BBR-Medd~data

Transcription

BBR-Medd~data

Sørestaurering af Spejdersøen i
Sisimiut, Grønland
Bachelorprojekt ved ARTEK, DTU
12/14/2011
ARTEK
Julie Bielefeldt
Abstrakt - dansk
Denne rapport har undersøgt forureningen af næringsstoffer i Spejdersøen i Sisimiut, som i
stigende grad er blevet dækket af alger om sommeren. Total fosfor og kvælstof samt pH,
karbonatindhold og organisk materiale er undersøgt i otte sedimentetkerner i ned til 40 cm dybde i
søbunden. Sigtdybden og søens dybde er målt ved hver af sedimentkernernes lokation. Desuden er
total fosfor og kvælstof, hårdheden og klorofyl-α-koncentrationen i vandet fundet tre forskellige
steder i søen.
Sedimentet indholdt i gennemsnit 428 mg P/kg TS og 7235 mg N/kg TS. Indholdet af kvælstof var
dog betydeligt lavere i den østlige del af søen end i den vestlige. Samtidig var pH højest i den
østlige side. Der var meget lidt karbonat i alle prøverne.
Vandet havde en forhøjet koncentration af fosfor i forhold til rent, arktisk søvand i alle tre prøver
på hhv. 0,05, 0,28 og 0,03 mg P/l. Klorofyl-α-koncentrationen var ligeledes forhøjet med værdierne
3,38, 6,19 og 0,25 µg/l. Kvælstofkoncentrationen gav negative resultater og vurderes som ugyldige,
og alle vandprøver måltes til at være ’meget bløde’, på grund af det meget lave kalkindhold.
Forureningen er især tydelig i vandprøven fra den østlige side af søen ved det høje fosfor- og
klorofyl-α-indhold i vandet og den høje pH i sedimentet. Dette passede ikke med, at den høje
gennemstrømning i den østlige side skulle skylle næringsstofferne ud. Det høje kvælstofindhold i
søens vestlige side antyder en højere algevækst og forurening i søens vestlige side. For at kunne
beskrive sammenhængen mellem næringsstofindhold og strømningsforhold i søen nærmere bør
flere prøver analyseres over en længere periode.
En model over oplagringen af fosfor i sedimentet blev lavet ud fra en massebalance, hvor det blev
estimeret, at vandet fra sø3 opblandes 5 % med vandet i Spejdersøen. Derudover blev udledningen
af fosfor pr. person estimeret til 1,13 kg P/år, og gennemsnittet af de målte vandprøver blev brugt til
at fastsætte værdien for fosforkoncentrationen i søen. Resultaterne viser en kontinuerlig oplagring
af fosfor i sedimentet på 75,32 kg P/år.
For at finde løsningsmuligheder på forureningsproblemet er forskellige sørestaureringsmetoder
evalueret. For så vidt angår Spejdersøen anses en reduktion af udledning af fosfor til søen ved brug
af vaskepulver uden fosfat i kombination med iltning af søvandet for at være den bedste løsning.
Fosfat i vaskemiddel er ikke nødvendigt i Sisimiut, da vandet er meget blødt. En reduktion af
fosforudledningen kan nedbringe oplagringen i søsedimentet til 3,63 kg P/år og kombineret med
iltning af søvandet kan søens økologi forbedres, så planter og dyr kan vende tilbage i søen, og den
kan fungere som et æstetisk, kulturelt centrum.
2
Abstract - english
This report deals with the analysis of pollution by elevated nutrient contents in Spejdersøen,
Sisimiut, which has been covered increasingly by algae during summer. The total phosphor and
nitrogen, as well as the pH, carbonate content and the amount of organic material has been studied
in eight sediment cores of up to 40 cm depth into the lake bed. The Secchi depth and the depth of
the lake has been measured at each of the eight locations. Furthermore, the total phosphor and
nitrogen, the hardness and the chlorophyll-α content of the water measured at three locations.
The sediment contained an average of 428 mg P/kg TS and 7235 mg N/kg TS. The nitrogen content
was significantly lower in the eastern side of the lake than in the western. pH was also highest in
the eastern side. There was very little carbonate content in all of the samples.
The water has an elevated phosphor concentration compared to clean, arctic lakes in all three
water samples with values of 0,05, 0,28 and 0,03 mg P/l. The clorophyll-α concentration was also
elevated with values of 3,38, 6,19 and 0,25 µg/l. The nitrogen concentration gave negative results
and they were therefore not valid, and all water samples were measured as ’very soft’ due to the low
calcium content.
The pollution is especially apparent in the water sample from the eastern side of the lake because
of the high phosphor and chlorophyll-α concentration and the high pH in the sediment. This was
not consistent with the high flow in the eastern side, which would wash the nutrients out. The high
nitrogen content in the western side of the lake suggests a higher algal growth and pollution in the
western side. To be able to describe the connection between the nutrient content and the flow in
the lake, further samples should be analyzed over a longer period.
A model describing the storage of phosphor in the sediment was made based on a mass balance,
where it was estimated that 5 % of the water from sø3 was mixed with Spejdersøen. Furthermore,
the release of phosphor pr. person was estimates to 1,13 kg P/year and as the value of the phosphor
concentration in the lake, an average of the measured concentrations was used. The result shows a
continuous storage of phosphor in the sediment of 75,32 kg P/year.
To find solutions to the polution problem, different lake restoration methods were evaluated. In
the case of Spejdersøen a reduction of phosphor release to the lake by using detergent without
phosphate combined with aeration of the lake water has been concluded as the best solution.
Detergents with phosphate are not necessary, as the water in Sisimiut is very soft. A reduction of
the phosphor release can reduce the storage in the lake sediment to 3,63 kg P/year and combined
with aeration of the lake water, the ecology of the lake can be improved so plants and animals can
return to Spejdersøen and the lake can serve as an aesthetic, cultural center.
3
Indhold
1
Forord ................................................................................................................................................ 6
2
Introduktion ...................................................................................................................................... 7
3
Teori ................................................................................................................................................... 8
4
5
6
3.1
Sømiljø generelt .......................................................................................................................... 8
3.2
Kemiske samspil ........................................................................................................................ 13
3.3
Klima og opland......................................................................................................................... 16
3.4
Restaurering ............................................................................................................................... 18
3.5
Reduktion af fosforbelastning .................................................................................................. 20
Metoder ............................................................................................................................................ 21
4.1
Udregning af vand- og stofbalancer.......................................................................................... 21
4.2
Udvælgelse af analyseparametre .............................................................................................. 22
4.3
Prøvetagning og opbevaring af prøver..................................................................................... 23
4.4
Sigtdybde .................................................................................................................................. 25
4.5
Karbonatmåling/ hårdhed........................................................................................................ 25
4.6
Organisk indhold ...................................................................................................................... 25
4.7
pH-måling ................................................................................................................................. 26
4.8
Fosformåling ............................................................................................................................. 26
4.9
Kvælstofmåling ......................................................................................................................... 27
4.10
Klorofyl-α-måling ................................................................................................................... 27
4.11
Statistisk analyse .................................................................................................................... 28
4.12
Multikriterievurdering ........................................................................................................... 28
Resultater ......................................................................................................................................... 28
5.1
Søens dybde .............................................................................................................................. 28
5.2
Vandet ....................................................................................................................................... 29
5.3
Sedimentet ................................................................................................................................ 30
5.4
Vand- og stofbalancer .............................................................................................................. 35
5.5
Sensitivitetsanalyse................................................................................................................... 39
Diskussion ........................................................................................................................................ 41
6.1
Vandet ........................................................................................................................................ 41
6.2
Sedimentet ................................................................................................................................ 42
6.3
Antagelser og valg af tal til udregninger.................................................................................. 43
6.4
Restaurering .............................................................................................................................. 45
4
6.5
Overblik .................................................................................................................................... 48
6.6
Forbedringsforslag til projektet ............................................................................................... 49
7
Konklusion....................................................................................................................................... 50
8
Bibliografi ......................................................................................................................................... 51
9
Bilag ................................................................................................................................................. 57
9.1
Forsøgsvejledninger.................................................................................................................. 58
9.2
Måleresultater ........................................................................................................................... 82
9.3
Prøvebeskrivelser ...................................................................................................................... 95
9.4
Databehandling .......................................................................................................................100
9.5
Driftsskema fra Nukissiorfiit ................................................................................................... 105
9.6
Forslag til håndtering af udløbsvand fra sø3 ........................................................................... 115
9.7
Priser på restaureringsmetoder............................................................................................... 116
9.8
Statistisk output fra RStudio ................................................................................................... 116
5
1
Forord
Denne rapport er en redegørelse for forureningen af næringsstoffer i en sø i Sisimiut, Grønland.
Følgende er løsningsforslag til forureningen. Projektet er et bachelorprojekt på 15 ECTS-point
skrevet af Julie Bielefeldt, som vejledes af Pernille Erland Jensen på ARTEK ved bygningsinstituttet,
DTU. Kursus 111427, Arktisk teknologi blev fulgt for udgangspunkt for projektet. Projektperioden
har bestået af en forberedende periode i foråret, 2,5 ugers studieophold i Sisimiut, Grønland, og en
skriveperiode i efteråret.
Under de 2 ugers forsøgsperiode i Grønland er der blevet ydet kyndig vejledning af laboranterne
Malene Møller (DTU byg), Helene Almind (DTU byg)og ikke mindst Carolyn Günther (DTU byg),
som har været en stor hjælp med forståelse og databehandling. Prøvetagningen blev udført med
Jonas Lindhardt Grønvold, som gjorde et fortræffeligt arbejde med at styre gummibåden og hente
sedimentprøver.
I forsøgsperioden på DTU i efteråret har Malene og Sabrina Madsen (DTU byg) været en stor hjælp
med udførelse af kvælstofanalysen. Barten Abdel (DTU byg) har hjulpet med behandling og
opmåling af kort i MapInfo, mens statistisk analyse og forståelse af data er blevet udført i
samarbejde med Henrik Spliid (Informatik og Matematisk Modellering, DTU). Desuden har hele
ARTEK været søde til at svare på spørgsmål og hjælpe med kontaktpersoner.
Med hensyn til forståelse og litteratur omkring sørestaurering og sømiljø i arktiske egne har Kirsten
Christoffersen (Biologisk Institut, KU), Erik Jeppesen (Institut for Biovidenskab, DMU) og Martin
Søndergaard (Institut for Biovidenskab, DMU) været behjælpelige, mens Bo Namaansen (Asiaq),
Lone Kristensen (Qeqqata Kommunia) og Jens Juel (Nukissiorfiit) som grønlandske kontakter har
hjulpet med både data, generel information og en god snak.
6
2
Introduktion
Spejdersøen i Sisimiut er fysisk centrum for byens fremtidige kulturelle udvikling. I 2008 blev der
ved søen bygget et kulturhus, Taseralik, og siden da er der blevet bygget gangbro rundt om søen og
opført en BMX-bane. Området bliver brugt til festivaler og andre begivenheder om sommeren,
mens den bruges som startbane for det årlige langrendsløb Arctic Circle og mange hundeslædeløb
om vinteren. Søen er også startpunkt for byens dagligt anvendte hundeslæderute for fangere og
turister.
Søen er tidligere blevet brugt som drikkevandssø, men anlægget blev allerede i 50’erne lukket ned
(Rauschenberger and Jensen 1996), da søen var forurenet som følge af den øgede beboelse i
området. Der har tidligere også været fjeldørreder i søen (Apersorneqartoq 2011), og den er blevet
brugt til badning, hvilket søens grønlandske navn Nalunnguarfiup tasia (badesøen) refererer til
(Madsen, et al. 2011).
Figur 1 - Arctic Circle langrendssløb
I de seneste år er søen i højere og højere grad blevet dækket af grønne alger om sommeren. Det er
til gene for det æstetiske kulturcentrum, og kommunen er derfor interesseret i at restaurere søen.
Formålet er at gøre søen fri for alger på overfladen samt foretage en generel rensning af søvandet,
så der evt. kan bades i søen igen. En restaurering af søen kunne endda bringe fiskene tilbage.
Da husene ved søen ikke er kloakerede, løber det grå spildevand ned over klipperne og lige ned i
søen. Der er mistanke om, at det udledte spildevand leder store mængder næringsstoffer ned i
vandet og derfor giver mulighed for højere algevækst. Denne rapport undersøger indholdet af
fosfor i søens vand og sediment og sætter det i relation til søers økologi generelt og i arktiske
områder samt undersøger søens gennemstrømning.
For at imødekomme kommunens ønske om at restaurere søen på en billig og nem måde
undersøges forskellige muligheder for at mindske forureningen og derved begrænse algevæksten.
For at vælge den bedste løsning laves en multikriterievurdering med evaluering af alle
løsningsmuligheder.
7
3
Teori
3.1 Sømiljø generelt
Søens økosystem udgøres af et komplekst sammenspil mellem dyr og planter. Da de alle er
afhængige af hinanden, betyder forstyrrelse af en dyre- eller planteart ubalance i hele systemet.
Den hyppigste grund til forurening af søer er forhøjet tilførsel af næringsstoffer som fosfor og
kvælstof. Søer med forhøjet næringsstofindhold kaldes eutrofe, og søer med formindsket
næringsstofindhold kaldes oligotrofe.
På grund af den korte vækstsæson i arktiske egne og færre tilgængelige næringsstoffer er
økosystemerne generelt mindre komplekse end i de tempererede egne. Organismerne er langt
mere specificerede, og det giver til gengæld en lavere biodiversitet (K. Christoffersen 2006). I
Grønland falder kompleksiteten typisk fra vest mod øst, da den vestlige del har tættere kontakt
med artsrige kontinenter (Jeppesen, et al. 2001; Lauridsen, et al. 2001).
Her er en oversigt over de overordnede grupper af arter, som dominerer sømiljøet, og hvordan de
reagerer på forurening.
3.1.1 Planktonalger
Planktonalger, eller fytoplankton, står for søens primærproduktion på grundlag af sollys og opløste
næringsstoffer som fosfor og kvælstof. De danner også det organiske stof, som resten af fødekæden
omsætter, og derfor gør udsving i algepopulationen en stor forskel i økosystemet. Der flyder dog
også bakterier til søerne, der har opsamlet organisk materiale i søens opland.
Planktonalger findes i hundredvis af forskellige arter, som varierer i størrelse fra få μm til kolonier
på over 1mm (Søndergaard et al., 2006). De indeholder alle det grønne pigment klorofyl-α, som kan
bruges som mål for mængden af alger og resulterer i dårlig sigtbarhed i vandet.
Antallet af alger varierer meget i forhold til lys, varme og næringsstoffer og kan derfor bruges som
indikatorer på vandets tilstand. Arter som gulalger eller furealger lever bedst i søer med lavt
næringsstofindhold, mens næringsrige søer ofte er dominerede af blågrøn-, grøn- og kiselalger, da
de vokser hurtigere og bedre kan udnytte de højere næringsstofkoncentrationer (Søndergaard et
al., 2006). Gruppen af planktonalger i næringsfattige, arktiske søer inkluderer både kiselalger,
dinoflagellater, gulalger og blågrønalger. Disse filtreres og ædes af dyreplankton som dafnier,
vandlopper og hjuldyr, som igen ædes af fisk eller store hvirvelløse dyr (Christoffersen, et al. 2008).
8
Figur 2 - Den arktiske søs fødekæde
Mængden af alger i vandet svinger naturligt i løbet af et år, hvor der er langt flere om sommeren
end om vinteren. De organismer, der overvintrer i arktiske søer, går i dvale, da der pga. polarnat og
tykt isdække ikke kommer lys nok ned til dem. Lige så snart isen bliver tynd nok, begynder
planktonalgerne at lave fotosyntese, og den stigende mængde af alger fører til stigende
produktivitet blandt dyreplankton og andre organismer i de højere trofiske niveau. Søens
produktivitet når normalt højdepunktet, inden alt isdækket er forsvundet, hvorefter den falder
drastisk igen, når mængden af næringsstoffer begrænses (Christoffersen, et al. 2008).
I arktiske egne stammer størstedelen af energi- og karbontransporten gennem fødekæden fra
planktonalger på søbunden og i det frie vand, hvilket resulterer i tykke algelag på søbunden
(Moorhead, et al. 2003; Vadeboncoeur, et al. 2006). Disse lag kan løsrive sig og danne
opblomstringer på vandoverfladen. Dette sker oftest i næringsrige søer om sommeren, hvor få
planktonarter masseproduceres og danner vandblomst.
3.1.2 Dyreplankton
De algeædende organismer, dyreplankton, lever i de frie vandmasser. De fleste arter er filtratorer,
hvilket vil sige, at de filtrerer vandet for planktonalger med fine hår eller børster. Filtratorer
omfatter både dafnier, vandlopper og hjuldyr og varierer i størrelse fra hjuldyr på 0,1-0,3mm til
dafnier på op til 6mm (Søndergaard et al., 2006).
Dyreplanktons udbredelse afhænger af mængden af planktonalger og varierer derfor også i forhold
til temperatur, lys og næringsstofindhold. I næringsrige søer lider dyreplankton sjældent af
fødemangel og har faktisk ofte svært ved at holde algebestanden nede, da denne domineres af
blågrønalger, som ikke ædes af dyreplankton (Jeppesen et al. 2000). Som vist på Figur 3 filtreres der
mere algeplankton, når forholdene er gunstige for dyreplanktonnet. I eutrofe søer filtreres en langt
9
mindre del af den samlede mængde algeplankton.
Figur 3 - Samlet andel af planteplankton, der filtreres pr. dag ved forskellige fosforindhold (Søndergaard et al.
2006).
Desuden afhænger mængden af dyreplankton i høj grad af de plantktonædende fredfisk, så
forholdet mellem planktonalger og dyreplankton bliver endnu større i fiskerige søer. Da fiskene går
efter de største dyreplankton, dominerer de små arter ofte i fiskerige søer, mens de store arter som
dafnier trives, når der er færre fredfisk.
For at finde de optimale lys-, ilt-, temperatur- og fødeforhold vandrer dyreplankton højere op eller
dybere ned i søen for derved også at veksle mellem algerne ved vandoverfladen og finde ly for
rovdyr ved bunden. I søer med mange planktonædende fisk vandrer dyreplankton generelt mere,
da de formodes at vurdere truslen for at blive ædt ud fra mængden af stoffer, som fiskene
udleder(Søndergaard et al., 2006).
3.1.3 Fisk
Der findes fisk i de fleste søer. Undtagelser er dog de fleste små vandhuller (under 1.000m2), hvor
der kan ske tilfrysning om vinteren eller udtørring om sommeren, hvilket kan udrydde arter. Dette
er definitivt, hvis søerne ikke har nogen betydelig kontakt til andre vandområder, hvorfra fisk kan
genindvandre. Mennesker kan dog også have betydning for spredningen af fisk, da ’unaturlige’ arter
som fx guldfisk udsættes fra fangenskab.
10
Fredfisk har stor betydning for mængden af dyreplankton og bunddyr, og mængden af dem stiger
således med øget næringsstofindhold. Rovfisk svækkes derimod i næringsrige søer, muligvis på
grund af dårlig sigtbarhed, og kan ikke holde bestanden af fredfisk tilbage. Fredfisk som brasen
hvirvler sand op fra bunden, når den søger føde, som ydermere gør vandet uklart (Søndergaard, et
al. 1999).
I Grønland er der ingen fisk i de fleste søer, da de ikke har været i kontakt med havet siden sidste
istid. Dog indeholder nogle søer, som har været tilsluttede til havet, inden kontinentet hævede sig,
isolerede fiskebestande af fjeldørred og/eller trepigget hundestejle (Christoffersen, et al. 2008).
Dette er kun muligt, hvis søerne er dybere end ca. 2m, så de ikke bundfryser hver vinter, da fiskene
ellers ville dø. Kriteriet for bundfrysning er dog meget relativt, da en øget gennemstrømning kan
forhindre den totale frysning.
Hvis der er fisk i søen, har de en central rolle i fødekæden, da de har en stærk indflydelse på
størrelsen og mængden af dyreplankton og hvirveldyr (Hersey, et al. 1999) (Jeppesen, et al. 2003).
Dyreplankton vokser langsomt i arktiske, næringsfattige miljøer og er derfor udsat for rovdrift i en
længere periode før formeringen end i tempererede, næringsrige søer. Desuden fremmer det klare
vand rovdriften fra fisk, der jager visuelt. Derfor vil små dyreplankton, som filtrerer færre
planktonalger, dominere i arktiske søer og derved vil algerne opblomstre.
3.1.4 Undervandsplanter
Planter, der vokser på søens bund og op i vandsøjlen, er en vigtigt komponent i søers vandkvalitet.
Gruppen består af både mosser, alger, karseporeplanter og blomsterplanter og kan dække hele
søens bund. Undervandsplanter har en stabiliserende virkning på klarheden i vandet og vil derfor
altid give en bedre kvalitet i søen.
Figur 4 - Undervandsplanters positive effekter på en sø (DTU Aqua, 2011).
11
Begrænsningen af planter skyldes ofte for højt næringsstofkoncentration i søen, som medfører et
overtal af planktonalger, der blokerer for lys og luft til planterne længere nede. Desuden kan der
være spredningsbarrierer eller græsning fra fugle. Sammensætningen af planter kan også variere
meget i forhold til jordbundsforholdene og kalkindholdet i vandet, og det er vanskeligt at definere
hvilke planter, der indikerer oligotrofe eller næringsrige søer.
3.1.5 Eutrofiering
Hvis der over en længere periode er forhøjet næringsstoftilførsel til søen og varme og rolige
vejrforhold, kan der ske eutrofiering af søen, som leder til iltsvind, også kaldet sødød.
Ved en høj koncentration af næringsstoffer stiger mængden af de græsningsresistente blågrønalger,
og søen domineres ellers af grønalgerne, som udnytter næringsstofferne bedst og vokser hurtigst.
Når vandoverfladen er dækket af disse algeplankton, dækkes der for lyset ned til de lavere vandlag,
hvor undervandsplanterne lever, hvilket giver dem dårligere vilkår. Udryddelsen af bundplanter
gør, at bundmaterialet lettere hvirvles op for derved at afgive flere næringsstoffer. Desuden
medfører den biologiske nedbrydning af de mange alger i overfladen, at ilten i vandet bruges
hurtigere og derved kvæler større organismer som dyreplankton og fisk.
Som tidligere beskrevet leder et større næringsstofindhold til flere fredfisk og færre dyreplankton
og rovfisk. Dette betyder, at de rovfisk, der fungerer som begrænsning på fredfiskene, dør, mens de
dyreplankton, der begrænser algeplanktonet, trues af den store mængde fredfisk. Derved forværres
ilt- og lysforholdene yderligere, og vandet mister sigtbarhed.
Det høje næringsstofindhold i søen bevirker, at den domineres af de få arter, som er specialiseret i
at leve under eutrofe forhold. Dette giver en nedsat biodiversitet, hvor fiskearter som skalle og
brasen udgør størstedelen af fiskene. Da søens undervandsplanter udryddes eller begrænses,
forsvinder levestederne for fx aborre og gedder. De samlede effekter er vist på Figur 5.
Figur 5 - Diagram over den uforurenede sø og den eutrofierede (DMU, 2011c)
12
Under de eutrofe forhold fyldes søen langsomt op med nedbrudt materiale fra døde organismer, og
derved forvandles den til en sump, som giver helt andre levevilkår for de arter, der før levede i søen.
3.2 Kemiske samspil
3.2.1 Fosfor
Fosfor er et af de vigtigste næringsstoffer, som udover kulstof, kvælstof og silikat indgår i
planternes primærproduktion, der gør grundlag for de øvrige led i fødekæden. Da fosfor ofte er det
begrænsende led og dermed er afgørende for mængden af planteplankton, er det et vigtigt element
ved undersøgelse af søer (Dillon og Rigler 1974). Søer i tempererede områder indeholder normalt
0,01-1,46 mg fosfor pr liter. I Grønland ligger det tal noget lavere på 0,011 mg (Jeppesen, et al. 2003).
Fosfor udledes til søer fra fosforholdige bjergarter og gennem gråt spildevand (alt det spildevand,
der ikke udledes gennem toilettet), hvor det fx kan stamme fra vaskepulver og vaskemiddel. Opløst
i spildevandet findes fosfor bundet i orthofosfat (PO4-P), polyfosfat (P2Ox) og organisk bundet
fosfor i partikler og sediment. I vandfasen vil man tale om total-P, hvilket omfatter alle de tre
former, og i sedimentfasen findes kun det organisk bundne fosfor. Der vil ved stationære forhold
være ligevægt mellem mængden af fosfor i hhv. vandfasen og sedimentfasen.
Fytoplankton og bakterier vil hurtigt optage fosfatet i vandet og binde det organisk. Når disse
organismer dør og sedimenterer, er fosforet bundet i søbunden, hvorfra det igen kan opløses til
fosfat og frigives. Fosfor bindes også uorganisk i sedimentet, hvor der kan dannes kemiske
bindinger med stoffer som jern, aluminium og mangan. Den vigtigste af disse er fosfors binding til
jern. Under iltede forhold findes jern i den oxiderede form Fe3+, der har et stort bindingspotentiale
til fosfor, så det udfældes. Under anoxiske forhold derimod reduceres jern til Fe2+, der opløses i
vandet og derved frigiver fosforet igen. Bindingen af fosfor i sedimentet styres dog også af
adsorptions- og desorptionsmekanismer, hvor aluminium, kalcium, ler og organisk stof har en
betydning.
13
3.2.1.1 Næringsstofdynamik
Ændringer af fosforkoncentrationen i lavvandede, næringsrige søer udtrykkes normalt som
forskellen mellem den nedadrettede transport (sedimentering) og den opadrettede transport
(frigivelse).
Når fosfat fra spildevandet bundfældes, lagres det i bundsedimentet, så der flyder mindre ud af
søen, end der kommer ind (Vollenweider 1976). Dette vil føre til en stigende
næringsstofkoncentration i sedimentet. I den modsatte situation, hvor der er sket en reduktion af
den eksterne fosfortilførsel, frigiver sedimentet fosfor til vandfasen, den såkaldt ”interne
fosforbelastning” (se Figur 6). Derved opretholdes en høj koncentration i sedimentet gennem en
årrække selv efter en reduktion af tilførslen.
Hastigheden af lagringen og afgivelsen afhænger af den hydrauliske opholdstid i søen; jo længere
opholdstiden er, jo mere stof vil afgives/bindes i forhold til tilførslen.
Figur 6 - Diagram over tilførsel, tilbageholdelse og nettofrigivelse af fosfor i søer i forhold til
fosforbelastningen. Tykkelsen af pilene symboliserer den relative størrelse af de tre transportrater
(Søndergaard, et al. 2003).
Frigivelsen af fosfor fra søsedimentet styres af en række mekanismer, som er tæt koblede. Da fosfor
udover organisk sedimentering i høj grad bindes til uorganisk materiale, er især de kemiske
mekanismer vigtige (Søndergaard 2007).
Resuspension er en fysisk mekanisme, som er vigtig i lavvandede og vindeksponerede søer. Den
umiddelbare betydning er et højere indhold af suspenderede partikler og sedimenter i vandfasen
ved perioder med blæst, hvilket betyder højere mængder organisk bundet fosfor i vandet.
Effekten af resuspension afhænger dog meget af vandforholdene (pH, ilt, mm.). Ved suspensionen
kan fosforet i teorien binde sig i det ophvirvlede sediment, hvis dette har ubrugt
bindingspotentiale. Bindingspotentialet kan også stige, når jernholdige sedimentpartikler fra et
iltfattigt miljø hvirvles op i det mere iltede miljø i vandfasen.
Temperatur kan ses som en vigtig faktor for mange mekanismer. Den direkte betydning af
temperatur kan være svær at bevise, da den er tæt koblet med mængden af lys, der trænger ned i
søen. Temperaturstigninger øger hastigheden af den kemiske diffusion og de kemiske processer,
men den største effekt ses oftest ved de biologiske processer. Øget temperatur forøger den
bakterielle nedbrydelse af organisk stof i sedimentet og derved fosforfrigivelsen (Boström, et al.
1982). Nedbrydelsen er ellers hovedsageligt styret af tilgængeligheden af ilt, nitrat, sulfat, jern og
mangan, der bruges til oxidationen (Thomsen, et al. 2004).Den uorganiske binding til jern er ofte
vedligeholdt, da der i lavvandede søer ofte er ilt nok. Det iltede vand vil trække lidt ned i
sedimentet og holde jernet i sin oxiderede form og derved lægge låg på fosforpuljen i sedimentet,
14
hvis der altså er jern nok til stede (Penn, et al. 2000). Iltens gennemtrængning vil afhænge af den
mikrobielle aktivitet og ilttilførslen til vandet. Nitrat, som ofte trænger dybere ned i sedimentet
end ilt, kan også fastholde jern i oxideret form. Derfor kan nitrat også være vigtig for
tilbageholdelsen af fosfor (McAuliffe, et al. 1998). Til gengæld kan nitrat også bidrage til højere
mineralisering af organisk materiale, hvilket øger frigivelsen af fosfor. Tilstedeværelsen af nitrat kan
derfor mindske frigivelsen om vinteren og forsommeren, hvor den biologiske aktivitet er lav, mens
det øger frigivelsen i sensommeren (Jensen og Andersen 1992) .
Bindingen af fosfor til det oxiderede jern kan også påvirkes af pH. I basiske forhold kan den høje
mængde af hydroxylioner nemlig overtage pladsen på jernmolekylernes overflade på bekostning af
fosforet (Andersen 1975). Det kan forekomme om sommeren, hvor der er høj pH på grund af høj
fotosyntetisk aktivitet. Derved kan der være en direkte sammenhæng mellem processer i vandfase
og sediment; stor fytoplanktonproduktion
høj pH høj fosforfrigivelse fra sedimentet stor
planteplanktonmængde osv. (Søndergaard 2007).
3.2.2 Kvælstof
Kvælstof er ligesom fosfor en central del i søorganismernes primærproduktion. I de fleste søer er
der langt højere koncentrationer af kvælstof end fosfor, og selv om behovet for kvælstof er højere
end for fosfor, vil det generelt findes i overskud. Kvælstof findes hovedsageligt i urin og fæces, som
udgør sort spildevand, og i modsætning til fosfor kan en lille mængde kvælstof også dannes via
cyanobakteriers fiksering af N2 (Jeppesen, et al. 1998). Til gengæld forsvinder kvælstof også fra
systemet via denitrifikation, mens fosfor bliver (James, et al. 2002).
Fosfors og kvælstofs betydning for sømiljøet kan være svært at adskille i empiriske sammenhænge.
Dog viser undersøgelser, at undervandsplanter har tendens til at forsvinde ved
kvælstofkoncentrationer på over 1-2 mg N/l (Søndergaard 2007), formentligt pga.
kvælstofbegrænsning af planteplanktonnet. Høje kvælstofkoncentrationer gør, at grønalger trives i
vandoverfladen og derved skygger for undervandsplanter (Irfanullah og Moss 2004).
3.2.2.1 Næringsstofdynamik
Tilbageholdelsen af kvælstof i sedimentet foregår ikke kun gennem indbygningen i organisk
materiale som sedimenterer, men også via denitrifikation, hvor nitrat (NO3-) bruges til den
bakterielle omsætning af organisk stof (Wetzel 2001). Herved omdannes det til ammonium (NH4+)
gennem biologisk nedbrydelse eller frit kvælstof (N2) gennem denitrifikation. Det frie kvælstof er
en gas og kan derfor diffundere ud til atmosfæren. I eutrofe søer frigives 90 % af kvælstoffet til
atmosfæren, mens kun 10 % begraves i sedimentet (Jensen, et al. 1992).
Ligesom ved fosfor afhænger optagelsen og frigivelsen af kvælstof til sedimentet af den hydrauliske
opholdstid i søen. Kvælstof findes primært bundet i organisk materiale, som nedbrydes langsomt,
og ophobes ikke i uorganiske forbindelser.
Frigivelsen af kvælstof afhænger af nogle af de samme mekanismer som for fosfor. Det drejer sig
om det, der har betydning for den bakterielle nedbrydning som resuspension, temperatur og
iltforhold. De to stoffers optagelses- og frigivelsesmekanismer er derimod forskellige med hensyn
til uorganiske bindinger.
15
3.2.3 Forureningskilder
Fosfor kommer hovedsageligt fra sæbeprodukter og urin. Man tilsætter fosfor i sæbe for at binde
kalken, så sæben bedre kan virke, mens det er en naturlig bestanddel af urin og gødning generelt.
Fordelingen af fosfor i husholdningsspildevand menes at fordele sig på 42 % i det sorte spildevand
og 58 % i det grå (Karlgren, et al. 1967). Det kan tilføres gennem punktkilder som
spildevandsudledning, industri og dambrug eller fra diffuse kilder som naturbidrag (naturgødning
og atmosfære), spredt bebyggelse og landbrug (DMU 2011b).
Ved Spejdersøen er ikke alle disse kilder relevante. Ved rekognoscering af området er det
konstateret, at forureningen kommer fra ubehandlet gråt spildevand fra de nordliggende huse, der
løber direkte ned over klippen og ned i søen. Desuden gør den store mængde hundeløb på søen, at
der yderligere tilføres fosfor gennem gødning på isen om vinteren, som smelter ned i søen om
sommeren. Der foregår også andefodring af ukendt omfang i Spejdersøen, hvorved brød og
andeafføring bidrager med flere næringsstoffer.
Kvælstof tilføres hovedsageligt gennem sort spildevand, som indeholder 91 % af kvælstoffet i
husholdningsspildevandet (Karlgren, et al. 1967). Ved Spejdersøen kan denne tilførsel kun stamme
fra lænkehundene samt fra starten af slædehundeløb, da det sorte spildevand fra husene ikke ledes
ned i søen.
3.3 Klima og opland
Grønland er verdens største ø og strækker sig fra 59° sydlig
bredde, Kap Farvel, til 83° nordlig bredde, øen Kaffeklubben.
80 % af hovedøen er dækket af en tyk iskappe, indlandsisen
(DMI a). Landets kolde klima skyldes den nordlige
beliggenhed såvel som det omgivende isfyldte hav.
Grønlands klima varierer meget fra nord til syd og fra
kontinentalt til maritimt, men som helhed betragtes det som
arktisk. På grund af de hårde klimaforhold og lange perioder
uden lys er der lav biodiversitet, og der kan de fleste steder
ikke vokse træer.
Sisimiut ligger helt ud til havet på vestkysten og har derfor
mere maritimt klima end fx. Kangerlussuaq. Det indebærer
en mildere vinter og køligere sommer i forhold til inde ved
indlandsisen. Byen ligger også lige på polarcirklen, hvilket
giver en kort polarnat (Jørgensen, et al. 2001).
Figur 7 - Sisimiuts placering i Grønland
16
I Sisimiut varierer gennemsnitstemperaturen fra ca. 6 °C i sommermånederne til -14 °C om
vinteren, og der falder en beskeden mængde nedbør. Maj er den tørreste måned med 18 mm
nedbør, og i august og september falder der gennemsnitligt omkring 50 mm. Den samlede årlige
nedbør er på 383 mm, som svarer til sydeuropæiske lande som Spanien eller Grækenland (United
Nations World statistics pocketbook; Statistical yearbook). Figur 8 viser således også antal
solskinstimer per måned, hvor polarnatten kommer til udtryk i december.
Figur 8 - Meteorologiske data for Sisimiut. Kilde:
http://www.dmi.dk/dmi/index/gronland/klimanormaler-gl.htm
Spejdersøens areal er på ca. 65600 m2, og det omkringliggende område inkluderer både bebyggelse,
hundeplads og naturområder med permafrost. På søens nordvestlige side fører en større asfalteret
vej op mod kulturcentret Taseralik, der ligger med udsigt ud over søen fra nord. Mod nord ligger
der en skole og på den nordøstlige side et bebyggelsesområde med ca. 30 boliger på vejene
Kunuuteralaap Ap. og Jakuungup Aq.. I den østlige side, som i høj grad er dækket af alger, ledes
vandet fra sø3 ind i Spejdersøen (sø2) . Vandet løber videre fra Spejdersøen og ud gennem et rør i
samme østlige ende af søen og ud mod havet. Syd for søen er der hundeplads med 10-15 lænkede
hunde, og mod sydvest er der rørforbindelse med afløb til et vådområde, som er mere eller mindre
stillestående. Søen er desuden forurenet af affald og cykler, som kommer op til overfladen under
stormvejr (Madsen, et al. 2011).
Sø3 kaldes også Buffersøen, da den virker som buffer for vand fra vandværket Nukissiorfiit.
Vandværket leverer vand til Sisimiut og Royal Greenland-fabrikken. Det pumper kontinuerligt
vand fra sø5 (se Figur 9), men når der bruges mere vand end normalt, bliver det pumpet op fra sø3.
På samme måde pumpes det overskydende vand fra værket ned i sø3, når det hele ikke bruges. I
nogle perioder, specielt om vinteren, lukker Royal Greenland-fabrikken. Da pumpen ved sø5 ikke
kan lukkes ned pga. tilfrysning, resulterer det i et stort overskud af vand, som ledes ned i sø3 og
videre til Spejdersøen. Det kan give problemer, hvis sneen ikke er tyk nok til, at vandet kan flyde
under den, og kan derfor forårsage oversvømmelse (Juel 2011).
Derfor har Nukissiorfiit foreslået at bygge en lille dæmning, der forhindrer vandet fra sø3 i at løbe
ind i sø2, og at grave en kanal, der leder vandet direkte ned mod havet. Dette vil forhindre
oversvømmelsen af Spejdersøen, men derved også begrænse gennemstrømningen (se forslag
indtegnet på kort fra Jens Juel i bilag 9.6).
17
Figur 9 - Oversigt over søerne i Sisimiut (NunaGIS)
3.4 Restaurering
Sørestaurering i Danmark er blevet udviklet over de sidste 20-30 år. Det startede mest med
opfiskning af fredfisk, men senere er der kommet flere forskellige metoder. De opdeles i to
hovedkategorier;
Metoder, der skal sænke fosfortilgængeligheden
Metoder, som skal øge dyreplanktonnets græsning og mindske ophvirvlningen af
bundmateriale (DMU 2007a).
Begge metoder drejer sig om at mindske mængden af planteplankton og øge klarheden i vandet.
Fosfortilgængeligheden kan minimeres ved at binde eller fjerne det tilgængelige fosfor, mens den
anden metode typisk omhandler indgreb i fiskebestanden. Et skema over de forskellige metoder og
formål kan ses i Tabel 1.
Tabel 1 - Oversigt over metoder til sørestaurering anvendt i Danmark, ekskl. metoder til at reducere den
eksterne tilførsel (f.eks. forbedret spildevandsrensning) (DMU 2007)
Metode
Fysiske
- Sedimentfjernelse
Kemiske
- Iltning af bundvand
-
Nitratbehandling
-
Aluminiumtilsætning
Biologiske
- Opfiskning af fredfisk
-
Udsætning af rovfisk
Hovedprincip og formål
Fosforholdigt overfladesediment fjernes for at mindske den
interne fosforfrigivelse
Ilt tilføres hypolimion for at forbedre bindingspotentialet for
fosfor
Nitrat tilføres bundvandet for at øge iltningen af
overfladesedimentet og omsætningen af organisk stof
Aluminium tilføres vand/sediment for at øge bindingspotentialet
af fosfor.
Mængden af fredfisk (især skalle og brasen) opfiskes for at øge
topdown kontrollen af planteplankton
Rovfisk (gedde mm.) udsættes for at mindske mængden af
18
-
Udplantning
Øvrige
- Gydereder
-
Kunstige habitater
fredfisk og øge dyreplanktongræsningen
Undervandsplanter udplantes/beskyttes i søer, hvor indvandring
hindres af fugle og evt. fisk
Gydereder lavet af grene og kviste udlægges om foråret og tages
op i maj-juni, efter at fredfiskene har sat deres æg på dem.
Fiskeæggene destrueres
Kunstig struktur, f.eks. små grantræer, udlægges for at skabe
flere levesteder for geddeyngel – eller kunstige lavvandshabitater
med naturlig vegetation etableres for at øge gydemuligheden for
gedde og som skjul for ynglen.
Indgreb i fiskebestanden handler oftest om opfiskning af fredfisk, som skal mindske rovet på
dyreplankton, så græsningen af planteplankton stiger, eller udsætning af rovfisk, som skal mindske
mængden af fredfisk. I arktiske miljøer findes der meget få forsøg med sørestaurering. Da
Spejdersøen ikke indeholder nogle fisk, er de biologiske metoder ikke relevante.
Reducering eller binding af fosforet i vandet kan foregå på forskellige måder. Den eksterne
fosforbelastning kan nedbringes ved identifikation og reducering af kilderne, mens den interne kan
reduceres ved sedimentopgravning. Man kan binde fosforet bedre i sedimentet ved tilsætning af
aluminium eller iltning af bundvandet eller sedimentet i dybe søer for at give fosfor et højere
redoxpotentiale (DMU 2007).
3.4.1 Opgravning af sediment
Meget af den interne fosforbelastning kan nedbringes ved opgravning af de øverste sedimentlag.
Dette bidrager også til udgravning af søen i tilfælde af tilgroning (Søndergaard, et al. 1999).
Sedimentet kan derefter bruges som gødning i landbruget, hvis det dog ikke er forurenet med
tungmetaller og må deponeres. Udgravningen af sedimentet vil virke som en fremskyndelse af
naturlige mekanikker. Hvis den ydre fosforbelastning nedbringes, vil sedimentet frigive fosforet af
sig selv over en årrække afhængigt af søen, men hvis der fortsat tilsættes fosfor til systemet, vil
problemet bestå. Denne metode ville derfor kun give en langsigtet løsning, hvis den ydre belastning
begrænses.
Denne metode er bedst i sensommeren, hvor der er mindst vand i søen, og hvor det ikke er frosset.
Operationen kan udføres på flere måder. Hvis vandet pumpes væk fra søen, kan en gravko komme
til at grave det øverste sediment op. Andre metoder gør det også muligt at opgrave sedimentet
uden at dræne søen, fx ved oppumpning fra flydepram eller ved opgravning fra
19
Figur 11 - Opgravning af sediment fra en drænet sø med
gravko (Dreamstime n.d.)
Figur 10 - Oppumpning af sediment fra sø via flydepram
(Gustavson, et al. 2008)
pontongravemaskine. Når det opgravede sediment er tørt, kan det renses for affald og spredes på
landbrugsjord eller lignende.
3.4.2 Iltning
I dybe, lagdelte søer foretages der iltning af bundvandet og evt. sedimentet for at øge
bindingspotentialet af fosfor med jern i sedimentet. Da forbindelsen med jern kan opløses igen ved
anoxiske forhold, skal iltningen vedligeholdes. Iltning af bunden kan også forbedre
livsbetingelserne for bundplanter og dyr, der lever på bunden (Søndergaard, et al. 1999).
Iltningen af vandet kan ske med et springvand, som pumper vandet op til iltning i atmosfæren,
eller med en slange på søbunden med en diffusor, hvorigennem der pumpes luft, som bobler luft op
igennem vandsøjlen. I dybe søer kan iltningen ske ved tilsætning af andre stoffer som kalksaltpeter.
Kalksaltpeter indeholder nitrat, som kan oxidere jern, så det binder sig til fosfor. Hvis man tilsætter
det til bunden af dybe søer, er der intet planteplankton til at bruge nitrat som næringsstof, og det
vil i stedet holde jernet i oxideret form, så fosforfrigivelsen mindskes (Ripl 1976). I større søer (flere
hektar) opsættes normalt omfangsrige iltningssystemer, som inkluderer en ilttank og diffusorer.
I Spejdersøen er der allerede opsat et lille springvand, men motivationen bag er ukendt.
3.4.3 Aluminiumstilsætning
Ved tilsætning af aluminium dannes der hydroxydforbindelse, som opretter forholdet mellem
fosforbindere og fosfor, så frigivelsen af fosfor fra sedimentet ophører (Aabling 1999). Aluminiums
binding med fosfor er ikke afhængig af iltforholdene ligesom jern er, men derimod bliver det
toksisk ved pH under 5,5 (Cooke, et al. 2005). Det er desuden vigtigt at tage i betragtning at
aluminium er det svært nedbrydeligt stof, som ikke forekommer naturligt og som mistænkes for at
være sundhedsskadeligt. Aluminium skal doseres meget præcist og er mest relevant i kalkrige søer.
Effekten af aluminiumstilsætning er hurtig og effektiv. De naturlige forhold kan bibeholdes i flere
år, men løsningen er kun midlertidig, hvis fosforbelastningen ikke begrænses (Aabling 1999).
3.5 Reduktion af fosforbelastning
En anden måde at forbedre miljøet i søer på kan være at reducere den eksterne fosforbelastning. En
af de største kilder til næringsstoffer til danske søer og vandløb i Danmark er kommunale
renseanlæg, der udleder ca. 1200 tons fosfor, mens 1800 tons stammer fra det åbne land, som
indbefatter landbrug og diffuse kilder (DMU 2011b). Disse udledninger er faldet væsentligt de sidste
30 år efter, at man blev bevidst om problemet.
Fosforudledning kan reduceres ved en bedre håndtering af spildevandsudløb, hvor fosforet fjernes
ved biologisk nedbrydning. I Danmark er flere dambrug desuden blevet lukket opstrøms for nogle
søer, og ulovlige udledninger er blevet lukkede (DMU 2011a).
Da fosfor i husholdningsspildevand hovedsageligt stammer fra vaskepulver og sæbe, kan man også
bruge produkter uden fosfater. Som erstatning for fosfat kan der bruges zeolit, som er et mineral,
der kan fremstilles i en kunstig form. Zeolit fungerer som ionbytter, som binder kalk i vandet
(Jensen 2007) og er uskadeligt for naturen. I Danmark anbefales det at bruge vaskepulver med
zeolit i områder, hvor der ikke er spildevandsrensning (Neutral).
20
Den interne belastning af fosfor fra sedimentet kan reduceres som nævnt ovenfor, men også ved
forhøjelse af gennemstrømningen i søen. Derved bliver fosforpuljen i sedimentet og det eksterne
input hurtigere skyllet ud af søen, og forureningen kan derfor nedbringes. I de fleste søer er det
ikke muligt at lede mere vand ned til søen, men hvis søens flow i nogen grad bestemmes af udløb
fra andre vandområder (hvilket er tilfældet med Spejdersøen), kan dette reguleres.
4
Metoder
4.1 Udregning af vand- og stofbalancer
Vandbalancen for Spejdersøen (heri omtalt som sø2) er udregnet på basis af det hydrauliske
kredsløb. Alle symboler er beskrevet i Tabel 2.
Qud,sø2 = Qud,sø3 + Qind,spildevand + (Vnedbør – Vevapotranspiration) * Aopland,sø2 - Vnedsivning * Aopland,sø2
hvor Qud,sø3 blev defineret som
Qud,sø3 = (Vnedbør – Vevapotranspiration) * Aopland,sø3 - Vnedsivning * Aopland,sø3 + Qfra Nukissiorfiit
og Qind,spildevand = Qvandforbrug,pers * antal personer
Tabel 2 - Symbolliste over parametre brugt til vandbalancen
Parameter
Qud
Qind,spildevand
Betydning
Enhed
Flow ud fra hhv. sø2 eller sø3
m3/år
Mængde af spildevand, der løber
m3/år
ind
Qfra, Nukissiorfiit
Vand, der pumpes til søen fra
m3/år
vandværk
Qvandforbrug,pers Vandforbrug pr. person
m3/(år*pers)
Vnedbør
Volumen af nedbør, der falder
m/år
Vevapotranspiration Volumen af vand der
m/år
evapotranspirerer
Vnedsivning
Volumen vand, der siver ned i
m/år
undergrunden
Aopland
Areal af hhv. sø2 eller sø3’s opland
m2
Søens hydrauliske opholdstid er udregnet ved HRT = Vsø2 / Qud,sø2.
Stofbalancen for fosfor er beregnet på årsbasis ud fra ligningen:
MOplagring = Mind - Mud, hvor
og Mud = Csø * Qud,sø2
og hvor Mind er udregnet på to forskellige måder. Metode 1 er baseret på indholdet af fosfor i gråt
spildevand, mens metode 2 er baseret på personækvivalenter (PE), som angiver fosforudledningen
pr. person i gråt spildevand. Alle symboler er beskrevet i Tabel 3.
Metode 1:
21
Mind = Cspildevand * Vvandforbrug,pers * antal personer + Cnaturligt * Qud,sø2
Metode 2:
Mind = Mudledning, pers, år * antal personer + Cnaturligt * Qud,sø2
Tabel 3 - Symbolliste over parametre brugt til stofbalancen
Parameter
MOplagring,sed
Mind
Mud
Mudledning, pers,
Betydning
Massen af fosfor, der oplagres i
sedimentet
Massen af fosfor, der kommer ind
Massen af fosfor, der kommer ud
Fosforudledning pr. person pr. år
Enhed
kg P/år
kg P/år
kg P/år
kg P/(år*pers)
år
Qud,sø2
Flow ud fra sø2
m3/år
Qvandforbrug,pers Vandforbrug pr. person
m3/(år*pers)
Csø
Fosforkoncentration i søvandet
kg P/m3
Cspildevand
Fosforkoncentration i gråt spildevand
kg P/m3
For at udregne hvor stor fosforpuljen i sedimentet er, udregnes først volumenet af sediment i søen.
Dernæst udregnes, hvor meget sedimentet vejer.
Vsø2 = Asø2 * dybde
Msediment = Vsø2 * Densitetsediment
Gennemsnittet af det målte tørstofindhold i sedimentprøverne bruges til at beregne, hvor meget
tørstof der er i sedimentet.
Tørvægt = Msediment * TS/g sediment
Derefter bruges gennemsnittet af fosforindholdet i sedimentprøverne til at finde den samlede
masse fosfor, der findes i sedimentet.
Mfosfor = Tørvægt * Fosforindhold
For at finde mængden af fosfor i rent sediment antages forholdet mellem fosfor i vand og i
sediment at være ens i alle søer. Ud fra fosforkoncentrationen i rent søvand kan fosforindholdet i
rent sediment derfor udregnes.
Effekten af at bruge vaskepulver uden fosfater er beregnet ved at finde forholdet mellem
fosforkoncentrationen i gråt vand med fosfatholdigt vaskepulver og gråt vand med vaskepulver
uden fosfat (Lindstrom 2000).
4.2 Udvælgelse af analyseparametre
Ved udvælgelse af analyseparametrene skulle der tages højde for både relevansen og vigtigheden af
parameteren og den begrænsede tidsperiode til at udføre analyserne i. Ud fra litteratur blev
vigtigheden af følgende parametre noteret:
22
Total fosforindhold i sediment og vand
Total kvælstofindhold i sediment og vand
Jernindhold i sediment
Klorofyl-α-koncentration i vand
Sigtdybde
Dybde af søen
Karbonatindhold / hårdhed
Alge-/plantebestemmelse
pH af sediment
Undersøgelse af dyr i søen
Organisk indhold
Da analyser og dataindsamling kun strakte sig over 17 dage, blev jernindholdsanalysen fravalgt.
Desuden blev bestemmelse af alger og planter i søen fravalgt pga. tidsmangel, og fordi der skulle
bruges hjælp fra en biolog. Undersøgelsen af dyr i søen blev også udeladt, da det hurtigt blev
konstateret, at søen ikke indeholdt fisk, og da analyse af krebsdyr o. lign. ville kræve mere tid.
Analysen af total kvælstof blev skubbet til efter hjemvendelsen til DTU, da der ikke var noget
Kjeldahl-apparat i Sisimiut, og da prøverne let kunne konserveres og fragtes med tilbage.
4.3 Prøvetagning og opbevaring af prøver
4.3.1 Sediment
Til at tage prøver af sedimentbunden af søen blev anvendt en kajakbundhenter af ca. 0,5 m dybde,
som blev presset så langt som muligt ned i søbunden ud fra en gummibåd. Når instrumentet blev
hevet op igen, lukkede en gummiplade tæt om åbningen på røret og lavede et indvendigt vakuum,
så sedimentprøven ikke løb ud igen. Derefter blev røret lukket med Parafilm i begge sider og
opbevaret i lodret stilling. Der blev taget i alt ni prøver på forskellige lokaliteter i søen, som kan ses
på Figur 12 med tilhørende vanddybde. Boring 3 kunne ikke gennemføres, så der er i alt data fra
otte prøver.
23
Taseralik
2
3
4
1
A
C
5
9
6
8
7
B
Figur 12 - Placering af sedimentprøver (gul firkant) og vandprøver (hvid cirkel). Billede fra
www.maps.google.com.
Prøverne blev frosset ned i plexiglasrørene i ca. et døgn og blev derefter holdt under varmt vand og
løsnet fra plexiglasset. Billeder af alle prøverne kan findes i bilag 9.3.
Figur 13 - Borekerne 8 inden opsavning
De frosne sedimentkerner blev savet over i passende dele afhængigt af lagdelingen (3-4 lag pr.
kerne), så der kunne gemmes prøver af hvert af lagene i kernen, mens overgangslagene blev
kasseret. Illustrationer af udskæringerne findes i bilag 9.3. Det resulterede i 27 prøver i alt, som blev
opbevaret i lynlåsposer i mørke.
24
4.3.2 Vand
Vandprøver blev taget på tre forskellige lokaliteter ved søens bred i vandoverfladens øverste 20 cm.
Prøverne blev taget i 1 L plastikbeholdere indpakket i aluminiumsfolie og blev umiddelbart efter
nedsat i en køletaske til opbevaring. Lokaliteter for vandprøver ses på Figur 12.
Vandprøver til analyse på DTU blev opbevaret i 100 mL plastikflasker, hvor hver prøve blev
opbevaret i en ufiltreret og en filtreret form. De filtrerede prøver blev filtreret gennem en sprøjte
med 0,45 μm porestørrelse og alle prøverne blev konserveret med 1 mL 4M svovlsyre og opbevaret i
køleskab.
4.4 Sigtdybde
Til måling af sigtdybden blev anvendt en Secchimåler, som blev
nedsænket i søvandet på hver af de lokaliteter, hvor der blev taget
kerneprøver. Da søbunden kunne ses ved alle lokaliteter, fungerede
Secchimåleren i stedet som dybdemåler.
4.5 Karbonatmåling/ hårdhed
4.5.1 Sediment
Volumetrisk måling af karbonat i sedimentet blev udført ved hjælp af
et Scheiblerapparat. Hver sedimentprøve blev tørret og knust, og ca.
0,5-1,5 gr prøve blev afvejet i 5 mL bægerglas. For at opnå større
præcision blev alle prøver målt i dubletter. Bægerglasset blev derefter
forsigtigt sat ned i reaktionsflasken med 20 mL 10 % saltsyre, som blev Figur 14 -Måling af sigtdybde
lukket tæt. Ved en forsigtig omrystning af reaktionsflasken blev indholdet blandet og karbonatet
reagerede med syre og dannede kuldioxid, som blev aflæst på målerøret. Karbonatkoncentration
kunne aflæses på standardkurven ud fra det dannede kuldioxid.
Til fremstilling af standardkurve blev der afvejet fra 0,05 til 0,3 gr kalciumkarbonat, som blev
behandlet efter samme fremgangsmåde som prøverne. Nærmere vejledning til volumetrisk måling
af karbonat findes i bilag 9.1.1.
Forsøget blev gentaget med ca. 2,5 gr afvejet prøve for at bekræfte resultatet, da de målte
karbonatkoncentrationer faldt uden for standardrækken.
4.5.2 Vand
Karbonatindholdet i vandet eller vandets hårdhed blev målt med Aquadur Sensitive Test Strips,
som dyppes i prøven og tørres i et minut. Derefter aflæses farveændringen på strippen, som afkodes
i henhold til nøglen på pakken.
4.6 Organisk indhold
Det organiske indhold i sedimentprøverne blev udregnet gennem vægten af tørret og glødet prøve.
Først blev 10 digler lagt i syrebad i en time og skyllet med destilleret vand, hvorefter de blev tørret
og glødet tomme og håndteret med tang. I de rene, afvejede digler, blev en mængde prøve afvejet.
Så blev prøverne tørret i en ovn ved 105 °C i ca. 20 timer, hvorefter vægten blev noteret igen.
25
Derefter blev prøverne glødet ved 550 °C i 2½ time og vægten blev skrevet ned. Derefter fulgte
udregninger, som viser sedimentprøvernes tørstofprocent og procentdel af organisk stof.
4.7 pH-måling
4.7.1 Sediment
pH i sedimentet blev målt på pH-meter. Prøverne blev forberedt ved at afmåle 5 g tørret jord i 20
mL plastikvials. Så blev der tilsat 12,5 mL 1M KCl-opløsning, og vialsene blev sat på rystebord i en
time. Derefter blev prøverne sat til bundfældning i 5-10 min, hvorefter pH blev målt i vandfasen
med det kalibrerede pH-meter. Elektroden blev skyllet mellem hver måling med destilleret vand.
For nærmere vejledning, se bilag 9.1.5.
4.8 Fosformåling
4.8.1 Sediment
Det totale fosforindhold i sedimentet blev bestemt spektrofotometrisk. Efter at det organiske
indhold var bestemt ved tørring og glødning, blev der afvejet 0,2- 0,5 gr gløderest i
Erlenmeyerkolber i tripletter for de første 20 prøver og i dubletter for de sidste 7 (på grund af
tidsmangel). Kolberne blev tilsat 40 mL destilleret vand, 10 mL 6 M saltsyre og nogle pimpsten, og
der blev lagt urglas over. Prøverne blev nu kogt en time i stinkskab. De opløste prøver ændrede
farve fra teglrød til gullig.
Prøverne blev efterfyldt med destilleret vand og
filtreret igennem et 45 μL filter med vakuumpumpe.
Den filtrerede væske blev fortyndet op til 100 mL, og
siden blev 5 mL fortyndet væske fortyndet endnu 10
gange til 50 mL, dvs. en total fortynding af filtreret
væske på 1000 %.
Hver af fortyndingerne blev tilsat 1 mL præ-tilberedt
reagens A, blev rystet grundigt og så tilsat 0,25 mL
Figur 15 - Standardrække til spektrofotometrisk
reagens B, hvorefter de fik 5 min hvile. Den klare
måling af fosfor
væske ændrede farve til klar violet i løbet af
reagenstiden (se Figur 15). Derefter blev absorbansen målt på en CE 2041 spektrofotometer ved 880
nm i kuvetter af 1 cm dybde med destilleret vand som reference. Den totale fosforkoncentration
kunne beregnes på standardkurven ud fra absorbansen.
Standardkurven blev fremstilet ud fra kendte koncentrationer fra 0-1 ppm, hvis absorbans blev målt
på spektrofotometeret. Nærmere vejledning til spektrofotometrisk bestemmelse af total
fosforkoncentration findes i bilag 9.1.2.
4.8.2 Vand
Fosfat i vandet blev testet med et felttestkit, som svarer til EPA 365.2+3. Til en af pakkens
reagensglas blev der tilsat 0,2 mL prøve, 5 dråber reagens PO4-1K og 1 dosis reagent PO4-2K.
Glasset hvilede i 5 min, hvorefter væsken blev klar violet, og absorbansen blev målt på
26
spektrofotometeret. Samme standardrække som ved fosformålingen på sediment blev brugt til at
udregne fosfatkoncentrationen. Se nærmere vejledning til Phosphate Cell Test i bilag 0.
Senere blev det totale fosfor af de hjembragte filtrerede og ufiltrerede prøver bestemt på ICP. Se
vejledning i bilag 9.1.4.
4.9 Kvælstofmåling
4.9.1 Sediment
Sedimentets totale kvælstofindhold blev analyseret ved Kjeldahlmetoden. Sedimentet blev grundigt
knust i morter, og der blev afvejet ca. 1 g til et destruktionsglas. Hertil blev tilsat 10 ml koncentreret
svovlsyre og 2 Kjeltabs. 8 glas kunne destrueres ad gangen på en Foss Tecator, hvor de blev
opvarmet til 420 °C og kogt i ca. 30 min, til prøverne skiftede farve til klar grøn, hvorefter de blev
kogt 30 min. til. Udsugningen virkede ved vandhane-vakuum og blev tændt, da der begyndte at
dannes røg i glassene.
Destillationen blev udført på en Kjeltec 2200, som automatisk tilsatte alkalivæske og kogte
prøverne, mens kondensen blev opsamlet og dryppede ned i en konisk kolbe. Prøverne ændrede
farve undervejs til forskellige nuancer af blå, grøn eller brun.
Til sidst blev kondensatet titreret på en automatisk pH-titrator, der tilsatte 0,025 M svovlsyre, til
pH ramte 4,7. Mængden af titreret syre blev brugt til at udregne det totale kvælstofindhold
(vejledning findes i 9.1.2).
4.9.2 Vand
Kvælstofindholdet i vandet blev bestemt med samme metode som sedimentet, dvs.
Kjeldahlmetoden. I stedet for knust sediment blev der i stedet tilsat 10 ml homogeniseret vand i
destruktionsglassene sammen med de 10 ml koncentreret svovlsyre og de to Kjeltabs. Se vejledning
i bilag 9.1.6.
4.10 Klorofyl-α-måling
For at måle klorofyl-α koncentrationen i søvandet blev vandet filtreret gennem et glasfilter med en
pumpe, der var tilsat en tændt vandhane. Pumpen sugede ca. 1 dL på 20 sek gennem DIAMETER, så
undertrykket ikke overskred 30 kPa. Der blev filtreret 130-250 mL ad gangen, med dubletter af hver
prøve. Filteret blev foldet sammen og lagt i et 10 mL centrifugeglas, tilsat 10 mL 99 % ethanol til
ekstraktion. Prøven blev lukket tæt og sat ved stuetemperatur og i mørke i ca. 12 timer.
Efter omrystning blev prøverne centrifugeret i 10 min ved 6000 RPM. Ekstraktet blev hældt på
kuvette af 1 cm dybde og målt på spektrofotometeret med ethanol som reference. Absorbansen blev
målt både ved 665 og 750 nm, hvor deres difference udgør den korrigerede absorbans ved 665 nm.
Denne blev brugt med en absorptionskoefficient til at udregne vandprøvens klorofyl-αkoncentration. Da det disponible ethanol havde en højere koncentration end den i vejledningen,
blev absorptionskoefficienten korrigeret ved simpel forholdsberegning. For nærmere beskrivelse af
forsøgene og udregningerne, se bilag 9.1.8.
27
4.11 Statistisk analyse
For at analysere gyldigheden og signifikansniveauet af sammenhænge mellem
sedimentresultaterne er der blevet udført t-tester med satistikprogrammet R. Sammenhængen af
fosforindholdet med dybde og pH blev undersøgt, samt kvælstofindholdets sammenhæng med
dybde og organisk materiale. Statistiske outputs kan findes i bilag 9.8.
4.12 Multikriterievurdering
Multikriterievurderingen er blevet lavet ud fra Søren Gabriels præsentation (Gabriel 2010). Den
opdeler processen i fem punkter:

Trin 1: Identifikation af mål

Trin 2: Stedsanalyse

Trin 3: Konkretisering af mål

Trin 4: Opstilling af løsninger

Trin 5: Vurdering og sammenligning
I løbet af denne rapport er hvert punkt identificeret og analyseret. Identifikationen af målet er
kortlagt i introduktionen, 2, stedsanalysen er udført i ’Klima og opland’, 3.3, mens konkretiseringen
af mål ikke er fastlagt nærmere end i trin 1. Opstillingen af løsninger kan findes i ’Restaurering’, 3.4,
mens trin 5 udføres i diskussionen 6.4.
5
Resultater
Samlede datasæt for hver delprøve kan findes i bilag 9.3.
5.1 Søens dybde
Tabel 4 viser dybderne af søen ved hver af de foretagne boringer. I gennemsnit estimeres søens
dybde til 75 cm.
Tabel 4 - dybde af søen
Prøvested
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Dybde [cm]
120
40
65 (ingen prøve)
75
45
50
52
90
90
28
Disse dybder kan være mål for, hvor dybt der er ned til grundfjeldet, men kan også vise hvor
permafrosten begynder.
5.2 Vandet
De samlede resultater for hver vandprøve findes i Tabel 5.
Tabel 5 - Samlede resultater for vandprøver
Prøve Hårdhed
[°dH]
A
0-5
Fosfor, test-kit
[mg P/L]
0,036
Fosfor, ICP – ufilt.
[mg P/L]
0,053
Fosfor, ICP – filt.
[mg P/L]
0,046
Kvælstof
[mg N/L]
0
B
0-5
0,045
0,278
0,181
0
C
0-5
0,037
0,030
0,030
0
Klorofyl-a
[µg/L]
3,61
3,15
6,46
5,92
1,29
7,20
5.2.1 Hårdhed
Søens vand gav et meget svagt udslag på teststrippen (se Figur 16), hvor
to forskellige målinger faldt inden for kategorien 0-5 °dH, som svarer
til 0-89 ppm CaCO3 (= 0-89 mg/l) (Macherey-Nagel GmbH & Co. KG
2009) eller meget blødt vand (Macherey-Nagel GmbH & Co. KG n.d.).
5.2.2 Total fosforindhold
Der ses er stor variation mellem tallene for vandets fosforindhold ved
alle målinger, hvor prøve A og C har samme fosforindhold, mens prøve
B’s er væsentligt højere.
Målingen med testkittet viser, at fosforindholdet er ens i prøve A og C,
mens det i prøve B er over 10 % højere. Resultaterne for både filtrerede
og ufiltrerede prøver fra ICP’en viser også en stor forskel i
fosforindhold mellem prøve A og C og prøve B. I disse tilfælde er
forskellen dog tydeligere, da prøve B indeholder langt mere fosfor end
prøve A og C.
Figur 16 - Aquadur Sensitive
Teststrips med afkodning på
beholderen
Et gennemsnit af målingerne fra ICP’en af det ufiltrerede vand blev anvendt til udregninger af
stofbalancen, da de er mere præcise, og da de ufiltrerede prøver afspejler virkeligheden bedre.
Gennemsnittet er 0,12 mg P/L.
Der er en gennemgående forskel på værdierne i det filtrerede og det ufiltrerede vand. I gennemsnit
er fosforkoncentrationen faldet med 0,035 mg P/l ved filtreringen. For udregninger se bilag 9.2.5.
5.2.3 Total kvælstof
Alle målingerne for total kvælstof i vandet gav et negativt resultat, dvs. et lavere kvælstofindhold
end blindprøverne. Der var ikke nogen bemærkelsesværdig forskel mellem de filtrerede og de
ufiltrerede vandprøver. Tallene kan findes i bilag 9.2.6.
29
5.2.4 Klorofyl-α
Klorofyl-α-indholdet i vandet blev målt for to delprøver af hver vandprøve. Igen er der forskel
mellem resultaterne for prøve A og C og prøve B, hvor prøve B har næsten dobbelt så høj en
klorofyl-α-koncentration som de to andre prøver. Delprøverne for prøve A og B viser
sammenlignelige resultater, mens prøve C’s delprøver er meget forskellige. Måledata og
udregninger kan ses i 9.2.1.
5.3 Sedimentet
De samlede resultater for hver sedimentkerne findes i følgende tabeller.
Sedimentkerne 1
Delprøve Dybde
[cm]
1A
2,5
1B
15,5
1C
27
1D
29,5
Fosfor
[mg P/kg TS]
1110
771
528
643
Sedimentkerne 2 Delprøve Dybde Fosfor
[cm]
[mg P/kg TS]
2A
2B
2C
2
13
32,5
1088
755
796
3
13,5
33,5
38,5
605
732
616
1046
[cm]
[mg P/kg TS]
5A
5B
5C
4,5
17
29
1052
801
775
6A
6B
2,5
18,5
1009
822
Kvælstof
[mg N/kg TS]
9.636
14.461
21.704
17.691
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,57 24,8
5,49 16,2
5,31 8,2
12.793
7.552
3.205
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
0,00
0,00
0,00
0,00
9,1
16,7
30,0
3,2
5,89
5,78
5,52
4,59
Karbonat pH
[%]
5.589
4.040
8.741
1.596
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
6,16 21,8
5,80 5,0
7,38 1,6
Karbonat pH
[%]
0,00
1,92
30
Organisk
[%]
29,9
5,61 15,7
43,3
44,1
Karbonat pH
[%]
0,00
0,00
0,00
[cm]
[mg P/kg TS]
pH
Karbonat pH
[%]
0,00
0,00
0,00
[cm]
[mg P/kg TS]
4A
4B
4C
4D
Karbonat
[%]
0,00
0,00
0,00
0,00
9.308
1.957
1.034
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
6,06 24,8
6,55 20,6
8.704
5.104
6C
34
449
0,00
[cm]
[mg P/kg TS]
7A
7B
7C
4
23
33,5
874
692
679
8A
8B
8C
3,5
17
34,5
1001
588
885
3
15,5
28
37,5
501
561
452
16
979
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,57 17,3
5,72 9,3
6
11,3
Karbonat pH
[%]
0,00
0,00
0,00
[cm]
[mg P/kg TS]
9A
9B
9C
9D
Karbonat pH
[%]
0,01
0,00
0,01
[cm]
[mg P/kg TS]
8,13 1,5
4.278
2.807
3.022
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,86 33,2
5,86 40,3
5,28 1,7
9.169
7.330
514
Karbonat pH
[%]
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
0,00
0,00
0,00
0,00
35,1
42,1
38,8
98,4
5,67
5,47
5,74
6,72
8.489
15.206
9.977
453
5.3.1 Karbonat
Analysen for karbonat gav et ret entydigt resultat. De fleste prøver gav slet intet udslag, og de få
prøver, der indeholdt en smule, falder uden for standardrækken (som kan findes i bilag 9.2.3).
Derved kan det sluttes, at der ikke er karbonat eller kalk af betydning i søens sediment.
5.3.2 Organisk stof
Det organiske indhold i sedimentprøverne varierer meget fra prøve til prøve, men det vægtede
gennemsnit ligger på 10 % af tørvægten og tørstofindholdet er 0,25 gTS/gprøve. Alle resultater kan
findes i bilag 9.2.2.
5.3.3 pH
pH i sedimentet falder mellem 4,6 og 8,1 og er vist i Figur 17. Det kan ses, at pH er højere i kerne
4,5,6 og 7 som er de kerner, som er taget i den østlige halvdel af søen.
31
8,5
8
7,5
7
pH
6,5
6
5,5
5
4,5
4
0
1
2
3
4
5
6
Sedimentkerne
7
8
9
Figur 17 – pH i hver af sedimentkernerne
Målinger kan ses i bilag 9.2.4, og resultater koblet med fosforresultater kan ses i 5.3.4.
5.3.4 Fosfor i sediment
Resultaterne for total fosforindhold i sedimentet kan findes for hver enkel delprøve i 9.3. For at
kunne sammenligne sedimentkernerne er de plottet i Figur 18.
fosforindhold [mg P/kg TS]
1200
1000
800
600
400
200
0
0
1
2
3
4
5
6
Sedimentkerne
7
8
9
Figur 18 - Fosforindhold i hver af sedimentkerne
De 8 kerner ligger nogenlunde inden for samme interval med undtagelse af kerne 9, som har
markant lavere fosforindhold end de andre prøver.
Mængden af fosfor i sedimentet sammenlignes med dybden af sedimentprøven i Figur 19.
Fosforindholdet varierer mellem 449 og 1110 mg P/kg TS og har et vægtet gennemsnit på 428 mg
P/kg TS i de øverste 40 cm (se udregninger i 9.2.7).
32
0
200
400
600
800
1000
1200
0
5
dybde [cm]
10
15
20
25
30
35
40
45
Figur 19 - Fosforindhold i sedimentet i forhold til dybden
Data for sammenhængen mellem fosforindhold og dybde af prøven er blevet behandlet statistisk i
R. De viser, at der ikke er nogen signifikant sammenhæng mellem fosforindhold og dybde, da pværdien for modellen ligger på 0,17 (se statistisk output i 9.8).
Ifølge teorien burde der være en kobling mellem fosforindhold og pH i sedimentet. Figur 20 viser
fosforindholdet i forhold til pH. Der observeres en lille stigning i fosforindhold ved fald i pH.
9
8
7
pH
6
5
4
3
2
1
0
0
200
400
600
800
1000
1200
Figur 20 - Fosforindhold i sedimentet i forhold til pH
Der ses en meget signifikant sammenhæng mellem fosforindholdet og pH i sedimentet ved en pværdi på 0,006 (se statistisk output i 9.8).
33
5.3.5 Kvælstof
Resultaterne for total fosforindhold i sedimentet kan findes for hver enkelt delprøve i 9.3. Hver
sedimentkernes kvælstofindhold er plottet på Figur 21 dem henblik på sammenligning.
kvælstofindhold [mg N/kg TS]
25000
20000
15000
10000
5000
0
0
1
2
3
4
5
6
Sedimentkerne
7
8
9
Figur 21 - Kvælstofindhold i hver af sedimentkernerne
Det er bemærkelsesværdigt, at værdierne for sedimentkerne 4, 5, 6, 7 og 8 er væsentligt lavere end
de tre andre. De kerner, der har lave værdier, er dem, der er taget fra den østlige side af søen.
Sedimentets indhold af kvælstof plottes i forhold til dybden i Figur 22. Den kan ses, at der er en
tendens til, at kvælstofindholdet falder med dybden af prøvetagningen. Værdierne varierer mellem
453 mg N/kg TS og 21.705 mg N/kg TS og har et vægtet gennemsnit på 4.410 mg N/kg TS (se
udregninger i 9.2.8).
0
kvælstofindhold [mg N/ kg TS]
5000
10000
15000
20000
25000
0
5
dybde [cm]
10
15
20
25
30
35
40
45
Figur 22 - Kvælstofindhold i sedimentet i forhold til dybden
En statistisk behandling af data viser, at der ikke er nogen signifikant sammenhæng mellem
kvælstofindholdet og dybden, da p-værdien er på 0,7 (se statistisk output i 9.8).
34
Sammenhængen mellem kvælstof og organisk stof i sedimentet er også undersøgt. Data er vist i
Figur 23.
60,00
organisk indhold [%]
50,00
40,00
30,00
20,00
10,00
0,00
0
5000
10000
15000
20000
25000
kvælstofindhold [mg N/ kg TS]
Figur 23 - Kvælstofindhold i sedimentet i forhold til organisk indhold
Den statistiske analyse viser, at der er en meget signifikant sammenhæng mellem
kvælstofindholdet og det organiske materiale ved en p-værdi på 0,0001 (se statistisk output i 9.8).
5.4 Vand- og stofbalancer
5.4.1 Vandbalance
I Spejdersøens specifikke tilfælde kan der ses bort fra søens nedsivning (Vnedsivning), da
undergrunden hovedsageligt er grundfjeld og derfor ikke er gennemtrængelig (Hag, Scherving,
Sørensen, & Ingeman-Nielsen, 1988). Evapotranspirationen (Vevapotranspiration) er anslået til 150 mm/år
(Hasholdt and Søgaard 1978).
For at udregne søens hydrauliske opholdstid udregnes først Qind,sø3 og Qind,by for at finde Qud,sø2.
Nedbøren blev sat til 383 mm/år (DMI b) og arealet af Sø3s opland til 0,8 km2 (Hag, et al. 1988), og
mængden af udpumpet vand fra Nukissiorfiit til sø3 blev sat til 190.443 m3/år ud fra et
årsgennemsnit baseret på driftsdata fra vandværket (se bilag 9.5). Antallet af beboere i det
forurenende område blev estimeret til 81, ud fra at 30 huse leder spildevand ned i søen, og at hver
husstand gennemsnitligt indeholder 2,7 personer (Grønlands statistik 2010). Mængden af
spildevand pr. person er estimeret til at være den samme som vandforbruget pr. person. Det er
udregnet med tal fra Grønlands statistik, som oplyste et samlet vandforbrug fra husholdninger i
Sisimiut i 2009 på 276.604 m3 (Baunbæk 2011) og et indbyggertal på 5.553 (Grønlands statistik).
Arealet af oplandet til Spejdersøen blev opmålt til 0,54km2 på MapInfo (se Figur 24). Til sidst blev
arealet af søen opmålt til 65.660 m2, og gennemsnitsdybden blev udregnet til 0,75 m. Derved kunne
den hydrauliske opholdstid udregnes. Resultater og fundne værdier findes i Tabel 6, og alle
udregninger kan findes i 9.4.1.
35
Tabel 6 - Resultater for vandbalancens parametre. Værdier med understregning er fundet i litteratur, resten er
udregnede.
Parameter
Vnedbør
Vevapotranspiration
Aopland,sø2
Aopland,sø3
Vsø2
Qvandforbrug,pers
Qfra Nukissiorfiit
Qind,spildevand
Qud,3
Qud,2
HRTsø2
Udregnet / fundet
værdi
0,383
0,15
540.900
800.000
49.245
49,8
190.443
4.034,7
3,77 * 105
5,07*105
35,46
Enhed
m/år
m/år
m2
m2
m3
m3/(år*pers)
m3/år
m3/år
m3/år
m3/år
dage
Figur 24 - Opland af sø2 fra MapInfo
5.4.2 Stofbalance for fosfor
Da vandet fra sø3 løber ind og ud i den samme ende af søen, er det antaget, at 1/20 af vandet fra sø3
opblandes i sø2. Resten flyder kun perifert ind i sø2, og derfor udgår det fra stofbalancen. Flowet,
Qud,sø2, udregnes derfor til 1,49*105 m3/år. Fosforkoncentrationen i det vand, der løber ind fra sø3,
antages at have samme værdi som rene grønlandske søer; 0,011 mg P/l (1,1*10-5 kg P/m3). Det er
antaget, at søen er i steady-state, dvs. at søvandet hverken bliver mere eller mindre forurenet. Det
gør, at forskellen på fosforet i ind- og udløb givetvis må oplagres i sedimentet.
36
Stofbalancen kan nu opstilles, og resultaterne ses i Tabel 7.
Tabel 7 - Resultater for stofbalancens parametre. Værdier med understregning er fundet i litteratur, resten er
udregnede.
Parameter
Cspildevand
Qvandforbrug,pers
Csø
Qud,sø2
Mud
Udregnet/fundet værdi
3,3*10-3
49,8
0,12
1,49*105
17,92
Enhed
kg P/m3
m3/(år*pers)
kg P/m3
m3/år
kg P/år
Ved udregningen af, hvor meget fosfor der findes i fosforpuljen, antages det, at det forurenede
sedimentlag er 0,75 m dybt og har samme gennemsnitlige koncentration. Som sedimentets
massefylde bruges en værdi af 1,5 kg/l (Berthelsen og Fenger 2005). Derved udregnes puljen til at
indeholde 7.975 kg P. Ud fra fosforkoncentrationen i rent søvand udregnes det, at rent sedimentet
indeholder 729 kg P. Udregninger findes i 9.4.3.
Til metode 1 blev der brugt en værdi på 3,3*103 kg P/m3 fra Ilulissat (Miljøstyrelsen 2006), da der
ikke fandtes nogen fra Sisimiut. De to byer vurderes at have samme spildevandssammensætning,
og der kunne ikke findes andre værdier til at vurdere gyldigheden af den brugte værdi. Denne
metode giver en fosforudledning på 0,16 kg/(år*pers).
Til metode 2 blev der fundet flere forskellige personækvivalenter for udledningen af fosfor pr.
person på 0,7 (Andersson 1992), 0,803 (Karlgren et al. 1967) og 1,13 (Lindstrom 2000) P/(år*pers).
For at vurdere hvilket tal der er mest brugbart, udregnes hvert indløb og den årlige oplagring i
Tabel 8, mens udviklingen af fosforpuljen i sedimentet over 10 år vises på Figur 25.
Tabel 8 - Udregnet indløb og oplagring i sedimentet for forskellige fundne udløbsværdier
Metode 1
Metode 2
Værdi
0,16 kg P/(år*pers)
0,7 kg P/(år*pers) 0,803 kg P/(år*pers) 1,13 kg P/(år*pers)
Mind
14,91 kg P/år
58,29 kg P/år
66,64 kg P/år
93,25 kg P/år
Moplagring
-3,01 kg P/år
40,37 kg P/år
48,71 kg P/år
75,32 kg P/år
Stigning over 10 år
-0,14%
1,86%
2,24%
3,46%
37
8800
fosfor I sedimentet [kg]
8700
8600
8500
metode1
8400
0,7
8300
0,803
8200
1,13
8100
8000
7900
0
2
4
år
6
8
10
Figur 25 - Udvikling af fosforpuljen i sedimentet udregnet med forskellige indløbsværdier
Det ses af graferne, at fosforpuljen ville stige ved alle indløbsværdier. Der er tydelige forskelle på
resultaterne fra den højeste og den laveste værdi (0,16 kg P/(år*pers)), hvor fosforindholdet falder
0,14 % over 10 år ved den laveste indløbsværdi og stiger 3,46 % ved den højeste (1,13 kg P/(år*pers)).
Når den laveste indløbsværdi bruges, er forureningen faldende, og denne værdi er derfor ikke
realistisk. For at vurdere hvilken af de andre indløbsværdier der gør modellen for forureningen
mest realistisk, er det for hver værdi udregnet, hvor lang tid siden det er, at sedimentet havde et
naturligt fosforindhold. Det antages, at oplagringen af fosfor i sedimentet har været konstant. Ved
en udledning på 0,7 kg P/(år*pers) beregnes det, at forureningen skulle være begyndt for 179 år
siden, mens forureningen ved højeste værdi skulle være begyndt for 96 år siden (se udregninger i
9.4.3).
Forureningen vurderes at være startet i 1950’erne, for 60 år siden, ved den øgede bebyggelse i
Sisimiut. Den indløbsværdi, der kommet tættest på denne tidshorisont, er den højeste værdi; 1,13 kg
P/(år*pers). Selv om denne værdi viser, at forureningen startede for over 96 år siden, er det et
bedre estimat end det, de lavere indløbsværdier giver. Derfor vil følgende udregninger bruge
indløbet på 1,13 kg P/(år*pers).
Reduktionen af fosfat i det grå spildevand kan findes ud fra målinger af fosforindhold i gråt vand
med hhv. vaskepulver med og uden fosfat (Lindstrom 2000).
Fosforreduktion = 1 – (0,5 g P/(pers*dag) / 3,1 g P/(pers*dag)) * 100 = 83,9 %,
hvilket betyder, at der vil være 16 % fosfor i spildevandet med vaskemiddel uden fosfat i forhold til
vaskemiddel med fosfat. Hvis udledningen af fosfor i spildevandet reduceres, vil der ske en
frigivelse på 1,67 kg P/(år*pers), hvilket vil resultere i et fald af fosfor i sedimentet på 8 % over 10 år
(se udreging i 9.4.4).
38
Samme udregninger blev nu gentaget for to andre scenarier, hvor vandet fra sø3 var taget helt ud af
ligningen (situation 2), og hvor alt indløbet fra sø3 blev antaget fuldt opblandet med søen
(situation 3). Grunden til, at situation 2 og 3 er relevante, er, at hvis Nukissiorfiit gennemfører
planerne om at lede vandet fra sø3 uden om sø2, ville situation 2 gælde. Situation 3 er beregnet for
at vurdere, om en løsning på forureningsproblemet kunne være at opblande vandet fra sø3
fuldstændigt. Tabel 9 viser oplagringen af fosfor i sedimentet ved nuværende fosforindløb og ved
brug af vaskepulver uden fosfatindhold, samt det antal år, der ville gå, før søen blev ren igen
(udregninger findes i 9.4.4). For at kunne sammenligne scenarierne er situation 1, 2 og 3 sat i
samme skema.
Tabel 9 - oplagring af fosfor i sediment med eller uden fosfatholdigt vaskepulver og hvor lang tid der ville går
før sedimentet blev ren
situation 1
situation 2
situation 3
75,32 kg P/år 77,59 kg P/år
32,23 kg P/år
-1,67 kg P/år
-0,74 kg P/år -46,09 kg P/år
MOplagring
MOplagring, uden fosfat
År før lager er tømt
4352
9847
157
Det er tydeligt, at en opblanding af alt vandet fra sø3 vil give en stor reduktion af fosforindhold i
sedimentet. En fuldstændig afskæring af vandets indløb til sø2 vil hæve oplagringen af fosfor en
smule.
5.5 Sensitivitetsanalyse
For at vurdere hvilke parametre i udregningerne, der har størst betydning, blev der gennemført en
sensitivitetsanalyse. Hver af parametrene blev hævet 10 % for at se, hvilken indflydelse det ville få
på det endelige resultat: fosforoplagringen i sedimentet. De parametre, der er relevante for
oplagringen, er fosforudledningen gennem spildevandet, opblandingen af vandet fra sø3 og
koncentrationen af fosfor i søvandet, og parametrene er ikke koblede. Resultatet blev som vist i
Diagram 1.
Sensitivitetsanalyse, 10 % regulering
14%
12%
10%
8%
6%
4%
2%
0%
-2%
fosforudledning
opblanding af sø3
konc. i søvand
-4%
Diagram 1 - Sensitivitetsanalyse, som beskriver ændringen i oplagringen af fosfor i sedimentet ved en forøgelse
på 10 % af hver parameter
39
Analysen viser, at udledningen af fosfor til søen har den største betydning for, hvor meget der
oplagres i sedimentet, da oplagringen stiger 12 % til 84,49 kg P/år ved en stigning af udledningen på
10 %. Det viser, at estimatet for fosforudledningen per person er meget betydende for
bestemmelsen af oplagringen, men ikke vil ændre størrelsen af forureningen drastisk.
Koncentrationen i søvandet har også en betydning og giver et fald i oplagring på 2 % til 73,53 kg
P/år ved en stigning af koncentrationen på 10 %. Det er ikke en ret stor forskel og antyder, at denne
parameter ikke er ret følsom i modellen.
Opblandingsfraktionen af vandet fra sø3 viser heller ikke nogle store udsving, og en ændring på 10
% i denne værdi bevirker en forskel i oplagring, der er nær 0.
For at finde den nedre og den øvre grænse for, hvor høj oplagringen af fosfor i sedimentet er, laves
endnu en sensitivitetstest. For at estimere det scenarie, hvor den mindst mulige oplagring sker,
bruges det laveste tal for fosforudledningen (0,16 kg P/(år*pers)), den højest estimerede opblanding
af vandet fra sø3 (50 %) og den højest fundne fosforkoncentration i søvandet (0,00036 kg/m3 (Hag
et al. 1998)).
I det værst tænkelig scenarie, hvor den største oplagring sker, findes den højest mulige
fosforbelastning ud fra, hvor meget fosfor det rene sediment er blevet tilført i løbet af de sidste 60
år. Det giver en oplagring på 121 kg P/år (se udregninger i 9.4.5). Udover det bruges til
sensitivitetsanalysen en opblanding på 5 % af vandet fra sø3 og en fosforkoncentration i søen på det
dobbelte af det naturlige fosforindhold i grønlandsk søvand (0,000022 kg/m3).
De to grænseværdier findes i Diagram 2 i sammenligning med den estimerede værdi, som
rapporten er baseret på, og som er fundet i 5.4.2.
Sensitivitetsanalyse, grænseværdier
200%
150%
100%
50%
0%
estimeret værdi
laveste grænse
øverste grænse
-50%
-100%
-150%
Diagram 2 - Sensitivitetsanalyse, som viser den laveste og den øverste grænse for oplagringen af fosfor i
sedimentet
40
Den laveste grænse for fluxen af fosfor til og fra sedimentet er en frigivelse på 99,75 kg/år, mens
den højeste grænse er en optagelse på 121,77 kg/år. Det svarer til henholdsvis -132 % og 160 % af den
flux, som er estimeret tidligere i rapporten.
6
Diskussion
6.1 Vandet
Den gennemsnitlige fosforkoncentration i søen ligger på 0,120 mg P/l, mere end 10 gange så højt
som i gennemsnitlige grønlandske søer (0,011 mg P/l (Jeppesen et al. 2003)). Det tyder på en
betydelig forurening fra gråt spildevand.
Vandprøverne gav dog meget forskellige udslag og kan derfor give nogle interessante
observationer. Fosforkoncentrationen er langt højere i prøve B ved indløbet i den østlige side af
søen end ved prøve A og C længere mod vest. Dette viser først og fremmest, at vandet er dårligt
opblandet. Desuden var det forventet, at vandet i den
østlige side at har lavere næringsstofkoncentrationer, da
det opblandes med det rene vand fra sø3. Det forhøjede
indhold af fosfor i prøve B kan tyde på, at denne del af
søen er yderligere belastet af en anden forureningskilde.
Dog, viser tidligere undersøgelser af søvandet et andet
mønster. Der er i den vestlige side af søen målt en
fosfatkoncentration i vandet på 0,36 mg/l og i den østlige
0,08 mg/l (Hag et al. 1988). Da disse målinger viser
fosfatindholdet (dvs. det opløste fosfor) og denne rapports
målinger viser total fosfor (dvs. opløst fosfor + fosfor
bundet i partikler) er det logisk, at denne rapports tal er
lang højere.
Forskellen på totalfosforindholdet i det ufiltrerede og det
filtrerede vand tyder på, at ca. 0,035 mg P/l filtreres fra
med de suspenderede partikler. Det er næsten 1/3 af det
totale fosforindhold i det ufiltrerede vand, og da prøven er
taget om sommeren, skyldes det nok, at fosforen er bundet
i organisk materiale.
Totalkvælstofindholdet er nær 0. Det stemmer overens
med teorien om, at kvælstof hovedsageligt findes i sort
spildevand, som ikke bliver ledt ned i søen. Udover
spildevandet bliver der ikke tilført store mængder
næringsstof til søen - kun ekskrementer fra de lænkede
hunde på sydsiden og effekter af andefodring. Dog er den
store mængde alger i søen et tegn på, at der er næringsstoffer
nok, dvs. at algerne ikke er begrænset af kvælstof. Desuden
41
Figur 26 - Sammenhæng mellem totalfosfor,
zooplankton, rovfisk, zooplankton
phytoplasma, klorofyl a og sigtdybde (Jensen
et al. 1997)
siger teorien, at der oftest er overskud af kvælstof i forhold til fosfor i søer og vandløb.
Tidligere er koncentrationen af N-tot (summen af NO3- og NH4+) i søen målt til 0,55-0,79 mg/l
(Hag, et al. 1988). I rapporten fra 1988 konkluderes det, at der er en forhøjet koncentration i forhold
til de omkringliggende søer, og det forklares med spildevandsudslippet fra bebyggelsen og
hundepladsen. Forskellen på resultaterne kan indikere, at der har været en usikkerhed i et af
forsøgene. Da der forud for dette projekt har været problemer med apparaturet til
Kjeldahlundersøgelser, er det sandsynligt, at denne rapports kvælstofmålinger af vandet er
misvisende.
Vandet i Spejdersøen har en meget lav klorofyl-α-koncentration i forhold til søer i Danmark. I
Danmark vil en sø med et fosforindhold på 0,1-0,2 mg P/l have en klorofyl-α-koncentration på ca.
70 μg/l (jævnfør Figur 26), og Spejdersøen har kun 4,61 μg klorofyl-α/l. Det kan skyldes, at det
arktiske klima er meget koldt og har en kort lysperiode, så mængden af planteplankton bliver
begrænset. Desuden kan det meget lave kvælstofindhold i vandet være med til at begrænse deres
vækst. Dog er koncentrationen af klorofyl-α mere end 3 gange større end referencetallet for
grønlandske søer på 1,26 μg/l (0,2–5,4) (Jeppesen, et al. 2003).
Igen er koncentrationen af klorofyl-α meget højere i prøve B end i prøve A og C. Det skyldes
sandsynligvis det højere fosforindhold i vandet i søens østlige ende, som har givet ekstra næring til
planktonalgerne. Der blev i overensstemmelse med dette observeret en høj grad af algevækst i
vandoverfladen i denne del af søen.
Sigtdybden på over 120 cm i den dybe ende af søen ser ud til at passe med værdier i danske søer,
men den egentlige sigtdybde kan være meget større, da søen ikke er dybere end sigtdybden.
Desuden tyder den lave klorofyl-α-koncentration på, at sigtdybden er meget højere (måske op til 3
m jf. Figur 26).
Betragter man søens tilstand ud fra vandets karakter, virker den meget forurenet med fosfor, mens
kvælstofindholdet virker upåvirket. Sigtdybden kan ikke kommenteres yderligere, da der ikke
findes nogen data at sammenligne med.
6.2 Sedimentet
Indholdet af fosfor i sedimentet har ikke nogen signifikant relation til dybden af prøvetagningen.
Dette var ellers forventet, da en sådan sammenhæng kunne illustrere, hvordan koncentrationen af
fosfor i søvandet var steget over en tidsperiode. Det kan skyldes, at prøverne ikke har været dybe
nok. Det uforurenede sediment må findes dybere nede i sedimentet, da der er sket meget
sedimentering, siden forureningen begyndte. Søen er i 1951 blevet målt til gennemsnitligt at være
1,5 m dyb (Rauschenberger and Jensen 1996), mens den er 0,75 m dyb nu, i 2011. Det svarer til en
gennemsnitssedimentering på 1,25 cm pr. år. Sedimenteringen varierer meget over årstiderne. En
høj planktonvækst i foråret vil resultere i sedimentering af bundplanter i løbet af sommeren og
døde planktonalger og dyreplankton hen over sensommeren.
En sedimentering på 1,25 cm/år betyder, at de sedimentkerner, der er taget i 40 cm dybde, stammer
fra omkring 80’erne. Hvis udledningen af spildevand til søen allerede er startet i 50’erne, vil
42
sedimentet i 40 cm dybde altså være forurenet. For at kunne analysere forureningens omfang
bedre, bør prøverne tages dybere nede i søbunden.
Den tydelige sammenhæng mellem fosforindhold i sedimentet og dets pH passer godt med teorien.
Som beskrevet i 3.2.1 vil en stigende bakteriel aktivitet danne højere pH, hvilket formindsker
bindingen af fosfor til uorganiske partikler pga. stigende hydroxylkoncentration. Den højere pH i
de øverste sedimentlag kan indikere en større bakteriel vækst, som kan lede til frigivelse af fosfor
både pga. nedbrydning af organisk materiale og mindre binding af fosforet på de uorganiske
partikler. Det hænger også sammen med, at der er bedre iltforhold i de øverste sedimentlag.
Med hensyn til kvælstofindholdet og det organiske materiale er der en overbevisende
sammenhæng, hvilket er i overensstemmelse med teorien. Da kvælstof i høj grad binder sig til
organisk stof, hænger de to parametre sammen.
Med hensyn til kvælstofindholdet er der heller ingen signifikant sammenhæng med dybden. Det
tyder på samme tendens som beskrevet ovenfor, hvor dybere prøvetagninger kunne give et mere
sigende resultat.
6.3 Antagelser og valg af tal til udregninger
6.3.1 Vandbalance
For at forenkle vandbalancen blev der lavet en række antagelser. Antagelsen fra en tidligere rapport
(Hag et al. 1988) blev brugt: at der ingen underjordisk afstrømning er som følge af afvigelse mellem
grundvandsskel og topografisk vandskel. Evapotranspirationen på 150 mm/år er meget lav i forhold
til Danmark, hvor evapotranspirationen ligger mellem 530 og 585 mm/år (Scharling, 2001). Det
skyldes bl.a. et langt lavere plantedække og mindre vækst i Grønland samt lavere temperaturer.
Til udregning af indløbet fra sø3 er udpumpningen fra Nukissiorfiit blevet beregnet ud fra et
gennemsnit af den samlede udpumpning for perioden januar-oktober 2011. Data var ikke
tilgængelige for november og december. Der er stor forskel i udpumpningen til sø3 i løbet af året. I
vinter- og forårsmånederne er Royal Greenland-fabrikken lukket, og der produceres en stor
mængde vand, som ikke bliver brugt (jf. 3.3). Det resulterer i en gennemsnitlig udpumpning til sø3
på 45768 m3/måned. I sommer- og efterårshalvåret er fabrikken åben, hvilket medfører, at
vandværket gennemsnitligt pumper 14027 m3/måned vand ud af sø3. Derfor er flowet i Spejdersøen
langt højere i første halvdel af året end i en anden halvdel. Til udregningerne af vand- og
stofbalancerne er der brugt et gennemsnit af ind- og udpumpning i løbet af hele året. Der er derfor
ikke taget højde for variationerne.
Ved beregningen af vandforbruget pr. person er det antaget, at alt det vand, vandværket leverer,
bliver til gråt spildevand. Desuden antages det, at alle personer i Sisimiut bruger lige meget vand.
Tallene for vandforbrug og indbyggere i Sisimiut er fra to forskellige år (hhv. 2009 og 2011), da der
ikke kunne findes matchende data. En stigning i befolkningstal i løbet af de to år gør, at
vandforbruget pr. person kan være estimeret en smule for lavt. Det udregnede vandforbrug på ca.
50 m3/(dag*pers) svarer meget godt overens med data fra litteraturen på 55 m3/(dag*pers) i
Danmark i 1982 (Henze, et al. 2006).
43
Opmålingen af oplandet til sø3 er lavet på grundlag af MapInfo, og det kunne være nyttigt at
analysere oplandet nærmere. Da vandbalancen også bestemmes af indløbet fra sø3, hvis opland er
opmålt meget præcist, vil en præcis opmåling af sø2 kunne gøre det samlede resultat meget mere
præcist.
Den udregnede hydrauliske opholdstid blev udregnet til 35,46 dage (jf. 5.4.1). Det er en lang
opholdstid i forhold til søens størrelse, hvor andre søer i Danmark, der har over 10 gange større
volumen har opholdstider på nogle dage (fx Sminge Sø; volumen = 100.000 m3, HRT = 0,1 dag.
Søbygård Sø; volumen = 110.000m3, HRT = 9 dage) (Vandkvalitetsinstituttet ATV 1977). Det betyder,
at det fosfor, der ledes ned i søen, har længere tid til at blive optaget af algerne og til at binde sig i
uorganiske forbindelser. Ved en højere gennemstrømning vil opholdstiden blive lavere, og
forureningen vil hurtigere blive skyllet væk.
6.3.2 Stofbalance
Ved udregningen af fosforbalancen i sø2 antages det, at vandet fra sø3 bliver delvist opblandet
(1/20). Dette tal er estimeret udelukkende efter logisk tankegang. For diskussion af vigtigheden af
denne parameter se 6.3.3.
For at estimere oplagring og frigivelse i sedimentet antages det, at koncentrationen i vandet er
konstant og mættet. Desuden antages det, at fluxen af fosfor til og fra sedimentet er konstant,
selvom den i realiteten vil afhænge af indholdet i både vand og sediment. Hvis sedimentet er fattigt
på fosfor og fosforkoncentrationen i vandet er høj, vil der optages mere fosfor til sedimentet, end
hvis sedimentets uorganiske partikler er mættede, eller hvis vandet har en lav fosforkoncentration.
Hvis dette undersøges nærmere, vil det resultere i grafer, der flader ud med tiden. Dog vil der altid
sedimenteres en del næringsstoffer med døde organismer.
Indløbskoncentrationen af fosfor til Spejdersøen er fastsat ud fra, hvilken oplagring der er mest
sandsynlig i forhold til, hvornår forureningen kan være startet. Den højeste personækvivalens på
1,13 kg/(år*pers) blev valgt, da den daterer forureningen tættest på realiteten (jf. 5.4.2). Dog
udregnes forureningen at være startet for over 90 år siden, mens den forventes at være startet for
ca. 60-70 år siden. Denne forskel kan skyldes, at der er eller har været en højere fosforudledning
end den, der er fundet. En præcis analyse af det grå spildevand i Sisimiut kan give et bedre estimat
af forureningen og optimere modellen over fosforudviklingen i sedimentet.
Reduktionen af fosforudledningen ved brug af fosfatfrit vaskepulver er baseret på et forhold fra en
enkelt kilde. Dette gør værdien usikker, og den vil også svinge mellem hver husstand i forhold til,
hvor meget rengøringsmiddel de bruger af hver slags, og hvor meget fosfat, det indeholder. Der
kunne analyseres mere på dette punkt.
6.3.3 Sensitivitetstesten
Sensitivitetstesten med 10% regulering viser hvilke af parametrene, der har størst indvirkning på
modellen for oplagringen af fosfor i sedimentet. Det høje udsving i resultatet ved regulering af
fosforudledningen viser, at denne parameter er vigtigst i modellen. Dette betyder, at præcisionen af
dette estimat er betydende for et præcist resultat for oplagringen. Fosforudledningen er resultat af
44
det antal mennesker, der bidrager til forureningen, den mængden fosfor, der udledes pr. person, og
den mængden fosfor, der tilføres naturligt fra sø3.
Det vurderes, at tilførslen af fosfor fra det rene vand ikke varierer synderligt, og tilførslen er
desuden et gennemsnit for flere grønlandske søer, så den forventes ikke at variere meget fra sted til
sted (laveste værdi af fosforkoncentrationen i rent søvand ville give en tilførsel på 0,29 kg/år og den
højeste værdi en tilførsel på 4,64kg/år (Jeppesen et al. 2003)). Desuden udgør det en meget lille del
af fosfortilførslen til Spejdersøen (1,59 kg/år ud af 102,41 kg/år). Derfor er det mængden af fosfor
tilført fra det grå spildevand, der burde analyseres nærmere for at opnå en mere præcis analyse.
Eventuelt kunne der foretages en kortlægning af beboernes vaskevaner og en analyse af deres
spildevand.
De to andre parametre i modellen - opblandingen af sø3 og koncentrationen i søvandet - spiller en
mindre rolle i reguleringen på 10 %. Overordnet virker modellen nogenlunde sikker, og da den
mest betydende parameter kun ændrer resultatet med 12 % ved en 10% regulering, tyder det på, at
modellen er rimelig sikker.
Den øvre og den nedre grænse udviser dog en stor variation. Det skyldes, at der er stor forskel på
de fundne værdier for hver af parametrene.
Der er fundet data for fosforudledningen, der rækker fra 0,16 til 1,13 kg P/(år*pers) (forskel på over
600 %), så der er i realiteten en stor variation i udledning.
Sø3s opblanding er vurderet til mindst 5 % og højest 50 % (forskel på 900 %). Det svarer til en
gennemstrømning fra sø3 i fosforbalancen på 18.842 m3/år og 188.421 m3/år. Der er derfor en meget
stor forskel i den resulterende oplagring.
Koncentrationen af fosfor i søvandet varierer mellem de estimerede 0,000022 kg P/m3 og de målte
0,0036 kg P/m3. Det er en forskel på over 1500 %, som udgør en betydelig forskel i, hvor meget
fosfor der løber ud af søen, og derved, hvor meget der oplagres.
Usikkerheden af de 3 parametre gør, at de alle bør undersøges nærmere. Selvom fx koncentrationen
af søvandet er en mindre vigtig parameter ved sensitivitetsanalysen med 10 % regulering, er det den
parameter, der udviser de største forskelle i værdier.
Da den nedre og den øvre grænse for fosforfluxen til og fra sedimentet er givet, må den reelle
oplagring findes et sted imellem de to værdier. En negativ flux, dvs. en frigivelse af fosfor fra
sedimentet, er ikke realistisk, da det er en kendsgerning, at søen er blevet mere forurenet gennem
tiden. Derfor må den nuværende oplagring ligge et sted mellem 0 og 121 kg P/år. Ud fra dette virker
den estimerede oplagring på 75,32 kg P/år, som er brugt i denne rapport, som en rimelig vurdering.
6.4 Restaurering
Opgravning af sediment er estimeret til at koste 1,3 mio. kr. på basis af en gennemsnitspris på 10-20
kr./m2 (Nielsen c). I Spejdersøen vil 75 cm af bundsedimentet skulle graves op, og det er et stort
arbejde, der evt. inkluderer dræning af søen. Desuden skal det foregå, når søen ikke er frossen, og
der skal måske arbejdes igennem permafrost. Det opgravede sediment kan være forurenet med
45
tungmetaller og skal måske deponeres, hvilket øger omkostningerne. Det er dog en effektiv
løsning, som både uddyber søen og fjerner den interne fosforbelastning. Hvis forureningen ikke
bliver stoppet, vil problemet dog komme igen, og udgravningen må gentages.
Iltning af søen er en relativt nem løsning, for slanger til iltningsanlæg kan installeres uden større
indgreb, hvorefter der ikke er meget vedligeholdelse. Denne løsning kan udformes på mange måder
og kan derfor svinge meget i pris. Vejledende for et iltningsanlæg er dog 130.000 kr., som er baseret
på 2 kr/m2 (Nielsen a). Anlægget kan slukkes om vinteren, hvilket kan begrænse skader på grund af
frost. Installering af et springvand kan kombinere iltning af søvandet og forskønnelse af søen.
Løsningen vil ikke medføre en reducering af fosforindholdet i søen, men kan bevirke, at flere
bundplanter og/eller dyr kan leve i søen.
Aluminiumstilsætning binder fosfor i sedimentet og er derfor ikke en varig løsning, hvis
forureningen ikke reduceres. Det virker dog hurtigt, og søen bliver klarere allerede efter et par
timer efter spredning (Aabling 1999). Der skal i praksis tilsættes 4 gange så meget aluminium som
fosforindholdet i de øverste 10 cm sediment. Det vil normalt ligge på ca. 1 l aluminiumsopløsning
pr. 10 m2 sø, så prisen bliver 3 kr./m2 (Nielsen b). Eventuelt skal der tilføjes ekstra omkostninger til
spredning, leje af båd og lignende. Derved estimeres prisen af denne løsning til 200.000 kr. Dog
skal miljøpåvirkningerne af aluminium tages i betragtning og den omstændighed, at aluminium
kan være toksisk.
For at reducere fosforudledningen kan der evt. laves en oplysningskampagne, som opfordrer folk til
at bruge vaskemiddel uden fosfat. For eksempel kan der opsættes plakater i byen (ca. 3.000 kr. for
100 plakater af 70*100cm) (WebTryk n.d.) og/eller indrykkes annoncer i lokalavisen Sermitsiaq (1/8
side for 3.700 kr.) (Mediehuset Sermitsaq). Prisen af dette estimeres således til 3.000 kr. + 3.700
kr./måned. Denne løsning er baseret på, at indbyggerne i Sisimiut er villige til at omlægge deres
vaner. Overgangen vil være langsom, men det vil være en varig løsning. Det er allerede påvist, at
beboere i Sisimiut bruger for meget vaskepulver (Sandgreen et al. 2011), så en kampagne for at
nedbringe dette forbrug kunne kombineres med en, der opfordrer til brug af vaskepulver uden
fosfat.
Gennemstrømningen af Spejdersøen kan evt. øges ved, at vandet ledes fra sø3 gennem et rør hele
vejen under søen til den vestlige side, hvor det kan opblandes i hele søen inden udløb. Der er lavet
et prisoverslag for rørledning på grundlag af en pris på kloakeringsudgifter i Grønland på 6.500
kr./m og vedligeholdelsesudgifter på 50 kr./(år*m) (Miljøstyrelsen 2006), hvor røret evt. skulle være
50 meter. Det giver en stor udgift på ca. 325.000 kr. + 2.500 kr./år. Det skal undersøges, om røret
skal lægges under søbunden (meget stor ekstra omkostning) eller kan ligge på søbunden (risiko for
frostskader). Rørføringen vil være et stort projekt, men vil være meget effektivt. Hvis det
kombineres med en begrænsning af fosforudledningen til søen, vil 46 kg fosfor frigives fra
sedimentet hvert år. Problemet med denne løsning er dog, at det vil give mere oversvømmelse af
Spejdersøen i vinterhalvåret.
Der er lavet et multikriterievurderingsskema for at vurdere de forskellige løsningsmetoder (Figur
27).
46
Forslag til
sørestaurering
Omkostning
Implementering
Effekt
Horisont
Befolkningens
accept
Problematikker
Opgravning af
sediment
1,3 mio. kr.
Stort arbejde,
byggeri
En mængde
forurenet jord
skal afsættes
130.000 kr.
afhængig af
projektets
omfang og
varighed
200.000 kr.
Nem
implementering
og
vedligeholdelse.
Virker med det
samme, men skal
gentages om
mange år, hvis
ekstern belastning
ikke reduceres
Løser ikke
forureningsproble
met på længere
sigt
Byggerod under
arbejdet
Iltning
Fjerner den interne
fosforbelastning,
uddybning af søen.
Kan evt. give
mulighed for fisk i
søen
Nedbringer ikke
fosfor, forbedrer
søens tilstand
Evt. æstetisk bonus
Ingen
Nem
implementering,
meget
planlægning,
skal evt.
gentages
Reklame og
kampagne (kan
udvides/indskræ
nkes efter
behov)
Nedbringer ikke
fosfor, forbedrer
søens tilstand
Virker på få timer,
skal gentages hvis
ekstern belastning
ikke reduceres
Befolkningen
indblandes ikke
Miljøbelastende
og giftigt ved lav
pH
Langsom, varig
effekt, nedbringer
ekstern belastning
Langsom
overgang, varig
løsning
Befolkningen er
kernen i projektet,
evt. svær proces
Ingen
Stort arbejde,
byggeri,
besværlig
vedligeholdelse
Rensning af søen
hvis kombineret med
reduktion af ekstern
belastning
Effektiv og varig
løsning, hvis
kombineret med
reduktion af
eksterne
belastning
Byggerod under
arbejdet
Oversvømmelse
af søen
Aluminiumstilsætning
Reduktion af
fosforudledning
Øget
gennemstrømning
3.000 kr. + 3.700
kr./måned
afhængig af
projektets
omfang og
varighed
325.000 kr. +
2.500 kr./år
Figur 27 – Multikriterievurdering. Alle priser er vejledende og bør undersøges nærmere. Udregninger findes i
bilag 9.7
Hver restaureringsmetode er vurderet ud fra forskellige kriterier, hvor vurderingen er markeret
mørkeblå for ’problematisk’, mellemblå for ’overkommelig’ og lyseblå for ’god’. Vurderingerne er
lavet ud fra kommunens ønsker (billig og nem løsning) og vigtigheden af hvert kriterium er op til
de konkrete projektindehavere.
Med udgangspunkt i dette skema vurderes det, at reduktion af fosforudledningen er vigtig. Ingen af
de andre løsninger er fyldestgørende i sig selv. Opgravning af sediment, iltning og
aluminiumstilsætning er øjeblikkelige løsninger, som forbedrer søen hurtigt, mens reduktion af
den eksterne belastning vil gavne søen og nedsætte forureningen på længere sigt.
Øget gennemstrømning af søen vil være en god løsning på det forhøjede næringsstofindhold i søen,
men problemet med oversvømmelse, som især vil ske om vinteren vil være svær at leve med. Da
befolkningen allerede har opfordret Nukissiorfiit til at afskære gennemstrømningen fra sø3
fuldstændigt, vil det modsatte næppe være en acceptabel løsning. En afskæring af vandet vil ikke
være positivt for søens udvikling, men vil ifølge denne rapports beregninger ikke gøre en særlig stor
forskel; det vil medføre en oplagring på 77,59 kg P/år i forhold til den nuværende oplagring på 75,
32 kg P/år. Den hydrauliske opholdstid vil dog stige til 138 dage, hvilket kan bevirke en øget
algevækst.
Den bedste og billigste løsning vil ifølge evalueringen i skemaet være iltning af søvandet i
kombination med reduktion at fosforudledningen. Iltning af søvandet er relativ ukompliceret at
47
installere og vedligeholde. Dog bør det undersøges, om et anlæg kan modstå klimaet og tilfrysning
af søen.
Reduktionen af fosfatudledning er en nødvendighed, hvis søens tilstand ikke skal forværres.
Sandsynligheden for, at alle vil bruge vaskemidler uden fosfat, er ikke stor, men en 50% reduktion
af forbruget af vaskemidler vil halvere oplagringen i søen til 36,17 kg P/år. En mulighed kunne også
være et lovforbud mod at sælge vaskepulver med fosfat i Grønland. Reduktionen kan også
gennemføres ved at forbyde andefodring i søen, men effekten bør undersøges nærmere. Desuden
går der rygter i Sisimiut om en ”sort” vaskerivirksomhed, som ligger nordøst for søen og udleder en
stor mængde vaskepulver via spildevandet.
Ved en kombination af disse to løsninger kan næringsstofindholdet nedbringes og der vil blive
skabt bedre forhold for dyr og bundplanter i søen, som vil gøre den pænere og sundere.
Hvis der er mulighed for større investering vil udgravning af søen dog også være en god mulighed.
Således vil søen også blive oprenset for andet forurening og affald og den vil blive uddybet. Denne
løsning vil effektivt tømme fosforpuljen og give plads til nye dyr og bundplanter, hvis kombineret
med reduceret fosforudledning. En observation, som kan være af relevans er at søen ved
nuværende sedimenteringsrate vil være væk om ca. 60 år. Hvis horisonten for søen er længere end
det, burde uddybning af søen overvejes før eller siden.
6.5 Overblik
For at kunne få overblik over søens resultater geografisk, opstilles gennemsnitlige data for hhv. den
vestlige og østlige side af søen i Tabel 10. De to grupper er valgt ud fra den geografiske placering og
tendensen i resultaterne. Den vestlige del af søen er defineret som vandprøve A og C og
sedimentkerne 1, 2 og 9. Den østlige side er defineret som vandprøve B of sedimentkerne 4, 5, 6, 7
og 8. For at udregne gennemsnittene for sedimentprøverne, er det vægtede gennemsnit udregnet
(se 9.2.7). Værdierne for fosforindhold i sedimentet i sedimentkerne 9 er udtaget fra
gennemsnittet, da den skiller sig meget ud fra de andre prøver.
Tabel 10 – Gennemsnitlige tal for målinger i søens vestlige og østlige del.
Vest
Fosfor i vand
Klorofyl-a i vand
Fosfor i sediment
Kvælstof i sediment
pH i sediment
Midt-øst
0,04
3,81
750
10.268
5,70
0,28
6,19
734
4.021
6,01
Enhed
mg/l
ug/l
mg P/kg TS
mg N/kg TS
Tabellen viser en gennemgående tendens. Forureningen i vandet er højest i midt-øst siden, hvor
mængden af alger også er højest – mængden af klorofyl-α er højere og der ligger flere alger i
vandoverfladen. Mængden af fosfor i sedimentet er nogenlunde ens i begge sider af søen, mens der
er stor forskel i kvælstofindholdet, som er markant højere i den vestlige side. pH i sedimentet er
højere i midt-øst siden af søen, som tyder på en højere fotosyntetisk vækst i denne side.
48
Disse resultater kan ikke forklares ud fra teorien. Den høje fosfor- og klorofyl-α-koncentration i
vandet og den høje pH i sedimentet i den midt-østlige side giver et indtryk af, at forureningen og
derved algevæksten er højest her. Det modsiger teorien om, at gennemstrømningen af det rene
vand skulle skylle næringsstofferne og algerne ud.
Det høje kvælstofindhold i sedimentet i den vestlige side tyder på, at der sker en forøget
sedimentering af alger i denne side. Det passer med, at vandet står mere stille i den vestlige side.
Det lave indhold af kvælstof i den midt-østlige side passer også godt med, at gennemstrømningen
er større her og skyller kvælstoffet ud af søen i den ende. Samme forhold blev forventet i
fosforindholdet i sedimentet, men det blev ikke indfriet.
Det var forventet, at vandprøve C, som blev taget lige syd for bebyggelsen og vandprøve A, som
blev taget i den vestligste side af søen, ville indeholde meget fosfor og klorofyl-α, da prøve C blev
taget lige ved den formodede spildevandsudledning og prøve A blev taget ved det stillestående vand.
Derimod var prøve B mere forurenet. Det kan enten antyde at teorien er forkert omkring søens dynamik,
at forureningskilderne er forkert kortlagte, eller at vandet kan have bevæget sig anderledes den dag, hvor
prøverne blev taget.
Andre målinger af fosforkoncentrationen i Spejdersøen viser en tendens, hvor koncentrationen er
lavere i den østlige side end i den vestlige (Hag et al. 1988), som passer bedre med teorien.
Forskellen i resultaterne tyder på at situationen er omskiftelig og er påvirket af udløbsmængden
fra sø3 og evt. vinden. Ifølge lokale i Sisimiut, samler algerne i søen sig ofte i den vestlige side, mens
de i prøvetagningsperioden har ligget i den østlige. Det kan forklare, hvorfor der er højere
kvælstofindhold i sedimentet i søens vestlige side.
Grunden til, at der ikke længere er fisk i søen kan skyldes flere ting. De kan være blevet kvalt af
mangel på ilt i vandet eller forsvundet som følge af mangel på lys, på grund af eutrofiering af søen.
De kan også være forsvundet på grund af sedimenteringen i søen, som har gjort den meget
lavvandet og derfor i større grad fryser til om vinteren. En anden teori er også, at de fjeldørreder,
der tidligere har kunne svømme op gennem vandløb til Spejdersøen er blevet blokeret af en
dæmning. Tidligere, i 1940’erne, er sø1 blevet brugt som vandsø. Den har ligget midt i Sisimiut og er
blevet opdæmmet for at skabe et større vandreservoir (Rauschenberger og Jensen 1996). Hvis
fiskene i Spejdersøen tidligere er kommet fra bugten, op i sø1 og videre til sø2 er de i den anledning
blev afskåret fra Spejdersøen. Dæmningens placering er uklar og da sø1 nu er væk, er der
sandsynligvis bygget by der, hvor vandet løb engang. Derfor er det ikke sikkert, at en forbedring af
Spejdersøens økologi vil bringe fiskene tilbage.
Det er vigtigt at påpege, at forhøjet næringsstofmængde ikke er den eneste forurening i søen. Der
er en del affald i søen, som også bidrager til søens generelle tilstand. Forureningen kan også være af
anden karakter som tungmetaller, plastikaffald, mm. og det kan også have betydning for
fiskebestanden og for, hvorvidt det kan anbefales at bade i søen.
6.6 Forbedringsforslag til projektet
Til en fremtidig fortsættelse af dette projekt er der nogle forsøg, der kunne støtte denne rapports
resultater. Dette ville føre til en grundigere og mere præcis problemløsning.
49
Spildevandsprøver: For at bedømme den præcise udledning af fosfor til Spejdersøen er det
vigtigt at kende koncentrationen i spildevandet. Derfor burde dette måles i det spildevand,
der løber ud over klippen.
Sedimenteringsundersøgelser: det ville være interessant at kende sedimenteringsraten, så
man nemmere kan udregne, hvor hurtigt fosfor bindes i sedimentet og derved kan anslå,
hvor gammelt et sedimentlag er.
Præcist flow ind- og ud af sø og opblanding af sø2 og 3: I denne rapport er lavet et estimat
for opblandingen af vandet fra de to søer, men en præcis analyse kunne være interessant.
Flere analyser på søvandet: Prøver fra forskellige lokaliteter kan give et bedre billede af
søvands fosforkoncentration og opblanding.
Længere prøvetagningsperiode: Der er udsving i løbet af årstiderne, som er vigtige for
analysen og denne rapport kun giver et årsgennemsnit. Spildevandsprøver burde også tages
over en længere periode og fra flere forskellige steder for at få en repræsentativ prøve.
Dybere sedimentkerner: dybere sedimentkerner, der rækker hele vejen ned til det
uforurenede sediment vil måske kunne give et bedre billede af udviklingen af
næringsstoftilførsel.
Analyse af ilt- og jernindholdet: måling af oxygenindholdet i vandet kan antyde, om der er
tegn på iltsvind i søen, mens jernindholdet kan vise, hvor stort bindingspotentiale der er af
fosfor.
7
Konklusion
Samlingen af alle resultater og diskussioner giver et overordnet billede af forureningens omfang og
fremtidige udvikling. Det er fastslået, at forureningen kommer fra gråt spildevand, der løber direkte
ned i søen fra husene nord for søen.
Der er dannet et billede af forholdene i søen, som viser et fosforindhold i søvandet på tre forskellige
steder på hhv. 0,05, 0,28 og 0,03 mg P/l, hvilket er over 3 gange så højt som fosforindholdet i rene
grønlandske søer (0,011 mg P/l). Der er konstateret en kvælstofkoncentration i vandet på nær 0,
hvilket ikke stemmer overens med litteraturen og derfor sandsynligvis er ukorrekt.
Klorofylindholdet i vandet er blevet analyseret og viser hhv. 3,38, 6,19 og 4,25 μg/l. Det er en meget
lav værdi i forhold til danske tal, men i forhold til grønlandske tal (1,26 μg /l) er det en forhøjelse på
over 300 %. Det kan af disse værdier konkluderes, at der er forurening som følge af forhøjet
næringsstofindhold i søen. Ifølge litteraturen er denne forurening begyndt allerede i 1950’erne.
Sedimentet viser, at de øverste 40 cm er forurenet med hhv. 428 mg P/kg TS og 4.410 mg N/kg TS
gennemsnitligt, og fosforindhold, pH, kvælstofindhold og organisk materiale er signifikant
sammenhængende. Der blev ikke påvist nogen reduktion af næringsstofindholdet ned gennem
dybden af prøvetagningen, og det estimeres, at der findes rent sediment i 0,75 m dybde. For at
dette kan undersøges nærmere, bør der laves dybere sedimentkerner.
Det kan af vand- og stofbalancer konkluderes, at mængden af fosfor i sedimentet under de
nuværende forhold øges med 75,32 kg/år, mens fosforindholdet estimeres til 7.975 kg P. For at løse
forureningsproblemet er en kombination af iltning af søvandet og begrænsning af den eksterne
50
fosforbelastning i søen hensigtsmæssig. Der kan føres ved en kampagne med reklamer/plakater,
som opfordrer til brug af vaskepulver uden fosfat og reduceret brug af sæbe. En reduktion af
fosfatholdigt vaskepulver vil nedbringe oplagringen af fosfor i sedimentet til 3,63 kg P/år.
Hvis det økonomiske råderum er stort nok, anbefales det også at udgrave det forurenede sediment i
søen for at fjerne fosforpuljen og uddybe søen.
Evalueringen af modellen over fosforoplagringen i sedimentet viser, at der er stor variation i de
tilgængelige data for hver af de tre betydende parametre: fosforindløb til søen, opblandingen af
vand fra sø3 og fosforkoncentration i søen. Alle disse parametre bør analyseres nærmere for at opnå
et mere præcist resultat. Selve modellen er dog ret sikker i sin opbygning og viser ikke udsving i
oplagringen på over 12 % ved 10 % regulering af hver parameter.
Spejdersøen er stærkt forurenet af affald, og der tilføres en del næringsstoffer til søen via
andefodring og ekskrementer fra hundepladser tæt ved. Alle disse forureningskilder bør også
undersøges, så der kan gendannes en sund og ren sø.
8
Bibliografi
Aabling, T. (1999). Ingeniørfirma med speciale i søer, åer og vådområder. Retrieved 2011 йил 16-11
from http://www.tav.dk/aluminiumbehandling.htm
Andersen, J. M. (1975). Influence of pH on release of phosphorus from lake sediments. Arch.
Hydrobiol. 76 , 411-419.
51
Andersson, R. (1992). Slam från enskilda avlopp - hot eller resurs i ekologiskt lantbruk? Retrieved
2011 йил 22-november from VäxtEko:
http://www.vaxteko.nu/html/sll/slu/semin_vaxtodlingslara/SEV887/SEV887.HTM
Apersorneqartoq, A. (2011 йил 18-maj). Nalunnguarfik. (P. M. Madsen, U. H. Møller, G. Hansen, &
C. Gerlach, Interviewers)
Baunbæk, L. (2011 йил 2-november). Grønlands vandforbrug. (J. Bielefeldt, Interviewer)
Berthelsen, M., & Fenger, J. (2005). Naturens kemi : processer og påvirkninger (Vol. I). København:
Gyldendalske Boghandel, Nordisk Forlag A/S.
Boström, B., Jansson, M., & Forsberg, C. (1982). Phosphorus release from lake sediments. Arch.
Hydrobiol. Ergeb. Limnol 18 , s. 5-59.
Carl Bro A/S. (2001). Splidevandsplan 2002-2006. Nuuk: Nuup Kommunea.
Christoffersen, K. (2006). De ferske vandes økologi. I L. Brun, Arktisk Station 1906-2006. Rhodos
forlag.
Christoffersen, K. S., Jeppesen, E., Moorhead, D. L., & Tranvik, L. J. (2008). Food-web Relationships
and Community Structures in High-Latitude Lakes. In V. F. Warwick, & J. Laybourn-Parry, Polar
Lakes and Rivers (pp. 269-285). Oxford Biology.
Cooke, G. D., Welch, E., & Peterson, A. N. (2005). Restoration and management of lakes and
reservoirs, 3rd edition. Boca Raton, Florida, USA: Taylor & Francis Group.
DANVA. (2010). Vand i tal. Dansk vand- og spildevandsforening.
Dillon, P. J., & Rigler, F. H. (1974). A test of simple nutrient budget model predicting the
phosphorus concentration in lake water. Journal of the Fisheries Research Board of Canada 31 , s.
1771-1778.
DMI. (n.d.). Grønland. Retrieved 2011 йил 16-10 from
http://www.dmi.dk/dmi/index/klima/klimaet_indtil_nu/klimaet_frem_til_nu_groenland.htm
DMI. (n.d.). Klimanormaler for Grønland. Retrieved 2011 йил 27-10 from
http://www.dmi.dk/dmi/index/gronland/klimanormaler-gl.htm
DMU. (n.d.). Fosfor i søer. Retrieved 2011 йил 22-november from
http://www.dmu.dk/foralle/samfund/fosfor/soeer/
DMU. (2011 йил 1-november). Indsats mod fosforforurening. (DMU) Retrieved 2011 йил 25november from http://www.dmu.dk/foralle/samfund/fosfor/fosforindsats/
DMU. (25. 08 2011). Kilder til fosforudledning. Hentede 17. 10 2011 fra
http://www.dmu.dk/vand/vandloeb/fosfor/kilder_til_fosforudledning/
DMU. (2007). Sørestaurering i Danmark. Aarhus Universitet.
52
Dreamstime. (n.d.). Stock Photos: Excavator dredging sediment mud. Retrieved 2011 йил 30November from http://www.dreamstime.com/stock-photos-excavator-dredging-sediment-mudimage13939053
Gabriel, S. (2010). Powerpointpræsentation - Multikriterievurdering. tilsendt fra Perbille Erland
Jensen.
Grønlands statistik. (n.d.). Indbyggertal i Sisimiut. Retrieved 2011 йил 10-november from
http://bank.stat.gl/Dialog/Saveshow.asp
Gustavson, K. E., Burton, C. A., Reible, D. D., Vorhees, D. J., & Wolfe, J. R. (2008 йил 15-juni).
Evaluating the effectiveness of contaminated-sediment dredging. Environmental science and
technology , pp. 5042-5047.
Hag, M., Scherving, T., Sørensen, C., & Ingeman-Nielsen, T. (1988). Vandkvalitet i Sisimiut. Institut
for geologi og geoteknik, DTU.
Hasholdt, B., & Søgaard, H. (1978). Et forsøg på en klimatiskhydrologiskregionsinddeling af
Holsteinsborg kommune (Sisimiut). Geografisk tidsskrift , 77.
Henze, M., Harremoes, P., Jansen, J. l., & Arvin, E. (2006). teoretisk spildevandsrensning. Lyngby:
Polyteknisk forlag.
Hersey, A. E., Gettel, G. M., McDonald, M. E., Miller, M. C., Mooers, H., O'Brien, W. J., et al.
(November 1999). A Geomorphic-Trophic Model for Landscape Control of Artic Food Webs.
BioScience 49 , s. 887–897.
Irfanullah, H. M., & Moss, B. (2004). Factors influencing the return of submerged plants to a clearwater, shallow temperate lake. Aquat. Bot. 80 , 177-191.
Jørgensen, A. M., Buch, E., Bødtker, E., Cappelen, J., Christiansen, B., Kaas, E., et al. (2001).
Danmark, Færøernes og Grønlands klima. København Ø: Danmarks Meteorologiske Institut.
James, W. F., Barko, W., Cailtuex, & Cobb, D. T. (2002). Phosphorus budget and management
strategies for an urben Wisconsin lake. Lakes and Reserv. Manag. 18 , 149-163.
Jensen, H. B. (2007). Isis Kemi A (Vol. 1). Viborg: Systime.
Jensen, H. S., & Andersen, F. Ø. (1992). Importance of temperature, nitrate and pH for phosphate
release from aerobic sediments of 4 shallow, eutrophic lakes. Limnol. Oceanogr. 37 , s. 557-589.
Jensen, J. P., Jepppesen, E., Kristensen, P., Christensen, P. B., & Søndergaard, M. (1992). Nitrogen
loss and denitrification as studied in relation to reductions in nitrogen loading in a shallow,
hypertrophic lake (Lake Søbygård, Denmark). Int. Rev Ges. Hydrobiol. 77 , 29-42.
Jensen, J. P., Søndergaard, M., Jeppesen, E., Lauridsen, T., & Sortkjær, L. (1997). Ferske vandområder
- Søer. Danmarks Miljøundersøgelser.
53
Jeppesen, E., Christoffersen, K., Landkildehus, F., Lauridsen, T. L., & Amsinck, S. (2001). Fish and
crustaceans in northeast Greenland lakes with special emphasis on interactions between Arctic
charr (Salvelinus alpinus), Lepidurus arcticus and benthic chydorids. Hydrobiologia 44 , s. 329–337.
Jeppesen, E., Jensen, J. P., Jensen, C., Faafeng, B., Hessen, D. O., Søndergaard, M., et al. (2003). The
Impact of Nutrient State and Lake Depth on Top-down Control in the Pelagic Zone of Lakes: A
Study of 466 Lakes from the Temperate Zone to the Arctic. Ecosystems 6 , s. 313-325.
Jeppesen, E., Jensen, J. P., Windolf, J., Lauridsen, T., Søndergaard, M., Sandby, K., et al. (1998).
Changes in nitrogen retention in shallow eutrophic lakes following a decline in density of cyprinids.
Arch. Hydrobiol. 142 , 129-152.
Juel, J. (2011 йил 14-11). Nukissiorfiits udpumpning til Buffersøen. samtale over telefon. Sisimiut.
Karlgren, L., Tullander, V., Ahl, T., & Olson, E. (1967). Hushållsspillvattnet.
Lauridsen, T. L., Jeppesen, E., Landkildehus, F., Christoffersen, K., & Søndergaard, M. (2001).
Horizontal distribution of cladocerans in arctic Greenland lakes. Hydrobiologia 442 , s. 107-116.
Lindstrom, C. (2000). greywater pollution. Retrieved 2011 йил 20-november from greywater:
http://www.greywater.com/pollution.htm
Møller, M. (2011 йил 25-november). Mailudveksling.
Macherey-Nagel GmbH & Co. KG. (n.d.). Aquadur® / Aquadur® Sensitive test strips. Retrieved 2011
йил 6-11 from http://www.mn-net.com/tabid/10489/default.aspx
Macherey-Nagel GmbH & Co. KG. (2009 йил 12). Aquadur Sensitive instruction leaflet.
Madsen, P. M., Møller, U. H., Hansen, K., & Gerlach, C. (2011). Miljø og forsyning. Forløbig rapport.
Sisimiut: stud. reapport ARTEK.
McAuliffe, T. F., Lukatelich, R. J., McComb, A. J., & Qiu, S. (1998). Nitrate applications to control
phosphorus release from sediments of a shallow eutrophic estuary: an experimental evaluation.
Mar. Freshw. Res. 49 , 463-473.
Mediehuset Sermitsaq. (n.d.). Annoncepriser 2011. Retrieved 2011 йил 26-november from Sermitsaq:
http://sermitsiaq.ag/node/99862
Miljøministeriet. (21. 12 2007). Bekendtgørelse om spildevandstilladelser m.v. efter
miljøbeskyttelseslovens kapitel 3 og 4. Hentede 17. 10 2011 fra retsinformation:
https://www.retsinformation.dk/forms/R0710.aspx?id=113752#K2
Miljøstyrelsen. (2006). Udrednings- og pilotprojekt vedr. håndtering af gråt spildevand i de
grønlandske byer og bygder. Miljøstyrelsen.
Moorhead, D., Schmeling, J., & Hawes, I. (2003). Contributions of benthic microbial mats to net
primary production in Lake Hoare, Antarctica. Antarctic Science 17 , s. 33-45.
54
Neutral. (n.d.). Ingrediensernes virkemåde. Retrieved 2011 йил 25-november from Neutral:
http://professionelle.neutral.dk/forside/ingrediensernes+virkem%C3%A5de
Nielsen, B. (n.d.). Iltning - hvordan virker det? Retrieved 2011 йил 26-november from sødoktoren:
http://www.soedoktoren.dk/beluftning.htm
Nielsen, B. (n.d.). Kemisk rensning med aluminium. Retrieved 2011 йил 26-november from
Sødoktoren: http://www.soedoktoren.dk/aluminium.htm
Nielsen, B. (n.d.). Oprensning - hvordan virker det? Retrieved 2011 йил 26-november from
Sødoktoren: http://www.soedoktoren.dk/oprensning.htm
NunaGIS. (n.d.). NunaGIS. Retrieved 2011 йил 22-november from Grønlands korttjeneste:
http://dk.nunagis.gl/
Penn, M. R., Auer, M. T., Doerr, C. T., Driscoll, Brooks, C. M., & Effler, S. W. (2000). Seasonality in
phosphorus release rates from the sediments of a hypereutrophic lake under a matrix of pH and
redox conditions. Can. J. Fish. Aquat. Sci 57 , 1033-1041.
Rauschenberger, K. v., & Jensen, H. A. (1996). Grønlands vandforsyning 1950-1990. Hentede 18. 10
2011 fra http://rauschenberger.dk/GV_DK/GVDK.html
Ripl, W. (1976). Biochemical oxidation of polluted lake sediment with nitrate - a new lake
restoration method. Ambio 5 , 132-135.
Søndergaard, M. (2007). Næringsstofdynamik i søer – med fokus på fosfor, sedimentet og
restaurering af søer. Danmarks Miljøundersøgelser.
Søndergaard, M., Jeppesen, E., & Jensen, J. P. (1999). Danske søer og deresrestaurering. DMU.
Søndergaard, M., Jeppesen, E., & Jensen, J. P. (2003). Internal phosphorus loading and the resilience
of danish lakes. Lake Line 23 , s. 17-20.
Sandgreen, M., Hansen, N. B., Jensen, B. R., Lyberth, D., & Yatman, S. (2011). Miljø og forsyning.
Foreløbig rapport. Stud. Rapport.
Scharling, M. (2001). Sammenligning af potentiel fordampning beregnet ud fra Makkinks formel og
den modificerede Penman formel. København: Danmarks meteorologiske institut.
Thomsen, U., Thamdrup, B., Stahl, D. A., & Canfield, D. E. (2004). Pathways of organic carbon
oxidation in a deep lacrustine sediment, Lake Michigan. Limnol. Oceanogr. 49 , 2046-2057.
United Nations World statistics pocketbook; Statistical yearbook. (u.d.). Precipitation (most recent)
by country. Hentede 16. 10 2011 fra http://www.nationmaster.com/graph/geo_pre-geographyprecipitation
55
Vadeboncoeur, Y., Kalff, J., Christoffersen, K., & Jeppesen, E. (2006). Substratum as a driver of
variation in periphyton chlorophyll in lakes. The Journal of the North American Benthological
Society 25 , s. 379–392.
Vandkvalitetsinstituttet ATV. (1977). Gudenåundersøgelsen. Gudenåudvalget.
Vollenweider, R. A. (1976). Advances in defining critical loading levels for phosphorus in lake
eutrophication. Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 33 , s. 53-83.
WebTryk. (n.d.). Tryksager - Plakater. Retrieved 2011 йил 26-november from WebTryk:
http://www.webtryk.dk/da-DK/Produkter/Plakater.aspx
Wetzel, R. (2001). Limonology. Lake and river ecosystems. Academic Press .
Windolf, J., Jeppesen, E., Jensen, J. P., & Kristensen, P. (1996). Modelling of seasonal variation in
nitrogen retention: a four-year mass balance study in 16 shallow lakes. Biogeochemistry 33 , 25-44.
www.camillahaages.dk, Fjord&Bælt, & Aqua. (2008). Fosfors Kredsløb. (www.camillahaages.dk;
Fjord&Bælt; Aqua) Hentede 6. oktober 2011 fra Ferskvandscentret:
http://www.ferskvandscentret.dk/fileadmin/user_upload/aqua/Soe_og_Naturcenter/Fosfor_Kredsloeb.swf
56
9
Bilag
57
9.1 Forsøgsvejledninger
9.1.1
Volumetrisk måling af Karbonat
58
59
9.1.2
Totalt fosfor på sedimenter
Bestemmelse af Total Phosphor på sedimenter.
Princip:
Ortophospat reagerer med ammoniummolybdat til gulfarvet phosphormolybdensyre, som
reduceres med askorbinsyre ved tilstedeværelse af antimon til en stærk blåfarvet forbindelse.
Denne farve måles fotometrisk.
Apparatur:
Specthophotometer Shimadzu UV-1601.
Kemikalier
37 % HCL
Konc. H2SO4
Ammoniummolybdat (NH4) 6Mo7 O24·4H2O (Cas nr.12027-67-7)
Kalium-antimontartrat KSbC4O7·1/2 H2O
Askorbinsyre C6H8O6
Reagenser:
Saltsyre 7M HCL fremstilles ud fra 37 % HCL:
Til en 200mL målekolbe tilsættes der 80mL dest. vand.
Tilsæt forsigtigt 100mL 37 % HCL til målekolben og fyld op til mærket med dest. vand.
Bland i stinkskab.
Husk handsker og briller.
Svovlsyre 6,5mol:
Svovlsyre 6,5 mol.
I stinkskab tilsættes 128 ml H2O forsigtigt og under omrøring 72 ml konc H2SO4.
Brug beskyttelses -briller og handsker.
Ammoniummolybdatopløsning:
Opløs 5,77 g Ammoniummolybdat ((NH4) 6Mo7 O24·4H2O) i 45 ml dest. H2O.
Kaliumantimontartratopløsning:
Afvej på vægt med sug 1,1975g og brug handsker.
Opløs 1,1975 g Kalium-antimontartrat (KSbC4O7·1/2 H2O) i 25 ml dest. H2O
Reagens A:
Hæld Ammoniummolybdatopløsning langsomt og under omrøring over i 200ml af H2SO4
opløsningen. Tilsæt derefter 5 ml af Kalium-antimontartratopløsning.
Reagenset opbevares koldt på mørk flaske og er holdbart i flere måneder.
Reagens B:
60
7,0 g Askorbinsyre C6H8O6 opløses i en 50 ml målekolbe. Fyld op til mærket læg en magnet i
opløsningen og derefter på magnet-omrører til opløsningen er opløst.
Standardrække:
Se evt. DS 291 pkt. 6.1
Der fremstilles en Stam 1 og Stam 2 samt 10ppm.
Stam 1 (1000 ppm):
Afvej 1,4330g KH2PO4 (tørret v. 105ºC i 1 time) overfør til en 1000mL målekolbe og fyld op
med milli-q vand.
Stam 2 (200 ppm):
Udtag 100ml af Stam 1 til en 500ml målekolbe, fyld op til mærket med milli-q vand.
10 ppm P:
Afpip. 5 ml fra Stam 2. i en 100 ml. målekolbe, fyld op til mærket med milli-q vand.
Afpippetter fra 10 ppm P opl. = 1000ppb
Standard
række
Afpip. Fra 10 ppm P opl.
(mL)
Tilsæt
Fortyndes op til
(mL)
Konc.
ppm
Konc.
ppb
1
0
1
50
0
0
2
0,2
1
50
0,04
40
3
0,5
1
50
0,10
100
4
1,0
1
50
0,20
200
5
2,0
1
50
0,40
400
6
3,0
1
50
0,60
600
7
4,0
1
50
0,80
800
8
5,0
1
50
1,00
1000
7M HCL
(mL)
Oveni tilsættes 1 ml reagens A omryst grundigt. Og 4 dråber = 0,25 ml reagens B omryst
grundigt efter 5 min.
Materialer:
Porcelæns Digler
Bægerglas
Målekolber
61
Urglas
Kogeplade
Pimpsten.
Saltsyrebad
Filter 45µl
Vakuumpumpe.
Fremgangsmåde:
Diglerne lægges i et 3 % saltsyrebad mindst 1 time og skylles med dest. H2O mindst 5 gange.
Hvorefter de tørres ved 105°C.
Der laves tørstofbestemmelse og glødetab først:
Tænd muffelovnen på 550°C ca. 45 min. før brug.
Diglerne sættes i muffelovn i 30 minutter ved 550°C.
Diglerne tages ud med tang (bemærk: ovnen skal altid køles ned til < 300°C inden man
åbner den), afkøles i ekssikkator og vejes på analyse vægt. Notér nummeret med blyant på
diglen (man må ikke røre diglerne med fingrene, brug tang).
Afvej en given mængde prøve (1-2 g) på analysevægt til hver digel (notér den nøjagtige
vægt).
Diglerne med den tørre jord sættes i varmeskab natten over (ca. 20 timer) ved 105°C.
Afkøles i ekssikkator i ca. 45 minutter
Vej på analysevægt med 4 decimaler
Sættes i kold muffelovn og glødes ved 550°C i ca. 2½ time.
Diglerne tages ud med tang og afkøles i ekssikkator i ca. 45 minutter
Efter afkøling vejes diglerne på analysevægt med 4 decimaler
Brug skema til beregning af TS og GT.
Derefter:
Gløderesten homogeniseres og hældes i et plastrør.
Afvej ca. 0,2- 0,5 g gløderest i en erlenmeyerkolbe og tilsæt ca. 40 ml dest. H2O.
Tag briller og handsker på og tilsæt 10,0 ml 6 mol HCl. og nogle pimpsten, så stødkogning
undgås. Læg et urglas over.
Prøven koges nu 1 time på varmeplade.
Efterfyld med dest. H2O så volumen holdes på cirka 50 ml.
Filtrer prøven igennem et 45µl filter, brug vacumpumpen.
Fortyndes nu til 100,00 ml i målekolbe.
Analyse:
Udtag fra 100 ml målekolben 5 ml i en 50 ml målekolbe og fortynd til mærke.
Tilsæt 1 ml Reagens A til prøven, omryst grundigt. Tilsæt 4 dråber = 0,25 ml reagens B,
omryst grundigt. Eller afpip. 1 ml + 9 ml dest. vand + 200µl A + 50µl B
Henstand 5 min. mål som ved standarden.
Måling:
62
Måles på Shimadzu UV-1601 ved 880 NM.
Samme kuvette til alle prøver og standarder eller der benyttes gennemløbskuvette.
Tegn en standardkurve eller brug lineær-regression.
Aflæs prøvens P indhold på kurven og beregn indholdet. Konc. kan også aflæses direkte på
spekfotometret. Se vejledning.
Prøvens absorbans skal ligge indenfor standardens abs. Ellers fortyndes prøven.
Beregning: se resultater
Sikkerhed/faresymboler:
HCL 37 % Faresymbol C
R 34: Ætsningsfare
R 37: Irriterer åndedrætsorganerne.
S 26: Kommer stoffet i øjnene, skylles straks grundigt med vand og læge kontaktes.
HCl 7M = 18,5 % Faresymbol Xi
R 36/38 Irriterer øjnene og huden.
S 28: kommer stoffet på huden vaskes straks med store mængder vand.
Konc H2SO4
Faresymbol C
R 35 Alvorlig Ætsningsfare
S 26 Kommer stoffet i øjet skylles straks grundigt med vand og læge kontaktes.
S 30 hæld aldrig vand på eller i produktet.
S 45 Ved ulykkestilfælde eller ved ildebefindende er omgående lægehjælp nødvendig; vis etiketten,
hvis det er muligt.
Brug beskyttelsesbriller og handsker.
Ammoniummolybdatopløsning.
63
Faresymbol Xn Sundhedsskadeligt
R 22 Farlig ved indtagelse. Afvej på vægt med sug, og brug handsker.
Kalium-antimontartratopløsning.
Faresymbol Xn N
R 20/22: Farlig ved indånding og ved indtagelse. Afvej på vægt med sug og brug handsker.
R51/53 Giftig for organismer, der lever i vand;kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i
vandmiljøet
S 61: Undgå udledning til miljøet. Se særlig/leveranddørbrugsanvisning.
indeholder 28 % H2SO4
ÆTSENDE faresymbol C
R 35 Alvorlig Ætsningsfare
Sundhedsskadeligt faresymbol Xn
R 20/22: Farlig ved indånding og ved indtagelse
S 26 Kommer stoffet i øjet skylles straks grundigt med vand og læge kontaktes.
.
Brug beskyttelsesbriller og handsker.
Spild:
Alle opløsninger der indeholder reagens A hældes i spildbeholderen mærket P bestemmelse.
64
9.1.3
Phosphate Cell Test
65
9.1.4
Fosformåling på IC
66
67
68
69
9.1.5
pH af sediment
pH i 1 M KCl opslemning.
Princip:
Jordens pH måles potentiometrisk i en opslemning af jord og KCl (kaliumchlorid) i forholdet 1:2,5
Apparatur:
pH-meter
Reagenser:
1 M KCl (Kaliumchlorid) :
Afvej 74,56 g KCl (kaliumchlorid) på teknisk vægt og tilsæt dest. vand til mærket i en 1000,00
70
mL målekolbe.
Bufferopløsning, pH 4,01:
Radiometer pH 4.
Bufferopløsning, pH 7,00:
Radiometer pH 7.
Materialer:
Teknisk vægt.
Vejebåde.
Pipetter.
1000mL Målekolbe
20mL vials
Analysens:
Afvej 5,00 g tørret prøve, ved 105ºC, knust jord på teknisk vægt i en 20 mL plastvials.
Tilsætte 12,5 mL 1 M KCl-opløsning med pipette.
Opslemningen stilles på rystebord i 1 time
Hvorefter jorden bundfældes i 5-10 minutter, indtil en væskefase har udskilt sig over jorden.
Sørg for at pH-meteret er kalibreret i hh. til apparatvejledning for pH-meter
Anbring elektroden i den øvre kolloidfattige del af opslemningen således at diafragmaet er
under væskeoverfladen (under måling skal gummi proppen være aftaget). Undgå at
elektroden rammer jorden.
Skyl elektroden i dest. H2O mellem hver måling, aftør evt. dråber forsigtigt med et stykke
papir.
Beregning:
Resultatet aflæses direkte på apparatet (kombinationselektrode i forbindelse med et pH-meter, der
tillader en nøjagtighed på 0,05 pH-enheder) og angives som pH (KCl) med en decimal.
Aflæsningen anses for stabil når der står “STAB” på displayet.
Kemikalie sikkerhed
Kaliumchlorid - Der foreligger ikke information, der gør det muligt at klassificere stoffet. Bruges
med omtanke.
Affaldshåndtering:
71
Kaliumchlorid og Metrohm pH 4 og pH 7 hældes i vasken.
Plastvials med jorden/KCl skal smides ud. Hvis materialet er forurenet, skal det dog opsamles i beholder til
jordaffald.
9.1.6
Totalt kvælstof på sedimenter
Bestemmelse af Kvælstof efter Kjeldahl-metoden
Princip
Ved metoden bestemmes summen af organisk bundet kvælstof N org ammonium (NH4 +).
Norg. omdannes til NH4+ ved destruktion af organisk stof ved kogning med koncentreret svovlsyre (H2SO4),
idet kogepunktet forhøjes og destruktionen accelereres ved tilsætning af katalysator (Kjeltabs 3,5 g K2SO4
+ 0,4 g CuSO4.5H2O.)
Den færdigdestruerede blanding, hvori alle kvælstofforbindelser er omdannet til NH4+, gøres basisk ved
tilsætning af NaOH. Herved omdannes NH4+ til ammoniak NH3, der destilleres over i et forlag med borsyre
(H3BO3).
NH3 reagerer med borsyren, og den forbrugte borsyremængde er hermed et udtryk for mængden af NH3.
Denne bestemmes til slut ved titrering af destillatet med svovlsyre af kendt koncentration.
Reagenser:
Konc. svovlsyre. Husk at benytte beskyttelsesbriller og handsker
Kjeltabs 3,5 g K2SO4 + 0,4 g CuSO4, 5 H2O. Udtages med tang (VWR 10 260-0 Kjeltabs CK)
4 % Borsyre (0,65 mol); 40 g H3BO3 i 1000 ml målekolbe fyld op med dest. H2O
0,025 Mol Svovlsyre; en Titrisol ampul 0,05 Mol fortyndes til 2000ml med vand
40 % Natriumhydroxyd: 400 g afvejes i stinkskab. Husk briller og handsker. Fortyndes til 1 l i
bægerglas. Pas på kraftig varmeudvikling.
Udstyr
Analysevægt
Måleglas 50 ml
Destruktionsblok
Kjeltec 2200 destillationsudstyr
Destruktionsrør
Beskyttelsesbriller
Dispenser
Handsker
Bægerglas 400ml
”Gummi grydelapper”
Pipette 25 ml
Autotitrator TIM 900
Fremgangsmåde
72
Destruktion
En passende prøvemængde (jord/sediment: 1,0 g eller flyveaske 0,5g) afvejes og overføres til et tørt
destruktionsglas
NB: Hvis der er store kornstørrelser skal prøverne knuses først! Da det kan tilstoppe kjeldahl maskinen.
Der tilsættes 2 stk. Kjeltabs og 10 ml konc. Svovlsyre til destruktionsglasset (HUSK at læs
sikkerhedsforskriften, brug briller og handsker)
Når man har en meget fedtet prøve, skal man bruge 15mL svovlsyre ved destruktionen!
Klargjorte prøveglas sættes ind i holderne og placeres ved siden af varmeblokken
Det er vigtigt at holderen er fyldt op med destruktionsrør (8 stk.), ellers virker udsugningen ikke optimalt;
hvis der ikke er nok prøverne fylder man op med blindprøver
Destruktionsblokken tændes (knappen holdes ca. 1 sek.) og indstilles ved at trykke på edit: tid:= afhængig
af prøven (30-60min); temperatur = 420o C
Der sættes udsugningen på og når temperaturen har opnået 420o C sættes rørholderen ind i blokken.
Vakuum på max hastighed de første 3-5 minutter. Derefter reduceres vandhastigheden til dampene lige
fjernes
Destruktionen fortsætter til prøverne er færdigdestruerede. Når de bliver GRØNNE skal man give den
30min til
Fjern holderen med udsugningen yderligere tændt i ca. 10-15 min. Sæt dem på afdrypningsbakke til
afkøling
Destillationen
OPSTART Kjeltec
Tjek at slanger sidder i reagenser i skabet under apparatet og at der er nok af dem også af vandhane
vandet. Der skal også holdes øje med affaldsdunken!
Kjeltec tændes og vandhanen ved at dreje vandhanen til vendstre.
Skyl alle slanger for at undgå luft i dem, ved at trykke på program knappen 2 gange til der står ”add alkali”
og kør det igennem 3 gange. Gør det samme for ”add receiver” og tryk enter.
Derefter vælges program 1.
Destillation af prøven
Indsæt et destruktionsrør med en destrueret prøve og vrid den ¼ omgang for at sikre tæthed ved gummi
proppen. Træk forrude ned. Så snart forruden er nede, starter apparatet at destillere (pas på farveskift:
den skal være brunlig ellers er der ikke nok NaOH tilsæt)
73
Fjern den koniske kolbe.
Husk Sikkerhedsbriller gummihandsker og gummivarmebeskytter og fjern destruktionsrøret og anbring
et nyt, men luk forruden først, når du også har skiftet til konisk kolbe
Efter destillation af samtlige prøver indsættes et tomt destruktionsrør og konisk kolbe.
Destillationsenheden kan efterlades i denne tilstand for en kortere pause (frokost o. l )
Destillaterne titreres nu på autotitrator
HUSK efter end brug af destillationsenhed køres rengøringsprogram: skift til MANUAL program; sæt et
tom destruktionsrør ind; tryk på ADD water; tryk på steam on; steamgenerator begynder nu at udvikle
dampe; dette fortsættes i 5 min., derefter stoppes steam on; røret tømmes manuelt og sættes ind igen;
derefter tages slange fra NaOH dunken ud og sættes ind i en dunk med varm ionbyttet vand og skylles,
idet der vælges ”add alkali” flere gange. Når der er ca. 200mL væske i røret skal det tømmes.
På samme måde skylles slangen fra Borsyre dunken med ionbyttet vand, som anbringes i den store
vandflaske i skabet.
Sluk for vandtilløb og strøm. Rens spildbakkene og Luk forruden
Programmer:
Program 1:
30 mL borsyre
60 mL dest. Vand
60 mL 40% NaOH (uden klodser)
Safe mode: betyder hvis prøven er brændt fast, opløses dette ved at tilsætte lidt vand
efterfulgt af damp, og derefter tilsættes NaOH. Dermed bliver reaktionen ikke så voldsom.
Titrering
Tænd titratoren TIM 854 (bag maskinen)
Gå til elektrode faneblad (nr 2 fra venstre) og vælg 1 (calibrate elektrodes).
Sæt derefter elektroden i bufferen 4 og conferm ved at trykke på 1.
Derefter tryk på end of sycle end of analysis.
Når du nu er tilbage til menu kan du se en sol ved elektrodefanebladet.
Der skal være en sky ved reagentsbottle (faneblad 2).
Så er den klar til at analysere.
Vælg på faneblade ”method” 3: ”select method” og vælge metode ”Kjeldahl”
Rengøring efter kørsel:
Reagens menu: tryk 7 i reagnesmenu som er burette funktions
74
tryk 2:install reagens og sæt 0,025M H2SO4 og rens.
Når det er renset skal man tilbage til hovedmenu 1 run Kjeldahl og 1 confirm.
Rens elektrode og mål. 
Affaldhåndtering
Hæld opløsningen i spild dunk der hedder kjeldahl affald.
Beregning
(I)
NH 3
(II)
2H2BO3- + H2SO4 →2H2BO3 + SO4-
%N
H 3 BO4
NH 4
H 2 BO3
ml ( H 2 SO4 ) C ( H 2 SO4 ) 2 M N 100
1000 g
ml H2SO4= mL brugt ved titrering
C = 0,025mol/L
2 = reaktionsfaktor i reaktionsligningen
MN = 14,01 g/mol nitrogen
Literatur
Tecator Digestor User Manual
Kjeltec 2200 Distillation Unit, User Manual
Tecator Manual Application Note AN 16/79: Dertermination of Kjeldahl Nitrogen Content with Kjeltec
System I.
Jackson, M:L ( 1964): Soil ChemicalAnalysis – Prentice-Hall, In.
9.1.7 Totalt kvælstof i vand
Samme vejledning bruges som ved måling af på sediment. Der tilsættes 10 ml væskeprøve til rørene
sammen med Kjeltabs og syre inden kogning.
75
9.1.8
Klorofyl-α bestemmelse
76
77
78
79
80
81
9.2 Måleresultater
9.2.1 Klorofyl-α
Prøve Delprøve Filtreret vol. [L] A(750) A(665) A(665K) Cv [µg/L] Snit delprøve Snit tot
A
B
C
2
3
4
5
6
7
0,172
0,1975
0,25
0,168
0,192
0,138
0
0
0,003
0
0
0,003
Ethanol konc.
abs.faktor
forhold
99
96
83
80,48
1,03125
0,005
0,005
0,016
0,008
0,002
0,011
82
0,005
0,005
0,013
0,008
0,002
0,008
3,61
3,15
6,46
5,92
1,29
7,20
3,38
6,19
4,25
4,61
9.2.2 Organisk stof
Målinger:
prøve delprøve digle glødet digle+prøve våd digle+prøve tør tørvægt digle+prøve glødede
1A
1B
1C
1D
2A
2B
2C
4A
4B
4C
4D
5A
5B
5C
6A
6B
6C
7A
7B
7C
8A
8B
8C
9A
9B
9C
9D
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
[gr]
[gr]
[gr]
[gr]
[gr]
38,14
34,72
35,01
33,84
33,70
33,34
33,53
36,45
45,74
33,60
33,52
33,33
35,00
34,72
33,60
36,45
33,84
38,13
33,68
45,73
33,34
33,54
33,85
35,02
36,46
33,61
34,73
47,90
43,81
44,49
42,39
45,79
43,24
43,80
48,76
56,59
45,30
44,05
46,96
44,06
55,48
44,94
47,36
48,42
48,97
47,16
56,27
-
39,37
37,43
36,20
34,80
36,13
37,45
39,69
40,83
50,10
36,88
40,68
35,66
41,08
52,23
35,72
40,90
45,23
41,02
41,25
51,30
35,56
36,19
40,50
37,75
39,92
35,50
38,54
1,22
2,71
1,19
0,95
2,43
4,12
6,16
4,38
4,36
3,28
7,16
2,33
6,07
17,51
2,12
4,44
11,39
2,89
7,57
5,58
2,21
2,65
6,65
2,73
3,46
1,90
3,81
39,00
37,01
35,68
34,37
35,53
36,79
39,19
40,43
49,37
35,89
40,45
35,15
40,77
51,94
35,20
39,98
45,05
40,51
40,55
50,67
34,82
35,12
40,38
36,79
38,46
34,77
34,79
prøve delprøve Total solids
1A
1B
1C
1
2
3
gløderest pr tørvægt
[g TS/g prøve] [g gløderest/g tørvægt]
0,13
0,70
0,30
0,84
0,13
0,57
83
Organisk stof
[% af TS]
29,88
15,70
43,27
1D
2A
2B
2C
4A
4B
4C
4D
5A
5B
5C
6A
6B
6C
7A
7B
7C
8A
8B
8C
9A
9B
9C
9D
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
0,11
0,20
0,42
0,60
0,36
0,40
0,28
0,68
0,17
0,67
0,84
0,19
0,41
0,78
0,27
0,56
0,53
-0,07
-0,08
-0,20
-0,08
-0,09
-0,06
-0,11
0,56
0,75
0,84
0,92
0,91
0,83
0,70
0,97
0,78
0,95
0,98
0,75
0,79
0,98
0,83
0,91
0,89
0,67
0,60
0,98
0,65
0,58
0,61
0,02
NB: Røde værdier er ugyldige på grund af manglende data.
9.2.3 Karbonat
Standardrække
opløsning Afvejet [gr]
Gasudvikling
[ml CO2]
12
22
33
42
1
0,0503
2
0,0998
3
0,1508
4
0,2003
5
0,2510
50
6
0,3003
60
Røde værdier blev udelukket til standardrækken
84
44,11
24,82
16,22
8,23
9,11
16,67
30,03
3,15
21,80
4,98
1,64
24,77
20,58
1,53
17,34
9,29
11,34
33,21
40,27
1,72
35,07
42,09
38,76
98,39
standardrække for karbonatmåling
0,35
0,3
y = 0,0052x - 0,0154
R² = 0,9983
gr CaCO3
0,25
0,2
ml CO2
0,15
Linear (ml CO2)
0,1
0,05
0
0
20
40
60
80
ml CO2
Målinger og resultater
prøve
kerne 1
1
2
3
4
kerne 2
5
6
7
kerne 4
8
9
10
11
kerne 5
12
delprøve afvejet
[gr]
a
0,4523
b
0,1705
a
0,6522
b
0,7704
a
0,5524
b
0,4365
a
0,2148
b
0,1769
a
0,5484
b
0,4394
a
0,9997
b
1,371
a
1,0667
b
1,0892
a
1,258
b
1,5085
a
1,2456
b
1,4103
a
0,7005
b
0,5923
a
1,1016
b
1,2797
a
0,8467
CO2
[ml]
0
0
0
0
0
0
1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
karbonatindhold
[g]
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
85
CaCO3
[%]
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
snit
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
13
14
kerne 6
15
16
17
kerne 7
18
19
20
kerne 8
21
22
23
kerne 9
24
25
26
27
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
1,073
1,1292
1,2426
0,6676
0,6028
1,1447
1,1659
1,3612
1,3626
0,9208
0,8668
1,3282
1,4199
1,3372
1,3013
1,1701
1,3769
2,2603
2,1473
2,8373
1,997
2,2635
2,4057
2,4326
0
0
0
0
0
0
0
8
8
0
0
3
3
0
0
3
0
0
0
0
0
0
1
3
0
0
0
0
0
0
0
0,0262
0,0262
0
0
0,0002
0,0002
0
0
0,0002
0
0
0
0
0
0
0
0,0002
UDREGNINGER
9.2.4
kerne 1
pH
prøve
1
2
3
4
delprøve afvejet [gr]
pH
snit
a
b
a
b
a
b
a
5,61
5,57
-
-
3,7802
5,0068
5,0069
-
86
5,61
-
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
1,925
1,923
0,000
0,000
0,015
0,014
0,000
0,000
0,017
0,000
0,000
0,000
0
0
0
1,924
0
0,015
0
0,009
0
0
0
0,000
0,000
0,000
0,000
0,008
0
0
0,000
0,004
kerne 2
5
6
7
kerne 4
8
9
10
11
kerne 5
12
13
14
kerne 6
15
16
17
kerne 7
18
19
20
kerne 8
21
22
23
kerne 9
24
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
5,0006
5,002
5,0068
4,9926
5,0091
5,005
5,0014
5,0044
5,0021
5,0023
5,0062
4,9946
5,0029
4,999
5,0019
4,9996
5,0038
4,9989
5,0074
5,0019
5,0015
4,9984
5,001
5,0014
5,0094
5,0043
4,9992
5,0019
5,0095
5,004
5,036
5,0747
5,0169
5,0018
4,9937
5,0074
5,0064
4,9995
5,57
5,49
5,57
5,31
5,36
5,89
5,84
5,78
5,52
5,52
5,15
4,59
4,63
6,16
6,01
5,8
5,83
7,38
7,3
6,06
6,02
6,55
6,18
8,13
8,13
5,57
5,43
5,72
5,54
6
5,5
5,86
5,86
5,58
5,28
5,56
5,67
5,72
87
5,57
5,49
5,31
5,89
5,78
5,52
4,59
6,16
5,8
7,38
6,06
6,55
8,13
5,57
5,72
6
5,86
5,86
5,28
5,67
25
a
b
a
b
a
b
26
27
4,9912
5,0113
5,0144
4,9993
5,0006
4,9887
5,47
5,49
5,74
6,09
6,72
7,19
5,47
5,74
6,72
9.2.5 Fosfor i vand
Standardrække
prøve
konc. [ppm P]
absorbans
1
2
3
4
5
6
7
8
0
0,04
0,1
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0,000
0,015
0,055
0,117
0,239
0,364
0,572
0,716
Standardrække til fosformålinger
1,2
y = 1,3846x + 0,0329
R² = 0,992
konc ppm P
1
0,8
0,6
prøve
0,4
Linear (prøve)
0,2
0
0,000
0,200
0,400
absorbans
0,600
0,800
Målinger og resultater med test-kit
Prøver
målt med fosfor-kit
abs.
ppm
konc [mg P/L]
A
0,002 0,0356 0,0356
B
0,009 0,0453 0,0453
C
0,003 0,0370 0,0370
Målinger og resultater på ICP
snit
0,0393
88
prøve konc [mg P/L]
Ufiltreret A
B
C
0,053
0,278
0,030
snit
prøve
Filtreret A
B
C
0,120
konc [mg P/L]
snit
0,046
0,181
0,030
0,086
Forskel i total P mellem filtreret og ufiltreret = 0,120-0,086 = 0,035 mg P/l
9.2.6
Kvælstof i vand
prøve
tilsat prøve
[ml]
blind1 0
blind2 0
Ufiltreret A
10
B
10
C
10
prøve
Filtreret
A
B
C
tilsat prøve
[ml]
10
10
10
titreret H2SO4
[ml]
1,015
2,077
0,7193
1,058
1,244
titreret H2SO4
[ml]
0,6369
0,991
1,321
masse I prøve
[g]
0
0
-5,79E-04
-3,42E-04
-2,12E-04
masse I prøve
[g]
-6,37E-04
-3,89E-04
-1,58E-04
Konc
[mg N/L]
0
0
-57,91
-34,18
-21,16
snit
1,55
Konc
[mg N/L]
-57,91
-34,18
-21,16
Alle røde værdier er ikke korrekte, da et negativt tal må være ensbetydende med at der ikke er
noget kvælstof i prøven.
9.2.7
Fosfor på sediment
prøve delprøve
borekerne 1
1
2
3
4
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
afvejet gløderest
absorbans
0,205
0,233
0,237
0,242
0,418
0,333
0,208
0,220
0,203
0,201
0,206
0,235
0,262
0,200
0,150
0,224
0,199
0,114
0,124
0,115
0,130
0,150
89
borekerne 2
5
6
7
borekerne 4
8
9
10
11
borekerne 5
12
13
14
borekerne 6
15
16
17
borekerne 7
18
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
0,123
0,250
0,237
0,245
0,306
0,292
0,305
0,309
0,474
0,302
0,347
0,330
0,356
0,317
0,292
0,313
0,281
0,261
0,264
0,289
0,283
0,404
0,249
0,239
0,234
0,320
0,268
0,345
0,342
0,629
0,293
0,235
0,231
0,251
0,252
0,276
0,321
0,496
0,392
0,338
0,222
0,085
0,270
0,147
0,279
0,181
0,158
0,178
0,164
0,248
0,187
0,170
0,172
0,080
0,192
0,159
0,163
0,163
0,190
0,088
0,197
0,216
0,271
0,245
0,226
0,161
0,167
0,114
0,223
0,175
0,140
0,230
0,135
0,221
0,270
0,161
0,195
0,206
0,122
0,124
0,083
0,176
90
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
0,257
0,274
0,259
0,290
0,308
0,308
0,275
0,415
0,260
0,283
0,309
0,356
0,370
0,406
0,303
0,325
0,274
0,284
0,283
0,304
0,363
0,443
prøve
delprøve
1
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
konc
[ppm P i 50 mL]
0,358
0,396
0,310
0,241
0,343
0,308
0,191
0,205
0,192
0,213
0,241
0,151
0,407
0,236
19
20
borekerne 8
21
22
23
borekerne 9
24
25
26
27
0,178
0,142
0,122
0,135
0,143
0,154
0,129
0,194
0,238
0,304
0,194
0,232
0,250
0,204
0,025
0,286
0,161
0,182
0,184
0,077
0,228
0,288
Udregninger
borekerne 1
2
3
4
borekerne 2
5
91
Konc
[‰ P]
1,746
1,696
1,306
0,996
0,821
0,926
0,916
0,929
0,946
1,058
1,171
1,221
1,630
0,997
konc
[mg P/Kg glødrest]
1746,009
1695,950
1306,155
996,232
821,481
926,232
915,720
929,112
945,982
1058,141
1170,754
1221,338
1629,575
997,200
konc
[mg P/kg TS]
1224,321
1189,220
915,891
839,848
692,529
780,837
519,446
527,043
536,613
591,402
654,342
682,614
1225,076
749,672
6
7
borekerne 4
8
9
10
11
borekerne 5
12
13
14
borekerne 6
15
16
17
borekerne 7
18
19
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
b
c
a
0,419
0,284
0,252
0,279
0,260
0,376
0,292
0,268
0,271
0,144
0,299
0,253
0,259
0,259
0,296
0,155
0,306
0,332
0,408
0,372
0,346
0,256
0,264
0,191
0,342
0,275
0,227
0,351
0,220
0,339
0,407
0,256
0,303
0,318
0,202
0,205
0,148
0,277
0,279
0,230
0,202
1,714
0,927
0,863
0,916
0,842
0,794
0,967
0,773
0,821
0,404
0,942
0,867
0,826
0,920
1,134
0,587
1,058
1,172
1,011
1,494
1,448
1,093
0,825
0,713
0,990
0,805
0,360
1,199
0,936
1,466
1,620
1,016
1,097
0,993
0,407
0,522
0,438
1,248
1,088
0,838
0,779
92
1713,832
926,815
862,759
915,630
841,886
793,674
966,612
772,924
820,621
403,675
942,408
866,911
826,165
919,594
1134,435
586,821
1058,035
1171,809
1011,216
1493,886
1447,550
1093,250
824,628
712,797
990,336
804,693
360,426
1199,174
936,205
1466,450
1619,841
1016,371
1097,055
992,598
406,980
521,914
437,731
1247,585
1088,270
837,639
779,232
1288,418
776,480
722,815
767,110
772,629
728,383
887,095
702,491
745,842
366,890
785,322
722,409
688,455
643,455
793,782
410,608
1024,686
1134,875
979,343
1168,227
1131,992
854,928
783,577
677,313
941,036
791,521
354,526
1179,545
704,338
1103,259
1218,660
807,205
871,285
788,324
400,766
513,945
431,048
1031,216
899,531
692,367
706,867
20
borekerne 8
21
22
23
borekerne 9
24
25
26
27
b
c
a
b
c
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
a
b
9.2.8 Kvælstof på sediment
Prøve Delprøve Afvejet
[g]
blind
0
1A
1a
1,0888
1b
1,0723
1c
1,0182
1B
2a
1,0134
2b
1,0322
1C
3a
0,9975
0,220
0,231
0,246
0,212
0,302
0,362
0,454
0,302
0,354
0,379
0,315
0,068
0,429
0,256
0,285
0,288
0,140
0,349
0,432
Tit.H2SO4
[ml]
0,3466
21,816
20,6285
3,03
32,817
9,891
46,218
0,759
0,750
0,800
0,769
0,727
1,396
1,601
0,975
0,995
1,024
0,777
0,223
1,320
0,934
1,004
1,017
0,459
0,960
0,975
Konc. H2SO4
[mol/l]
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
93
758,788
749,668
800,157
768,860
727,412
1396,128
1601,335
974,822
995,019
1023,629
776,936
223,190
1320,491
933,652
1004,220
1017,208
459,230
960,035
974,633
688,321
680,048
709,386
681,639
644,893
932,454
1069,509
582,232
594,295
1006,024
763,574
144,925
857,439
540,719
581,588
622,965
281,245
15,500
15,736
masse i prøve
[g]
0
% N af TS
[%]
conc.
[mg N/kg TS]
0
0,015
0,014
0,002
0,023
0,007
0,032
1,381
1,325
0,185
2,244
0,648
3,221
13812,743
13249,530
1846,122
22444,755
6477,284
32213,449
1D
2A
2B
2C
4A
4B
4C
4D
5A
5B
5C
6A
6B
6C
7A
7B
7C
8A
8B
8C
3b
4a
4b
5a
5b
6a
6b
7a
7b
8a
8b
9a
9b
10a
10b
11a
11b
12a
12b
13a
13b
14a
14b
15a
15b
16a
16b
17a
17b
18a
18b
19a
19b
20a
20b
21a
21b
22a
22b
23a
23b
1,0101
1,0774
1,0279
1,0519
1,0917
1,0235
1,0062
1,039
1,0435
1,0648
1,0059
1,0393
1,004
1,0878
1,0154
1,0042
1,0887
1,0788
1,0016
1,0056
0,9979
1,0227
1,0021
1,003
1,004
0,9919
1,0082
1,0221
1,0215
1,0101
1,0901
1,0015
0,9994
1,0022
1,0568
1,0108
1,0235
1,0129
1,0003
1,0268
1,0102
16,491
36,968
17,328
28,695
10,7998
16,536
6,127
6,517
3,699
11,332
6,021
7,602
4,918
17,7286
9,463
4,079
1,261
18,387
10,214
4,579
1,721
2,652
1,047
15,982
9,647
7,796
7,468
2,531
1,02
6,457
7,067
4,895
3,818
5,866
3,646
14,133
13,182
12,121
9,652
1,085
1,1028
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,011
0,026
0,012
0,020
0,007
0,011
0,004
0,004
0,002
0,008
0,004
0,005
0,003
0,012
0,006
0,003
0,001
0,013
0,007
0,003
0,001
0,002
0,000
0,011
0,007
0,005
0,005
0,002
0,000
0,004
0,005
0,003
0,002
0,004
0,002
0,010
0,009
0,008
0,007
0,001
0,001
94
1,120
2,381
1,157
1,888
0,671
1,108
0,402
0,416
0,225
0,723
0,395
0,489
0,319
1,119
0,629
0,260
0,059
1,171
0,690
0,295
0,096
0,158
0,049
1,092
0,649
0,526
0,495
0,150
0,046
0,424
0,432
0,318
0,243
0,386
0,219
0,955
0,878
0,814
0,652
0,050
0,052
11196,072
23810,368
11572,595
18878,272
6707,398
11080,288
4024,220
4160,121
2250,461
7226,965
3951,603
4890,222
3189,508
11193,318
6289,185
2603,611
588,351
11714,220
6901,072
2948,286
964,793
1579,087
489,602
10919,838
6488,974
5260,918
4947,967
1497,087
461,788
4237,536
4318,540
3181,382
2433,176
3857,852
2187,008
9554,188
8784,756
8142,923
6516,478
503,749
524,370
9A
9B
9C
9D
24a
24b
25a
25b
26a
26b
27a
27b
1,0597
1,0003
0,9931
1,0044
1,0151
1,025
1,0261
1,0424
13,309
12,354
15,365
28,762
14,81
14,941
1,055
0,9738
%N
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,025
0,009
0,008
0,011
0,020
0,010
0,010
0,000
0,015
0,857
0,841
1,059
1,982
0,998
0,997
0,048
1,381
8568,615
8408,661
10593,484
19817,789
9980,900
9974,027
483,612
13812,743
ml ( H 2 SO4 ) C ( H 2 SO4 ) 2 M N 100
1000 g
9.3 Prøvebeskrivelser
Borekerne 1 Delprøve Dybde
[cm]
1A
2,5
1B
15,5
1C
27
1D
29,5
Delprøve
1A
1B
1C
1D
Fosfor
[mg P/kg TS]
1110
771
528
643
Sedimentsammensætning
Mørk/ sort, fingrynet
Få rødder, brut
Rødder, brunt, mere grynet
Rødder, meget fingrynet
95
Karbonat
[%]
0,00
0,00
0,00
0,00
pH
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
29,9
5,61 15,7
43,3
44,1
Borekerne 2 Delprøve Dybde Fosfor
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
2A
2B
2C
Delprøve
2A
2B
2C
2
13
32,5
1088
755
796
0,00
0,00
0,00
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,57 24,8
5,49 16,2
5,31 8,2
Mørkt, sort
Meget fast, brunt
Meget fast, gråligt, ler
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
4A
4B
4C
4D
3
13,5
33,5
38,5
605
732
616
1046
0,00
0,00
0,00
0,00
96
5,89
5,78
5,52
4,59
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
9,1
16,7
30,0
3,2
4040
8741
1596
Delprøve
4A
4B
4C
4D
Mørkt, meget grynet
Medium fast, grynet, brunt
Fast, gråt, leret
Fast, mørkere gråt, mere organisk
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
5A
5B
5C
Delprøve
5A
5B
5C
4,5
17
29
1052
801
775
0,00
0,00
0,00
Meget sort, humus
Brunt, grynet
Fast, gråt, ler
97
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
6,16 21,8
5,80 5,0
7,38 1,6
9308
1957
1034
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
6A
6B
6C
Delprøve
6A
6B
6C
2,5
18,5
34
1009
822
449
0,00
1,92
0,00
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
6,06 24,8
6,55 20,6
8,13 1,5
8704
5104
979
Sort, humus
Brunt, fast
Fast, gråt, hvide skaller
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
7A
7B
4
23
874
692
0,01
0,00
98
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,57 17,3
5,72 9,3
4278
2807
7C
Delprøve
7A
7B
7C
33,5
679
0,01
6
3022
Brunt/ sort
Fast, brunt, få hvide skaller
Gråt, fast, få hvide skaller
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
8A
8B
8C
Delprøve
8A
8B
8C
11,3
3,5
17
34,5
1001
588
885
0,00
0,00
0,00
Brunt/ mørkt
Fast, brunt, grynet
Gråt, fast, leret
99
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
5,86 33,2
5,86 40,3
5,28 1,7
9169
7330
514
Karbonat pH
[cm]
[mg P/kg TS] [%]
9A
9B
9C
9D
Delprøve
9A
9B
9C
9D
3
15,5
28
37,5
501
561
452
16
0,00
0,00
0,00
0,00
5,67
5,47
5,74
6,72
Organisk Kvælstof
[%]
[mg N/kg TS]
35,1
42,1
38,8
98,4
8489
15206
9977
453
Brunt/ mørkt
Fast, brunt, fingrynet
Fast, brunt, mere grynet
Gråt, fast, få skaller
9.4 Databehandling
9.4.1 Udregning af vandbalance
Vandbalance sø2
Qud
[m^3/år]
=
Evapotranspiration
Vregn
* Aopland2
+Qind,sø3
+Qind,by
-fordamp
* Aopland2
-transp
* Aopland2
[m/år]
[m^2]
[m^3/år]
[m^3/år]
[m/år]
[m^2]
[m/år]
[m^2]
Vandbalance sø3
Qud,sø3
3,77E+05
[m^3/år]
=
=
Aopland,sø3
800000
[m^2]
* Vregn
0,383
[m/år]
- Aopland, sø3
800000
[m^2]
100
* fordamp
0,15
[m/år]
+ fra nukissiorfiit
190443
[m^3/år]
Spildevands pr. person
Vand fra bebyggelse
Qind,spildevand
4035
=
=
[m^3/år]
pers.
81
* snit forbrug
49,81163335
[pers]
[m^3/(år*pers)]
vandforbrug sisimiut 2009
indbyggere sisimiut 2011
vandforbrug pr pers pr år:
276.604
5553
[m^3]
pers
49,81163335
Nedbørsbalance sø2
Qnedbør,sø2 =
1,26E+05
=
[m^3/år]
Qud sø2
Aopland,sø2
540900
[m^2]
* Vregn
0,383
[m/år]
- Aopland, sø2
540900
[m^2]
= Qind,sø3 + Qind,by + Qind,sø2
* fordamp
0,15
[m/år]
1,58E+05 [m^3/år]
Hydraulisk opholdstid
HRT
0,097
[år]
=
=
Vsø2
49245
[m^3]
/ Qud,sø2
5,07E+05
[m^3/år]
9.4.2 Udregning af fosforbalance
Fosforbalance sø2
oplagring = ind - ud
Metode 1
Ind =
14,91 =
konc. i gråt spildevand
* gråt spildevand pr. pers
* antal pers
0,0033
49,81
81
[kg/år]
[kg/m^3]
[m^3/år*pers]
Metode 2
Ind =
pr. PE pr år
* antal pers
+ konc. naturligt
93,24 =
1,13
81
0,000011
1,45E+05
66,64 =
0,803
81
0,000011
1,45E+05
58,29 =
[kg/år]
0,7
[kg/år*pers]
81
0,000011
1,45E+05
[kg/m^3]
[m^3/år]
ud
17,92
[kg/år]
=
=
c(sø)
0,00012
[kg/m^3]
*
101
* indløb
+ konc. naturligt
0,000011
* indløb
1,45E+05
[kg/m^3]
[m^3/år]
Udledning
1,13
0,803
0,7
kg P/år
9.4.3
Oplagring =
75,32
48,71
40,37
kg P/år
Ind
93,24
66,64
58,29
kg P/år
- ud
17,92
17,92
17,92
kg P/år
Udregning af fosforpulje
Vsø2
4,92 * 107
[l]
=
=
Asø2
65660
[m^2]
Dybdeaktivt lag
0,75
[m]
Msediment
7,39*107
[kg]
=
=
Vsø2
4,92 * 107
[l]
*
Densitetsediment
1,5
[kg/l]
Tørvægt
1,86 * 107
[kg TS]
=
=
Msediment
7,39*107
[kg]
*
TS/g sediment
0,25
[g TS/g sed]
Mfosfor
7975
[kg P]
=
=
Tørvægt
1,58 * 107
[kg TS]
*
Fosforindhold
428
[mg P/kg TS]
K
0,000281
=
=
Fosforindhold(vand)
0,12
[mg P/L]
*
/
Fosforindhold(sediment)
428
[mg P/kg TS]
Fosforindhold(rent sed)
39
[mg P/kg TS]
=
=
Fosforindhold(rent vand)
0,011
[mg P/L]
Mfosfor,rent
729
[kg P]
*
Fosforindhold(rent sed)
39
[mg P/kg TS]
=
=
Tørvægt
1,58 * 107
[kg TS]
102
/
K
0,000281
fosforudledning år siden lager var tomt
1,13
96
0,7
179
0,803
149
9.4.4 Scenarier
Situation 1 – delvis opblanding
metode 2
fosfor i sedimentet [kg]
12300
12200
metode2 - uden fosfat
12100
oplagring(sed) =
ind
- ud
-2,85
= 13,08 15,93
[kg/år]
[kg/år] [kg/år]
med
fosfatvask
12000
11900
uden
fosfatvask
11800
11700
11600
Situation 2 – ingen opblanding
11500
0
oplagring(sed)
=
77,59
[kg/år]
ind
- ud
93,25
[kg/år]
15,66
[kg/år]
Situation 2 – uden fosfat
oplagring(sed)
=
-0,74
[kg/år]
ind
- ud
14,92
[kg/år]
15,66
[kg/år]
fosfor i sediment [kg]
Situation 2
5
32,23
[kg/år]
=
ind
- ud
93,25
[kg/år]
61,01
[kg/år]
fosfor i sediment [kg]
oplagring(sed)
15
med
fosfatvask
uden
fosfatvask
5
år
10
situation 3
8400
Situation 3
10
situation 2
8800
8700
8600
8500
8400
8300
8200
8100
8000
7900
0
Situation 3 – fuld opblanding
år
8200
med
fosfatvask
8000
7800
uden
fosfatvask
7600
7400
0
103
5
år
10
Situation 3 -uden fosfat
oplagring(sed)
=
-46,09
[kg/år]
ind
- ud
14,92
[kg/år]
61,01
[kg/år]
9.4.5 Sensitivitetsanalyse
10%-regulering
parametre
fosforudledning opblanding
konc. i
af sø3
søvand
[kg/(år)]
[m^3/år]
kg/m^3
1,13
18842,15
0,00
1,24
20726,37
0,00
1,70
188421,50
102,41
93,25
93,25
17,92
18,15
19,72
84,49
75,10
73,53
12%
0%
-2%
nu
+ 10%
ind
ud
oplagring (sed)
ændring I oplagring
Grænseværdier
Laveste
fosforudledning flow fra sø3 konc i søvand
kg/år
m^3/år
kg/m^3
0,16437839
188421,5
0,00036
Laveste grænse
oplagring
=
-99,75
[kg/år]
Højeste
ind
- ud
14,91
[kg/år]
114,65
[kg/år]
fosforudledning flow fra sø3 konc i søvand
kg/år
m^3/år
kg/m^3
121,1811045
18842,15
0,000022
Højeste grænse
oplagring
120,77
[kg/år]
=
ind
- ud
121,18
[kg/år]
0,41
[kg/år]
104
9.5 Driftsskema fra Nukissiorfiit
vandproduktion januar
forbrug royal
greenland
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
ialt
forbrug
by+RG
0
0
0
0
6
34
81
90
21
13
24
44
30
27
11
14
13
16
32
13
14
16
11
9
14
15
14
13
20
12
6
1246
1376
939
1214
1400
1230
1192
1402
1254
1054
1257
1362
1157
1310
1144
1366
1254
967
1259
1224
1230
1289
1253
1073
1192
1240
1241
1264
1285
2531
797
39002
pumpet fra sø pumpet fra/til sø3
5
2839
1593
2982
1606
2382
1443
2729
1515
3223
1823
2832
1602
2800
1608
3187
1785
2982
1728
2466
1412
2834
1577
3070
1708
2614
1457
3007
1697
2738
1594
3398
2032
2855
1601
2418
1451
2950
1691
2821
1597
2958
1728
3104
1815
2949
1696
2475
1402
2724
1532
2923
1683
2817
1576
2943
1679
3044
1759
3422
891
1952
1155
88438
49436 [m^3/måned]
593232 [m^3/år]
105
vandproduktion februar
forbrug royal
forbrug
greenland
by+RG
5
1
12
1259
2850
1591
2
15
1270
2847
1577
3
24
1316
2913
1597
4
34
1224
2751
1527
5
31
1424
3210
1786
6
10
1155
2703
1548
7
11
1188
2635
1447
8
11
1289
2794
1505
9
19
1233
2785
1552
10
13
1238
2865
1627
11
21
1245
2780
1535
12
15
1331
3123
1792
13
11
1384
3059
1675
14
9
1073
2399
1326
15
12
1143
2699
1556
16
16
1240
2795
1555
17
13
1243
2890
1647
18
25
1167
2807
1640
19
28
1360
3127
1767
20
28
1164
2767
1603
21
26
1193
2665
1472
22
12
1270
2838
1568
23
38
1304
2857
1553
24
22
1321
2826
1505
25
14
1257
2851
1594
26
13
1346
2997
1651
27
17
1368
2968
1600
28
9
1183
2473
1290
i
35188
79274
44086 [m^3/måned]
alt
529032 [m^3/år]
106
vandproduktion marts
forbrug royal
greenland
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
i
alt
forbrug
by+RG
11
19
17
12
21
21
16
11
20
13
18
18
18
16
13
19
18
17
15
9
15
13
45
29
32
32
12
13
28
21
30
1340
1263
1314
1230
1394
1453
1511
1266
1492
1262
1257
1501
1106
1365
1252
1284
1330
1264
1362
1226
1297
1251
1375
1234
1424
1741
778
1222
1394
1270
1312
40770
5
3889
2549
2796
1533
2855
1541
2854
1624
3085
1691
2933
1480
2738
1227
2782
1516
2954
1462
2800
1538
2700
1443
3175
1674
3407
2301
2671
1306
2692
1440
2731
1447
2766
1436
2734
1470
2893
1531
2751
1525
2756
1459
2796
1545
2880
1505
2659
1425
2910
1486
2843
1102
1509
731
1980
758
2042
648
2043
773
1929
617
84553
43783 [m^3/måned]
525396 [m^3/år]
107
vandproduktion april
forbrug royal
forbrug
greenland
by+RG
5
1
25
1424
2572
1148
2
31
1498
3048
1550
3
33
1480
3139
1659
4
15
935
2202
1267
5
24
1455
2910
1455
6
31
1277
2821
1544
7
48
1336
2814
1478
8
35
1301
2840
1539
9
80
1537
3313
1776
10
64
1098
2492
1394
11
71
1250
2666
1416
12
233
1590
2892
1302
13
79
1315
2759
1444
14
91
1444
2941
1497
15
240
1342
2605
1263
16
904
2222
3014
792
17
172
1338
2687
1349
18
2112
3401
2636
-765
19
1901
3096
2797
-299
20
1941
3214
2868
-346
21
1371
2908
3393
485
22
56
1017
2493
1476
23
31
1251
2747
1496
24
158
1552
3046
1494
25
140
1272
2703
1431
26
67
1305
2736
1431
27
312
1667
2991
1324
28
1481
2720
2751
31
29
2267
3388
2716
-672
30
3229
4809
3537
-1272
i
55442
85129
29687 [m^3/måned]
alt
356244 [m^3/år]
108
vandproduktion maj
forbrug royal
greenland
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
i
alt
forbrug
by+RG
1878
548
2635
2481
1627
2397
2245
889
1426
2399
2219
2866
2767
3116
3447
3505
2407
2795
3040
2604
1137
2694
2255
2847
2425
2511
2536
1926
2425
2384
2384
2800
1707
3840
3640
3031
3455
3555
2209
2408
3687
3454
4043
3912
4309
4614
3676
3634
4058
4362
3592
2423
3939
3295
4073
3679
3644
3780
3255
2397
3505
3662
107638
5
2339
-461
2515
808
2792
-1048
2770
-870
2890
-141
2748
-707
3001
-554
3046
837
2325
-83
2837
-850
2821
-633
2786
-1257
2728
-1184
2719
-1590
2883
-1731
2680
-996
2790
-844
2813
-1245
3093
-1269
2541
-1051
3039
616
2789
-1150
2436
-859
2828
-1245
4732
1053
3346
-298
2845
-935
3087
-168
2504
107
2852
-653
2857
-805
88432
-19206 [m^3/måned]
-230472 [m^3/år]
109
vandproduktion juni
forbrug royal
greenland
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
i
alt
forbrug
by+RG
2949
3629
2525
2982
751
3250
3074
2957
2931
2827
2749
1956
996
1712
914
3016
2628
2347
1054
1759
1670
490
2193
2399
2569
575
2139
2668
2596
2574
4258
5015
3468
4523
1703
4434
4284
4109
4130
4100
4065
2910
2409
3511
1539
4099
4075
3738
2217
2616
3030
1674
3379
3644
3881
1677
3301
3959
3990
3689
40770
5
3913
-345
3410
-1605
2336
-1132
3288
-1235
2354
651
2800
-1634
2815
-1469
2798
-1311
2827
-1303
3039
-1061
3047
-1018
2556
-354
2826
417
3001
-510
3005
1466
2985
-1114
2619
-1456
2984
-754
2943
726
2244
-372
3177
147
2757
1083
2770
-609
2825
-819
3180
-701
2604
927
2829
-472
3124
-835
2988
-1002
3028
-661
84553
84553 [m^3/måned]
1014636 [m^3/år]
110
vandproduktion juni
forbrug royal
greenland
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
i
alt
forbrug
by+RG
2837
2507
118
78
226
519
2314
3682
4605
2490
2684
3347
3332
3461
3677
3901
850
2285
2931
2973
2636
2956
2747
916
2926
3154
3294
3324
3491
3247
2021
3733
3418
1029
753
1112
1471
3498
4511
5626
1991
3303
4263
4260
4358
4545
5039
1527
2994
3787
3848
3480
3783
3669
1756
3644
3873
4167
4097
4245
4133
2428
104341
5
3172
-561
3452
34
3286
2257
2454
1701
3043
1931
3138
1667
3005
-493
3165
-1346
3808
-1818
2546
555
3045
-258
3045
-1218
3020
-1240
3015
-1343
3065
-1480
3606
-1433
2715
1188
2701
-293
3106
-681
3019
-829
3035
-445
2946
-837
3334
-335
2920
1164
2473
-1171
2734
-1139
2997
-1170
2778
-1319
3126
-1119
3126
-1007
2992
564
93867
-10474 [m^3/måned]
-125688 [m^3/år]
111
Vandproduktion august
forbrug royal
forbrug
greenland
by+RG
5
1
2410 2250 2
3349
4078
2683
-1395
3
3359
4266
2847
-1419
4
3278
4015
2778
-1237
5
3497
4602
2754
-1848
6
1818
2620
2760
140
7
1941
2693
2979
286
8
2950
3667
2026
-1641
9
4088
4912
2806
-2106
10
3783
4705
2758
-1947
11
3452
4206
2759
-1447
12
3247
4058
2729
-1329
13
3029
3900
2982
-918
14
1720
2056
2792
736
15
1407
2685
2674
-11
16
3163
3987
2779
-1208
17
3097
3924
2757
-1167
18
2923
3812
2760
-1052
19
2288
3405
2771
-634
20
3179
4511
3461
-1050
21
92
796
2536
1740
22
480
1314
2547
1233
23
3196
4059
2937
-1122
24
2136
2975
2718
-257
25
2524
3453
2771
-682
26
3189
4041
2811
-1230
27
1112
2011
2902
891
28
2000
2866
3170
304
29
524
1220
2372
1152
30
3332
4363
2796
-1567
31
2897
3701
2820
-881
ialt
79460
102901
85485
-19666 [m^3/måned]
-235992 [m^3/år]
112
Vandproduktion august
forbrug royal
forbrug
greenland
by+RG
5
1
2963
3886
3011
-875
2
2296
4022
2992
-1030
3
2091
2139
2914
775
4
271
854
2348
1494
5
482
1219
2596
1377
6
3041
3956
2832
-1124
7
2503
3375
2779
-596
8
2246
3117
2866
-251
9
2764
3698
2908
-790
10 11
1981
3595
5685
2090
12
686
1460
2637
1177
13
3252
4055
2810
-1245
14
3826
4699
2826
-1873
15
3036
3967
2810
-1157
16
4568
5886
3546
-2340
17
2887
3625
2572
-1053
18
1208
1817
2402
585
19
388
1210
2652
1442
20
3349
4197
2820
-1377
21
2796
3597
2667
-930
22
2360
3335
2591
-744
23
2893
3767
2616
-1151
24
2707
3654
2900
-754
25
629
1299
2681
1382
26
2641
3537
2524
-1013
27
3287
4119
2661
-1458
28
2822
3683
2722
-961
29
2495
3316
2708
-608
30
2498
3333
2729
-604
ialt
68966
94417
82805
-11612 [m^3/måned]
-139344 [m^3/år]
113
vandproduktion oktober
forbrug royal
forbrug
greenland
by+RG
5
1
1913
2700
2759
59
2
192
965
2655
1690
3
871
1774
2688
914
4
2860
3669
2596
-1073
5
2667
3469
2631
-838
6
2746
3556
2608
-948
7
3004
3812
2649
-1163
8
2393
3271
2807
-464
9
209
1255
3181
1926
10
327
947
1968
1021
11
2575
3544
2685
-859
12
2895
3604
2605
-999
13
2562
3357
2666
-691
14
2366
3209
2016
-1193
15
2128
2983
3310
327
16
89
1006
2893
1887
17
587
1341
2452
1111
18
3134
4016
2627
-1389
19
3220
4061
2641
-1420
20
3140
3891
2620
-1271
21
2814
3677
2563
-1114
22
2281
3129
2895
-234
23
864
1775
2882
1107
24
2243
2942
2225
-717
25
2792
3626
2672
-954
26
3204
4002
2611
-1391
27
3197
4031
2742
-1289
28
3054
3856
2684
-1172
29
2150
2979
2784
-195
30
612
1410
2690
1280
31
459
1311
2509
1198
ialt
63548
89168
82314
-6854 [m^3/måned]
-82248 [m^3/år]
114
9.6 Forslag til håndtering af udløbsvand fra sø3
115
9.7 Priser på restaureringsmetoder
Opgravning af sediment: 10 – 20 kr/m2 * 65.660 ≈ 650.000 kr – 1.313.000 kr
Iltning: 20.000 kr/10.ooom2 * 65.660 m2 ≈ 130.000 kr
Aluminium: 3 kr/m2 * 65.660 m2 ≈ 200.000 kr
Begrænsning af fosforinflow:
Opsætning af plakater (100 stk. af 70*100cm) ≈ 3.000 kr.
Annonce i Sermitsaq (1/8 side sort/hvid) ≈ 3.700 kr.
Øgning af gennemstrømning fra sø3: (6.500 kr/m + 50 kr./(år*m)) * 50 m = 325.000 kr. + 2.500
kr/år
9.8 Statistisk output fra RStudio
Sammenhæng mellem fosfor og hhv. dybde og pH
Call:
lm(formula = fosfor ~ dybde + pH + as.factor(borekerne), data = Data)
Residuals:
Min
1Q
-205.34 -55.39
Median
13.66
3Q
34.29
Max
183.26
Coefficients:
Estimate Std. Error t value Pr(>|t|)
(Intercept)
1960.506
368.415
5.321 0.000139 ***
dybde
-3.471
2.404 -1.444 0.172513
pH
-202.443
61.343 -3.300 0.005746 **
as.factor(borekerne)2
78.782
159.838
0.493 0.630310
as.factor(borekerne)4 -31.657
155.763 -0.203 0.842095
as.factor(borekerne)5 279.005
167.513
1.666 0.119699
as.factor(borekerne)6 262.685
178.215
1.474 0.164286
24.573
160.141
0.153 0.880404
74.973
159.718
0.469 0.646552
159.556 -1.648 0.123283
--Signif. codes: 0 ‘***’ 0.001 ‘**’ 0.01 ‘*’ 0.05 ‘.’ 0.1 ‘ ’ 1
Residual standard error: 138.2 on 13 degrees of freedom
(4 observations deleted due to missingness)
Multiple R-squared: 0.6954,
Adjusted R-squared: 0.4846
F-statistic: 3.298 on 9 and 13 DF, p-value: 0.02539
116
Sammenhæng mellem kvælstof og hhv. dybde og organisk stof
Call:
lm(formula = kvaelstof ~ as.factor(borekerne) + dybde + organisk)
Residuals:
Min
1Q
-5651.5 -1025.4
Median
-53.5
3Q
1267.8
Max
3326.0
Coefficients:
Estimate Std. Error t value Pr(>|t|)
(Intercept)
7414.20
2515.60
2.947 0.009464
2139.14 -1.689 0.110696
2011.94 -2.940 0.009601
2314.69 -2.379 0.030137
2137.90 -2.939 0.009628
2200.39 -3.188 0.005723
1969.12 -4.083 0.000867
1938.76 -3.168 0.005961
dybde
-18.71
43.28 -0.432 0.671327
organisk
264.89
53.20
4.979 0.000137
--Signif. codes: 0 ‘***’ 0.001 ‘**’ 0.01 ‘*’ 0.05 ‘.’ 0.1 ‘
Residual standard error: 2513 on 16 degrees of freedom
(1 observation deleted due to missingness)
Multiple R-squared: 0.8658,
Adjusted R-squared: 0.7904
F-statistic: 11.47 on 9 and 16 DF, p-value: 1.964e-05
117
**
**
*
**
**
***
**
***
’ 1

BBR-Medd~data

Transcription

Similar documents

Vejledning for gennemførelse af sørestaurering

Odense Fjord - Scenarier for reduktion af næringsstoffer

- Miljøstyrelsen

Huset som samlet systemleverance

Oplandsrådsmøde 8 jan2014 referat

Hosta I BEDE

D.1 Jordbær-orangeparfait på en bund af

Flydende gødning er billigst og mest præcis

Læs hele udgaven af Gødningsaktuelt nr. 3 her

Ældre og Naturmedicin/Kosttilskud - Steffen Bager