast form. Dette kan ske ved enten

udfældning eller adsorption, og for vejvand, hvor udgangspunktet er at undgå anvendelse af

fældningskemikalier, er mulighederne stort set begrænset til aktiv kulfiltrering eller ionbytning. I

dette projekt blev der valgt aktiv kulfiltrering


Tabel 7.4 Sammensætning af sedimenteret vejvand og SiC mikrofiltreret vejvand fra Sundkrogsgade i Nordhavn udtaget som stikprøve d. 11. april 2013. Målene for rekreativt vand inkluderer miljøkvalitetskrav for ferskvand. Den blå markering viser forhøjede koncentrationer i forhold til målsætninger for ferskvand [2], og de røde markeringer viser forhøjede koncentrationer i forhold til miljøkvalitetskrav for marine vandområder.


gade

Supernatant

Sundkrogs-

gade

Mikrofiltreret

supernatant

Miljøkvalitets-

krav marin

Rekreativt

vand

pH

7,7 7,8

Ledningsevne mS/m 310 300

Alkalinitet mmol/l 1,49 2,06

Turbiditet FTU 110 -

SS mg/l 88 -

25

Glødetab-VSS mg/l 17 -

COD mg/l 91 39 751)

BOD mg/l 9,1 1,6 151) 3

Total-N mg/l 4,4 3,8 81)

Total-P mg/l 0,19 0,014 1,51) 0,06

Jern mg/l 80 <0,05

Calcium mg/l 15 73

Magnesium mg/l 4,8 3,4

Silicium(Filtreret) mg/l

Bly Total µg/l 14 <0,5

Bly Opløst µg/l <0,5 <0,5 0,342) 0,342)

Kobber Total µg/l 23 11

Kobber Opløst µg/l 7,9 9,6 1 (2,9) 2) 1 (12)2)

Zink Total µg/l 77 34

Zink Opløst µg/l <5 34 7,82) 7,82)

Olieindex mg/l <0,1

Bisphenol A µg/l 0,19 0,28 0,01 0,1

Acenaphthen µg/l <0,01 <0,01 0,38 3,8

Fluoren µg/l <0,01 <0,01 0,23 2,3

Phenanthren µg/l 0,027 <0,01 1,3 1,3

Fluoranthen µg/l 0,17 <0,01 0,1 0,1

Pyren µg/l 0,12 <0,01 0,0017 0,0046

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l 0,098 <0,01 0,033) 0,03

Benzo(a)pyren µg/l 0,035 <0,01 0,05 0,05

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l 0,029 <0,01 0,0024)

Benzo(g,h,i)perylen µg/l 0,038 <0,01 0,0024)

Sum af 9 PAH'er µg/l 0,52 <0,01

Di-n-butylphtalat (DBP) µg/l <0,5 <0,5

Benzylbutylphtalat µg/l <0,1 <0,1

Diethylhexylphtalat (DEHP) µg/l 0,25 <0,1 1,3 1,3

Di-(2-ethylhexyl)adipat µg/l <0,1 <0,1

Di-n-octylphtalat (DNOP) µg/l <0,1 <0,1

Diethylphtalat µg/l 0,52 <0,2

Diisononylphtalat µg/l <0,3 <0,3

Nonylphenoler µg/l 0,05 <0,05 0,35) 0,35)

Nonylphenolmonoethoxylat µg/l <0,05 <0,05

Nonylphenoldiethoxylat µg/l 0,15 <0,1


1) Minimum krav til udledning til marine og ferske vandområder fra offentlige renseanlæg med en godkendt kapacitet på 5.000 PE eller derover [23].

2) Der tages hensyn til den naturlige baggrundskoncentration, hvis den gør det umuligt at overholde miljøkvalitetskravet. Tallet i parentes angiver den maksimale grænse for koncentrationen.

3) Sum af benzo(b+k)flouranthen 4) Sum af benzo(ghi)perrylen og indeno(1,2,3-cd)pyren 5) Sum af nonylphenol og octylphenol


63

7.3 Kolonnefiltrering med aktivt kul

Med henblik på at vurdere mulighederne for yderligere rensning af det sedimenterede og

mikrofiltrerede vejvand, blev det valgt at afprøve kolonnefiltrering med aktivt kul som

adsorptionsmedie. Aktivt kul er imidlertid ikke det ideelle medie i forhold til at fjerne tungmetaller,

men på grund af en begrænset mængde mikrofiltreret vejvandsprøve var det ikke muligt at teste

mere end et sorptionsmedie, hvis realistiske forsøg skulle gennemføres. Det blev forsøgt at

fremskaffe et CSF® Leaf Media, som ved ionbytning kan fjerne opløste metaller, næringssalte

og pesticider. Det var imidlertid ikke muligt at få tilladelse til at købe materialet og efterprøve

egenskaberne ved laboratorietest.

For at gennemføre realistiske laboratorieforsøg med aktiv kulfiltrering og anvende resultaterne i

forhold til overordnet design af virkeligt anlæg er det afgørende, at der foretages en korrekt

nedskalering til laboratorieskala af et forventeligt fuldskala anlæg med aktiv kul med en

kapacitet på 7,5 l/sha. Et fuldskala anlæg til behandling af en volumenstrøm af denne

størrelsesorden vil typisk designes med en hydraulisk overfladebelastning på 12 m³/m²h og en

tom-tanks kontakttid på 30 minutter. Med et typisk overfladeareal på 2,3 m² giver det en

fuldskala højde på 6 meter og et kolonnevolumen på 13,8 m³ [41]. Af hensyn til driften og

optimering af udnyttelsen af kullets adsorptionskapacitet vil man i praksis ofte vælge at lave to

kolonner af halv højde i serie. Hver kolonne vil have et arealkrav på omkring 6 m² og et

højdekrav på omkring 3,5 meter. Da kolonnerne skal behandle partikelfrit vand, vurderes

tryktabet at være ringe. Kolonnerne vil ydermere fødes af pumperne fra

mikrofiltreringsanlægget, og kolonnerne vil således i princippet kunne drives uden ekstra

energiforbrug.

Udgangspunkt for designet af laboratoriekolonnen har været 3 m høje fuldskala kolonner. I

designet af laboratorieforsøgene er der foretaget en hydrodynamisk korrekt nedskalering til en

laboratoriekolonne baseret på en videnskabelig metode, benævnt Rapid Small Scale Column

Test, der er beskrevet i referencerne [42; 43].

Med baggrund i metoden blev der i laboratoriet opsat en lille kolonne med en højde på 4 cm og

et volumen på 19 ml, svarende til 8,8 gram aktiv kul af typen F400 fra Chemviron Carbon med

en partikelstørrelse på 0,2 mm. Kolonnen blev drevet i godt 3 døgn med et fast flow på ca. 7

ml/min., hvilket fremgår af Figur 7.9.


Figur 7.9 Driftsflow på laboratorie aktiv kul kolonne med mikrofiltreret vejvand

Under aktiv kul filtreringsforsøget blev der efter behandling af et vist vandvolumen udtaget i alt

fire prøver af filtratet med henblik på kemiske analyser. De gennemsnitlige behandlede

voluminer for de fire prøver samt det korresponderende fuldskala volumen fremgår af Tabel 7.5,

hvor der tillige er vist den beregnede korresponderende procentuelle behandlede vandmængde

i forhold til den årlige vejvandsmængde fra én hektar vejareal (4.600 m³/haår).

Tabel 7.5 Behandlede vandmængder på prøvetagningstidspunkterne i laboratorieforsøgene med aktiv kul filtrering. I sSidste kolonne er vist de behandlede vandmængder i en fuldskala aktiv kulkolonne i hydrodynamisk skala med laboratoriekolonnen. Derudover beregnet procentdel af årlig vejvandsmængde svarende til de fire prøvetagningstidspunkter. En behandlet vejvandsmængde på 300 % svarer til, at anlægget har kørt i 3 år.

Aktiv Kul Filtratprøve

nr.

Behandlet

vandmængde siden

start

(Laboratoriekolonne)

[liter]

Behandlet

vandmængde siden

start

(Fuldskala kolonne)

[m³]

Andel behandlet af

årlig

vejvandsmængde fra

en hektar vejareal

%

1 11,4 4.050 88

2 20,7 7.344 160

3 30,4 10.787 235

4 38,9 13.810 300

Data viser, at de kemiske analyser af de fire prøver vil repræsentere filtratkvaliteten ved

henholdsvis 10,5; 19,2; 28,2 og 36 måneders drift af en fuldskala aktiv kul kolonne med pre-

sedimenteret og mikrofiltreret vejvand. På baggrund af dette og analyseresultaterne bliver det

hermed muligt at foretage en indledende vurdering af levetiden for en aktiv kul kolonne til denne

applikation. Resultaterne fra de kemiske analyser er sammenholdt med de kemiske analyser af

det mikrofiltrerede vejvand og fremgår af Tabel 7.6.


65

Tabel 7.6 Sammensætning af mikrofiltreret vejvand samt mikrofiltreret vejvand efter aktiv kulfiltrering efter henholdsvis 10,5; 19,2; 28,2 og 36 måneders drift med udgangspunkt i vejvand fra Sundkrogsgade i Nordhavn udtaget som stikprøve d. 11. april 2013. Den røde markering viser forhøjede koncentrationer i forhold til marine miljøkvalitetskrav. Miljøkvalitetskravet for bisphenol A er 0,01 µg/l og for opløst zink 7,8

µg/l. For zink skal der tages hensyn til baggrundskoncentrationen, hvis den gør det umuligt at overholde

kravet.


gade

Mikrofiltreret

supernatant

Aktiv kulfiltrat

(10,5 mdr

fuldskala)

Aktiv kulfiltrat

(19,2 mdr

fuldskala)

Aktiv kulfiltrat

(28,2 mdr

fuldskala)

Aktiv kulfiltrat

(36 mdr

fuldskala)

COD mg/l 39 11 9,2 13 17

BOD mg/l 1,6 0,84 0,84 0,86 1

Total-N mg/l 3,8 3,3 3,4 3,7 3,6

Total-P mg/l 0,014 0,015 0,015 0,012 0,013

Bly Opløst µg/l <0,5 <0,5 0,6 0,6 0,6

Kobber Opløst µg/l 9,6 <1 <1 <1 <1

Zink Opløst µg/l 34 24 23 29 29

Bisphenol A µg/l 0,28 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Acenaphthen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Fluoren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Phenanthren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Fluoranthen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Pyren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Benzo(b,j,k)fluoranthen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Benzo(a)pyren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Indeno(1,2,3-cd)pyren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

<0,01

<0,01

Benzo(g,h,i)perylen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Sum af 9 PAH'er µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Som det fremgår af Tabel 7.6, er aktiv kul filtrering i stand til at nedbringe koncentrationen af

kobber og bisphenol A i det mikrofiltrerede vejvand til under miljøkvalitetskravene for marine

vandområder, mens reduktionen i koncentrationen af zink er relativt begrænset. Når det skal

vurderes, om miljøkvalitetskravet for zink er opfyldt i et vandområde, skal der tages hensyn til

baggrundskoncentrationen, hvis den gør det umuligt at overholde kravet. Inden det endeligt kan

afgøres, om regnvandsudledningen er et problem i forhold til zink, er det vigtigt at have

kendskab til fortyndingen og baggrundskoncentrationen for zink i udledningspunktet.

Af data for COD og BOD ses endvidere, at der for prøverne repræsenterende 10,5 og 19,2

måneders drift af et fuldskala anlæg sker en reduktion, mens der for prøverne repræsenterende

28,2 og 36 måneders drift ses en stigning, hvilket indikerer, at kapaciteten til at adsorbere

organisk stof begynder at aftage efter omkring 1,5 år. Den aftagende adsorptionskapacitet for

organisk stof ses imidlertid ikke at påvirke reduktionen af bisphenol A, der er konstant i alle fire

prøver med koncentrationer under detektionsgrænsen.

På baggrund af ovenstående resultater synes det således muligt ved kolonnefiltrering med aktiv

kul at reducere koncentrationen af opløst kobber og bisphenol A til koncentrationer under

miljøkvalitetskravene for marine vandområder. Med hensyn til zink sker der ingen fjernelse i

aktiv kulfiltret, men det er ikke nødvendigvis et problem i forhold til udledningen, hvor der tillige

skal tages hensyn til fortyndingen i udledningspunktet og til baggrundskoncentrationen i

vandområdet.

Hvis zink skal reduceres i vejvandet kan aktiv kul kolonnen kombineres med et andet medie

som eksempelvis et naturligt ionbytter medie i form af zeolit, der kan reducere

zinkkoncentrationen i vejvandet.

Forslag til rensekoncept for behandling af vejvand

67

8 Forslag til rensekoncept for behandling af vejvand

I dette kapitel er der opstillet et rensekoncept for vejvand med henblik på at opnå en

vandkvalitet, der muliggør udledning til marine vandområder eller anvendelse i rekreative

områder, hvor regnvand tilføres kanaler eller vandbassiner. Kvalitetskravene i relation til

udledning, anvendelse til rekreative formål samt anvendelse til tøjvask og toilet skyl er beskrevet

i afsnit 4.4 til 4.6.

8.1 Forudsætninger

Forudsætningerne for anlægsdesignet er knyttet til de fysiske forhold, som er under etablering i

Nordhavnsområdet. Der vil i Nordhavnsområdet være vejarealer med både lav og høj

trafikbelastning. Her er der fokuseret på vejvand fra veje med høj trafikbelastning. Designet af

rensefaciliteterne er baseret på følgende forudsætninger:

• Den fysisk/kemiske sammensætning af det vand, der skal renses, svarer til vejvand fra en

vej trafikeret med ca. 14.000 køretøjer i døgnet.

• Anlægget skal være kompakt, så det kan indpasses i et bymiljø og ikke er til gene for

færdsel

• Kapaciteten af anlægget skal være tilstrækkelig til at sikre, at der ikke sker mere end 10

overløb med urenset vejvand pr. år, svarende til at 95 % af vejvandet ledes gennem

renseanlægget

• Anlægget skal have en høj hydraulisk kapacitet

• Anlægget skal effektivt kunne fjerne partikler

• Den hydrauliske kapacitet for anlægget blev indledningsvist fastlagt i projektfølgegruppen til

den regnvandsmængde, der afstrømmer fra 1 ha reduceret vejareal

• Omkostningerne til energi og drift skal være lave

• Der må ikke anvendes kemikalier i renseprocesserne

8.2 Koncept

Konceptet for et kompakt komponentbaseret renseanlæg er udviklet på baggrund af resultaterne

fra karakterisering af vejvand fra en vej belastet med ca. 14.000 køretøjer pr. døgn. Der er

gennemført modellering af vejvandsafstrømningen, og endelig har laboratorieforsøg med test af

tekniker til rensning af vejvand dannet grundlag for vurdering af anlægsstørrelser og

renseeffektivitet.

Det forslåede koncept er skitseret i Figur 8.1 og består af:

• Batch sedimentation i udligningstank

• Mikrofiltrering med keramiske membraner (1 µm nominel porestørrelse)

• Kolonnefiltrering gennem et aktiv kulfilter (alternativt kombineret med et naturligt ionbytter

medie)

Tabel 8.1 indeholder estimater på designkriterier for et anlæg til behandling af vejvand fra 1 ha

reduceret vejareal samt forventede fjernelsesgrader for de forskellige stoffraktioner, herunder

partikler, organisk stof, næringssalte og miljøfremmede stoffer. Desuden indeholder tabellen

estimerede data for hydraulisk kapacitet, energiforbrug og slamproduktion i forhold til de enkelte

rensetrin.


Figur 8.1 Renseanlægskoncept til rensning af vejvand.

8.3 Begrænsninger og potentiale

I tabel 8.1. er de angivne designkriterier og økonomiske estimater fremkommet under en række

antagelser, der er specifikke for netop dette projekt. Specifikt refereres her

regnvandsafstrømning fra 1 ha reduceret vejareal. Laboratorietest af de tre teknikker er

gennemført med vejvand fra tre prøvetagninger, og dermed er der kun begrænset erfaring med

renseprocessernes robusthed og effektivitet i forhold til vejvand med højere eller lavere

koncentration af forurenede stoffer. Det anvendte vejvand anses ved sammenligning med andre

danske vejvandskarakteriseringer som høj belastet [31][44]. Med få data for sammensætningen

af vejvandet før og efter de enkelte rensetrin angiver de beregnede renseeffektiviteter for de

analyserede parametre kun størrelsesordnen for effektiviteten.

Den estimerede minimum størrelse af sedimentationstanken samt minimum kapacitet af

renseanlægget er bestemt på baggrund af en hydraulisk modellering af afstrømningen af

vejvand fra 1 ha. Ved opskalering til større vejarealer vil de anvendte afstrømningskurver være

påvirket af forsinkelse i afløbssystemet - også benævnt koncentrationstid. Det vil i praksis

betyde, at det vil tage længere tid, inden det maksimale flow observeres, og samtidig vil

varigheden af afstrømningshændelsen blive længere. Denne skalaeffekt betyder i sidste ende,

at det estimerede volumenbehov for sedimentationstanken samt minimumsrenseanlægs-

kapaciteten ikke er lineært skalerbare med det reducerede vejareal.

Med hensyn til driftsomkostningerne for sedimentationstanken vil disse udelukkende være

knyttet til bortpumpning og bortskaffelse af sediment. Energiforbruget til bortpumpning af

sediment vil i praksis være ubetydeligt, mens omkostningerne til deponi af sedimentet vil være

ca. 1.000 kr. pr. ton plus transport, idet analyseresultaterne indikerer en kategorisering som

klasse 3 jord. De estimerede sedimentmængder er ligeledes behæftet med en vis usikkerhed,

idet det er antaget, at alt vejvand, der ledes til anlægget, har en sammensætning svarende til de

gennemførte analyser. Det betyder i realiteten, at sedimentmængden er overvurderet, og

driftsomkostningerne til bortskaffelse er dermed estimeret ud fra en konservativ vurdering. De

samlede driftsomkostninger vurderes til i alt 180.000 kr., mens anlægsomkostningerne vil

afhænge af design, men vurderes at ligge mellem 0,5 og 1 mio. kr.

Forslag til rensekoncept for behandling af vejvand

69

I relation til de gennemførte test med mikrofiltrering af det pre-sedimenterede vejvand er der

knyttet en række usikkerheder i de estimerede areal- og volumenbehov. Tilsvarende er der i

forhold til anlægs- og driftsøkonomi et antal begrænsninger ved den anvendte

laboratorieopstilling. Det var således ikke muligt i laboratorieopstillingen at lave repræsentativ

rengøring af membranen under drift ved back-flush/back-pulse, og dette medfører, at

driftsstabiliteten og trykudviklingen ved den anvendte flux ikke kan vurderes endeligt, om end de

første 1½ times stabil drift indikerer, at der er et potentiale for stabil drift forudsat en tilstrækkelig

rengøring. Endvidere betyder de manglende muligheder for rengøring, at der ved forsøget blev

anvendt en relativt lav flux af hensyn til driftsstabiliteten, og derfor er det ikke muligt at vurdere,

om membranen kunne være drevet stabilt ved en endnu højere flux. I et fuldskala anlæg vil en

høj flux resultere i et mindre areal- og volumenbehov, og dermed kan anlægsøkonomien

forbedres.

Anlægsomkostningerne for et mikrofiltreringsanlæg med en kapacitet på 7,5 l/s·ha vil være ca.

1,4 mio. kr., og omkostningerne til el, tilsyn og rengøring vurderes at ligge mellem 74.000 og

116.000 kr. Timeprisen ved vedligehold og tilsyn er sat til 400 kr./time og elprisen til 2,20

kr./kWh.

Ved sedimentation reduceres vejvandets partikulære fraktion, og dermed reduceres samtidig

tungmetaller (bly, kobber, og zink) med mellem 75 og 90 %. Der sker ingen fjernelse af den

opløste tungmetalfraktion. PAH reduceres med 85 – 90 %, mens reduktionen for NP og NPE

ligger mellem 55 og 70 %. Da en stor del af det organiske stof er bundet til den partikulære

fraktion, reduceres COD med ca. 65 %, og reduktionen for Total-P er ca. 75 %. Koncentrationen

af bisphenol A ændres ikke ved sedimentation af vejvandet.

Mikrofiltreringen reducerer den finpartikulære fraktion, dvs. partikler mellem 2 og 8 µm, hvilket

resulterer i en fjernelseseffektivitet for den resterende del af tungmetallerne på mellem 50 og 95

%. PAH, phthalaterne og NPE bliver reduceret til koncentrationer under detektionsgrænsen.

BOD er i højere grad end COD knyttet til den finpartikulære del, og dermed reduceres BOD i

højere grad i dette rensetrin (ca. 80 %). Total-P reduceres med ca. 90 %, og dermed kommer

koncentrationen under målsætningen for mange ferskvandsområder (0,01-0,06 mg/l).

Mikrofiltreringen har ingen effekt på koncentrationen af bisphenol A.

Aktiv kulfiltrering reducerer bisphenol A til under detektionsgrænsen. Det samme gælder for

opløst kobber, der tilsyneladende bindes til den anvendte type kul. For opløst zink sker der

ingen ændringer i koncentrationen.

De væsentligste driftsudgifter er anskaffelsen af aktiv kul, hvor anskaffelsesprisen og udgiften til

forbrænding af brugte kul er henholdsvis ca. 50.000 kr. og 15.000 kr. hver andet år. De samlede

driftsomkostninger vurderes at ligge mellem 45.000 og 48.000 kr./år. Anlægsomkostningerne for

et anlæg med en kapacitet på 7,5 l/s·ha er overslagsmæssigt 1,45 mio. kr.


Tabel 8.1 I tabellen er angivet foreløbige designkriterier og effektivitetsdata for et renseanlægskoncept til rensning af vejvand fra 1 hektar reduceret vejareal med en trafikbelastning på 14.000 køretøjer/dag

Teknologi Minimum

volumen-

behov

[m³/ha]

Minimum

arealbehov

[m²/ha]

Minimum

hydraulisk

kapacitet

[l/sha]

Energiforbrug

[kWh/årha] og øvrige

driftsomkostninger

Overslag på

anlægs-

omkostninger

[DKK]

Partikel-

fjernelse

Reduktion

COD, BOD,

Total-P;

Total-N

Reduktion af miljøfremmede

stoffer

Slam-

produktion

[m³/årha]

Sedimentation

150 Afhængig af tankdesign

-

Energiforbrug minimalt Bortpumpning og transport af sediment 20.000 kr./år Sediment til deponi (Klasse 3): 150.000 DKK/år (1.000 DKK/m³)

I alt 180.000 kr./år

0,5-1 Mio. kr.

90 %

COD 65 %

BOD 20 %

Total-N 30 %

Total-P 75 %

Tungmetaller (total) 90-98 %

PAH 85-90 % Phthalater: DEHP 93 %

NPE 50-70 %

Bisphenol A ingen reduktion

150 (2 % TS)

Mikrofiltrering

20-30 10-15 7,5

100-200 [kWh/årha] (27m³/h ved 132 mBar TMP)

Rengøring og tilsyn med mikrofiltreringsanlæg: 74.000-116.000 kr./år

I alt pr. år: 74.220-116.440 kr./år

1,4 Mio. kr.

~100% af finpartikulær fraktion

COD 55 %

BOD 80 %

Total-N 15 %

Total-P 90 %

Tungmetaller (total) 50-95 %

Bisphenol A ingen reduktion

PAH, phthalater og NPE reduceret til under detektionsgrænse

Koncentrat (Mængde ikke estimeret)

Aktiv kul

42 12 7,5

Energiforbrug minimalt (drevet af mikrofiltrerings-pumper)

Indkøb af aktiv kul: 50.000 hver 2. år

Bortskaffelse aktiv kul: 15.000 kr. ekskl. transport hvert 2. år ved forbrænding på NORD

Tilsyn: 12.000-15.000 kr.

I alt pr. år 44.500-47.500 kr./år

1,45 Mio. kr.

Ikke relevant

COD 70 %

BOD 50 %

Ingen fjernelse af opløst zink

Opløst kobber og bly reduceret til under detektionsgrænsen

Bisphenol A reduceret til under detektionsgrænsen

Bortskaffelse af brugt kul

Konklusion

71

9 Konklusion

Resultaterne fra dette projekt kan anvendes som grundlag for et efterfølgende

demonstrationsprojekt for afprøvning af kompakte renseteknologier, der kan indpasses i

tætbebyggede byområder og indgå i et bæredygtigt vandkredsløb.

Projektets overordnede formål har været at benytte Nordhavnsområdet som case område i

forhold til at opstille forslag til rensetiltag, der kan sikre opfyldelse af udlederkrav for vejvand

og/eller alternativt udnytte det rensede vejvand til rekreative formål eller andre anvendelser.

Gennem rensning opgraderes vejvandet, og dermed kan vandet anvendes i f.eks. skylle- og

vaskeprocesser.

Kvalitetskrav og vejvandskarakterisering Der er identificeret 2 sæt kvalitetsparametre afhængigt af, om vejvand skal udledes til marine

vandområder eller anvendes til rekreative formål i f.eks. kanaler eller søer. Kvalitetsparametrene

og de tilhørende kravværdier for marine og ferske vandområder er fastsat i:

• Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af forurenende

stoffer til vandløb, søer eller havet [1]

• Bekendtgørelse om badevand og badeområder [8]

• Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter miljøbeskyttelseslovens kapitel 3 og 4.

[23]

• Vandområdeplan for Fæstningskanalen, Utterslev Mose, Nordkanalen, Søborghus Renden

og Emdrup Sø [2]

Vejvand fra Oceanvej og Sundkrogsgade, der dagligt i november 2012 havde en trafikbelastning

på henholdsvis ca. 250 køretøjer og ca. 14.000 køretøjer, blev analyseret for følgende grupper

af forureningsparametre: Næringssalte, organisk stof, tungmetaller, NPE, phthalater, PAH og

mikroorganismer. Tabel 9.1 indeholder en oversigt over parametre, der blev fundet i kritiske

koncentrationer i forhold til udledning til henholdsvis marine vandområder og ferskvandsområder

og under hensyntagen til, om vandet kommer fra en stærkt eller en svagt trafikbelastet vej.

Tabel 9.1: Oversigt over kritiske parametre i vejvand afhængigt af, om vejvandet skal udledes til marine vandområder eller anvendes til rekreative formål.

Trafikbelastning/anvendelse <5.000 køretøjer/døgn 14.000 køretøjer/døgn

Udledning marine vandområder SS, kobber, DEHP,

bisphenol A

SS, COD, kobber, bisphenol

A, 5 PAH’er

Rekreativ anvendelse

(ferskvand)

SS, Total-P, DEHP, pyren,

bisphenol A

SS, BOD, Total-P, bisphenol

A, 5 PAH’er

De kritiske parametre, der går igen i alle fire situationer, er SS og bisphenol A. For udledning til

ferskvandsområder er de kritiske parametre tillige total-P og en eller flere PAH. For udledning af

vejvand fra stærkt trafikbelastede veje til marine områder er det SS, BOD, Total-P, bisphenol A

og PAH’er, der er de kritiske parametre, og derfor blev der ved de efterfølgende

laboratorieforsøg fokuseret på renseteknikker, der kan reducere koncentrationerne af disse

stoffer.

Vejvandet fra Sundkrogsgade anses ved sammenligning med andre danske

vejvandskarakteriseringer som højt belastet [31], [44], [46], men koncentrationsniveauet for

forureningsparametrene svarer til niveauet i undersøgelser, hvor trafikintensiteten var

sammenlignelig.


Der er ingen umiddelbar forklaring på, hvorfor der blev målt forhøjet koncentration af DEHP i

vejvandsprøven fra vejen med lav trafikbelastning. Andre undersøgelser har i visse situationer

vist DEHP-koncentrationer på tilsvarende niveau, men det er ikke muligt at identificere, i hvilke

situationer de forhøjede koncentrationer optræder – om det f.eks. er efter lange tørkeperioder, i

forbindelse med nyanlagte veje, fra specielle belægninger m.m.

Modellering af vejvandsafstrømning Formålet med modellering af vejvandsafstrømningen var at fastlægge de hydrauliske

forudsætninger for et renseanlæg til behandling af vejvand fra et område med et vejareal

svarende til 1 ha reduceret areal. Modelleringen inkluderede tillige beregninger af

regnvandsafstrømningen fra Århusgadekvarteret med de forudsætninger, der er knyttet til

ledningsnettets opbygning og overfladetyper i det område.

Modelleringen af Århusgadekvarteret, der var baseret på 5½ års nedbørsdata fra den

nærliggende nedbørsstation (SVK 30234), viste, at den gennemsnitlige årlige

regnvandsmængde fra de fire overfladekategorier (tage, veje, pladser og uspecificerede arealer)

er omkring 33.870 m³/år, hvoraf størstedelen af afstrømningen af regnvand ses i maj-august

med et maksimum i august måned. Beregningerne viste endvidere, at vejvand udgør omkring 20

% af den samlede afstrømmende årlige mængde, svarende til omkring 6.500 m³/år i

gennemsnit. Det samlede vejvandsareal i det modellerede område er 2,1 ha med en hydrologisk

reduktionsfaktor på 0,8, hvilket svarer til et reduceret vejareal på 1,7 ha. I dette tilfælde er den

samlede arealvægtede vejvandsmængde 3.800 m³/årha reduceret vejareal. I de gennemførte

simuleringer var der imidlertid indlagt et stopkriterie, når afstrømningen var under 1 l/s, hvilket

medførte et ”tab” på 1.300 m3/år (800 m3/år ha). Ved dimensioneringen af en udligningstank

blev der regnet med et afstrømningsvolumen på 7.800 m3/år eller 4.600 m3/år ha.

Tidsserier af afstrømninger blev beregnet i MOUSE og derefter anvendt som input til en

beregningsmodel, der på baggrund af volumen af sedimentationstanken, sedimentationstid og

kapacitet for renseanlægget placeret i forlængelse af sedimentationstanken gennemregnede en

række scenarier med varierende størrelser af de nævnte parametre.

Baseret på en række forudsætninger vedrørende intialtab, tidsmæssig afstand mellem to

nedbørshændelser, driftsprincipper for tanken og maksimalt 10 overløb pr. år blev det optimale

volumen af udligningstanken beregnet til 150 m3. Den tilhørende renseanlægskapacitet blev sat

til 5 l/s·ha.

Renseteknologier - laboratorietest En stor del af de kritiske forurenende stoffer i vejvand er knyttet til partikulært og kolloidt

materiale. Teknologier til partikelseparation bliver således nøgleteknologier i forhold til et

renseanlægskoncept til vejvand. Imidlertid forventes koncentrationerne af visse kritiske stoffer i

den opløste fraktion at være forhøjede i forhold til fremtidige udlederkrav. Derfor er det tillige

relevant at vurdere teknologier, der kan nedbringe koncentrationerne af opløste fraktioner af

specielt metaller og PAH, herunder aktiv kul og ionbytning. I dette projekt blev aktiv kulfiltrering

testet i laboratorieskala.

Laboratorieforsøgene har med udgangspunkt i fraktioneringen af de kritiske stoffer i de

forskellige tilstandsformer haft til formål at understøtte valget af teknologier til et

renseanlægskoncept. Den indledende karakterisering af partikel- og

sedimentationsegenskaberne af det suspenderede stof viste, at den største del af partiklerne i

vejvandet ligger i intervallet fra 2-20 µm, mens antallet af partikler større end 20 µm er

ubetydeligt. Det samme gør sig gældende for partikelvolumenfraktionen, hvor 2-11 % af den

samlede partikelmasse udgøres af partikler større end 20 µm.

For at undersøge mulighederne for partikelfjernelse ved sedimentation blev der gennemført en

række simple batch sedimentationsforsøg i 100 ml målecylindre, som viste, at der er tæt på 100 % fjernelse for partikler større end 7 µm. For at verificere resultaterne fra lille skala

gennemførtes sedimentation i en søjle på 2 meter og en indre diameter på 20 cm. Søjlen blev

Konklusion

73

fyldt med vejvand til en højde af ca. 1,6 m. Resultaterne indikerede, at langt den største del af

den sedimenterebare masse sedimenterer efter 3-5 timer. De partikler, der sedimenterer efter 5

timer og frem til 24 timer, vil være små og massen lille. Omsættes resultaterne til et fuldskala

anlæg, bliver sedimentationshastigheden på 6,4 m/døgn, og omregnes dette til en 3 meter dyb

tank, bliver sedimentationstiden på omkring 11 timer.

Efter sedimentationen er der fortsat partikulært stof til stede i den øverste vandfase, og for at

reducere den finpartikulære fraktion blev en kompakt mikrofiltreringsteknologi afprøvet i

laboratoriet. Ved mikrofiltreringen gennem en keramisk siliciumcabid-membran skete der en

markant reduktion i koncentrationerne af SS, COD, BOD, Total-P, PAH, phthalater og NPE.

Efter filtreringen blev der målt forhøjede koncentrationer for tungmetallerne kobber og zink samt

for bisphenol A. Forsøgene med mikrofiltrering blev gennemført i lille skala, og den afprøvede

modultype og driftsform ikke er repræsentativ for, hvordan et anlæg vil blive designet og drevet i

praksis. Et fuldskala anlæg til denne applikation vil blive designet med en anden modultype

drevet ved såkaldt cross-flow filtrering, som er mere energiøkonomisk.

Slutteligt blev der gennemført en afprøvning af aktiv kul filtrering som en mulig teknologi til at

fjerne de sidste kritiske stoffer i den opløste fraktion. Laboratorieforsøgene blev designet med

henblik på at anvende resultaterne i forhold til overordnet design af et fuldskala anlæg. Et

fuldskala anlæg til behandling af en volumenstrøm af denne størrelsesorden vil typisk designes

med en hydraulisk overfladebelastning på 12 m³/m²h og en tom-tanks kontakttid på 30 minutter.

Med et typisk overfladeareal på 2,3 m² giver det en fuldskala højde på 6 meter og et

kolonnevolumen på 13,8 m³.

Aktiv kul filtrering er i stand til at nedbringe koncentrationen af kobber og bisphenol A i det

mikrofiltrerede vejvand til under miljøkvalitetskravene for marine vandområder, mens

reduktionen i koncentrationen af zink er relativt begrænset. Hvis zink skal reduceres i vejvandet,

kan aktiv kul kolonnen kombineres med et andet medie som eksempelvis et naturligt ionbytter

medie i form af zeolit.

Den gennemførte karakterisering af vejvand fra stærkt trafikerede veje, modelleringen af

vejvandsafstrømning og laboratorieforsøg med test af tekniker til rensning af vejvand har

tilsammen dannet grundlag for vurdering af anlægsstørrelser og renseeffektivitet for et

anlægskoncept bestående af:

• Batch sedimentation i udligningstank (150 m3) • Mikrofiltrering med keramiske membraner (7,5 l/s·ha)

• Kolonnefiltrering gennem et aktiv kulfilter (7,5 l/s·ha)

Anlægskonceptet er skaleret i forhold til en årlig afstrømning på 4.800 m3/reduceret ha vejareal,

og der må maksimalt forekomme 10 overløb fra udligningstanken pr. år. Forudsætningerne for

konceptet har været, at der ikke anvendes kemikalier i renseprocesserne, og at anlægget skal

være kompakt, så det nemt kan indpasses i bymiljøet. Mikrofiltreringsenheden og aktiv kul filtret

vil kræve et areal på ca. 25 m2. Samlet set vurderes anlægsomkostningerne for et

demonstrationsanlæg at være ca. 4 mio. kr.

De præsenterede dimensioner for et renseanlægskoncept kan ikke umiddelbart overføres til

anlæg, der behandler større mængder af vejvand, fordi afstrømningsforholdene ændres markant

med hensyn til regnvandets opholdstid i regnvandssystemet samt fyldning og tømning af

udligningstanken og dermed forudsætningerne for sedimentation i tanken.

Referencer

75

10 Referencer

[1] Miljøministeriet. Bekendtgørelse om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til

udledning af forurenende stoffer til vandløb søer eller havet. BEK nr. 1022 af 25/08/2006

[2] Københavns Kommune. Vandområdeplan for Fæstningskanalen, Utterslev Mose,

Nordkanalen, Søborghus Renden og Emdrup Sø. August 2004

[3] Miljøministeriet: Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af

visse farlige stoffer til vandløb, søer og havet. BEK nr. 921 af 08/10/1996

[4] Europa-Parlamentets og Rådets Direktiv 2006/11/EF af 15. februar 2006 om forurening,

der er forårsaget af udledning af visse farlige stoffer i Fællesskabets vandmiljø.

[5] Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2008/105/EF af december 2008 om

miljøkvalitetskrav inden for vandpolitikken om ændring og senere ophævelse af Rådets

direktiv 82/176/EØF, 84/156/EØF og 86/280/EØF og om ændring af Europa-Parlamentets

og Rådets direktiv 2000/60/EF. 24.12.2008

[6] Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/60/EF af 23. oktober 2000 om fastlæggelse

af en ramme for Fællesskabets vandpolitiske foranstaltninger (Vandrammedirektivet).

[7] By- og Landskabsstyrelsen: Oversigt over forslag til kvalitetskriterier for stoffer omfattet af

bilag 1 i bekendtgørelse nr. 1669/2006 om miljøkvalitetskrav for vandområder m.v. 7.

oktober 2009

[8] Miljøministeriet: Bekendtgørelse om badevand og badeområder, BEK nr. 939 af

18/09/2012

[9] Marina Bergen Jensen: Dobbelt Porøs filtrering – Pilotafprøvning af vejvand i Ørestad,

Hændelse 1.-25. januar – juni 2007; Januar 2009

[10] European Commission: 11th meeting of the Working Group E on Chemical Aspects,

Agenda Item 5(2)(B): Identification of New Priority Substances: EQS Deviation, Brussels

20 October 2010

[11] Europa-parlamentets og rådets direktiv 2006/7/EF af 15. februar 2006 om forvaltning af

badevandskvalitet og ophævelse af direktiv 76/160/EØF

[12] Miljøministeriet, Naturstyrelsen: Sundhedsaspekter ved regnbaseret rekreativt vand i

større byer, 2011

[13] Miljøministeriet: Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg;

BEK nr. 1024 af 31/10/2011

[14] Teknologisk Institut: Brug af regnvand – Til wc-skyl og vaskemaskiner i boliger.

Rørcenter-anvisning 003, 3. udgave. December 2009

[15] Lynettefællesskabet I/S: Måleprogram for regnvand fra parkeringsarealer -

Karakterisering af regnvand, august 2011

[16] C Vialle, C. Salayrolles, M. Lovera. S. Jacob. M.-C. Huau, M. Montrejaud-Vignoles:

Monitoring of water quality from roof runoff: Interpretation using multivariate analysis.

Water Research 45 (2011) 3765-3775


[17] R. Huston, Y.C. Chan, T. Gardner, G. Shaw, H. Chapman: Characterisation of

atmospheric deposition as a source of contaminants in urban rainwater tanks. Water

research 43 (6) 1630-1640 2009

[18] Aarhus Universitet DCE – Nationalt center for miljø og energi: Atmosfærisk deposition

2010. Nr. 2 2011

[19] C. Vialle, C. Sablayrolles, M. Lovera, S. Jacobs, M.-C. Huau, M Montrejaud-Vignoles:

Monitoring of water quality from roof runoff: Interpretation using multivariate analysis.

Water Research 45 (2011) 3765-3775

[20] P. Göbel, C. Dierkes, W. G. Coldewey: Storm Water runoff concentration matrix for urban

areas. Journal of Contaminant Hydrology 91 (2007) 26-42

[21] Stafan Tsakovski, Marek Tobiszewsky, Vasil Simeonov, Zenata Polkowska, Jack

Namiésnik: Chemical composition of water from roofs in Gdansk, Poland. Environmental

Pollution 158 (2010) 84-91

[22] Danske Tagpapfabrikanters Brancheforening, DBT: Leaching proporties of bitumen

sheets for roof waterproofing. Research performed by DHI (2010)

[23] Miljøministeriet: Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter

miljøbeskyttelseslovens kapitel 3 og 4. BEK nr. 1448 af 11/12/2007

[24] Teknik- og Miljøforvaltningen, Center for Trafik, TRAFIKTAL og andre

færdselsundersøgelser 2005 – 2009, Forår 2010

[25] Samtale med Hans Peter Østergaard, UNICEF Supply Division (tlf. 3527 3527) d. 4.

januar 2013

[26] Københavns Kommune: Århusgadekvarteret i Nordhavn - Forslag til kommuneplantillæg

og lokalplan, Vedtaget af Borgerrepræsentationen den 15.06 2011

[27] By & Havns hjemmeside om det nye Nordhavnskvarter: www.nordhavnen.dk, januar

2013.

[28] Vurdering foretaget af By & Havn og HOFOR på arbejdsgruppemøde d. 10.1.2013.

[29] Københavns Kommune: LAR projekthåndbog, Tagvand og vejvand – Indhold af

miljøfremmede stoffer, Rapport udarbejdet af Orbicon, 2009

[30] J. Kjølholt, C. Poll, F.K. Jensen: Miljøfremmede stoffer i overfladeafstrømning fra

befæstede arealer. Miljøprojekt 355. Miljøstyrelsen, 1997

[31] T.H. Larsen, J. Vollertsen, S. Gabriel: Risiko ved nedsivning og udledning af

separatkloakeret regnvand, Baggrundsrapport, Udkast udarbejdet oktober 2012

[32] DHI: WP3 Innovative approaches to chemical controls of hazardous substances - Results

from chemical analysis, acute and chronic toxicity tests in Case Studies, Danish National

Report, rapport udarbejdet i forbindelse med projektet COHIBA – Control of Hazardous

Substances in the Baltic Sea Region, 2011

[33] By- og Boligministeriet og Miljøstyrelsen: Mikrobiologiske undersøgelser af regn- og

gråvandsanlæg, Udarbejdet af Institut for Miljøteknologi, Danmarks Tekniske Universitet,

1998

[34] Naturstyrelsen: Sundhedsaspekter ved regnbaseret rekreativt vand i større byer,

Udarbejdet af COWI A/S, DHI og DanVet, 2011

http://www.nordhavnen.dk/

Referencer

77

[35] Arnbjerg-Nielsen, K., Hansen, L., Hasling, A. B., Clauson-Kaas, J., Hansen, N. J.,

Carlsen, A., Stenström.T.-A., and Ottoson, J. Risikovurdering af anvendelse af opsamlet

tagvand i private havebrug. 38. 2003. Miljøstyrelsen. Økologisk byfornyelse og

spildevandsrensning.

[36] Miljøstyrelsen: Udviklingsprojekt for anvendelse af regnvand som spædevand direkte i

offentlige svømmebade, Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning Nr. 29 2003,

udarbejdet af Morten Andersson (Moe & Brødsgaard A/S) og Anders Dalsgaard (Den

kongelige Veterinær- og Landbohøjskole)

[37] Miljøstyrelsen: Etablering af badevandsprofiler og varslingssystemer i henhold til EU's nye

badevandsdirektiv, Miljøprojekt Nr. 1101 2006. Rapport udarbejdet af DHI

[38] Københavns Kommune, Teknik- og Miljøforvaltningen: Københavns Kommunes

Spildevandsplan 2008

[39] Københavns Kommune, Teknik- og Miljøforvaltningen: Københavns Kommunes Agenda

21-plan 2008-11

[40] Baumann, K., Stolpe, B., Pettersson, T.J.R. and Hassellöv, M. (2012), Metal associated

nanophases in highway stormwater as determined by sequential filtration and Flow Field

Flow Fractionation coupled to ICP-MS, Proceedings of the IWA International Conference

on Particle Separation, 18-20th June, Berlin.

[41] Cecen, F. & Aktas, Ö. (2011), Activated Carbon for Water and Wastewater Treatment:

Integration of Adsorption and Biological Treatment, Wiley-VCH Publishing, ISBN: 978-3-

527-63945-8.

[42] Crittenden, J.C., Berrigan, J.K. & Hand, D.W. (1986), Design of Rapid Small Scale

Column Tests for a Constant Diffusivity, Jour. WPCF, 58:4, p. 312-319.

[43] Crittenden, J.C. et al. (1987), Design of Rapid Fixed-Bed Adsorption Tests for Non-

Constant Diffusivities, Jour. Envir. Eng., 113:2, pp. 243-259.

[44] Miljøministeriet, Naturstyrelsen: Afstrømning fra tagflader og befæstede arealer –

vurdering af forureningsrisici for grundvand. Januar 2013.

[45] Center for forebyggelse, Sundhedsstyrelsen: Sundhedsstyrelsens sundhedsfaglige

vurdering angående anvendelse af regnvand til toiletskyl i offentlige institutioner. 20.

december 2007.

[46] Aalborg Universitet, Danmarks Tekniske Universitet, Teknologisk Institut og Orbicon A/S:

Risiko ved nedsivning og udledning af separatkloakkeret regnvand, Udkast oktober 2012

BILAG A

Kloakkort over Sundkrogsgade og Oceanvej i Nordhavnen

Kloakkort over Sundkrogsgade og Oceanvej i Nordhavnen

A-1

A Kloakkort over Sundkrogsgade og Oceanvej i Nordhavnen

Kloakkort over prøvetagningsbrønden på Sundkrogsgade

A-2 nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06

Kloakkort over prøvetagningsbrønden på Oceanvej

BILAG B

Feltskemaer for prøvetagningerne i brøndene på Sundkrogsgade og Oceanvej


B-1

B Feltskemaer for prøvetagningerne i brøndene på Sundkrogsgade og Oceanvej

B-2 nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06


B-3

B-4 nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret / BOP /2013-12-06

Nyttiggoerelse af vejvand i Aarhusgadekvarteret · nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret...

Documents

Transcript of Nyttiggoerelse af vejvand i Aarhusgadekvarteret · nyttiggoerelse af vejvand i aarhusgadekvarteret...