KÆRGÅRD PLANTAGE SAMLERAPPORT TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2

Transkript

1 Til Region Syddanmark & Miljøstyrelsen Dokumenttype Samlerapport Dato Marts, 2012 KÆRGÅRD PLANTAGE SAMLERAPPORT TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2

2 SAMLERAPPORT TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 Revision 1 Dato Udarbejdet af Rambøll: LRSB COWI: TJR, LNS, JAD Geosyntec: ND, LMC ISOTEC: PK Kontrolleret af KMH, TJR Godkendt af TJR Beskrivelse Teknologiudvikling vedr. in situ oprensning under grube 1 og 2 i Kærgård Plantage Ref A Rambøll Lysholt Allé 10 DK-7100 Vejle T F

3 SAMLERAPPORT - KÆRGÅRD PLANTAGE - TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 INDHOLD 1. Resume 1 2. Summery 5 3. Indledning Baggrund Formål Oprensningskriterium for fuldskala Gennemførte aktiviteter Beskrivelse af grube 1 og 2 samt forudsætninger for afværge Geologi og hydrogeologi Forureningsforhold Forureningsmasse Redox og geokemiske forhold Indsatsområde for afværge under grube 1 og Konceptuel model Kemisk metode Beskrivelse af metoder Resultat af laboratorieforsøg Resultat af pilotforsøg Muligheder for fuldskalaoprensning Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Termisk metode Beskrivelse af metode Resultat af laboratorieforsøg Resultater af modellering Resultater af grundvandsmodelleringen Muligheder for fuldskalaoprensning Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Biologisk metode Beskrivelse af metode Resultat af laboratorieforsøg Resultat af pilotforsøg Muligheder for fuldskalaoprensning Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Kemisk oxidation kombineret med biologisk metode Beskrivelse af metode Resultat af pilotforsøg Muligheder for fuldskalaoprensning Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Afværgescenarier til fuldskalaoprensning Sammenligning af afværgemetoder Afværgescenarier til fuldskalaoprensning Usikkerhedsvurdering Vurdering af konsekvens af behandlingen i forhold til miljøet Massefjernelse Effekt på ophold i klitterne og på stranden Anbefalinger til fuldskalaoprensning Valg af indsatsområde Anbefaling af afværgemetoder Forundersøgelser Referencer 76

4 SAMLERAPPORT - KÆRGÅRD PLANTAGE - TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 BILAG 1. Tegninger 1.1. Oversigtskort 1.2. Oversigtskort, grube Oversigtskort, grube Konceptuel model, grube Konceptuel model, grube 2 2. Forureningsforhold 3. Økonomi for de 4 afværgemetoder 4. Beskrivelse af 11 supplerende afværgescenarier med økonomi

5 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 1 1. RESUME Denne rapport beskriver resultaterne af teknologiudviklingen til valg af metode for oprensning af den kraftige forurening under grundvandsspejlet under grube 1 og 2 i Kærgård Plantage. Formålet med de udførte undersøgelser har været at fremskaffe et teknisk og økonomisk grundlag for at træffe beslutning om hvilken afværgeløsning, der skal anvendes til fuldskalaoprensning. Gennemførte aktiviteter Der er udført forsøg med fem in situ teknologier: 1) kemisk oxidation med modificeret Fentons reagens (MFR), 2) kemisk oxidation med aktiveret persulfat (ASP), 3) termisk oprensning med injektion af damp, 4) biologisk metode med stimuleret reduktiv deklorering (SRD) og 5) kemisk oxidation med efterpolering med biologisk metode (MFR/SRD). Nedenstående tabel viser oversigt over hvilke aktiviteter, som er gennemført. Aktivitet Kemiske metoder (MFR og ASP) Biologisk metode (SRD) Termisk metode med dampstripning Kombination af kemisk og biologisk metode (MFR/SRD) Feltundersøgelser X X X X Laboratorieforsøg X X X Pilotforsøg X 2) X X 1) X Skitseprojektering X 2) X X X 1) : Der er ikke udført pilotforsøg, men i stedet udført modellering af dampinjektion 2) : Kun MFR Forundersøgelserne omfattede undersøgelser af geologi, hydrogeologi og forureningsmæssige forhold i forsøgsområdet under grube 1 og 2. Herefter er der udført laboratorietest med to kemiske, en biologisk og en termisk metode til oprensning af forureningen. På baggrund af disse forsøg blev der udført pilotforsøg med modificeret Fentons reagens i grube 1 og i grube 2 blev den biologiske metode testet. Dimensioneringen af den termiske metode med dampstripning blev yderligere undersøgt ved modelsimuleringer. På baggrund af ovenstående undersøgelser er der udarbejdet skitseprojekter med tekniske og økonomiske vurderinger af en fuldskalaoprensning med de 4 metoder samt i forskellige indsatsområder. Resultater Den gennemførte teknologiudvikling viser overordnet, at det er teknisk muligt at anvende alle de afprøvede metoder til at oprense dele eller hele den kraftige og særegne forurening, som findes under de 2 gruber og at metoderne hver især har deres styrker og svagheder. De fire metoder er sammenlignet i nedenstående tabel.

6 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 2 Beskrivelse Evne til at oprense forurening Område hvor metoden kan anvendes Tid for oprensning 1. Kemisk metode (MFR) 2. Termisk metode med damp 3. Biologisk metode (SRD) 4. Kombination af MFR og SRD Kemikalier tilsættes Damp injiceres i indsatsområdet Der tilsættes organisk Først anvendes MFR til indsatsområdet til nedbrydning og flygtige stof og bakteriekultur fjernelse af den væ- af organiske forurenings-forbindelser for at stimulere den naturlige sentligste forurenings- forureningskomponenter. fordampes, opsuges i nedbrydning. ph masse. Herefter anvensentligste Ned- vakuum-boringer og holdes neutralt ved at des SRD til oprensning brydning sker in situ i renses på stedet (overjordisk). tilsætte buffer. af den resterende foru- grundvandszonen. Nedbrydning sker in sirening med klorerede tu i grundvandszonen. opløsningsmidler. Kan oprense alle organiske Effektiv over for fri fa- Oprenser udelukkende Kan oprense alle orgaponenter forureningskomse. Fjerner alle flygtige klorerede opløsningsniske stoffer inkl. fri fa- inkl. fri fase. stoffer, men ikke de midler, herunder residual se. farmaceutiske stoffer fri fase Hele indsatsområdet i Hele indsatsområdet i Områder med mindre Hele indsatsområdet i begge gruber begge gruber mængder af fri fase i begge gruber begge gruber, typisk fra 6-13 m u.t. Ca. 2-3 år Ca. 1-2 år Ca. 5 år Ca. 4-5 år Bemærkning Kemisk oxidation er den eneste metode, som kan oprense alle relevante organiske forurenings-komponenter Termisk oprensning med dampinjektion er sandsynligvis den mest effektive og sikre metode til at fjerne fri fase. Der sker mobilisering af farmaceutiske stoffer til grundvandet Den biologiske metode er den mest skånsomme over for miljøet, idet der sker en stimulering af allerede naturlige processer. Stimulerer også nedbrydningen nedstrøms gruberne. Metoden kan oprense alle de organiske forureningskomponenter. I forhold til kemisk oxidation som enkeltmetode er denne metode mere kosteffektiv til oprensning af den sidste rest af klorerede opløsningsmidler. Økonomi for afværge under grube 1 og 2 I rapporten er der prissat en række potentielle afværgescenarier for oprensning under grube 1 og 2. Scenarierne er opdelt i 3 forskellige dybdeintervaller og i 4 forskellige afværgemetoder jf. nedenstående tabel. Det fremgår, at enhedspriserne falder når indsatområdet udvides. Den billigste metode er metode 4, hvor den biologiske metode anvendes som en selvstændig metode fra 6-13 m u.t. Omkostninger til de øvrige metoder er nogenlunde de samme. Indsatsområde under grube 1 og 2 (m u.t.) Ca. 3-6 Ca Kemisk metode (MFR) 2. Termisk metode med damp 3. Kombination af kemisk og biologisk metode 4. Anden kombination * 18 mio. kr. 26 mio. kr. 21 mio. kr kr/m kr/m kr/m 3 37 mio. kr. 39 mio. kr. 39 mio. kr. 32 mio. kr kr/m kr/m kr/m kr/m 3 Ca mio. kr. 45 mio. kr. 47 mio. kr. 36 mio. kr kr/m kr/m kr/m kr/m 3 * Kombination af kemisk oxidation og biologisk metode fra 3-6 m u.t. og biologisk som selvstændig metode fra 6-11 m u.t. og 6-13 m u.t. Den største usikkerhed for de angivne prisoverslag er usikkerheden i forhold til forureningsmassen i de to gruber, da de skitserede afværgeforslag alle er dimensioneret på baggrund af massen. For de termiske scenarier gælder, at prisen ved en fordobling af massen vil være i størrelsesordenen 15 % højere. Her gælder, at det primært er kulforbruget, der bliver højere ved mere forureningsmasse. For de rene kemiske scenarier gælder, at kemikalieforbruget samt tiden til at injicere kemikalier er afgørende for prisen. Her vurderes det, at prisen vil blive ca. 70 % højere ved en fordobling af massen. Ved scenarierne der omfatter både kemisk oxidation og biologisk af-

7 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 3 værge vurderes prisen at stige med i størrelsesordenen % ved en fordobling af forureningsmassen. Konsekvensvurdering af oprensning Ved en oprensning af forureningen under grube 1 og 2 i hele indsatsområdet vurderes det, at ophold ved grube 1 og 2 igen vil kunne tillades. Oprensningen vil også have en positiv effekt på ophold på stranden. Der vil dog gå nogen tid inden effekten slår fuldt igennem (10-20 år). Den positive effekt vil bestå i mindsket sundhedsmæssig risiko ved kontakt med vand i strandsøer og indtagelse af forureningskomponenter via afdampede forureningskomponenter. En reduceret oprensning af den øverste forurening ned til ca. 6 m's dybde vil være tilstrækkeligt til at sikre ophold ved grube 1 og 2, men sandsynligvis ikke tilstrækkeligt til at eliminere risikoen for ophold på stranden. Anbefaling til fuldskalaoprensning Den gennemførte teknologiudvikling viser overordnet, at alle de afprøvede teknologier kan anvendes til oprensning af grube 1 og 2. Vi vurderer dog, at kemisk oxidation som selvstændig metode er for følsom mht. økonomi og at brug af kemisk oxidation derfor skal kombineres med den biologiske metode. Den biologiske metode kan anvendes som selvstændig metode i områder med mindre mængder af fri fase. Den termiske metode er kun relevant som en selvstændig metode, idet opstartomkostningerne ved denne metoder er så store, at det vil være for dyrt at kombinere metoden med andre teknologier. I rapporten er der prissat 11 afværgescenarier. Nedenstående tabel viser 3 afværgescenarier, som vi mener, er de mest kosteffektive og samtidig er i tråd med formålet for oprensningen. Alle scenarier omfatter en oprensning i dybdeintervallet fra 3-13 m u.t. som vurderes at være det indsatsområde, som vil være mest kosteffektivt at oprense. Med henblik på at sikre ophold på stranden vil en oprensning af lag 2.1 og 2.2 sandsynligvis være tilstrækkeligt. Ud fra det nuværende vidensniveau, er det dog ikke muligt at definere en eksakt dybde, hvor en oprensning vil sikre ophold på stranden. Det skyldes at opblandingsforholdene på forstranden og ved havstokken er meget komplekse (primært på grund af tidevandsforhold, densitetsforskelle mellem ferskvand og saltvand og påvirkning af vejrforhold). Da der stadig er nogen usikkerhed omkring forureningsudbredelsen i den dybere del af grundvandsmagasinet og den samlede forureningsmasse betyder det, at der også er usikkerhed omkring prissætningen. Det er derfor på det nuværende vidensniveau vanskeligt at udpege ét afværgescenarie frem for et andet. Alle tre metoder er dog relativ økonomiske robuste, hvis der er mere forureningsudbredelse/-masse end forventet. Før der tages endelig stilling til valg af afværgemetode anbefaler projektholdet, at der gennemføres en kortlægning af forureningsmassen samt indsatsområdets størrelse. Såfremt der ønskes en beslutning ud fra det nuværende vidensniveau vil vi anbefale scenarie 3.4. Dette er den billigste løsning og også den mest fleksible løsning, hvis det viser sig, at forudsætningerne er anderledes end forventet.

8 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 4 Metoder og indsatsområde Evne til at oprense forurening Scenarie 3.4 Scenarie 3.3 Scenarie 3.2 Kombination af kemisk og biologisk metode fra 3-6 m u.t. og biologisk metode fra ca m u.t. Oprenser den væsentlige masse af klorerede opløsningsmidler, BTEX'er og farmaceutiske stoffer Kombination af kemisk og biologisk metode fra ca m u.t. Oprenser alle organiske forureningskomponenter Termisk metode med damp fra ca m u.t. Oprenser flygtige fokusstoffer som klorerede opløsningsmidler og BTEX'er, men ikke de farmaceutiske stoffer Dimensioneret oprensning Ca % Ca % Ca % 2) 4) af fri fase Omkostninger Ca. 36 mio. kr. Ca. 47 mio. kr. Ca. 45 mio. kr. Enhedspris Ca kr/m 3 Ca kr/m 3 Ca kr/m 3 Usikkerhed på økonomioverslag % % 15 % ved øget forureningsmasse Tid for oprensning 1) Ca. 5,5-7 år Ca. 4-6 år Ca. 2 år Fleksibilitet mht. Stor Stor Lille etapeopdeling Miljøpåvirkning Lille-moderat Moderat Stor Væsentlige fordele Den billigste metode Metoden er fleksibel hvis der skal ske ændringer. Kan f.eks. kombineres med kemisk oxidation i hele indsatsområdet. Stimulerer også nedbrydningen nedstrøms gruberne. Lille miljøpåvirkning. Kan oprense alle relevante organiske forureningskomponenter og med relativ stor massefjernelse. Metoden er fleksibel hvis der skal ske ændringer eller oprensningen skal etapeopdeles. I forhold til kemisk oxidation er metoden mere kosteffektiv til oprensning af den sidste rest af klorerede opløsningsmidler samt mere økonomisk robust, hvis der er mere forureningsmasse end forventet. Den mest effektive og sikre metode til fjernelse af fri fase. Hurtig oprensning. Ikke så økonomisk følsom hvis der er mere forureningsmasse end forventet. Væsentlige ulemper Relativ lang oprensningstid og usikkerhed af varighed af oprensningen. Der sker ikke nogen oprensning af BTEX'er og farmaceutiske stoffer fra 6-13 m's dybde. Relativ lang oprensningstid og usikkerhed af varighed af oprensningen. Oprenser kun de flygtige stoffer. De farmaceutiske stoffer mobiliseres til grundvandet. Stort energiforbrug. Ikke afprøvet på lokaliteten ved pilotforsøg, derfor nogen usikkerhed omkring brug af metoden på lokaliteten 1) : Inkl. tid for udbud og projektering 2) : Metoden kan fjerne ca. 99 %, men da der ikke i prisoverslaget er medregnet fuld hydraulisk kontrol, vil der være et tab af forurening til grundvandet 3) : Ekstraomkostninger ved dobbelt forureningsmasse 4) : Anvendt til dimensionering og beregning af pris for afværge

9 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 5 2. SUMMERY This report describes the results from the technology development concerning selection of a method for remediation of the contamination below the groundwater table in Waste Pit 1 and 2 in Kærgård Plantation. The purpose of the performed investigations was to provide a technical and economical basis for selecting and designing a full scale remediation. Performed work Test with five in situ technologies were performed; 1) chemical oxidation with modified Fenton's reagent (MFR), 2) chemical oxidation with activated persulfate (ASP), 3) thermal remediation with steam injection, 4) biological technique with enhanced reductive dechlorination (ERD), and 5) sequenced chemical oxidation and biological degradation (MFR/ERD). An overview of the activities is presented in the table below. Activity Chemical technique (MFR and ASP) Biological technique (ERD) Thermal technique with steam injection Combination of chemical and biological techniques (MFR/ERD) Field investigations X X X X Laboratory tests X X X Pilot test X 2) X X 1) X Sketch project X 2) X X X 1) : Modeling of steam injection was performed instead of a pilot test 2) : Only MFR The pre-investigations included investigations of geology, hydrogeology and the contamination in the pilot test areas below Waste Pit 1 and 2. Afterwards, laboratory tests with two chemical, one biological and one thermal remediation technique were carried out. Based on the results from the laboratory tests, a pilot test with modified Fenton's reagent was carried out in Waste Pit 1 and the biological technique was tested in Waste Pit 2. The dimensioning of the thermal technique with steam injection was further investigated using model simulations. Based on the investigations, sketch projects with technical and economical assessments concerning full scale remediation with the four techniques were prepared. Results Generally, the completed technology development shows that it is possible to apply all the investigated techniques for partly or completely remediation of the massive and unusual contamination located below the two waste pits and that each technique has its strengths and weaknesses. The four techniques are compared in the table below.

10 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 6 Description Ability to remove contamination Area, where the technique can be used Time for clean-up 1. Chemical technique (MFR) 2. Thermal technique with steam injection 3. Biological technique (ERD) 4. Combination of MFR and ERD Chemicals for degrading Steam is injected into Organic matter and At first, MFR is applied the organic contaminants the target area. Volatile bacteria are added to to remove the majority are added to the contaminants evapo- the target area to sti- of the contaminant target area. Degradation rate, are extracted in mulate the natural de- mass. Afterwards, ERD occurs in situ in the vacuum wells and gradation. ph is kept is applied to clean up groundwater. treated above ground. neutral by adding buffer. the remaining contami- Degradation occurs nation with chlorinated in situ in the groundwater. solvents. Can remove all organic Effective towards free Removes only the chlorinated Can remove all organic contaminants incl. free phase. Removes all volatile solvents, incl. contaminants incl. free phase. compounds, but residual free phase. phase. not the pharmaceutical compounds. Entire target area in Entire target area in Areas with smaller Entire target area in both waste pits both waste pits amounts of free phase both waste pits in both waste pits, typically from 6-13 m bgl. About 2-3 years About 1-2 years About 5 years About 4-5 years Remarks Chemical oxidation is the only technique able to remove all the organic contaminants. Thermal remediation with steam injection is likely the most effective and reliable technique for removing free phase. Pharmaceutical compounds are mobilized to the groundwater. The biological technique is the most gentle towards the environment, because it is a stimulation of natural processes already taking place. Will also stimulate degradation downgradient the waste pits. The technique can remove all organic contaminants. Compared to the chemical oxidation as a standalone technique, this combination is more cost effective for removing the last part of the chlorinated solvents. Economy for remediation below Waste Pit 1 and 2 In the present report, a number of potential remediation scenarios for cleaning up below Waste Pit 1 and 2 have been priced. The scenarios are divided in three target depth intervals and four different remediation techniques according to the table below. The less expensive technique is no. 4, where chemical oxidation combined with the biological technique is applied 3-6 m bgl and the biological technique is applied as a standalone technique from 6 to 13 m bgl. Costs for the remaining techniques are comparable. Target area below Waste Pit 1 and 2 (m bgl) About 3-6 About Chemical technique (MFR) 2. Thermal technique with steam injection 3. Combination of chemical and biological techniques 4. Other combination* 18m DKK 26m DKK 21m DKK - 5,350 DKK/m 3 7,700 DKK/m 3 6,000 DKK/m 3 37m DKK 39m DKK 39m DKK 32m DKK 3,850 DKK/m 3 4,100 DKK/m 3 4,000 DKK/m 3 3,350 DKK/m 3 About m DKK 45m DKK 47m DKK 36m DKK 3,600 DKK/m 3 3,800 DKK/m 3 3,950 DKK/m 3 3,000 DKK/m 3 * Combination of chemical oxidation and biological degradation from 3 to 6 m bgl and biological as a standalone technique from 6-11 and 6-13 m bgl. The largest uncertainty for the calculated costs is the uncertainty related to the mass of contaminant in the target area because all the remediation scenarios are dimensioned based on the contaminant mass. For the thermal scenarios, the costs will be about 15 % higher if the contaminant mass doubles compared to the expected mass. This is primarily due to the need of more acti-

11 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 7 vated carbon for treating the extracted air. For the chemical oxidation, the contaminant mass is determining the necessary amount of chemicals, the time needed for injections and thus the costs. In this case it is estimated that the cost will increase by about 70 % if the contaminant mass doubles. For the scenarios involving both chemical oxidation and the biological technique, the cost is estimated to increase by % if the contaminant mass doubles. Impact analysis If the contamination below Waste Pit 1 and 2 is remediated in the entire target area, it is estimated that staying in the waste pit area again can be allowed. The remediation will also have a positive effect for conditions at the beach. However, some time will pass before the full effects can be observed at the beach (10-20 years). The positive effect will consist of a reduced risk of getting in contact with contaminated water and inhale volatilized contaminants. A remediation of only the upper parts of the contamination to about 6 m bgl will likely be sufficient to allow staying in the waste pit area, but probably not enough to eliminate the risks for staying at the beach. Recommendation for full scale remediation Generally, the completed technology development shows that all the investigated technologies can be applied for remediation below Waste Pit 1 and 2. However, we think that chemical oxidation as a standalone technique is too sensitive with regards to costs and therefore the chemical technique should be coupled with the biological technique. The biological technique can be used as a standalone method in areas with smaller amounts of free phase. The thermal technique is only relevant as a standalone method because the start-up costs are high and therefore it will be too expensive to combine with other methods. In the present report, 11 remediation scenarios are priced. The scenarios we think are the most cost effective and in line with the purpose of the remediation are presented in the table below. All scenarios include cleaning up in the interval 3-13 m bgl, which is regarded as the most cost effective area to target. Regarding securing the conditions for staying at the beach, a remediation of layer 2.1 and 2.2 (3-11 m bgl.) will likely be sufficient. Bases on the present knowledge level, it is not possible to determine the precise depth, where remediation will secure the conditions at the beach. This is because the mixing conditions on the foreshore and the beach are very complex (primarily due to tide, density differences between salt and fresh water and the weather conditions). There are still some uncertainties related to the distribution of contaminants in the deeper part of the target area and the total mass of contamination. This results in uncertainties in the calculated costs. Therefore, it is difficult to select one of the scenarios over the others based on the present knowledge level. All three techniques are relatively economical robust if there is more contaminant mass than expected. Before the final selection is made, the project team recommends that the contaminant distribution and mass are being investigated in more details. In case a decision is to be made based on the present knowledge level, we will recommend scenario 3.4. This is the less expensive and also the most flexible solution, if it shows that the conditions are different than expected.

12 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 8 Method and target area Ability to remove contamination Scenario 3.4 Scenario 3.3 Scenario 3.2 Combination of chemical and biological techniques from 3 to 6 m bgl and the biological technique from 6 to 13 m bgl. Removes the most critical mass of the chlorinated solvents, BTEX and pharmaceutical compounds Combination of chemical and biological techniques from 3 to 13 m bgl. Removes all organic contaminants Thermal technique with steam injection from 3 to 13 m bgl. Removes all volatile organic contaminants such as chlorinated solvents and BTEX, but not the pharmaceutical compounds Dimensioned removal About % About % About % 2) 4) of free phase Costs About 36m DKK About 47m DKK About 45m DKK Unit cost About 3,000 DKK/m 3 About 3,950 DKK/m 3 About 3,800 DKK/m 3 Uncertainties in % % 15 % costs if contaminant mass is doubled 3) Time for clean-up 1) About years About 4-6 years About 2 years Flexibility with regard to dividing into phases Environmental impact Large Large Small Small-moderate Moderate Large Advantages Disadvantages Less expensive. Flexible if changes are to be made, e.g. it can be coupled with chemical oxidation in the entire target area. Stimulates the degradation downgradient the waste pits. Relatively long time for cleanup. BTEX and pharmaceutical compounds are not removed from 6 to 13 m bgl. Can degrade all relevant organic contaminants with a relative large mass removal. Flexible for changes or dividing into phases. Compared to the chemical oxidation as a standalone technique, this combination is more cost effective for removing the last part of the chlorinated solvents as well as more economical robust if more contaminant mass than expected is present. Relative long and uncertain time for clean-up. The most effective and reliable technique for removing free phase. Fast clean-up. Not economical sensitive if more contaminant mass than expected is present. Removes only the volatile compounds. Pharmaceutical compounds are mobilized to the groundwater. Large energy consumption. Not tested in pilot tests at the site and therefore some uncertainties exists. 1) : Incl. time for tender and project design 2) : The method can remove about 99 %, but since hydraulic control is not included in the cost calculation, there will be a loss of contaminants to the groundwater 3) : Extra costs if the contaminant mass doubles compared to the expected 4) : Used for dimensioning and calculating costs of remediation

13 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 9 3. INDLEDNING Denne rapport beskriver de overordnede resultater af undersøgelser udført som del af teknologiudviklingen vedr. in situ oprensning under grube 1 og 2 i Kærgård Plantage. På baggrund heraf gives anbefalinger til en fuldskalaoprensning. Placering af Kærgård Plantage ses af Figur 3-1 og grube 1 og 2 fremgår af Figur 3-2. Formålet med de udførte undersøgelser er overordnet at udvikle, afprøve, designe samt udvælge teknologier, som kan bruges i en indsats over for kraftige forureninger under grundvandsspejlet ved grube 1 og 2. Arbejdet er udført for Region Syddanmark og Miljøstyrelsen, og er udført af et konsortium bestående af Rambøll og COWI med Rambøll som kontraktholder. Herudover indgår en række underrådgivere, se Tabel 3-1. Tabel 3-1: Konsortium med underleverandører Firma Rolle GeoSyntec Consultants, USA/Canada Underrådgiver: Generel sparring og kvalitetssikring af arbejdet. Rådgivning og projektering af biologiske forsøg, modellering af termisk oprensning, projektering af fuldskalaoprensning for biologisk og kemiske metode ISOTEC, USA Underrådgiver: Rådgivning i forbindelse med kemisk oxidation, herunder laboratorieforsøg, pilotforsøg og fuldskalaoprensning Aalborg Universitet i Esbjerg, Danmark Har udført arbejdet i forbindelse med den termiske oprensning (litteraturstudie og laboratorieforsøg) Hans Frisesdahl, Danmark Entreprenør i forbindelse med pilotforsøg i grube 1 og 2 Dr. Pignatello, USA Underrådgiver: Specialistviden omkring kemisk oxidation Højvang Miljølaboratorium A/S Analyselaboratorium SIREM, Canada Laboratorieforsøg med biologisk metode. Analyse af bakterier University of Toronto Isotopanalyser Arkil A/S Borearbejde med Sonic drilling Glibstrup A/S Borearbejde Resultatet af de udførte undersøgelser er afrapporteret i 6 særskilte tekniske delrapporter, med detaljerede beskrivelser af delaktiviteter og resultater: Delrapport 1 - Forundersøgelser /1/ Delrapport 2 - In situ chemical oxidation (ISCO) laboratory tests /2/ Delrapport 3 - Enhanced reductive dechlorination (ERD) laboratory tests /3/ Delrapport 4 - Thermal literature survey, laboratory tests and modeling /4/ Delrapport 5 - Pilot test with ISCO and sequenced ISO/ERD in Pit 1 /5/ Delrapport 6 - Pilot test with enhanced reductive dechlorination in Pit 2 /6/ Nærværende rapport er en sammenfattende teknisk redegørelse for resultaterne af de gennemførte undersøgelser.

14 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 10 Figur 3-1: Placering af Kærgård Plantage mellem Vejers og Henne i Vestjylland. Figur 3-2: Placering af de 6 gruber i Kærgård Plantage. Undersøgelserne er foretaget ved grube 1 og 2.

15 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE Baggrund I perioden deponerede det daværende Grindstedværket A/S efter tilladelse fra myndighederne spildevand i Kærgård Plantage. Spildevandet stammede fra værkets produktion af vitaminer og lægemidler og blev transporteret til området i tankbiler. Deponeringen skete til 6 gruber i klitområdet beliggende i en afstand af meter fra kysten. Efter deponeringens afslutning blev gruberne overdækket og er i dag ikke umiddelbart synlige. Den samlede mængde spildevand er i tidligere undersøgelser skønnet til m 3, hvoraf størstedelen er vand. Det egentlige stofindhold er opgjort til ca tons. Heraf er ca tons forskellige uorganiske salte og ca tons salte af organiske syrer. Mængden af miljøfremmede organiske stoffer i det deponerede spildevand er opgjort til mere end tons omfattende bl.a. sulfonamider, organiske kvælstofforbindelser, barbiturater, fenoler, benzen og toluen. Klorerede opløsningsmidler og tungmetaller indgår ikke i opgørelsen. Fra gruberne er der sket en spredning af stoffer i det deponerede spildevand til jord og grundvand under gruberne, hvorfra der sker en udsivning i vestlig retning mod havet, som skitseret i den konceptuelle model præsenteret som Figur 3-3. Dette har medført forurening af jord og grundvand over et areal i størrelsesordenen m 2 og udsivning af stoffer til Vesterhavet over en kyststrækning på ca. 800 meter. Udsivningen af forurenende stoffer medførte, at der i 1964 blev udstedt badeforbud i havet ud for gruberne. Forbuddet er fortsat gældende. Af de 6 gruber er det specielt grube 1-4 som medfører den største belastning. Som eksempel er forureningsfanen for klorerede opløsningsmidler vist på Figur 3-4. Figur 3-3: Konceptuel model for forureningsspredning fra gruberne.

16 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 12 Figur 3-4: Forureningsfane med klorerede opløsningsmidler i grundvandet /7/. Region Syddanmark overtog sagen fra Ribe Amt ifm. Strukturreformen, og daværende miljøminister Connie Hedegaard og regionsrådsformand Carl Holst nedsatte den 16. januar 2007 en fælles arbejdsgruppe, bestående af medarbejdere fra Miljøstyrelsen og Region Syddanmark. Arbejdsgruppen havde til opgave, at give anbefalinger til et første trin i en oprensning i Kærgård Plantage, som tager udgangspunkt i at forbedre forholdene for ophold i klitterne og på stranden. Connie Hedegaard og Carl Holst besluttede på et møde den 9. marts 2007, at gennemføre arbejdsgruppens anbefalinger, som bestod af følgende 3 elementer: Bortgravning af kraftig forurening ved grube 1 og 2 til max. ½ meter under grundvandsspejlet Teknologiudvikling, afprøvning, design og valg af metode for indsats over for kraftig forurening under grundvandsspejlet ved grube 1 og 2 Indsats over for den kraftige forurening under grundvandsspejlet ved grube 1 og 2. Bortgravning af den kraftige forurening blev udført i , og Teknologiudvikling blev startet i foråret Pga. af forureningens komplicerede og unikke sammensætning er det nødvendigt at teste forskellige metoder for at finde en egnet løsning til oprensning under grundvandsspejlet ved grube 1 og Formål Formålet med de udførte undersøgelser har været at fremskaffe et teknisk og økonomisk grundlag for at træffe beslutning om hvilken metode, der skal anvendes til fuldskalaoprensning af den kraftige forurening under grundvandsspejlet ved grube 1 og 2. Pilotforsøgene er, som også fuldskalaoprensningen, primært rettet mod oprensning af klorerede opløsningsmidler og deres nedbrydningsprodukter, men det er også ønskeligt at metoden har en effekt over for andre forureningskomponenter som f.eks. benzen, toluen, sulfonamider og barbiturater. 3.3 Oprensningskriterium for fuldskala Der oprenses til et niveau, som svarer til en massereduktion på mellem 90 og 95 % for klorerede opløsningsmidler og disses nedbrydningsprodukter inden for behandlingsfeltet. Dette vurderes at være en relevant strategi, da der er tale om et projekt som omhandler kildereduktion med hen-

17 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 13 blik på at fremrykke tidspunktet for, at der igen er opnået acceptable tilstande i klitområdet og på stranden. Ved en oprensning af forureningen under grube 1 og 2 vurderes det, at ophold ved grube 1 og 2 igen vil kunne tillades. Hvad angår tilstanden på stranden vil der under alle omstændigheder være en forsinkelse, som er anslået til år, på grund af grundvandets transporttid fra gruberne til stranden og sorption af forureningskomponenter til jordskelettet i forureningsfanen. Der vil desuden fortsat ske en tilførsel af forurening, godt nok i mindre omfang end fra grube 1 og 2, fra de bagvedliggende gruber.

18 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE GENNEMFØRTE AKTIVITETER For at fremskaffe et tilstrækkeligt grundlag til teknisk og økonomisk at kunne træffe beslutning om hvilken metode der skal anvendes til fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet i grube 1 og 2 i Kærgård Plantage, er der i perioden udført en række aktiviteter som beskrevet i Tabel 4-2. I nærværende rapport beskrives de overordnede resultater fra disse aktiviteter. For detaljerede beskrivelser henvises til delrapport 1-6 /1-6/. Tabel 4-1 vise en oversigt over aktiviteter som er udført i perioden til vurdering af afværgemetoder. Tabel 4-1 Oversigt over aktiviteter til vurdering af afværgemetoder Aktivitet Kemisk metode Biologisk metode Termisk metode Kombination af kemisk og biologisk metode Feltundersøgelser x x x x Laboratorieforsøg x x x Pilotforsøg x x x (1) x Skitseprojektering x x x x Samlet vurdering af metoder (1) : Der er ikke udført pilotforsøg, men i stedet udført modellering af dampinjektion x

19 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 15 Tabel 4-2: Aktiviteter beskrevet i de seks delrapporter. Delrapport Aktiviteter Formål /1/ Indledende undersøgelse af forsøgsområde i grube 1 og 2 Opnå bedre forståelse af geologiske, hydrogeologiske, geokemiske og forureningsmæssige Georadar-undersøgelse i grube 1 og 2 forhold i forsøgsområde og opstille revi- Flow-log-undersøgelse i grube 1 og 2 derede konceptuelle modeller for grube 1 og Pumpeforsøg ved grube 1 2. Beskrevet i kapitel 5. Grundvandsmodellering ved grube 1 og 2 Intakte borekerner til geologisk bestemmelse Forureningskarakterisering af forsøgsområder /2/ Laboratorietests med kemisk oxidation Udvælge den bedst egnede kemiske metode Modificeret Fentons reagens (MFR) og aktiveret persulfat (ASP) med forsøgsmateriale samt optimale dosis af kemikalier for pilotforsøg. Beskrevet i kapitel 6. fra grube 1 /3/ Laboratorietests med biologisk metode Vurdere effektiviteten af SRD til nedbrydning Batchtest med stimuleret reduktiv deklorering (SRD) med forsøgsmateriale fra grube 2 af henholdsvis opløst og residual fri fase forurening med klorerede opløsningsmidler i materiale fra grube 2. Beskrevet i Kapitel 8. /4/ Vurdering af termisk oprensning Vurdere effekten af dampinjektion i en kompleks Litteraturstudie forurening samt modellere injektionen Laboratorieforsøg med nedbrydning og mobilisering for at fremskaffe data til design af fuldskalaoprensning. Beskrevet i Kapitel 7. Modelsimuleringer af dampinjektion /5/ Pilottest 1 og 2 - Kemisk oxidation (MFR) efterfulgt af biologisk metode (SRD) Afprøve effektiviteten af MFR under feltforhold og vurdere om SRD kan anvendes som 4 injektioner af MFR i grube 1 efterpolering. Data skal bruges til design af Efterfølgende tilsætning af buffer, elektrondonor og bakterier fuldskalaoprensning. Beskrevet i Kapitel 6 og 9. Monitering før, under og efter /6/ Pilottest 3 - Biologisk metode (SRD) Afprøve effektiviteten af SRD under feltforhold 12 måneders test med recirkulation af grundvand samt tilsætning af buffer, elektrondonor og bakterier i grube 2 og opnå data til design af fuldskalaop- rensning. Beskrevet i Kapitel 8. Monitering før, under og efter

20 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE BESKRIVELSE AF GRUBE 1 OG 2 SAMT FORUDSÆTNIN- GER FOR AFVÆRGE Indsatsområdet for pilottest og efterfølgende fuldskalaoprensning er lag 2 i den geologiske opbygning, som ligger ca m under terræn under grube 1 og 2. Her findes en kraftig forurening med især klorerede opløsningsmidler og i mindre omfang kulbrinter og andre komponenter fra deponeringen af medicinske stoffer. I dette kapitel gennemgås geologiske, hydrogeologiske, forureningsmæssige og geokemiske forhold ved grube 1 og 2 med fokus på lag Geologi og hydrogeologi Kærgård Plantage udgør et 2-3 km bredt (øst-vest) og ca. 6 km langt (nord-syd) plantageområde mellem Henne Strand og Vejers Strand. Plantagen dækker en del af et større flyvesandsområde præget af klitter og indsande. Under dækket af postglacialt flyvesand (lag 1) findes der i undersøgelsesområdet en mere end 20 m tyk, postglacial, marin lagserie. Lagserien er dannet som et barrierekompleks. De øverste m af lagserien (lag 2) består overvejende af mellemgrovkornet sand og grus, men lag med sten forekommer også. Sand-grus-lagserien underlejres af en mere finkornet lagserie, med en vandførende, øvre del (lag 3) i finkornet sand og silt med lerindslag og en nedre del (lag 4) i silt og ler/gytje. Pga. dynamikken i aflejringsmiljøet ses store forskelle i mægtigheden og sammensætningen af de enkelte lag. Den marine lagserie hælder endvidere svagt fra øst mod vest. På grundlag af de udførte undersøgelser med georadar og intaktprøver og de eksisterende undersøgelsesdata er der foretaget en opdeling af lag 2 i lag 2.1, 2.2 og 2.3. Opdelingen af lag 2 er en forenkling af de faktiske forhold, hvor de horisontale og vertikale kornstørrelsesvariationer er store, opdelingen kan således ikke foretages på grundlag af geologien alene. Opdelingen understøttes af tendenser i såvel geologien og georadar-undersøgelsen som forureningsdata herunder analysedata, PID-målinger og fri-fase-test. Geologiske snit for grube 1 og 2 ses af Figur 5-2 og Figur 5-3. Det skal bemærkes, at der er store horisontale og vertikale variationer i geologien. Eksempel på den geologiske lagserie ses af Figur 5-1.

21 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 17 Figur 5-1: Foto af lagserien i boring ved klitfoden, I forbindelse med borearbejdet i grube 1 og 2 er der i den nedre del af lag 2 påtruffet "sammenkittede lag" i bunden af lag 2. Laget er vist med gul markering på boreprofilerne i de geologiske snit nedenfor. De sammenkittede lag er horisonter af sammenkittet sand/grus, horisonterne kan være fra få cm tykke til ca. 10 cm tykke. Stedvis er der tale om en enkel, tynd horisont, mens der andre steder er truffet flere sammenkittede horisonter under hinanden. Det vurderes at der er tale om sammenkittede legemer/horisonter og ikke om sammenhængende lag af større udbredelse. De sammenkittede lag knytter sig til bunden af lag 2 (lag 2.3). En gennemgang af alle borejournaler fra undersøgelsen i 2006 /7/ viste, at der er registreret sammenkittede horisonter i alle boringer under grube 1 og 2, men ikke uden for, og det vurderes derfor, at det sammenkittede lag har relation til, og er dannet som følge af, det deponerede spildevand.

22 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 18 Figur 5-2: Geologisk snit grube 1. Grønne vertikale stiplede linjer viser grubeafgrænsningen og de blå stiplede linjer angiver pilottestområdet. Se også bilag 1.4. Figur 5-3: Geologisk snit grube 2. Grønne vertikale stiplede linjer viser grubeafgrænsningen. Se også bilag 1.5. Strømningsretningen i grundvandet er direkte ud mod Vesterhavet. Gradienten på vandspejlet er fra tidligere undersøgelser målt til ca. 2,5 promille ved grube 1 og 2 /7/. Årstidsvariationen er målt op til 0,9 m. Der er tale om et frit magasin og den gennemsnitlige hydrauliske ledningsevne i lag 2 er på baggrund af prøvepumpning fra Carl Bro i 2008 lige uden for grube 1, beregnet til 9, m/s. På grund af de hyppige lagskifte mellem sand og gruslag i lag 2, vil der være store vertikale forskelle i den hydrauliske ledningsevne. Resultater fra tidligere undersøgelser /1/ indikerer ligeledes, at den kraftige forurening i lag 2.1 samt udfældningerne i lag 2.3 lokalt kan reducere den hydrauliske ledningsevne i disse lag. På baggrund af ovenstående vurderes det, at der er nogen usikkerhed omkring størrelsen og variationerne i den hydrauliske ledningsevne under både grube 1 og 2. Den effektive porøsitet vurderes ud fra data i JAGG at være 0,2 i lag 2.1 og 2.3, og 0,25 i lag 2.2. Uddybende beskrivelse af geologi og hydrogeologi findes i delrapport 1/1/. 5.2 Forureningsforhold I dette afsnit gives der en sammenfatning af de væsentligste forhold vedrørende forureningen ved grube 1 og 2. Som datagrundlag er der anvendt data fra 2009 /1/ samt data fra tidligere undersøgelser udført i perioden Flere oplysninger findes i delrapport 1 /1/. De dominerende forureningskomponenter i jorden i lag 2 er klorerede opløsningsmidler og kulbrinter. Der er kun få analyser i lag 2 af de medicinske restprodukter som sulfonamider, anilin og

23 Grube Lag Fri fase PCE Klorerede opløsningsmidler Benzen Toluen Sulfonamider Anilin Barbiturater Kviksølv Metaller Cyanid NVOC i grundvand TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 19 barbiturater. Umiddelbart vil det forventes, at disse stoffer kun bindes lidt til jorden og derfor primært vil findes i vandfasen, men da de stadig efter ca. 50 år findes i høje koncentrationer i grundvandet, må der også findes en andel, som er bundet i jorden. De termiske forsøg indikerer da også, at der findes et vist indhold af disse stoffer bundet til jorden og/eller i den frie fase forurening (primært i lag 2.1). Dette er også dokumenteret for sulfonamider og barbiturater som tidligere er påvist i jordprøver, f.eks. en prøve udtaget 3,5 m u.t. i grube 1 fra boring L101. De væsentligste forskelle på forureningsforhold i grube 1 og 2 er følgende: Grube 1 er karakteriseret ved en mere kompliceret forureningssammensætning i bund af lag 2 med højere indhold af sulfonamider, NVOC, barbiturater og uorganiske ioner fx lithium og sulfat. Grube 2 er karakteriseret ved en mere simpel forureningssammensætning bestående primært af PCE og kun i mindre grad kulbrinter og medicinske stoffer. Tabel 5-1 viser en kvalitativ vurdering af indholdet af forskellige forureningskomponenter under grube 1 og 2. Det bemærkes, at vurderingen er baseret på en relativ vurdering ud fra målte koncentrationer, forureningsmasse og risiko. F.eks. vil kviksølv blive vurderet som en mere kraftig forurening end toluen selvom de er fundet i samme koncentration, idet kviksølv vurderes som et mere giftigt stof end toluen. Formålet med tabellen er at vise, om der er forskelle i forureningssammensætningen i grube 1 og 2 og vise, om der er forskelle i de enkelte lag. Tabel 5-1: Kvalitativ vurdering af forureningskomponenter under grube 1 og Omfattende 2.2 Stedvis 2.3 Stedvis Omfattende 2.2 Stedvis 2.3 Stedvis Signaturforklaring: Mindre forurening Moderat forurening Kraftig forurening Meget kraftig forurening Figur 5-4 viser eksempler på forureningsforholdene i jorden som funktion af dybden for PCE under grube 1 og 2. Figur 5-5 viser eksempler for forureningsforholdene i grundvandet ligeledes som funktion af dybden for PCE. Grafer med PCE, benzen, toluen, cyanid og kviksølv i jorden samt PCE, toluen, benzen, sulfonamider og barbiturater i grundvandet findes i bilag 2. Generelt fremgår det af disse figurer, at forureningsniveauet midt i lag 2 (lag 2.2) er lavere end i lag 2.1 og 2.3, hvilket stemmer overens med en den højere hydrauliske ledningsevne i dette lag, som medfører en større udvaskning af forureningskomponenter.

24 Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 20 PCE i jordprøver fra grube 1 PCE i jordprøver fra grube 2 PCE (mg/kg TS) 0,01 0,10 1,00 10,00 100, , ,00 0,0 Afgravet 2,0 PCE (mg/kg TS) 0,01 0,10 1,00 10,00 100, , ,00 0,0 Afgravet 2,0 4,0 4,0 6,0 6,0 8,0 8,0 10,0 Indsatsområde 10,0 Indsatsområde 12,0 12,0 14,0 14,0 16,0 16,0 18,0 18,0 20,0 20,0 Figur 5-4: Koncentrationer af PCE i jorden under gruberne målt i (sort), ved forundersøgelsen i 2009 (blå) og inden opstart af pilottests i 2010 (grøn). PCE i vandprøver fra grube 1 PCE (ug/l) Afgravet Indsatsområde PCE i vandprøver fra grube 2 PCE (ug/l) Afgravet 10 Indsatsområde Figur 5-5: Koncentrationer af PCE i grundvand under gruberne målt i (sort), ved forundersøgelsen i 2009 (blå) og inden opstart af pilottests i 2010 (grøn). 5.3 Forureningsmasse Forureningsmasser i lag 2 i grube 1 og 2 opdelt i lag 2.1, 2.2 og 2.3 er beregnet for PCE, benzen, toluen of totalkulbrinter. Nye data fra pilottestene er medtaget. Metode, forudsætninger og usikkerheder er beskrevet i notat fra 2011 /8/. Resultaterne fra masseberegningen er samlet i Tabel 5-2 og vis i Figur 5-6. Tabel 5-2: Beregnede forureningsmasser baseret på gennemsnitskoncentration for alle prøver fra hver lag /8/. Tykkelsen af hvert lag varierer. Der er anvendt en et gennemsnit baseret på de geologiske snit i bilag 1.4 og 1.5. TPH = totalkulbrinter. Beregningen viser, at hovedparten af forureningen under grube 1 og 2 i lag 2 er beliggende i lag 2.1, men at der også findes betydende forureningsmasse i lag 2.2 og 2.3. Mht. usikkerheder i de angivne forureningsmasser vurderes det, at massen i lag 2.1 er rimeligt angivet. I lag 2.2 er der større usikkerheder forbundet med det beregnede forureningsindhold da langt hovedparten af de analyserede jordprøver er udtaget fra få boringer i pilottestområderne. Forureningsmasserne i lag n2.2 kan være større pga. tilstedeværelsen af områder med fri fase, som ikke er karakteriseret ved de nuværende undersøgelser. I lag 2.3 er der stor usikkerhed i den beregnede masse, idet der kun er udtaget og analyseret få jordprøver. Det er især i bund af lag 2.3, hvor der er størst usikkerhed, idet fri fase typisk vil samles i bunden af lag 2 ned mod det mere finkornede lag 3. Det vurderes ikke urealistisk, at forureningsmassen kan være en faktor 2-3 større end beregnet i lag 2.3. Desuden er der usikkerhed omkring udbredelse af forureningen uden for selve grubeom-

25 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 21 rådet, men denne usikkerhed er primært gældende for lag 2.3, hvor der kan være sket en spredning uden for grubeområdet pga. af de mere finkornede aflejringer i det underliggende lag 3. Usikkerheden på massen i lag 2.3 forventes hovedsageligt at skyldes ringe kendskab til forureningskoncentrationer og tilstedeværelse af fri fase og i mindre grad usikkerheden på den horisontale udbredelse. Figur 5-6: Forureningsmasser i lag 2.1, 2.2 og 2.3 i grube 1 og 2.

26 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE Redox og geokemiske forhold Forholdene i indsatsområderne under grube 1 og 2 er stærkt reducerende (methanogene). Ledningsevnemålinger og NVOC fra tidligere undersøgelser, forundersøgelsen fra 2009 og pilottestene i 2010 er præsenteret i Figur 5-8. Lignende plots for sulfat, methan, ph og bikarbonat findes i bilag 2. Der er desuden kraftig gasproduktion i bund af lag 2 og i lag 3 som spredes opadtil i begge gruber. Det gælder generelt, at indholdet af uorganiske ioner (f.eks. sulfat og klorid) stiger med dybden. Det skyldes sandsynligvis, at forureningen er sunket ned gennem magasinet mod det underliggende lavpermeable lag samt at der indstrømmer kraftigt forurenet grundvand fra gruber beliggende opstrøms. Ledningsevnelogs fra MIP-sonderinger udført lige nedstrøms grube 1 (GS123) og 2 (GS130) viser denne dybdemæssige variation, se Figur 5-7. Af figuren ses det, at ledningsevnen i lag 2.1 og 2.2 er relativ lav. I lag 2.3 ses en stigning og i lag 3 ses en yderligere stigning i ledninsgevnen. Det gælder generelt, at bufferkapaciteten (bikarbonatindholdet) er lav i lag 2.1 og 2.2, medens der ses et højere indhold af bikarbonat fra ca. kote -7, se bilag 2. Det skyldes primært, at lagserien ned til ca. kote -7 m er uden kalkindhold (skaller). Lag 2.1 Lag 2.1 Lag 2.2 Lag 2.2 Lag 2.3 Lag 2.3 Figur 5-7: Ledningsevnelogs (sort graf) for boring GS123 nedstrøms grube 1 (venstre) og GS130 nedstrøms grube 2 (højre) /9/. Den røde graf repræsenterer MIPsondens temperatur og har ikke nogen betydning for tolkning af ledningsevnen.

27 Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) Dybde (m u.t.) TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 23 Konduktivitet i vandprøver fra grube 1 Konduktivitet (ms/m) Afgravet 4 6 Konduktivitet i vandprøver fra grube 2 Konduktivitet ms/m Afgravet Indsatsområde 8 10 Indsatsområde NVOC i vandprøver fra grube 1 NVOC (mg/l) Afgravet Indsatsområde NVOC i vandprøver fra grube 2 NVOC (mg/l) Afgravet Indsatsområde Figur 5-8: Ledningsevne i grundvand under gruberne målt i (sort), ved forundersøgelsen i 2009 (blå) og inden opstart af pilottests i 2010 (grøn). 5.5 Indsatsområde for afværge under grube 1 og 2 Tabel 5-3 viser oplysninger om størrelse af indsatsområde for grube 1 og 2. Det bemærkes at indsatsområdet er forudsat at svare til grubearealet, dvs. det areal som blev afgravet i Indsatsområde/grubeafgrænsning er markeret i bilag 1.2 og 1.3. Det bemærkes, at dette areal er behæftet med usikkerhed, idet der ikke er foretaget en horisontal og vertikal afgrænsning af forureningen i lag 2 under grube 1 og 2. Det vurderes, at usikkerheden på indsatsområdet er størst for lag 2.3 og mindst for lag 2.1. Det fremgår, at lag 2.2 udgør ca. halvdelen af det samlede indsatsområde. Lag 2.3 udgør ca %. Tabel 5-3: Indsatsområde for afværge. *Bunden af lag 2 vurderes at varierer fra ca. 14 til 16 m u.t. i grube 1 og fra 13 til 15 m u.t. i grube 2, se geologiske snit bilag 1.4 og 1.5. Grube Lag Dybde- Tykkelse Areal Jord Jord Jord Fordeling af niveau jordmængder m u.t. m m 2 ton/m 3 m 3 ton % 1 Lag , , Lag , , Lag * 3, , Sum grube Lag , , Lag , , Lag * 2, , Sum grube Sum grube 1 og Konceptuel model På baggrund af nye og tidligere undersøgelser er der opstillet reviderede konceptuelle modeller for grube 1 og 2. Detaljerede beskrivelser af modellerne findes i delrapport 1 /1/. Basismodeller med geologi og forureningsforhold er vist i Figur 5-9 og Figur 5-10 og findes desuden i større versioner i bilag 1.4 og 1.5.

28 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 24 Følgende forhold er de samme for grube 1 og 2: Generelt falder koten for bund af lag 2 ud mod kysten. Der kan således være op til 1-3 m forskel på bund af lag fra den østlige og vestlige del af gruben. Fri fase med PCE vurderes primært at være i lag 2.1 og 2.3, men der er også stedvis fri fase i lag 2.2 sandsynligvis i de mere finkornede aflejringer. Forurening med tungmetaller og cyanid vurderes primært at være knyttet til de mere finkornede sedimenter i lag 2.1. Der findes sandsynligvis også en vis forurening med medicinske stoffer i lag 2.1, som er bundet til jorden. Dette afspejles dog ikke i grundvandet, hvor indholdet er relativt lavt i både lag 2.1 og 2.2. Derimod er der fundet en moderat - kraftig grundvandsforurening med sulfonamider i lag 2.3, højest under grube 1. Figur 5-9: Basis konceptuel model for grube 1 med forventet udbredelse af fri fase forurening med PCE samt opdeling af lag 2 i tre dellag. Se bilag 1.4 for større version. Der gælder følgende særlige forhold for grube 1: Der indstrømmer forurenet grundvand fra grube 5, som ligger opstrøms. Baggrundskoncentrationen i det indstrømmende grundvand er generel lav i lag 2.1 og 2.2. Baggrundskoncentrationen i lag 2.3 er ikke målt, men er sandsynligvis relativ lav for kulbrinter og klorerede opløsningsmidler, men noget højere for de medicinske stoffer (primært sulfonamider) og organisk stof (NVOC). Figur 5-10: Basis konceptuel model for grube 2 med forventet udbredelse af fri fase forurening med PCE samt opdeling af lag 2 i tre dellag. Se bilag 1.5 for større version.

29 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 25 Der gælder følgende særlige forhold for grube 2: Der indstrømmer forurenet grundvand fra grube 3, 6 og evt. 4, som ligger opstrøms. Baggrundskoncentrationen i det indstrømmende grundvand i lag 2.1 og 2.2 er generel høj for klorerede opløsningsmidler og moderat for de øvrige forureningskomponenter. Baggrundskoncentrationen i lag 2.3 er ikke målt, men er sandsynligvis høj for klorerede opløsningsmidler og lav til moderat for de øvrige komponenter.

30 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE KEMISK METODE For den kemiske metode er der både lavet laboratorie- og pilotforsøg. Ved laboratorieforsøgene blev 2 kemiske metoder testet, henholdsvis modificeret Fentons reagens (MFR) og aktiveret persulfat (ASP) /2/. Baseret på resultaterne fra laboratorieundersøgelserne blev det valgt at gå videre med MFR i pilotskala. Data indsamlet under pilottesten er efterfølgende anvendt til design af en fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet i grube 1 og 2. I de følgende afsnit gennemgås de to teknikker samt de overordnede resultater fra laboratorie- og pilottest. Afslutningsvist gennemgås mulighederne for at anvende MFR i en fuldskalaoprensning og en teknisk løsning beskrives. 6.1 Beskrivelse af metoder Den særlige sammensætning af organiske forureningskomponenter gør en oprensning i Kærgård Plantage vanskelig. Ved undersøgelserne i 2006 /10/ blev der udført en række laboratorieforsøg med at undersøge om forskellige kemiske oxidationsteknikker (MFR og permanganat) kunne nedbryde forureningen. Aktiveret persulfat blev ikke undersøgt i 2006, hvilket skyldes, at erfaringerne med metoden på dette tidspunkt var meget begrænsede. Med den nuværende viden om persulfat vurderes det dog, at metoden kan nedbryde de klorerede opløsningsmidler og kulbrinter og sandsynligvis også en hel række af de andre forekommende stoffer i Kærgård Plantage. Ved MFR injiceret brintperoxid i det forurenede område og efterfølgende injiceres en patenteret jernkatalysator, som reagerer med brintperoxid. Herved dannes meget reaktive frie radikaler, som er i stand til at nedbryde forureningen. Slutprodukterne i reaktionerne er typisk kuldioxid, vand og kloridioner. Der tilsættes desuden stoffer, som stabiliserer reaktionerne i jorden for at sikre, at reaktioner forløber over længere tid og at de injicerede kemikalier dermed spredes længere fra injektionspunktet. Ved brug af ASP injiceres persulfat som efterfølgende kan aktiveres med forskellige metoder (f.eks. jern, høj ph, varme) for at producere de meget reaktive sulfatradikaler, som kan nedbryde forureningen. MFR og ASP kan begge producere både oxidanter og reduktanter. Reduktanter er primært involveret i desorption af forureningskomponenter, og selve nedbrydningen sker efterfølgende i vandfasen. Siden nedbrydningen primært sker i vandfasen skal fri fase opløses og sorberet forurening desorberes og transporteres ud i opløsningen inden nedbrydningen finder sted. Det er ikke usædvanligt for indledende behandlinger, at de desorberer og opløser mere forureningsmasse, end der kan nedbrydes med den injicerede mængde oxidant. Dette vil ofte resultere i en forøgelse af koncentrationen af opløst forurening i grundvandet efter den første injektion, på trods af at en overordnet reduktion af forureningsmassen har fundet sted. Af denne grund vil oprensning med både MFR og ASP typisk foregå med flere injektionsrunder. 6.2 Resultat af laboratorieforsøg Dette afsnit beskriver de overordnede resultater af de kemiske laboratorieforsøg. For en detaljeret beskrivelse af forsøg og resultater henvises til delrapport 2 /2/. Alle test er udført på Aalborg Universitet Esbjerg (AAUE) i samarbejde med projektholdet. Det overordnede formål med at udføre laboratorietests var at undersøge anvendeligheden af in situ kemisk oxidation med MFR og ASP til behandling af forureningen beliggende under grundvandsspejlet i grube 1 og 2 i Kærgård Plantage. Laboratorieforsøgene skulle bl.a. verificere det indledende pilotdesign og de foreslåede doseringer for at sikre en optimal behandlingsstrategi samt monitering under pilottestene. Parametre og data til dimensionering og evaluering af en fremtidig fuldskalaoprensning vil blive baseret på resultater fra pilottestene. Forskellige teknikker til aktivering af persulfat (MFR, katalysator, basisk og naturlig aktivering) blev testet. Baseret på disse test blev det besluttet at aktivere persulfat ved tilsætning af MFR til de videre tests. Herefter blev bl.a. bufferkapacitet af jorden, stabilitet af oxidanter, nedbrydning af forureningskomponenter, dannelse af biprodukter samt mobilisering af metaller og cyanid un-

31 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 27 dersøgt for både MFR og ASP (MFR aktiveret). Nogle af de mest betydelige resultater fra laboratorietestene fremgår af Tabel 6-1 og fotos fra testene ses af Figur 6-1. (a) (b) (c) (d) Figur 6-1: Fotos fra laboratorietestene af MFR og ASP. A) kolonneforsøg til undersøgelse af metalmobilisering, b) batchreaktorer til vurdering af forskellige aktiveringsteknikker for persulfat, c) mobilisering til gasfasen, d) stabilitet af oxidanter over tid.

32 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 28 Tabel 6-1: Oversigt over resultater opnået i laboratorietestene med MFR og ASP (MFR aktiveret) samt generelle effekter. Laboratorietests MFR ph under og efter test ASP (MFR aktiveret) Halveringstid oxidant (uaktiveret) timer >300 timer Halveringstid oxidant (aktiveret) 7-10 timer 2-3 timer Effekt over for primære forureningskomponenter (klorerede opløsningsmidler, benzen og toluen) Effekt over for sekundære forureningskomponenter (bl.a. farmaceutiske forureningskomponenter) Mobilisering Generelle effekter God God Lidt Cr, CN Mere Cu, As, Pb, Zn Hg mobiliseres ikke God God Lidt Cr, CN Mere Cu, As, Pb, Zn Hg mobiliseres ikke Gasdannelse Gas dannes (O 2) Mindre gas dannes, pga. lavere H 2O 2 koncentration Oxidanten omdannes til: H 2O 2 omdannes til O 2 og vand 1 kg natriumpersulfat omdannes til 0,81 kg sulfat og 0,19 kg natrium. Sænker ph. Forholdene og dermed resultaterne opnået i laboratorietestene vurderes at være repræsentative for lag 2 i grube 1. De fleste resultater fra laboratorietestene var sammenlignelige for begge metoder. Det skal bemærkes at ASP reaktorer blev tilsat en større total mængde oxidant i forhold til MFR reaktorer. Overordnet har resultaterne vist, at både teknikkerne og de anvendte doser af oxidant var effektive over for forureningskomponenterne i Kærgård Plantage og at der ikke var en signifikant forskel på mobiliseringen af metaller og cyanid mellem de to teknikker. Reaktionshastighed, gasdannelse og temperaturudvikling var kontrolleret og acceptabel for alle eksperimenter. Da laboratorietestene er kørt med udveksling af varme med omgivelserne (diabatisk) i små beholdere har udveksling af varme med omgivelserne gjort, at temperaturstigninger har været minimale. I pilottestene vil temperaturen sandsynligvis spille en større rolle og stigninger i temperaturen kan derfor medføre resultater, som ikke blev forudset af laboratorietestene. Mængden af gas, som dannes, er ligeledes svær at fastsætte med baggrund i laboratorietestene, da dette afhænger af en række faktorer som ikke kan simuleres i laboratoriet i forhold til en fuldskalaoprensning. Der blev observeret mobilisering af metaller og der var indikationer på, at cyanid også blev mobiliseret for begge teknikker. Der blev også observeret forskelle mellem MFR og ASP (MFR aktiveret). Sammenlignet med MFR, resulterede ASP (MFR aktiveret) i hurtigere reaktioner, lavere ph og producerede mindre gas. Hvis ASP anvendes korrekt, kan denne teknologi også resultere i, at overskydende persulfat vil være til stede i grundvandet i flere uger efter injektionen, hvilket kan forbedre behandlingen af desorberet forurening opløst i vandfasen efter den aggressive aktiveringsproces. Et resultat af de forskellige aktiveringsmekanismer inkluderet i MFR aktiveret persulfat er, at denne teknik potentielt vil være i stand til at nedbryde et bredt spektrum af forureningskomponenter. Både MFR og ASP (MFR aktiveret) har vist sig i stand til at nedbryde de undersøgte primære og sekundære forureningskomponenter i Kærgård Plantage. Omkostningerne til anvendelse af ASP vil dog være højere og ASP vil resultere i høje koncentrationer af sulfat og lavere ph i grundvandszonen efter behandling. Den injicerede ASP vil resultere i sulfatkoncentrationer på g/l, hvis der ses bort fra opblanding med grundvandet. Afhængig af opblandingen vil koncentrationen i praksis være væsentlig lavere. De høje sulfatindhold kan være problematiske for den naturlige nedbrydning af klorerede opløsningsmidler som sker nedstrøms gruberne samt vanskeliggøre at kombinere metoden med en biologisk efterpolering, som beskrevet i afsnit 9.

33 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 29 Baseret på resultaterne gennemgået ovenfor, blev der valgt at gå videre med test af MFR i pilotskala. 6.3 Resultat af pilotforsøg Dette afsnit beskriver de overordnede resultater fra MFR pilottesten udført i grube 1. For en detaljeret beskrivelse af pilottestdesign, udførelse og resultater henvises til delrapport 5 /5/. Injektioner af MFR blev udført af Frisesdahl med tilsyn fra ISOTEC. Det overordnede formål med MFR pilottesten var, at demonstrere effektiviteten af MFR over for den komplekse forurening i Kærgård Plantage med specielt fokus på nedbrydning af fri fase forurening med PCE i pilottestområdet i lag 2.1 (3-6 m u.t.) og 2.2 (7-9 m u.t.) i grube 1. Pilottesten var designet til at indsamle data til design af en fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet i grube 1 og 2. Pilottestområdet i grube 1, som blev behandlet med MFR, dækkede et areal på ca. 35 m 2 i lag 2.1 (3-6 m u.t. = 105 m 3 ) og lag 2.2 (7-9 m u.t. = 70 m 3 ). Forholdene i pilottestområdet stemmer overens med beskrivelsen af lag 2.1 i afsnit 5 med kraftigt forurening med fri fase klorerede opløsningsmidler. Gennemsnitskoncentrationen af PCE var på mg PCE/kg, hvilket var højere end forventede for dette lag. Pilottestområdet kan derfor ikke antages at være helt repræsentativt for hele lag 2.1 i gruben, men forventes at repræsentere et worst case scenarium. Lag 2.1 i pilottestområdet blev behandlet med i alt liter MFR over 4 injektionsrunder udført med 6-8 ugers mellemrum (i alt 16 g H 2 O 2 / kg jord). Lag 2.2 blev behandlet med i alt liter MFR over to injektionsrunder (i alt 9 g H 2 O 2 / kg jord). I lag 2.2 blev der efterfølgende testet en biologisk efterpolering med SRD som beskrevet i kapitel 9. Pilottestområdet med placering af injektions- og moniteringsboringer fremgår af Figur 6-2. De fem injektionsboringer var filtersat i 3 niveauer (2 filtre i lag 2.1 og 1 filter i lag 2.2). Blanding af kemikalier foregik i felten i palletanke som vist på Figur 6-3. Brintperoxid blev fortyndet til 12,5 % og injiceret. Herefter blev katalysatoren injiceret og afslutningsvist blev der igen injiceret brintperoxid. Denne procedure blev gentaget for hver injektionsboring. Tredje injektionsrunde blev foretaget med Geoprobe for at teste anvendeligheden af denne injektionsteknik i Kærgård Plantage. I Bilag 1.4 vises et vertikalt snit gennem pilottestområdet med angivelse af geologi samt forureningsforhold i jord og vand før injektioner af MFR. Figur 6-2: Situationsplan med placering af pilottestcelle samt injektions- og moniteringsboringer på den vestlige kant (gul linje) af grube 1.

34 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 30 Figur 6-3: Fotos fra blanding og injektion af MFR i grube 1. Effektivitet af MFR Data indsamlet umiddelbart før første MFR injektion viste, at indholdet af fri fase forurening med klorerede opløsningsmidler i lag 2.1 i pilottestområdet var op til 6 gange højere end forudsat på designtidspunktet (3.100 mg/kg mod forventet ca. 500 mg/kg), hvor oxidantdosis og antal injektionsrunder var blevet fastlagt. Pga. de meget høje koncentrationer af primært PCE var det ikke muligt fuldstændigt at nedbryde forureningen i lag 2.1 i pilottesten, hvilket ville have krævet en langt større mængde MFR. Forureningsmængden i lag 2.2 stemte overens med designet. På trods af det høje indhold af fri fase PCE blev der observeret en væsentlig reduktion i forureningsmassen baseret på jordprøver udtaget før injektioner, efter to injektioner og efter 4 injektioner. Der blev opnået reduktioner på 49 % til 78 % for de primære forureningskomponenter i lag 2.1 og >95 % reduktion i lag 2.2, se Tabel 6-2. Tabel 6-2: Forureningsmasser og i pilottestområdet før samt efter hhv. 2 og 4 MFR-injektionsrunder. *Karakteriseringen/masseberegning lavet efter 2 injektionsrunder er baseret på færre jordprøver og derfor mere usikker end karakterisering/masseberegning ved start og efter 4 injektionsrunder. Forureningsmasse (kg) Dybde Start Efter 2 MFR Injektioner* Efter 4 MFR injektioner % Reduktion Efter 2 MFR Injektioner* Efter 4 MFR injektioner 3-6 m u.t. PCE % 53 % TCE 4,9 2,6 1,1 47 % 78 % Benzen 6,1 0,4 3,1 94 % 49 % Toluen 49,3 12,5 23,3 75 % 53 % 7-9 m u.t. PCE 21 0,1 99 % TCE 0,2 0,01 96 % Benzen 0,2 0, % Toluen 1,7 0, %

35 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 31 Resultater fra grundvandsmoniteringen viste, at koncentrationer for de primære forureningskomponenter i nogle tilfælde blev reduceret, men i mange tilfælde blev der også observeret kraftig stigning i koncentrationsniveauet, hvilket var at forvente pga. tilstedeværelsen af fri fase forurening jf. beskrivelsen i afsnit 6.1. Forureningsmængden opløst i grundvandet udgør kun en meget lille del af den samlede forurening og derfor skal effektiviteten af MFR, ved tilstedeværelse af fri fase forurening, baseres på koncentrationerne målt i jorden. Poreluftmålinger viste, at der var høje koncentrationer af de primære forureningskomponenter i poreluften og det kan derfor antages at gasdannelse i forbindelse med MFR har medført en stripning af flygtige forureningskomponenter, hvilket kan have været medvirkende til massefjernelsen. Generelt vurderes det, at koncentrationsniveauet i grundvandet først vil være faldende når langt størsteparten af forureningen sorberet til jord eller til stede som fri fase er fjernet. Herefter vil det være relativt nemt at nedbryde forureningskomponenter opløst i grundvandet. Reduktionen i forureningskoncentration i jordprøver fra de fleste dybdeintervaller efter MFR injektionerne i forhold til startkoncentrationer er en god indikering af, at in-situ kemisk oxidation med MFR kan anvendes i en fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet. Det bør også nævnes, at der ikke kunne registreres en stigning i forureningsniveau i jordprøver udtaget over det behandlede område, hvilket viser, at metoden ikke forårsager en genforurening af det rene sand udlagt efter afgravningen af grube 1 og 2. Designparametre for fuldskalaoprensning For at opnå mere end 90 % oprensning i lag 2.1 kræves måske op til 4-6 gange så meget MFR i forhold til det injicerede pga. det meget høje indhold af PCE. I pilotforsøget blev mængden af MFR dimensioneret ud fra en PCE koncentrationer på ca. 500 mg PCE/kg jord, men det faktiske indhold i lag 2.1 blev senere beregnet til mg PCE/kg. Oxidant-behovet er meget afhængigt af den faktiske forureningsmasse til stede i det behandlede område og derfor bør en fuldskalaoprensning udføres med løbende monitering for at afgøre, hvornår tilstrækkelig behandling har fundet sted. Den sandede geologi i indsatsområdet gør det forholdsvist nemt at injicere MFR og injektions-flow og volumener kan øges ved en fuldskalaoprensning da et langt større område skal behandles. Dette vil medføre at langt mere MFR kan injiceres dagligt i forhold til pilotforsøget. Operationelle parameter til fuldskalaoprensning Ud over parametre til estimering af den nødvendige oxidantmængde og antal af injektionsrunder krævet i en fuldskalaoprensning, blev der også evalueret på en række andre parametre, som er vigtige for designet af fuldskalaløsningen. Det blev bl.a. vist, at: Influensradius var mellem 1,5 og 2,5 m i både lag 2.1 og 2.2. Brintperoxid kunne detekteres i vandfasen 1 dag efter tilsætning. Opløst jern blev målt i vandfasen efter injektioner. Tilstedeværelsen af både brintperoxid og katalysator indikerer, at MFR reaktionerne foregår over minimum 1 døgn. Koncentrationen af opløst jern faldt mellem injektionsrunde 1 og 3, og der var derfor et behov for at tilsætte katalysator under hver injektionsrunde. Injektion gennem både permanente filtre og brug af Geoprobe var effektive teknikker og kunne levere oxidant til de ønskede dybdeintervaller. Det bemærkes at Geoprobe kan være vanskelig at nedpresse i større dybder (> 6-8 m u.t.) pga. de grove sand- og gruslag Der var kun en svag varmeudvikling, med en temperaturstigning i grundvandet på maksimalt 10 grader C som følge af MFR injektion. Gasdannelse blev observeret, men resulterede ikke i trykopbygning i filtre. Injektion i lag 2.1 og 2.2 krævede kun et meget lavt tryk for at opnå de ønskede flow. Injektionsflow kan sandsynligvis øges ved fuldskala. MFR resulterede i meget lav ph i pilottestområdet og denne lave ph forårsagede midlertidig mobilisering af metaller til grundvandet. Metallerne vurderes at genudfælde nedstrøms behandlingsområdet. 6.4 Muligheder for fuldskalaoprensning Det vurderes at metoden kan anvendes til oprensning af lag 2.1 og 2.2. Metoden kan også anvendes i lag 2.3, men pga. de konstaterede udfældningslag kan effektiviteten være mindre.

36 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 32 Fordele: Kan oprense alle relevante organiske stoffer Metoden er nem at håndtere i felten og der er ved pilotforsøgene fundet en god udbredelse af de tilsatte kemiske stoffer Geokemiske ændringer til kraftigt oxiderende forhold og lav ph sker hurtigt og let, hvilket gør lokaliteten egnet til en oprensning med MFR Ulemper: Det vurderes vanskeligt og dyrt at fjerne mere end 90 % af forureningsmasse af PCE, primært fordi det er vanskeligt at lokalisere og dermed målrette oprensning af lokale hotspots med store mængder af fri fase forurening 6.5 Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Dette afsnit beskriver designet af en fuldskalaoprensning med MFR af hele lag 2 under både grube 1 og 2. Forudsætninger Den tekniske løsning er baseret på følgende forudsætninger, som anses for at være realistiske og med forbehold for forureningsmassen: Fuldskalaoprensningen er designet til nedbrydning af ca. 90 % af forureningsmassen, idet metoden ikke vurderes kosteffektiv til en fuldstændig oprensning. Dimensioneringen af fuldskalaoprensningen med MFR er baseret på forureningsmassen beregnet i afsnit 5.3. Resultater opnået i pilottesten er anvendt til beregning af den nødvendige oxidantmængde, som er sammensat af et basisbehov (8 g 100 % H 2 O 2 per kg jord) og et behov baseret på forureningsmassen (9 kg H 2 O 2 per kg organisk forurening). De 8 g H 2 O 2 per kg jord vurderes at være den minimale mængde der skal injiceres i jorden, da denne mængden medførte >95 % reduktion af forureningsmassen i lag 2.2. i pilottesten. I lag 2.1 blev der i pilottesten forbrugt ca. 9 kg H 2 O 2 per kg fjernet PCE. Influensradius er 1,5 m som vist i pilottesten. Det forudsættes, at der etableres vandforsyningsboring til oppumpning af vand til opblanding af kemikalier. Det forudsættes, at opboret jord bortskaffes som forurenet til rensning. Der er forudsat en pris på 7,5 kr./kg. Der er forudsat en kurs på 5,5 DKK pr. US$ Teknisk beskrivelse Til fuldskalaoprensningen forventes at anvendes en koncentration af brintperoxid på 12,5 % som i pilottesten. Baseret på forudsætningerne beskrevet ovenfor er den totale mængde brintperoxid til fuldskalaoprensningen beregnet i Tabel 6-3. Det anbefales at der maksimalt injiceres liter MFR per filter per injektionsrunde, da tidligere erfaringer viser, at der optimalt skal injiceres MFR svarende til % af porevolumenet for at minimere uønskede reaktioner og dermed spild af oxidant. Baseret på dette er antal nødvendige injektionsrunder og varigheden af injektionerne beregnet i Tabel 6-4 hvis det antages at der er to injektionshold i arbejde samtidig. Antal injektionsrunder er baseret på gennemsnitsvurderinger og afhængig af de faktiske forureningskoncentrationer forskellige steder i indsatsområdet, kan der blive tale om færre eller flere injektionsrunder. Tabel 6-3: Beregning af totalt oxidantbehov til fuldskalaoprensning af hele lag 2 i grube 1 og 2.

37 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 33 Tabel 6-4: Beregning af MFR volumener pr filter pr injektionsrunde med angivelse af forventet varighed for injektionerne. IP = injektionspunkt med 7 filtre. Injektionerne er i det økonomiske overslag forudsat gennemført ved permanent installerede injektionsboringer placeret og filtersat som vist i Figur 6-4. Anvendelse af direct push metode (fx Geoprobe) evt. i kombination med permanente filtre kan dog også være en mulighed i lag 2.1 og evt. noget af lag 2.2. Figur 6-4: Layout for placerings af injektionspunkter og skitse af filtersætning for hvert injektionspunkt. Udstyr Injektionspunkter placeres og installeres som skitseret i Figur 6-4. Hvert injektionspunkt etableres som to separate boringer med skiftende filtersætning (boring A har 4 separate filtre, boring B har 3 separate filtre). Der anvendes CPCV-filtre. Med en influensradius på ca. 1,5 m medfører dette et behov for 67 injektionspunkter i grube 1 og 99 injektionspunkter i grube 2 hver med 7 stk. ø25 mm injektionsfiltre (i alt 1162 injektionsfiltre). Der etableres en moniteringsboring per 35 m 2 i indsatsområdet (13 i grube 1 og 20 i grube 2) samt 2 nedstrøms, 2 tværstrøms og 1 opstrøms moniteringsboring omkring hver af de to gruber. Alle moniteringsboringer filtersættes i lag 2.1, 2.2 og 2.3. Dette giver i alt 43 boringer. Vandforsyning skal etableres, da der skal bruges store mængder rent vand til opblanding af kemikalier. Injektionsudstyr med pumper, slanger og manometre påmonteret flytbare boringsafslutninger magen til de anvendte i pilottesten. Blandetanke med omrøring til fortynding af brintperoxid og opblanding af katalysator.

38 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 34 Tilladelser Region Syddanmark indhenter relevante tilladelser til gennemførelsen af oprensningen Monitering I moniteringsboringer placeret i indsatsområdet samt nedstrøms moniteres 2-3 gange dagligt brintperoxid, jern, opløst ilt, ledningsevne, redoxpotentiale, temperatur og dannelse af frie radikaler vha. feltmålinger i moniteringsboringer tæt på injektionsboringer. Data bruges til at vurdere influensradius og monitering nedstrøms anvendes til at vurdere transport af reagenser ud af indsatsområdet. Injektions- og moniteringsdata bliver gennemgået dagligt og hvis der viser sig nødvendigt, kan aktiviteter justeres i felten med baggrund i data fra de foregående dage. Der anbefales udført i alt minimum 3 prøvetagningsrunder med udtagning af jord og grundvandsprøver til vurdering af oprensningseffekten. Jord og grundvandsprøver udtages fra moniteringsboringerne før første MFR injektion, halvvejs i behandlingsforløbet og efter sidste MFR injektion. Jordprøver fra de 2 sidste moniteringsrunder skal udtages inden for en afstand af maksimalt 40 cm (horisontalt og vertikalt) fra prøvetagningspunkter i første moniteringsrunde, for at disse kan sammenlignes. Alle jord og vandprøver analyseres for klorerede opløsningsmidler, totalkulbrinter og BTEX. Der udtages minimum en jordprøve fra hvert af de tre lag (2.1, 2.2 og 2.3) fra hver boring. Sikkerhed Fuldskalaoprensningen vil foregå efter samme principper som pilottesten og udstyr vil være i samme dimensioner. De sikkerhedsmæssige foranstaltninger vil derfor være de samme som for pilottesten /5/. Største forskel vil være opbevaring af større mængder koncentrerede kemikalier i felten. Overslagspris I Tabel 6-5 ses de forventede omkostninger til en oprensning i hele lag 2 i grube 1 og 2 med MFR under forudsætning af at begge gruber renses op i samme forløb. Det fremgår af prissætningen, at de væsentligste udgifter går til etablering af injektionsboringer samt indkøb af kemikalier, herunder især katalysator. Desuden udgør selve injektionsarbejdet en væsentlig post. I bilag 3 findes et detaljeret prisoverslag. Tabel 6-5: Forventede omkostninger til oprensning i lag 2 i Grube 1 og 2. Post Pris Forundersøgelser 1,3 mio. kr. Detailprojektering, udbud og kontrahering 0,7 mio. kr. Etablering af anlæg 15,1 mio. kr. Drift af anlæg 24,7 mio. kr. Usikkerheder (15 %) 6,3 mio. kr. Totalomkostninger Ca. 48 mio. kr. Enhedspris Ca kr/m 3 Det vurderes at enhedsprisen (kr/m 3 behandlet jord) i lag 2.3 er noget større end for lag 2.2 pga. en større boredybde. Tidshorisont Etablering af de 166 injektionspunkter (med 7 filtre i hver) og 43 moniteringsboringer (med 3 filtre i hver) forventes at tage 3 måneder inklusiv jordprøvetagning og analyse. Herefter skal vandprøver udtages fra alle moniteringsfiltre og analyseresultater skal behandles og fortolkes, hvilket forventes at tage 3 måneder. Opbygning og installation af udstyr forventes at kunne udføres på 1 måned. Der anbefales en periode på 4-6 uger mellem injektionsrunderne og med en varighed for hver runde på 3-8 uger med 2 injektionshold vil perioden med de 8 MFR injektioner samt afsluttende monitering være omkring 2 år. Der skal påregnes ekstra tid til supplerende injektioner i delområder med høje forureningskoncentrationer. Oversigt over forventer varighed for fuldskalaoprensning fremgår af Tabel 6-6.

39 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 35 Tabel 6-6: Varighed af fuldskalaoprensning. Post Tid i måneder Detailprojektering, forundersøgelse, tilladelser 8 Etablering 4 Injektion og monitering 20 Slutdokumentation 4 Samlet 36 (3 år) Oprensningseffekt Fuldskalaoprensningen med MFR er designet til oprensning af ca. 90 % af forureningsmassen i indsatsområdet. Metoden vil være effektiv over for fri fase forurening med klorerede opløsningsmidler samt kunne nedbryde hovedparten af de organiske forureningskomponenter i grundvandet. Usikkerheder Den væsentligste usikkerhed for økonomien for denne metode er forureningsmassen i indsatsområdet. Hvis denne er dobbelt så stor som antaget i beregningerne, vil omkostninger til oprensning ligeledes næsten fordobles. Og som beskrevet i afsnit 5.3, vurderes det, at den beregnede forureningsmasse for lag 2.2 og specielt lag 2.3 er behæftet med usikkerhed og at den beregnede masse kan antages at repræsentere en minimumsmasse i indsatsområdet, da tilstedeværelsen af områder med fri fase kan medføre en større masse end beregnet. Desuden er det usikkert, om metoden kan oprense fri fase i mere lavpermeable områder f.eks. i områder med mere fintkornet sand. Opskalering Der forventes ikke nogen skaleringsproblemer i forbindelse med anvendelsen af MFR. Det vides dog ikke hvad udfældningslagene i lag 2.3 vil betyde for oprensningen, men det må forventes, at effektiviteten vil være mindre. Overordnet vurdering Metoden vurderes effektiv til nedbrydning af ca. 90 % af forureningsmassen i indsatsområdet ved injektion af MFR i op til 8 injektionsrunder med en samlet behandlingstid på ca. 3 år. Den primære usikkerhed for metodens implementering, omkostninger og effekt er fordeling og masse af fri fase forurening.

40 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE TERMISK METODE 7.1 Beskrivelse af metode Injektion af damp i permeable lag er en af de mest effektive metoder til at varme jorden op. Damp indeholder store mængder energi som afsættes når dampen kondenserer til vand. Metoden kan både anvendes under og over grundvandsspejlet til oprensning af forurening med klorerede opløsningsmidler som TCE og PCE samt BTEX. Metoden har i Danmark med succes været anvendt på 5 projekter i den umættede zone og et enkelt projekt i den mættede zone. Metoden er særligt velegnet til fjernelse af fri fase med klorerede opløsningsmidler da fri fase med TCE og PCE i vand har et kogepunkt på henholdsvis 75 og 87 0 C. Ved disse temperaturer sker der en kraftig mobilisering til den umættede zone, hvorfra stofferne kan opsuges i vakuumekstraktionsanlæg og derefter renses. I den umættede zone kan metoden både bruges til oprensning ved at sende en dampfront igennem jorden eller at opvarme de forurenede jordlag nede fra. Oprensninger i umættet zone er lettere at styre end i mættet zone. Dampen genereres oftest i dampkedler drevet af fyringsolie eller naturgas. Mobile dampkedler drevet af olie kan lejes flere forskellige steder med forskellige kapaciteter. Vandet til kedlerne kan være ledningsvand eller grundvand som behandles og blødgøres inden det ledes ind i kedlen. Dampen injiceres i boringer hvor filter- og blændrør er udført i metal. Den opsugede varme, fugtige og forurenede luft behandles i et særligt anlæg, hvor luften køles og affugtes inden den ledes gennem et rensningsanlæg som typisk består af flere kulfiltre i serie. Med flere filtre i serie kan man dels udnytte kullene til fuldt gennembrud og skifte kul uden at skulle lukke for vakuumekstraktionen. Der er også mulighed for at rense luften via katalytisk forbrænding og reducere kulforbruget, men der er kun meget få erfaringer i Danmark med denne metode. Under køling af luften dannes der en del kondensat fra udskillersystemet, som også skal køles og renses inden udledning. Rensemetoden her er kulfiltre. Erfaringerne med dampinjektion både under og over grundvandsspejlet i Danmark er særdeles gode med oprensningsgrader på mere end 95 %. Et af de seneste projekter med damprensning er udført af Region Syddanmark i Røde Kro i 2006 /14/, som foregik under grundvandsspejlet under forhold, som til forveksling ligner forholdene i Kærgård Plantage både med hensyn til injektionsdybde og hydraulisk permeabilitet. I skitseprojekteringen er erfaringerne fra dette projekt derfor i høj grad blevet inddraget. 7.2 Resultat af laboratorieforsøg For at få mere information om hvilken påvirkning dampinjektionen ville have på den meget unikke kemiske sammensætning i Kærgård blev der udført forsøg i laboratorium. Der blev udført dels nedbrydningsforsøg hvor væske og jord fra Kærgård blev opvarmet til C og C og dels mobiliseringsforsøg, hvor jord og væske blev varmet op indtil total fordampning og udtørring. Formålet med laboratorieforsøgene var at afdække: I hvilket omfang der ville ske nedbrydning af stoffer som følge af opvarmning Om der ville blive dannet nye og problematiske stoffer i vandfasen Mobilisering af stoffer til gasfasen og vandfasen herunder cyanid og kviksølv Fordeling af stoffer i henholdsvis luft til rensning og kondensat Renseeffekt på opsuget luft på forskellig aktive kultyper Laboratorieforsøgene er udført på Ålborg Universitet Esbjerg og en rapport, som beskriver forsøgene og dens resultater i detaljer er vedlagt som delrapport 4 /4/. Hovedkonklusionerne fra disse forsøg er, at der ikke kan konstateres dannelse af nye problematiske stoffer og at der ved opvarmning tilsyneladende kan ske en vis nedbrydning af især klorerede stoffer og BTEX i vandfasen. I nedbrydningsforsøgene skete der en kraftig stigning af sulfonamider i vandfasen (op til µg/l i lag 2.1), hvilket formodentlig skyldes mobilisering fra jordfasen til vandfasen, som følge af en øget opløselighed med temperaturen. Med hensyn til mobilisering af stofferne til gasfasen blev der observeret en oprensningsgrad på 99 % for BTEX, klorerede stoffer og fenoler. Cyanid bliver mobiliseret til gasfasen, men vil sandsynligvis mest ende i kondensatet ved kølingen. En del af de organiske kvælstofforbindelser (ani-

41 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 37 lin og pyridin) bliver mobiliseret til gasfasen, heraf forventes hovedparten at ende i kondensatet. I mobiliseringsforsøget blev der således observeret op til µg anilin/l og µg pyridin/l i kondensatet. Kviksølv mobiliseres ikke fra jordfasen, hvilket også synes at være tilfældet for de meget vandopløselige komponenter som sulfonamider og barbiturater. Rensning med forskellige coatede kultyper viser også, at luft med de mobiliserede stoffer med stor sandsynlighed kan renses helt tilfredsstillende. Det har ikke været formålet med forsøgene at vurdere hvor meget kul der skal bruges til en fuldskalaoprensning. Forsøgene indikerer, at der udover de klorerede opløsningsmidler og BTEX'er også er del ukendte organiske forbindelser, som vil blive mobiliseret til gasfasen. Disse forbindelser vil også tage plads på kullene. Hvor stort et ekstra kulforbrug der vil være til de ukendte komponenter er dog ikke fuldt belyst. Normalt regnes med en adsorptionskapacitet på ca. 20 % for PCE. I vores prisoverslag er der regnet med at der udover PCE og BTEX'er vil være et ekstra kulforbrug på 50 % til disse ukendte forbindelser. På grund af den komplicerede forureningssammensætning er det vurderet, at det ikke kan afvises, at der kan være eksplosionsrisiko ved en fuldskala dampinjektion. 7.3 Resultater af modellering Der er udført modellering med damp af Geosyntec Consultants i både grube 1 og 2. Et notat der beskriver denne modellering findes i delrapport 4 /4/. I modelleringen er der anvendt en strategi med udefra og ind. I princippet kan der både dampes indefra og ud samt udefra og ind. Hvilken strategi der er mest hensigtsmæssig, skal fastlægges i detailprojekteringen. Der er udført modellering hvor afstanden mellem injektionspunkterne er henholdsvis 10 og 20 m. Modelleringen viser, at det bedst kan betale sig at anvende en boringsafstand på 10 m, da dette giver det mindste energiforbrug, idet påvirkningsområdet uden for oprensningsområdet minimeres. Desuden vil den lavere boringsafstand giver en højere sikkerhed for, at hele det ønskede oprensningsvolumen påvirkes. Det betyder, at der er behov for 11 dampinjektionspunkter i grube 1 og 14 i grube 2. Placering af boringerne for både dampinjektion og vakuumekstraktion fremgår af Figur 7-1 og Figur 7-2.

42 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 38 Figur 7-1: Placering af injektions- og ekstraktionsboringer i grube 1. Blå firkanter viser ekstraktionsboringer og de brune firkanter viser injektionsboringer. Permeabiliteten i den mættede zone er så høj, at det i teorien vil kunne lade sig gøre at injicere den nødvendige energimængde i begge gruber på henholdsvis 10 og 12 dage, hvis kapaciteten på dampkedlerne er til stede. I praksis er det mere realistisk at der vil blive injiceret med en lavere injektionsrate og den nødvendig opvarmningstid forventes snarere at være dage pr. grube. Den udførte modellering viser et energiforbrug på ca. 1,8 Gj/m 3 jord. På Røde Kro projektet har man efterfølgende udført en grundig beregning af det aktuelle energiforbrug og har beregnet, at der blev forbrugt ca. 1,3 Gj/m 3. Det vurderes derfor som sandsynligt, at det modellerede energiforbrug vil passe meget godt med det virkelige, hvilket er vigtigt, da energiforbruget til oprensningen er en væsentlig økonomisk parameter som ofte underestimeres i forbindelse med modelleringer.

43 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 39 Figur 7-2: Placering af injektions- og ekstraktionsboringer i grube 2. Blå firkanter viser ekstraktionsboringer og de brune firkanter viser injektionsboringer. 7.4 Resultater af grundvandsmodelleringen Der er udført grundvandsmodellering i grube 1 baseret på prøvepumpningsresultater herfra med henblik på at reducere indstrømning af kølende grundvand til opvarmningsområdet. Et notat som beskriver forudsætninger og resultater af modelleringen fremgår af delrapport 1 /1/. Grundvandsmodelleringen viser, at der er behov for 8 indvindingsboringer og 8 infiltrationsboringer for at minimere indstrømningen af afkølende grundvand og spredning af grundvand fra oprensningsområdet. I det økonomiske overslag er der forudsat 12 indvindingsboringer og 12 infiltrationsboringer for at tage højde for eventuelle nedbrud af pumper pga. det varme vand. Figur 7-3 viser partikelbaner med dampinjektion i grube 1. Det fremgår, at alt det grundvand, der kommer opstrøms fra, opfanges i pumpeboringerne. Ca. halvdelen af den injicerede damp opfanges i pumpeboringerne, mens den anden halvdel bevæger sig mod nordvest og mod kysten. Det bemærkes, at der ved modelberegningerne er anvendt en mindre injektionsmængde end den forudsatte ved fuldskalaoprensningen. I en fuldskalaoprensning vil der sandsynligvis tilgå mere vand fra injektionen til pumpeboringerne. I detailprojektet skal der derfor arbejdes videre med modelleringen for at finde den optimale løsning på grundvandsoppumpningen.

44 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 40 Figur 7-3: Grundvandsmodellering af grube 1. Figur til venstre: Modelopsætning med 8 pumpeboringer (PB1-PB8) og 8 reinfiltrationsboringer (RB1- RB8). Figur til højre: Partikelbaneberegninger fra grundvandsmodellen ved grube 1. Grønne linjer opfanges i pumpeboringerne, mens blå linjer strømmer mod kysten. Modelkørslerne viser, at det mest hensigtsmæssige er oppumpning opstrøms og reinfiltration nedstrøms med ca. 12 m 3 /t. Dette setup vil både reducere afkølingen af det injicerede damp under gruben og reducere mængden af forurenet vand, som vil forlade oprensningsområdet under dampinjektionen. Modelkørslerne viser også, at det i praksis vil være et kompliceret dynamisk system efterhånden som dampen fortrænger mere og mere vand i oprensningsvoluminet, hvilket gør en eksakt modellering ret kompliceret. Modelleringen viste, at ca. halvdelen af det injicerede dampmængde opfanges i indvindingsboringerne og den resterende dampmængde strømmer mod havet. Det er forudsat at det oppumpede grundvand, som vil bestå af en blanding af opstrømskommende grundvand og vand fra injiceret damp vil kunne infiltreres uden vandbehandling og rensning. Bredden af grube 2, hvorigennem der sker grundvandsstrømning er ca. 1/3 større i grube 2 end i grube 1, hvorfor det er forudsat, at en grundvandsoppumpning ved grube 2 skal være ca. 1/3 større. Den samlede oppumpning ved grube 2 forudsættes at være 15 m 3 /time. 7.5 Muligheder for fuldskalaoprensning På baggrund af resultaterne fra forsøg og modelleringer samt erfaringerne fra Røde Kro projektet /14/ vurderes muligheder for at anvende metoden i Kærgård Plantage til oprensning af især fri fase med klorerede opløsningsmidler og BTEX som gode. Det bemærkes, at der ikke er lavet pilotforsøg, idet dette blev vurderet at være for dyrt i forhold til udbyttet. Det vurderes, at der i stedet bør fokuseres på et veldimensioneret behandlingssystem for opsuget luft og dannet kondensat, som skal kunne håndtere de forventeligt store mængder forureningskomponenter. I forbindelse med detailprojekteringen bør det undersøges nærmere om anvendelse af katalytisk forbrænding af den opsugede luft kosteffektivt vil kunne reducere kulforbruget, som vil være direkte proportionalt med den mobiliserede forureningsmasse. Der bør også udføres supplerende undersøgelser i gruberne med henblik på en bedre fastlæggelse af forureningsmassen, så behandlingsanlægget for luft og kondensat kan blive optimalt dimensioneret. På baggrund af den komplekse forureningssammensætning under grube 1 og 2 vurderer vi, at det vil være dyrt at operere med en fuldstændig hydraulisk kontrol med opsamling og rensning af den forurening som spredes med grundvandet uden for grubeområdet. I vores forslag til fuldskalaoprensning vil der således ske ikke nogen rensning af den forurening som mobiliseres til grundvandet. Ca. ½ af grundavndet strømmer mod havet og ca. ½ vil blive oppumpet ved den opstrøms grundvandsoppumpning. Dette vil betyde at en dampoprensning ikke vil være så effektiv

45 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 41 som f.eks. på Røde Kro Projektet. For at reducere tabet til grundvandet foreslås det, at der tilsættes trykluft sammen med dampen. I detailprojekteringen bør der også arbejdes med nogle flere modelkørsler for grundvandstyringen samt en styring af oppumpning/infiltration, så køling af oprensningsområdet og migration af forurening herfra minimeres. Det vurderes, at det primært vil være lag 2.1, 2.2 og top af lag 2.3 i begge gruber som vil være det foretrukne indsatsområde for dampinjektion. Den lavere permeabilitet, den større injektionsdybde og tilstedeværelsen af udfældningshorisonter vil sandsynligvis gøre det vanskeligt at gennemføre en kosteffektiv termisk oprensning i bund af lag 2.3. Fordele: Kan effektivt oprense fri fase forurening Ulemper: Kun effektiv mod flygtige komponenter Der er ikke udført pilotforsøg, så det er vanskeligt at forudsige, om der er forhold på lokaliteten, som gør en oprensning vanskelig, bl.a. mht. den særlige forureningssammensætning Fare for dannelse af eksplosive blandinger ved behandlingen, hvilket betinger, at der anvendes eksplosionssikkert udstyr. Stort energiforbrug Der sker en betydende mobilisering af medicinske stoffer til vandfasen især i lag 2.1, som ikke renses ved den foreslåede anvendelse af metoden Det oppumpede grundvand forudsættes at blive reinjiceret urenset, da det er dyrt at rense grundvandet 7.6 Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Princippet ved dampinjektion under grube 1 og 2 er at der injiceres damp i boringer under grundvandsspejlet til opvarmning af den mættede zone, hvorved flygtige komponenter mobiliseres til gasfasen, hvor de kan opsamles ved vakuumekstraktion. Den opsugede luft og kondensat dannet under køling renses inden udledning. Oppumpning af grundvand opstrøms for oprensningsområde til optimering af energiforbrug. Gruberne renses op en af gangen men i samme forløb. Oversigtskort som illustrerer princippet i den foreslåede løsning fremgår af Figur 7-1 og Figur 7-2. Forudsætninger For den termiske metode er der ikke udført pilotforsøg, men der er dels udført laboratorieforsøg og dels modellering med injektion af damp under grundvandsspejlet samt grundvandsmodellering omkring grube 1. Resultaterne fra dette arbejde og de aktuelle forhold omkring forureningsvoluminer og forureningsmasse indgår som de afgørende forudsætninger for skitseprojektet. Desuden er erfaringerne fra Region Syddanmarks projekt i Røde Kro også inddraget, da det er vurderet, at der er rigtig mange paralleller mellem dette projekt og en eventuel dampoprensning i grube 1 og 2 i Kærgård Plantage. Den tekniske løsning er baseret på følgende forudsætninger, som anses for at være realistiske og med forbehold for forureningsmassen: Oprensning med dampinjektion vil kræve et meget stort strømforbrug som i selve driftsperioden vil være omkring 0,5 mio. kwh til de forskellige anlægsdele. Denne strøforsyning vurderes billigst at etablere med en lejet kompressor, som bruger olie fra den samme tank, som forsyner dampkedlerne. En permanent strømforsyning er tidligere vurderet at koste omkring 1 mio. alene i etablering. Der vil være behov for vand af en rimelig kvalitet til dampkedlerne som det forudsættes dækket ved en ny lokal indvinding, som der skal indhentes tilladelse til. Det forventes at der skal bruges omkring m 3 vand til dampkedlerne.

46 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 42 Det forudsættes at alt grundvand og kondensat kan reinfiltreres til grundvandszonen nedstrøms grube 1 og 2. Det oppumpede grundvand forudsættes reinfiltreret urenset og kondensat fra den ekstraherede luft forudsættes renset gennem kulfilter. I prissætningen af fuldskala oprensningen med damp er det forudsat, at der kan opnås afgiftsfritagelse på olieforbruget. Der er kalkuleret med en udgift til olie på 6,5 kr./l. Det forudsættes, at opboret jord bortskaffes som forurenet til rensning. Der er forudsat en pris på 7,5 kr./kg. Teknisk beskrivelse og udstyr Et komplet anlæg til en oprensning af grube 1 og 2 kræver følgende hovedanlægsdele, som det fremgår af anlægsskitsen i Figur 7-4: Injektionsboringer: Til oprensning af grube 1 skal der bruges 11 injektionspunkter og i grube 2 skal der bruges 14. I praksis betyder det at der skal etableres 22 boringer i grube 1 og 28 i grube 2 for både at rense lag 2.1 og 2.2 op. Boringerne filtersættes med et 0,5 m langt Ø50 filter i stål i henholdsvis 6-6,5 og 11-11,5 m u.t. Boringerne afproppes med 4 m storebæltsblanding, som er en blanding af bentonitpulver og cement for at forhindre lækage til overfladen langs med boringen. Ekstraktionsboringer til luft: For at opsuge den mobiliserede forurening etablere der henholdsvis 14 ekstraktionsboringer i grube 1 og 20 stk. i grube 2. Boringerne føres til 4 m u.t. og filtersættes med Ø50 stålfilter i intervallet 1-4 m u.t og afproppes med 1 m storebæltsblanding. Temperaturboringer: Til at følge temperaturudviklingen i jorden under oprensningen etableres der i hver grube 10 stk. temperaturboringer, som opkobles online til SRO anlægget. Boringerne føres til 11 m u.t og udstyres med digital temperaturføler for hver halve meter. Isoleringslag: Af hensyn til både opsamling af mobiliserede stoffer og for at reducere varmetabet til overfladen udlægges der over oprensningsområdet 0,25 m isolerende letbeton når alle boringer er udført. Grundvandsboringer: Til primært at opnå grundvandskontrol og sekundært at skaffe kølevand etableres der ved grube 1 12 stk. pumpeboringer opstrøms og 12 stk. boringer nedstrøms og ved grube 2 15 stk. pumpeboringer opstrøms og 15 stk. boringer nedstrøms. Begge boringstyper føres til 10 m u.t. og filtersættes med 5 m Ø110 mm filter. Boringerne forventes udført med 8" hulsnegl for at minimere overskudsjord som skal bortskaffes. Rørføringer: Fra injektionsboringerne føres der rør frem til dampkedel og luftkompressor. Fra ekstraktionsboringerne føres der rørforbindelse til system med køler, udskillere, vakuumpumpe og luftrensesystem. Begge disse rørsystemer skal udføres i Ø50 stål af hensyn til varmepåvirkningen. Rørføring til pumpe- og infiltrationsboringer forventes at kunne udføres i PVC, da der ikke forventes en kritisk opvarmning af grundvandet her. Dampkedler: Til at generere damp forudsættes indlejet 3 stk. oliedrevne kedler med en samlet kapacitet på ca. 8 tons i timen. Der opstilles en 20 m 3 overjordisk olietank. Det forventes at olieforbruget vil være omkring 0,6 m 3 i timen, så tanken skal fyldes flere gange i døgnet. Kompressorluft: For at understøtte gasfasen af de mobiliserede stoffer tilsættes dampen trykluft. Denne fremgangsmåde har på flere projekter samt projektet i Røde Kro reduceret en af de bivirkninger, som der kan være med damprensning i form af kondensation af fri fase og tab vertikalt af forureningsmasse. Behandlingsanlæg: Til at opsuge, køle og rense den opsugede luft samt kondensat etableres et anlæg, som består af flere forskellige kølere, udskillere, varmeveksler, vakuumpumpe og 3 kulfiltre i serie til luft og 2 til vand fra udskillerne. Vakuumpumpen skal være eksplosionssikret. Det rensede vand fra udskillerne reinfiltreres nedstrøms. Den forreste køler bliver kølet af oppumpet grundvand til grundvandskontrol. Det opvarmede vand ledes til en varmeveksler, hvor det forvarmer vandet til dampkedlerne. Behandlingsanlægget indrettes så det giver det mindste energiforbrug. Behandlingsanlægget, kedler, kompressor og SRO placeres midt i mellem de to gruber. I prissætningen er der regnet med anvendelse af aktivt kul, som rensemetode til den opsugede luft. Det er beregnet at kulforbruget vil være i størrelsesordenen 150 tons. Der er her forudsat, at der udover PCE og BTEX'er også vil være en del ukendte organiske forbindelser, som vil blive adsorberet (50 % ekstra i forhold til sum af PCE og BTEX'er). Denne mængde er dog behæftet med stor usikkerhed. Det er muligt at katalytisk forbrænding af de opsugede stoffer kosteffektivt kan reducere kulforbruget, hvilket bør undersøges nærmere i detailprojekteringen. Vi har været i kontakt med firmaet Lesni, som me-

47 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 43 ner, at det kan lade sig gøre, men som ikke har regnet på prisen, da det kræver en større beregning og et anlæg i 2 stk. 20" containere. Vandforsyning: Som beskrevet skal der bruges ca. 8 m 3 vand pr. time til dampproduktion. Den mest kosteffektive løsning for denne vandforsyning vurderes at kunne komme fra etablering af lokal grundvandsoppumpning sidestrøms gruberne, hvor vandet er uforurenet. SRO-anlæg: Alle anlægsenheder kobles digitalt op på en SRO enhed med opkobling til internettet, så det kan fjernaflæses. Anlægget indrettes med digitale følere så alle nødvendige tryk, temperaturer, flow, forbrug af vand, olie og strøm kan følges online. Systemet indrettes med gennemtænkte alarmniveauer, hvor de mest kritiske alarmer, som f.eks. driftsstop på dampkedlerne udløser en automatisk SMS til den driftsansvarlige. Figur 7-4: Anlægsskitse for komplet anlæg til fuldskalaoprensning. Tilladelser Region Syddanmark indhenter relevante tilladelser til gennemførelsen af oprensningen Monitering I Tabel 7-1 ses det forventede omfang til monitering og overvågning af oprensning. Erfaringerne med denne type oprensning er, at der i praksis vil være behov for daglig bemand af anlægget i selve driftsfasen. Slutdokumentation baseres dels på akkumuleret massefjernelse gennem opsuget luft og kondensat samt på efterfølgende undersøgelse af forureningsindhold i jorden forskellige steder i gruberne.

48 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 44 Tabel 7-1: Monitering og overvågning af oprensning. Parameter Frekvens Metode Temperatur i jord Online Digitale følere i temperaturboringer Oppumpet og infiltration grundvand Online Digital flowmåler Dampkedel med tryk og dampproduktion Online Digital flowmåler for vand og trykføler Diverse tryk og temperaturer i renseanlæg Online Digitale følere Kondensat udskillersystem Online, vandprøve hver dag Digital flowmåler, analyse af vand før og efter rensning Olieforbrug Online Oliestand i tank Generator Online Måling af effekt Løbende manuelle PID målinger suppleret af kulrørsprøver både før og efter diverse kulfiltre 2-10 gange dagligt afhængig af mobiliseringsgrad PID målinger og kulrørsprøver Miljøpåvirkning I forbindelse med både etablering af drift vil anlægget både kunne høres, ses og lugtes, men ellers forventes det ikke at anlægget vil påvirke omgivelserne uacceptabelt. Når anlægget er blevet demonteret, vil der ikke være synlige spor. Det forventes ikke, at støj og lugt vil have betydning for gennemførelse af projektet, men dette bør afklares inden udbud af detailprojekt, da det kan have stor betydning for omkostningerne. I vores økonomiske overslag er det forudsat, at der ikke vil være særlige hensyn til reduktion af støj eller lugt. Sikkerhed Der er tale om et anlæg der arbejder med meget høje tryk og temperaturer og som opsuger giftige og måske eksplosive dampe. Dette skal der sikkerhedsmæssig tages hensyn til både med hensyn til udformning af anlægget samt driften. Det personel, som har det mekaniske ansvar for driften, skal være uddannet hertil. Overslagspris I Tabel 7-2 ses de forventede omkostninger til en oprensning med damp i lag 2.1 og 2.2 under forudsætning at begge gruber renses op i samme forløb. Oprensningen vil dog ske en grube ad gangen over en periode på ca. 5 måneder. Det bemærkes at hvis gruberne ikke renses op i same forløb vil det betyde to gange detailprojektering og mobilisering/opbygning af anlæg, hvilket samlet vil gøre det dyrere end beskrevet i Tabel 7-2. Priserne kan derfor ikke umiddelbart skilles ad. I pris overslaget er der taget udgangspunkt i at både kondensat og luft renses på kul og at de forventede forureningsmængder er som beskrevet i Tabel 5-2. Hvis f.eks. forureningsmængderne tredobles så vil omkostninger i henholdsvis grube 1 og 2 forøges med 3,5 og 5 mio. kr. Disse omkostninger vil muligvis kunne reduceres hvis det kan lade sig gøre at supplere med katalytisk forbrænding. Det er en forudsætning, at der ikke oppumpes vand fra selve oprensningsområdet og al oppumpet grundvand kan injiceres urenset. I bilag 3 findes et detaljeret prisoverslag. Tabel 7-2: Forventede omkostninger til oprensning i lag 2.1 og 2.2 i grube 1 og 2. Post Pris Forundersøgelser 1,4 mio. kr. Detailprojektering, udbud og kontrahering 1,4 mio. kr. Etablering af anlæg 13,1 mio. kr. Drift af anlæg 18,4 mio. kr. Usikkerheder 5,1 mio. kr. Totalomkostninger (inkl. 15 % usikkerhed) Ca. 39 mio. kr. Enhedspris Ca kr/m 3 Tidshorisont Den samlede oprensningstid vurderes at være omkring 2 år, se Tabel 7-3. Det forventes at tid til indhentning af tilladelser og detailprojektering vil være længere end for de øvrige metoder.

49 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 45 Tabel 7-3: Forventet varighed for fuldskalaoprensning. Post Tid i måneder Detailprojektering, forundersøgelser, tilladelser, udbud og valg af entreprenør 9 Opbygning og etablering af boringer og anlæg 4 Oprensning af grube 1 2 Omstilling til grube 2 1 Oprensning af grube 2 2 Dokumentation af oprensning og rapportering 6 Samlet oprensningstid 24 Oprensningseffekt Erfaringer fra andre projekter viser oprensningsgrader for klorerede opløsningsmidler på % og laboratorieforsøgene viser tilsvarende for BTEX og fenoler. Laboratorieforsøgene viser at cyanid også i et vist omfang vil blive oprenset. Metoden er især dokumenteret effektiv over for fri fase klorerede opløsningsmidler. Med et foreslåede setup må der forventes et vist tab af forurening til grundvandszonen med både klorerede opløsningsmidler og kulbrinter, sandsynligvis i størrelsesorden 5 % af den samlede masse. Der vil ikke være nogen oprensning af de farmaceutiske stoffer. Disse stoffer vil blive mobiliseret til vandfasen og strømme ud mod havet. Usikkerheder Den største usikkerhed knytter sig til hvordan og hvor megen forureningsmasse, der mobiliseres til vakuumekstraktionsanlægget og om disse mængder kan håndteres forsvarligt i rensesystemet for især den opsugede luft. Kulfiltrene skal derfor dimensioneres hertil og systemet skal indrettes med mindst tre filtre, så der kan opretholdes fuld renseeffekt, når der skiftes kul på filtrene. Den anden usikkerhed er energiforbruget, men omkostningsberegningerne viser, at disse udgifter blot udgør 17 % af de samlede omkostninger. En anden usikkerhed er driften af selve anlægget, hvor de mange anlægsdele øger risikoen for driftsstop. En væsentlig ulempe ved metoden er, at det er uforholdsvis dyrere at rense gruberne op hver for sig grundet forøget omkostninger til udbud og mobilisering/opbygning af visse dele af anlægget. En af de største usikkerheder er hvor store forureningsmængder der skal oprenses, hvilket vil have stor indflydelse på kulforbruget som udgør ca % af oprensningsomkostningerne. Sker der f.eks. en tredobling af kulforbruget kan oprensningsomkostninger stige 25 % i forhold til de i Tabel 7-2 angivet. Det oppumpede grundvand skal reinfiltreres nedstrøms gruberne. I vores prisoverslag har vi forudsat, at grundvandet kan reinfiltreres uden nogen form for forrensning. Det bemærkes dog, at grundvandet indeholder store mængder af opløst jern som evt. kan udfældes pga. iltpåvirkning fra dampinjektionen. Som en sikkerhed skal der derfor sikres, at der etableres tilstrækkelig med boringer til reinfiltration. Alternativt skal der ske en forrensning af jern gennem et sandfilter. En anden usikkerhed ved metoden er stoftab til omgivelserne gennem grundvandet, som bør undersøges nærmere. Laboratorieundersøgelserne viste, at de farmaceutiske stoffer (sulfonamider, barbiturater, anilin) bliver mobiliseret til grundvandet dels på grund af temperaturforøgelsen, men også fordi en stor del af den organiske stofmængde, som de adsorbere til vil forsvinde og de vil derfor ende i vandfasen. Tabet af stof vil ske som en relativ kortvarig puls og det bør undersøges i forbindelse med forundersøgelserne om det er en bivirkning, der er til at leve med, eller om det er nødvendigt at rense for disse stoffer. Hvis sidstnævnte er tilfældet, vil det betyde væsentlige meromkostninger. Opskalering Der forventes ikke nogen skaleringsproblemer i forbindelse med dampoprensningen i lag 2.1 og 2.2. Overordnet vurdering Det vurderes, at dampinjektion vil være den mest effektive og sikre metode til fjernelse af fri fase i både lag 2.1 og 2.2. Projektet i Røde Kro, hvor forholdene er meget lig Kærgård har vist, hvor effektiv metoden er. Den gode permeabilitet under gruberne muliggør høje injektionsrater af energi, som vil medføre en effektiv termisk behandling af den mættede zone under gruberne. Det er dog også den mest komplicerede af de vurderede metoder med hensyn til både udstyr,

50 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 46 sikkerhed og drift. Det er en klar fordel at rense begge gruber op i samme forløb, da der ellers vil løbe omkostninger til både udbud men især mobilisering og etablering af dele af det nødvendige anlæg. Der er valgt en strategi, hvor der ikke er hydraulisk kontrol med den injicerede damp samt at der ikke sker nogen rensning af oppumpet grundvand i forbindelse med den opstrøms grundvandsoppumpning.

51 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE BIOLOGISK METODE Ved den biologiske metode med "Stimuleret reduktiv deklorering" (SRD) er der både udført laboratorie- og pilottest /3,6/. Baseret på resultaterne fra laboratorieundersøgelserne blev et pilotforsøg designet og igangsat. Data indsamlet under pilottesten er efterfølgende anvendt til design af en fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet. I de følgende afsnit gennemgås de overordnede resultater fra laboratorie- og pilottest. Afslutningsvist gennemgås mulighederne for at anvende SRD i en fuldskalaoprensning og en tekniske løsning beskrives. 8.1 Beskrivelse af metode Stimuleret Reduktiv deklorering er en teknik, hvor man stimulerer de naturligt forekommende bakteriers nedbrydning af klorerede opløsningsmidler ved at tilsætte organisk stof (elektrondonor) og evt. bakterier. Elektrondonoren nedbrydes biologisk, hvorved naturlige oxiderede forbindelser forbruges og redoxniveauet falder. Som led i nedbrydningen frigives brint som anvendes af bakterierne til en sekventiel nedbrydning af PCE til ethen, se Figur 8-1. Figur 8-1: Anaerob reduktiv deklorering af PCE til ethen /11/. Nedbrydningsprocessen kræver anaerobe og reducerende forhold (redoxpotentiale <-50 mv). I processen fraspaltes kloratomer sekventielt og erstattes af brintatomer. Den fuldstændige nedbrydning af PCE til ethen sker derfor med TCE, DCE og VC som mellemprodukter. For at øge antallet af specifikke nedbrydere og dermed nedbrydningshastigheden kan der tilsættes en bakteriekultur indeholdende deklorerende bakterier. Anvendelse af SRD i Kærgård Plantage vurderes af flere årsager at kunne være en meget kosteffektiv oprensningsmetode over for de klorerede stoffer, som efter afgravningen i gruberne er vurderet at udgøre den primære trussel i forhold til ophold på forstrand og i klitterne. I pilotforsøg med SRD anvendes oftest aktive systemer med en forceret hydraulisk gradient og recirkulering af grundvandet. Her bliver grundvand oppumpet fra det forurenede magasin, tilsat elektrondonorer (og evt. bakteriekulturer, næringsstoffer og ph buffere) og reinjiceret ind i behandlingsområdet. Konstant eller pulserende tilførsel af elektrondonorer er med til at udvikle en biologisk aktiv zone. Herved sikres den bedst mulige spredning af både elektrondonoren og evt. bakteriekulturen. Indsamling af moniteringsdata fra flere punkter mellem injektions- og oppumpningsboringer tillader en vurdering af systemets virkningsgrad. Ved recirkulering kan der opnås den bedst mulige chance for opstilling af en massebalance på forureningskomponenterne. Massebalancen kan påvise, at forureningsmassefjernelsen er sket på grund af den stimulerede biologiske nedbrydning og ikke på grund af fortynding. Benyttelse af en tracer samtidig med injektionen af tilsætningsstofferne er vigtig for at bestemme den hydrauliske opholdstid og opstilling af massebalancer. Selv om fuldskala-løsningen i sidste ende bliver designet som et semi-passivt eller passivt system, vil dette ikke nødvendigvis udelukke brugen af et aktivt system i pilotforsøget. Et aktivt system i et pilotforsøg tillader massebalanceberegninger på forureningen og restprodukterne på en måde, som typisk ikke er muligt ved et passivt system. Desuden er den tid, som det tager at påvise en effektiv behandling, typisk meget kortere med et aktivt system.

52 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE Resultat af laboratorieforsøg Dette afsnit beskriver de overordnede resultater af de biologiske laboratorieforsøg. For en mere detaljeret beskrivelse henvises til delrapport 3 /3/. Alle test er udført af SiREM, Canada i samarbejde med projektholdet. Der er tidligere lavet laboratorieforsøg med SRD med materiale fra lag 3 (boring B138 som ligger nedstrøms grube 1) /8/. Forsøgene viste en ikke særlig effektiv nedbrydning af klorerede opløsningsmidler, sandsynligvis pga. inhibering forårsaget af høje koncentrationer af sulfonamider. Forsøgsperioden var dog relativt kort, så det kan ikke afvises, at en længere forsøgsperiode kunne have givet en lidt bedre nedbrydning. Formålet med de nye forsøg er, at vurdere effektiviteten af SRD til nedbrydning af henholdsvis opløst og residual fri fase forurening med klorerede ethener i materiale fra lag 2 under grube 2. Dette lag er karakteriseret ved et område med stort indhold af fri fase PCE (lag 2.1) samt et dybere med mindre mængder af fri fase forurening (lag 2.2). Forsøgene med fri fase blev udført med sediment med henholdsvis lavt og højt indhold af PCE fra lag 2.1. Der blev opstillet 4 forskellige batchforsøg; 1) steril kontrol, 2) ubehandlet kontrol, 3) tilsætning af opløste elektrondonorer (methanol, ethanol og laktat (MEL) samt 4) tilsætning af opløste elektron donorer samt bioaugmentering med KB1 (indeholder deklorerende bakterier). Følgende overordnede resultater blev observeret: Forsøg med opløst forurening af klorerede ethener i lag 2.2 Efter tilsætning af elektron donor (MEL) samt bioaugmentering med KB1 blev der efter 2 måneder observeret fuldstændig nedbrydning af 23 mg PCE/L (stuetemperatur). Resultat vist i Figur 8-2. Der blev observeret nedbrydning til ethen uden tilsætning af KB1. Der findes således bakterier på lokaliteten (Grube 2, lag 2.2), som er i stand til at udføre fuldstændig nedbrydning. Nedbrydningen af PCE, TCE og cdce forløb med nogenlunde samme hastighed uanset om der var tilsat KB1. Derimod blev der observeret en væsentlig reduktion i halveringstiden for VC efter bioaugmentering. Man vil således forvente, at bioaugmentering ligeledes vil accelerere nedbrydning af VC i felten. Forsøg med residual fri fase af klorerede ethener i lag 2.1 Der blev kun observeret meget begrænset aktivitet med højt indhold af fri fase på trods af tilsætning af KB1. En mulig forklaring er, at den mikrobielle nedbrydning har været inhiberet af det høje indhold af PCE. I batch med lavere indhold af PCE blev der observeret nedbrydning til TCE og cdce ved tilsætning af elektrondonor. Efter bioaugmentering med KB1 blev der ligeledes observeret nedbrydning til VC. De foreløbige resultater indikerer, at nedbrydning af PCE i batch med materiale fra Grube 2, lag 2.1 er muligt, såfremt der kun er mindre indhold af residual fri fase.

53 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 49 Figur 8-2: Nedbrydning af 23 mg PCE/L ved tilsætning af elektrondonor (MEL) og bioaugmentering med KB Resultat af pilotforsøg Dette afsnit beskriver de overordnede resultater fra SRD pilottesten udført i grube 2 (pilottest 3). For en detaljeret beskrivelse af pilottestdesign, udførelse og resultater henvises til delrapport 6 /6/. Det overordnede formål med pilot testen var at evaluere anvendeligheden af SRD som afværgemetode til behandling af jord og grundvand under grube 2 fra 6-10 m u.t. (lag 2.2). Testen blev designet og udført for at fremskaffe data til design af en fuldskalaoprensning baseret på SRD, for at undersøge oprensningsgraden og for at estimere omkostninger og tidshorisont for en fuldskalaoprensning i grube 2, lag 2.2. Pilottestområdet i lag 2.2 (6-10m u.t.) i grube 2 dækker et område på ca. 25 m x 7,5 m. Geologi samt forurenings- og redoxforhold i pilottestområdet stemmer overens med beskrivelsen i afsnit 5. Ud fra forundersøgelserne var det forventet, at koncentrationen af klorerede opløsningsmidler i grundvandet var mg/l og primært bestod af PCE. Efter opstart af recirkulationen under pilotforsøget viste det sig dog hurtigt, at koncentrationerne var betydeligt højere, hvilket indikerede tilstedeværelse af fri fase forurening. Det vurderes, at forsøgsområdet som dækker næsten en fjerdedel af grube 2, er rimelig repræsentativt for hele lag 2.2 i grube 2. Pilottesten blev udført med et anlæg til recirkulering af grundvandet. Grundvandet blev oppumpet fra pumpeboring AV1. Det oppumpede grundvand blev tilsat elektrondonor og ph buffer og herefter reinfiltreret i injektionsboring I201. Boringsplacering fremgår af Figur 8-3. Testen blev startet i juni 2010 og stoppet i juni Der blev dagligt oppumpet og infiltreret m 3 grundvand med enten 12 eller 24 timers drift. Der blev anvendt en blanding af ethanol og laktat som elektrondonor og flere forskellige kombinationer og koncentrationer af ph buffer (NaHCO 3 og Na 2 CO 3 ) blev anvendt i forsøget på at opnå en optimal ph. Der blev udført en tracertest ved at tilsætte bromid til vandet, som blev infiltreret. I november 2010 blev det tilsat deklorerende bakterier (KB-1 ) i infiltrationsboringen for at fremme den biologiske nedbrydning. Under testen foregik en løbende monitering af de hydrauliske forhold, geokemiske ændringer, transport af elektrondonor, nedbrydning af klorerede opløsningsmidler og tilstedeværelse af deklorerende bakterier. En oversigt over pilottestområdet med placering af boringer ses af Figur 8-3 og fotos af anlægget ses af Figur 8-4.

54 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 50 Figur 8-3: Oversigtskort for grube 2 som viser placering af pilottestcelle og boringer. AV1 I201 Laktat Ethanol Filter Buffer Figur 8-4: Fotos fra pilottesten som viser placering af pumpe- (AV1) og infiltrationsboring (I201) samt SRO-anlæg med tilsætning af elektrondonor (laktat og ethanol) og buffer. Resultater fra pilottesten har vist, at det anvendte SRD systemdesign kan anvendes i Kærgård Plantage. Forøget deklorering blev observeret i hele behandlingsområdet, men operationelle problemer med ph-kontrol, tilstopning af rør og boringer samt tilsætning af elektrondonor kan have begrænset behandlingseffekten. På designtidspunktet var det forventet, at der ikke var fri fase forurening med klorerede opløsningsmidler i testområdet, men efter opstart af pilottesten blev det tydeligt at fri fase var til stede og koncentrationer af klorerede opløsningsmidler i grundvandet steg kraftigt. Stigningen i koncentrationsniveau efter opstart af anlæg ses af Figur 8-5. Udviklingen i sammensætningen af PCE og nedbrydningsprodukter i en moniteringsboring placeret 15 m nedstrøms injektionsboringen ses af Figur 8-6, hvoraf det fremgår, at stort set al PCE er nedbrudt efter 1 års drift med ligeligt fordelte koncentrationer af cdce, VC og ethen. Koncentrationer og fordeling af PCE og nedbrydningsprodukter før opstart og efter stop af pilottest 3 ses også af oversigtskortene i Figur 8-7, hvor det også ses at der nedstrøms pilottestområdet kun blev observeret VC og ethen.

55 17-jun 12-aug 07-okt 21-dec 17-feb 12-maj 31-maj 23-jun Mole Fraction Konc. [ug/l] TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE jun dec M205-2 M211 M212-1 M212-2 AV1 M214 M215 Figur 8-5: Totale koncentrationer i µg/l af klorerede opløsningsmidler i vandprøver udtaget før opstart af pilottest (17. juni 2010) og efter 6 måneders drift (21. december 2010). M212-2 (6-8 m bgs) 100% 80% 60% 40% 20% Ethane Ethene VC trans-dce c-dce TCE PCE 0% Figur 8-6: Molfraktioner for klorerede opløsningsmidler i boring M212-2 (6-8 m u.t.) placeret 15 m nedstrøms injektionsboring I201. *ethen ikke analyseret.

56 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 52 Figur 8-7: Molfraktioner af klorerede opløsningsmidler før SRD (juni 2010) og efter 1 år (juni 2011) Resultater fra pilottesten viser, at SRD kan være en effektiv metode til nedbrydning af høje koncentrationer (>100 mg/l) af PCE til ethen, hvis der sikres tilstrækkelig tilførsel af elektrondonor, ph-buffer og deklorerende bakterier i forbindelse med recirkulering af grundvandet. Baseret på de opnåede resultatet kan det konkluderes, at SRD systemet var effektivt selv ved tilstedeværelsen af fri fase forurening samt høje koncentrationer af PCE og at pilottesten accelererede opløsning og behandling af fri fase. Det blev beregnet, af kg PCE blev nedbrudt under pilottesten. Desuden viste analyseresultater fra vandprøver udtaget over (lag 2.1) og under (lag 2.3) behandlingsområdet, at SRD eventuelt også kan anvendes i disse områder. 8.4 Muligheder for fuldskalaoprensning Det vurderes at metoden kan anvendes som selvstændig metode i lag 2.2 i begge gruber og sandsynligvis også i lag 2.3 i begge gruber. Den biologiske metode, som selvstændig metode, er især relevant i grube 2, idet der her ikke er ret meget forurening med BTEX. Fordele: Lille miljøbelastning Forventes at være en kosteffektiv metode til oprensning af klorerede opløsningsmidler i lag 2.2 og 2.3 Der sker ingen mobilisering af forureningsstoffer (f.eks. metaller eller medicinske stoffer) Der sker alene en stimulering af allerede naturlige processer som sker i grundvandszonen Metoden vil yderligere stimulere den naturlige nedbrydning i grundvandsfanen mod havet Ulemper: Kun effektiv mod klorerede opløsningsmidler 8.5 Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Dette afsnit gennemgår den tekniske løsning for en fuldskalaoprensning af lag 2.2 i grube 2. Overordnet set vil den biologiske metode blive anvendt til at reducere massen af PCE og koncen-

57 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 53 trationerne af klorerede ethener i grube 2, lag 2.2. Oversigtskort som illustrerer princippet i den foreslåede løsning fremgår af Figur 8-8. Forudsætninger Den tekniske løsning er baseret på følgende forudsætninger, som anses for at være realistiske og med forbehold for forureningsmassen: Forureningsmasse som beregnet i afsnit 5.3. Forholdene (koncentrationer af klorerede opløsningsmidler, ph, hydrauliske forhold) fra pilottest 3 er repræsentative for hele lag 2.2 i grube 2. Modelleringsresultater fra pilottest 3 (influensradius for pumpe- og injektionsboringer) er blevet brugt til at bestemme afstand mellem boringer og dermed antal af pumpe- og injektionsboringer. Holdbarheden af elektrondonor og den deraf resulterende transport (på ca. 15 m) observeret under pilottest 3 er blevet brugt til at estimere afstanden mellem injektionsboringer i strømningsretningen. Det forudsættes, at opboret jord bortskaffes som forurenet til rensning. Der er forudsat en pris på 7,5 kr./kg. Der er forudsat en kurs på 5,5 DKK pr. US$ Teknisk beskrivelse SRD løsningen vil i starten bestå af et aktivt recirkulationssystem med tilsætning af elektrondonor for at reducere koncentrationer og masse af klorerede opløsningsmidler inklusiv fri fase forurening i lag 2.2. Et recirkulationssystem med en forceret hydraulisk gradient vurderes at være nødvendig af følgende årsager, (i) designet blev succesfuldt demonstreret under pilottesten; (ii) forøgelsen af strømningshastigheden for grundvandet resulterer i en øget opløsning af klorerede opløsningsmidler fra den fri fase; (iii) recirkulering øger opholdstiden i indsatsområdet og forbedrer dermed effektiviteten af behandlingen; (iv) gennemskylningen opnået med en forceret hydraulisk gradient maksimerer fordeling af injicerede kemikalier og (v) aktiv pumpning medfører de bedste muligheder for at kontrollere ph i indsatsområdet, hvilket er specielt vigtigt pga. syredannelse forårsaget af den biologiske nedbrydning af klorerede opløsningsmidler. Baseret på resultater fra pilottesten og tilstedeværelsen af fri fase PCE i indsatsområdet forventes det, at recirkulering vil være nødvendig mens koncentrationen af PCE er høj og at dette vil omfatte en periode på mindst 2 år. Efter denne periode vil der blive anvendt en semi-passiv eller fuld passiv tilgang for at reducere koncentrationer af klorerede opløsningsmidler yderligere. Infrastruktur fra den aktive drift vil blive anvendt til at tilsætte elektrondonor. Buffer anvendes i begge faser. Bioaugmentering vil eventuelt blive anvendt hvis nedbrydningshastighed og/eller omfang ikke er tilstrækkelig med de naturligt forekommende bakterier. Udstyr 4 pumpeboringer og 9 injektionsboringer. Hver injektionsboring skal filtersættes med separate filtre i top og bund af lag 2.2. Se oversigtskort med boringsplacering i Figur 8-8. Mindst 2 års aktiv drift med recirkulation efterfulgt af 5 semi-passive injektionsrunder over 3 år. Ethanol og laktat anvendes som elektrondonorer under den aktive drift med recirkulation, hvor laktatkoncentrationen reduceres efter der er etableret en biologisk aktiv behandlingszone. En ikke-genmodificeret emulgeret vegetabilsk olie (EVO) med stor dråbestørrelse (for at forbedre retentionen i indsatsområdet) vil blive anvendt under den semi-passive drift. Som ph buffer anvendes både karbonat og bikarbonat. Koncentrationerne heraf vil sandsynligvis skulle være højst mens forureningskoncentrationerne er høje og kan reduceres med tiden. Kemikalier (f.eks. klordioxid) til at undgå biofouling kan blive nødvendige at anvende. Det mekaniske udstyr skal kunne håndtere et recirkulationsflow på 4-8 m 3 /t. Udstyret skal inkludere 4 dykpumper, rørføring, posefilter, tanke til kemikalier med doseringspumper, filtrering før injektion samt instrumentering til kontrol af anlægget. Sted til opbevaring af udstyr og instrumentering.

58 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 54 Figur 8-8: Placering af pumpeboringer og injektionsboringer i grube 2. Tilladelser Region Syddanmark indhenter relevante tilladelser til gennemførelsen af oprensningen. Monitering Med baggrund i demonstration af metodens effektivitet i pilottest 3 kan der under fuldskalabehandlingen moniteres knap så hyppigt og der kræves ikke isotop og mikrobiel karakterisering. Monitering udføres på det recirkulerede grundvand (1 prøve fra hver pumpeboring) og i op til 12 moniteringsboringer i indsatsområdet, i 2 boringer placeret nedstrøms indsatsområdet og i 2 boringer placeret opstrøms indsatsområdet (i alt 20 moniteringsboringer). Moniteringsparameter og frekvens for prøvetagning er angivet i Tabel 8-1.

59 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 55 Tabel 8-1: Monitering af oprensning. Parameter ph måling i det recirkulerede grundvand ph, redoxpotentiale og NOVC Klorerede opløsningsmidler, ethen/ethan/methen, anioner og kationer Andre forureningskomponenter (f.eks. sulfonamider, BTEX) Frekvens Online Hver måned Hver 4. måned Hver 6. måned Miljøpåvirkninger Forskningsresultater fra Danmarks Tekniske Universitet /12/ indikerer, at SRD har en lille påvirkning af miljøet i forhold til andre afværgemetoder, specielt afgravning og in situ termisk desorption. Da behandlingen beror på in situ behandling, en biologisk metode, et lille kemikalieforbrug og et lavt energiforbrug, vil den overordnede påvirkning af miljøet være mindre andre metoder til oprensning af fri fase forurening. Det kan i forbindelse med metoden overvejes, at etablere et sol- og vindanlæg, som kan lave den fornødne strøm til drift af anlægget. Herved reduceres miljøbelastningen væsentligt. Sikkerhed Håndtering af ethanol vil kræve minimum de samme sikkerhedsprocedurer som under pilottest 3. Med større volumener skal der tages yderligere forholdsregler som beskrevet i afsnittet om opskalering nedenfor. Plan for sikkerhed og sundhed for pilotforsøget findes i /6/. Overslagspris I Tabel 8-2 ses de forventede omkostninger til en oprensning med SRD. Det bemærkes af økonomioverslaget, at enhedsprisen for den biologiske metode er forholdsvist høj. Det vurderes umiddelbart, at enhedsprisen vil kunne reduceres såfremt behandlingsvolumenet øges. De væsentligste udgifter er hhv. donor samt udgifter til strøm. I bilag 3 findes et detaljeret prisoverslag. Tabel 8-2: Forventede omkostninger til oprensning i lag 2.2 i grube 2. Post Pris Forundersøgelser 0,8 mio. kr. Detailprojektering, udbud og kontrahering 0,7 mio. kr. Etablering af anlæg 1,8 mio. kr. Drift af anlæg 4,8 mio. kr. Usikkerheder (15 %) 1,2 mio. kr. Totalomkostninger Ca. 9 mio. kr. Enhedspris Ca kr./m 3 Tidshorisont Forundersøgelsen, databehandling og fortolkning, modellering og detaljeret design forventes at kunne udføres på 8-10 måneder. Installering af pumpe-, injektions- og moniteringsboringer forventes at tage 2 måneder. Opbygning og installation af SRD systemet vil tage 2-4 måneder efterfulgt af baseline prøvetagning (1 uge) og opstart (1 måned). Aktiv drift i 2 år og semiaktiv drift i 3 år efterfølgende. Oversigt ses af Tabel 8-3. Tabel 8-3: Forventet varighed af fuldskalaoprensning. Post Tid i måneder Detailprojektering, forundersøgelser og tilladelser 6 Etablering 3 Drift, indkøring 1 Drift, aktivt samt monitering 23 Drift, semiaktivt samt monitering 36 Slutdokumentation 3 Samlet 6 år

60 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 56 Oprensningseffekt Baseret på resultaterne fra pilottest 3 forventes en betydelig reduktion af masse af PCE i den indledende periode og efter perioden med semi-passiv drift forventes oprensningskriterierne angivet i afsnit 3.3 at være overholdt. En vis behandling af lag 2.1 og 2.3, som observeret i pilottesten, forventes, da injicerede kemikalier også delvist vil strømme ind i disse lag. Usikkerheder Der er generelt usikkerhed omkring forureningsmassen og udbredelse af fri fase, se afsnit 5.3. Massen af PCE i indsatsområdet vil påvirke tiden samt omkostninger for en fuldskalaoprensning. En oprensning af lag 2.1/2.3 med MFR eller damp kan have en negativ effekt på SRD i lag 2.2 (f.eks. mobilisering af sulfonamider til lag 2.2). Effekten af præferentielle strømningsveje i lag 2.2 under fuldskala. Opskalering Med en længere driftsperiode er det sandsynligt, at udstyr til recirkulation og injektionsboringer vil kræve reparation eller udskiftning pga. slitage eller biofouling/udfældninger i udstyret. Injektion af natriumlaktat over en længere periode kan resultere i akkumulering af natrium i recirkulationsloopet og derfor bør koncentrationen af denne elektrondonor reduceres med tiden. Hvis der skal anvendes ethanol i højere koncentrationer end 15 %, skal der anvendes specielt eksplosionssikret udstyr. Kontinuerlig eller periodevis tilsætning af kemikalier til injektionsboringerne kan blive nødvendig for at forhindre biofouling i disse boringer. Overordnet vurdering SRD teknologien vil blive anvendt til behandling af klorerede ethener via en kombination af recirkulation og grundvand og en semi-passiv løsning for at opnå den mest kosteffektive oprensning. Metoden forventes at nedbryde opløst, sorberet og fri fase forurening over en driftsperiode på 5 år. Den primære usikkerhed for metodens implementering, omkostninger og effekt er fordeling og masse af fri fase klorerede ethener.

61 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE KEMISK OXIDATION KOMBINERET MED BIOLOGISK METODE Der er udført pilottest med kombination af kemisk oxidation med Modificeret Fentons Reagens (MFR) og biologisk nedbrydning af de klorerede opløsningsmidler (SRD) i lag 2.2 i grube 1 /5/. Data indsamlet under pilottesten er efterfølgende anvendt til design af en fuldskalaoprensning under grundvandsspejlet. I de følgende afsnit gennemgås de overordnede resultater fra pilottesten. Afslutningsvist gennemgås mulighederne for at anvende MFR efterfulgt af SRD i en fuldskalaoprensning og en tekniske løsning beskrives. 9.1 Beskrivelse af metode De to metoder MFR og SRD er beskrevet selvstændigt i hhv. afsnit 6.1 og 8.1. I denne pilottest er metoderne anvendt i kombination, hvor MFR først blev brugt til at nedbryde høje koncentrationer af forurening bundet til jorden samt at nedbringe koncentrationsniveauet af bl.a. BTEX. Herefter er der anvendt SRD til yderligere at nedbringe koncentrationsniveauet af klorerede opløsningsmidler. MFR resulterer i stærkt oxiderende forhold og lav ph i indsatsområdet efter behandling. SRD kræver derimod anaerobe og stærkt reducerende forhold for at kunne fungere og den største udfordring ved at kombinere disse metoder er derfor, at genskabe reducerede og ph neutrale forhold i indsatsområdet og få den biologiske nedbrydning i gang. Herudover virker MFR desinficerende, men i praksis har det vist sig meget svært at sterilisere jorden selv ved anvendelse af meget aggressive afværgemetoder. Det kan derfor forventes, at der efter MFR stadig vil være naturligt forekommende bakterier i jorden, som vil kunne sætte gang i en reduktiv deklorering, hvis de rette forhold genskabes og der tilføres donor. Effektiviteten af den reduktive deklorering forøges dog sandsynligvis ved at tilsætte bakterier. 9.2 Resultat af pilotforsøg Dette afsnit beskriver de overordnede resultater fra MFR/SRD pilottesten udført i grube 1 (pilot test 2). For en detaljeret beskrivelse af pilottestdesign, udførelse og resultater henvises til delrapport 5 /5/. Det overordnede formål med pilottesten er, at evaluere anvendeligheden af MFR til behandling af et moderat forureningsniveau i grube 1 lag 2.2 efterfulgt af SRD til yderligere nedbrydning af klorerede opløsningsmidler. Testen er designet til at: fremskaffe oplysninger om effektiviteten af MFR vurdere om reducerende og ph neutrale forhold kunne genskabes efter MFR vurdere om reduktiv deklorering af PCE til ethen kunne foregå efter den aggressive MFRbehandling. Pilottesten blev udført i grube 1 lag 2.2 (7-9 m u.t.). Testområdet og MFR injektionen er beskrevet i afsnit uger efter sidste MFR injektion i lag 2.2 blev der tilsat en langtidsvirkende elektrondonor (en emulgeret sojabønneolie, Newman Zone ) for at genskabe reducerende forhold i pilottestområdet. Det blev desuden tilsat en ph buffer (hydrogenkarbonat og karbonat) for at neutralisere ph. Efter yderligere 3 måneder blev der igen tilsat elektrondonor og buffer til pilottestområdet. For hurtigere at genskabe de oprindelige forhold efter MFR og hurtigere opnå en effektiv biologisk nedbrydning af PCE blev der ved anden runde ligeledes tilsat en bakteriekultur (KB-1 ) indeholdende deklorerende bakterier, som er i stand til at nedbryde PCE hele vejen til ethen.

62 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 58 Figur 9-1: System anvendt til opblanding og injektion af elektrondonor og buffer i lag 2.2 (7-9 m u.t.) i grube 1. Resultater fra MFR behandlingen er beskrevet i afsnit 6.3, hvor det ses, at to MFR injektioner med 2 måneders mellemrum effektivt var i stand til at nedbryde over 95 % af massen af PCE, TCE, benzen og toluen i jorden. Dette afsnit fokuserer på resultaterne opnået for SRD-delen af pilottesten. Pilottesten demonstrerede, at stærkt reducerende (ilt <1 mg/l, redoxpotentiale <-150mV) og ph neutrale (6-7) forhold kunne genskabes i hele indsatsområdet relativt hurtigt efter tilsætning af elektrondonor og ph buffer. Dette var til trods for at forholdene efter MFR var kraftig oxiderende (ilt >20 mg/l, redoxpotentiale fra +300 til +500 mv) og ph var meget lav (2,5-3,5). Ved slutningen af pilottesten med SRD var ph under 6 og faldende, hvilket sandsynligvis er pga. fermentering af elektrondonoren samt påvirkning fra lag 2.1, hvor ph stadig var meget lav. Yderligere tilsætning af ph buffer kunne have modvirket dette. Der blev observeret nedbrydning af PCE til cdce i alle moniteringsboringer i pilottestområdet i lag 2.2. Figur 9-2 viser koncentrationsudviklingen i den centrale moniteringsboring. I pilottestperioden blev der kun observeret en begrænset yderligere nedbrydning til VC og ethen i selve indsatsområdet. Dette kan skyldes vedvarende opløsning af PCE fra den stadig kraftige forurening beliggende i lag 2.1 over pilottestområdet. Dette kan have inhiberet den videre nedbrydning af cdce, fordi den mere energifavorable nedbrydning af PCE til cdce blev foretrukket af bakterierne. Desuden kan ph, som ved afslutningen var under 6, have inhiberet nedbrydning af cdce. Videre nedbrydning af cdce til VC og ethen blev observeret i en boring placeret på kanten af grubeområdet ca. 25 m nedstrøms pilottestområdet, hvilket viser, at fuldstændig nedbrydning kan foregå ved grube 1.

63 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 59 Figur 9-2: Koncentrationer af klorerede opløsningsmidler i den centrale moniteringsboring M3-1 filtersat 7-9 m u.t. i pilottestområdet. Pilottesten viste at: elektrondonor effektivt kunne spredes i et ønsket behandlingsområde i lag 2.2 injektion kunne foregå uden at få elektrondonor i lag 2.1 Newman Zone kunne fungere som elektrodonor i minimum 6 måneder til stimulering af den naturlige nedbrydning. Overordnet viste pilottesten, at kombinationen af MFR og SRD er en effektiv metode i grube 1 lag 2.2. Data fra denne pilottest (og pilottesten udført i grube 2 /6/) indikerer, at hvis der bliver tilført tilstrækkelig elektrondonor, ph buffer og bakteriekultur, vil der med tiden kunne opnås en nedbrydning af PCE til ethen i områder, som er blevet behandlet med MFR. 9.3 Muligheder for fuldskalaoprensning Kemisk oxidation med MFR kan anvendes i kombination med SRD i lag 2.2 i begge gruber. Det vil dog være mest relevant i grube 1 idet der her findes en væsentlig forurening med BTEX i lag 2.2. Metoden kan sandsynligvis også anvendes i lag 2.1 og 2.3 men dette er ikke afprøvet ved pilotforsøg. Det vurderes, at en kombination af kemisk oxidation og reduktiv deklorering sandsynligvis vil kunne reducere oprensningsomkostningerne i forhold til hvis kemisk oxidation skal stå alene. Fordele: Mere økonomisk robust, hvis der er mere forureningsmasse end forventet Mere kosteffektiv til oprensning af den sidste rest af klorerede opløsningsmidler i forhold til kemisk oxidation som "enkelt metode" Vil forbedre den naturlige nedbrydning nedstrøms grubeområdet mod stranden og havet Ulemper: Større etableringsomkostninger idet der skal etableres afværgeudstyr til 2 metoder 9.4 Teknisk beskrivelse af fuldskalaoprensning Dette afsnit beskriver en fuldskalaoprensning af hele lag 2 i både grube 1 og 2 ved en kombination af in situ kemisk oxidation med MFR efterfulgt af biologisk nedbrydning med SRD. MFR anvendes til reduktion af massen af fri fase klorerede opløsningsmidler samt til nedbrydning af BTEX og farmaceutiske stoffer i grundvandet. Herefter anvendes SRD til nedbrydning af den resterende mængde af klorerede opløsningsmidler. Forudsætninger Den tekniske løsning er baseret på følgende forudsætninger, som anses for at være realistiske og med forbehold for forureningsmassen: Forhold under pilottestene (koncentrationer af klorerede opløsningsmidler, ph, hydrauliske forhold) antages at være repræsentative for hele grube 1 og 2.

64 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 60 Baseret på resultater fra pilottest 2 vil der kræves en akklimatiseringsperiode på 6 måneder efter første EV injektion før der opnås en effektiv biologisk nedbrydning. Nedbrydningshastigheder for PCE observeret under de sidste 3 måneder af pilottest 2 antages at være repræsentative for nedbrydningshastigheden ved en fuldskala oprensning Som resultaterne fra pilottest 1 viste, vil hovedparten af massen af benzen og toluen være nedbrudt efter 2-6 injektionsrunder med MFR, hvor antallet af injektionsrunder afhænger af den reelle forureningsmasse, som er til stede i hvert lag. Større mængder buffer i forhold til de anvendte i pilottest 2 vil være nødvendige for at opnå en optimal ph, som er nødvendig for at opnå en effektiv biologisk nedbrydning med SRD. Det forudsættes, at der etableres vandforsyningsboring til oppumpning af vand til opblanding af kemikalier. Det forudsættes, at opboret jord bortskaffes som forurenet til rensning. Der er forudsat en pris på 7,5 kr./kg. Der er forudsat en kurs på 5,5 DKK pr. US$ Teknisk beskrivelse Injektioner af MFR vil blive udført som beskrevet i MFR fuldskala løsningen i afsnit 6.5. Antallet af injektionsrunder vil blive reduceret i forhold til den selvstændige MFR oprensning, så omkring % af massen af PCE vil blive efterladt i indsatsområdet efter MFR behandlingen. Efter MFR injektionerne vil behandlingen overgå til en passivt eller semi-passivt SRD løsning lignende den beskrevne løsning for anden del af den selvstændige SRD løsning beskrevet i afsnit 8.5 for at nedbryde den resterende masse af klorerede ethener. I det omfang det er praktisk muligt, vil de tidligere installationer til MFR injektioner blive genbrugt til injektion af donor til indsatsområdet. Varigheden af SRD vil variere for de enkelte lag afhængig af den tilbageværende masse af klorerede opløsningsmidler og geokemien i lagene. Der anvendes buffer til at neutralisere ph efter MFR behandlingen samt at kontrollere ph under SRD behandlingen. Bioaugmentering vil blive anvendt efter MFR for at genskabe en et højt antal af mikroorganismer, som er i stand til at nedbryde PCE hel vejen til ethen. Udstyr MFR: Placering, udformning og antallet af injektionspunkter vil være identisk med MFR fuldskala løsningen beskrevet i afsnit 6.5. Antal injektionsrunder og volumen af MFR vil blive reduceret som vist i Tabel 9-1. Tabel 9-1: Antal injektionsrunder og volumen af MFR Grube Lag Antal Total volumen Injektionsrunder af MFR (L) SRD: Som donor anvendes f.eks. en "emulgeret sojabønneolie" (EVO) med en stor dråbestørrelse. Både bikarbonat og karbonat vil blive anvendt som ph buffere efter MFR og i forbindelse med hver injektionsrunde med donoren. Bufferen kan injiceres i opløst form eller som en slurry for at give en længerevarende buffervirkning. Antal injektionsrunder og koncentration af kemikalier (donor og buffer) for hvert enkelt lag og vil være baseret på massen af residual fri fase PCE. Forventede antal injektionsrunder og kemikaliemængder er vist i Tabel 9-2. MFR-injektionsboringer vil blive anvendt til injektion af donor. Hvis der skal anvendes et semipassivt system, skal der dog etableres nye pumpeboringer som vist på Figur 9-3 (grube 1) og Figur 8-8 (grube 2). Udstyret påkrævet til SRD-behandlingen vil være identisk med udstyret beskrevet i afsnit 8.5. Den totale masse af donor og buffer som kræves vil være større end mængderne krævet i den semipassive del af den selvstændige SRD-løsning beskrevet i afsnit 8.5, pga. behov for at neutralisere de ændrede geokemiske forhold forårsaget af MFR og for at håndtere en større mængde fri fase PCE.

65 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 61 Tabel 9-2: Antal EVO injektionsrunder samt mængde EVO og buffer. Grube Lag Antal Total EVO Total Total Injektionsrunder volume (L) bikarbonat (kg) karbonat (kg) Figur 9-3: Placering af pumpeboringer og injektionsboringer i grube 1, hvis der skal anvendes et semipassivt system. Tilladelser Region Syddanmark indhenter relevante tilladelser til gennemførelsen af oprensningen Monitering Monitering vil blive udført som beskrevet i de selvstændige løsninger for MFR og SRD i hhv. afsnit 6.5 og 8.5. Sikkerhed Som beskrevet i de selvstændige løsninger for MFR og SRD i hhv. afsnit 6.5 og 8.5 Miljøpåvirkninger Forskningsresultater fra Danmarks Tekniske Universitet /12/ indikerer, at SRD har en lille påvirkning af miljøet i forhold til andre afværgemetoder, specielt afgravning og in situ termisk desorption. Det er også vist, at miljøpåvirkningerne for SRD er væsentligt mindre end påvirkninger fra in situ kemisk oxidation med permanganat /13/. På basis heraf uleder vi, at sekventiel MFR/SRD vil være mere bæredygtig (lavere miljøpåvirkning) and MFR alene.

66 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 62 Overslagspris I Tabel 9-3 ses de forventede omkostninger til en oprensning i lag 2 i Grube 1 og 2 med MFR kombineret med SRD under forudsætning af at begge gruber renses op i samme forløb. Det fremgår af økonomioverslaget, at de væsentligste udgifter ligesom ved MFR alene udgøres af etablering af injektionsboringer samt indkøb af kemikalier, herunder især katalysator. Desuden udgør selve injektionsarbejdet en væsentlig post. Den største udgiftspost til reduktiv deklorering er donorforbrug. I bilag 3 findes et detaljeret prisoverslag. Tabel 9-3: Forventede omkostninger til oprensning i lag 2 i Grube 1 og 2. Post Pris Forundersøgelser 1,4 mio. kr. Detailprojektering, udbud og kontrahering 0,9 mio. kr. Etablering af anlæg 17,6 mio. kr. Drift af anlæg 22,2 mio. kr. Usikkerheder (15 %) 6,4 mio. kr. Totalomkostninger Ca. 49 mio. kr. Enhedspris Ca kr./m 3 Tidshorisont Forundersøgelse, datafortolkning, modellering og detaljeret design forventes at tage 8-10 måneder. Installation af injektions- og moniteringsboringer til MFR bør kunne etableres på 3 måneder. Den totale tid for MFR-delen med op til 6 injektionsrunder forventes at udgøre måneder. Efterfølgende skal der udføres op til 5 EVO-injektionsrunder. I starten skal de gå 6 måneder mellem EVO injektionerne, men når forureningsmassen reduceres kan perioden mellem injektioner blive mere end et år. Den forventede varighed af SRD-delen er 2,5 til 4,5 år, se Tabel 9-4. Tabel 9-4: Forventet varighed af fuldskalaoprensning. Post Tid i måneder Detailprojektering, forundersøgelser og tilladelser 6 Etablering 4 MFR, injektion og monitering SRD, drift og monitering Slutdokumentation 4 Samlet 4,5-7 år Oprensningseffekt MFR vil blive anvendt til at nedbryde BTEX, totalkulbrinter, farmaceutiske stoffer og størstedelen af forureningen med fri fase PCE I hvert lag før SRD påbegyndes. SRD vil blive anvendt til behandling af den tilbageværende masse af PCE. SRD forventes at resultere i en vis biologisk nedbrydning nedstrøms gruberne, da der vil ske en mindre transport af elektrondonor og bakterier uden for grubeområderne. Usikkerheder Der er generelt usikkerhed omkring forureningsmasse og den vertikal og horisontale udbredelse i lag 2, se afsnit 5.3. Massen af PCE i indsatsområdet vil påvirke tiden samt omkostninger for en fuldskalaoprensning. Effekten af præferentielle strømningsveje i lag 2.2 under fuldskala. Behov for elektrondonor og buffer.

67 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 63 Opskalering Med et større behandlingsområde i forhold til pilottestene, vil det være lettere at opnå en god distribution af injicerede kemikalier, fortolke moniteringsresultater og minimere inflow af ubehandlet grundvand fra randområder. Injektion i et lag vil med større sandsynlighed influere forholdene i tilstødende lag, som i pilottest 1 og 2, hvor injektion i lag 2.1 påvirkede forholdene i lag 2.2. Dette betyder, at alle MFR injektioner skal udføres og oprindelige ph og redox-forhold genetableres i alle tre lag inden SRD påbegyndes. Overordnet vurdering In situ kemisk oxidation og SRD anvendes til nedbrydning af klorerede ethener, BTEX, totalkulbrinter og farmaceutiske stoffer. Løsningen forventes at fjerne opløst, sorberet og fri fase forurening over en behandlingsperiode på 4-6 år. Den primære usikkerhed for implementering, omkostninger og varighed er masse og distribution af fri fase forurening. Kombination af MFR og ERD vurdere at være mere kosteffektiv til oprensning af den sidste del af forureningen end ved MFR alene. Desuden vil den naturlige nedbrydning nedstrøms gruberne være væsentlig større, således at der sker en større nedbrydning af den forurening, som når ud til stranden og havet.

68 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE AFVÆRGESCENARIER TIL FULDSKALAOPRENSNING I dette gives en samlet vurdering af mulighederne for fuldskalaoprensning af lag 2 baseret på de udførte forsøg, som er gennemgået i de forrige afsnit. Herefter beskrives og prissættes udvalgte afværgescenarier for fuldskalaoprensning af grube 1 og 2. Der gennemgås i alt 11 afværgescenarier. Afslutningsvis vurderes konsekvens af behandlingen for miljøet Sammenligning af afværgemetoder De udførte pilotforsøg fra grube 1 og 2 viser overordnet, at det er teknisk muligt at anvende alle de afprøvede metoder til at oprense den meget kraftige og særegne forurening, som findes under de 2 gruber og at metoderne hver især har deres styrker og svagheder. I Tabel 10-1 er de fire metoder til fuldskalaoprensning sammenlignet baseret på resultater fra simuleringer samt laboratorie- og pilottests. Følgende kan udledes: Kemisk oxidation er den eneste metode, som kan oprense alle de organiske forureningskomponenter. Termisk oprensning med dampinjektion er sandsynligvis den mest effektive metode til at fjerne klorerede opløsningsmidler, benzen og toluen. Metoderne kemisk oxidation, kombinationen af kemisk oxidation med stimuleret reduktiv deklorering og sandsynligvis også termisk oprensning kan anvendes i hele lag 2 i begge gruber. Den biologiske metode kan anvendes i lag 2.2 i begge gruber og sandsynligvis også i det meste af lag 2.3 i begge gruber. Den termiske og den kemiske metode er de hurtigste metoder. Den biologiske metode har den mindste miljøbelastning.

69 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 65 Tabel 10-1: Sammenligning af metoder til fuldskalaoprensning. Beskrivelse Indsatsområde hvor metoden er undersøgt Evne til at oprense fokuskomponenter Effekt mod fri fase Tid for oprensning Miljøbelastning** Væsentlige fordele 1. Kemisk metode (MFR) 2. Termisk metode med damp 3. Biologisk metode (SRD) 4. Kombination af MFR og SRD Kemikalier tilsættes Damp injiceres i indsatsområdet Der tilsættes organisk Først anvendes MFR til indsatsområdet til nedbrydning og flygtige stof og bakteriekultur fjernelse af den væ- af organiske forureningsforbindelser for at stimulere den sentligste forurenings- forureningskomponenter. fordam- naturlige nedbrydning. masse. Herefter an- Nedbrydning pes, opsuges i vaku- ph holdes neutralt ved vendes SRD til oprens- sker in situ i um-boringer og renses at tilsætte buffer. ning af den resterende grundvandszonen. på stedet (overjordisk). Nedbrydning sker in situ forurening med klore- i grundvandszonen. rede opløsningsmidler. Laboratorieforsøg i hele Modelsimuleringer af Laboratorieforsøg i lag Pilotforsøg i lag 2.2 i lag 2 i grube 1 samt oprensning af hele lag 2.1 og 2.2 i grube 2 grube 1 Pilotforsøg i lag 2.1 og 2 i grube 1 og 2. samt 2.2 i grube 1 Pilotforsøg i lag 2.2 i grube 2 Kan oprense alle relevante Effektiv over for fri fa- Oprenser udelukkende Kan oprense alle orgareningskomponenter organiske foruse, fjerner alle flygtige klorerede opløsningsniske fokusstoffer inkl. forureningskomponenter, midler, herunder resi- fri fase. inkl. fri fase. men ikke de fardual fri fase. maceutiske stoffer. Stor effekt Meget stor effekt Stor effekt ved residual Stor effekt fri fase Ca. 2-3 år Ca. 1-2 år Ca. 5 år Ca. 4-5 år Moderat-stor Stor Lille Moderat Nedbryder alle relevante Hurtig oprensning. Relativ billig metode Kan reducere omkostningskomponenter. organiske forure- Effektiv mod fri fase. Lille miljøpåvirkning. ninger til MFR. Ingen mobilisering af Reducerede forhold Nem håndtering i felten. metaller/forurening. genskabes. Stimulerer nedbrydning nedstrøms. Væsentlige ulemper Relativt dyrt at fjerne mere end 90 % af forureningsmassen. Oprenser kun flygtige stoffer. Risiko for dannelse af eksplosive stoffer. Stort energiforbrug. De farmaceutiske stoffer mobiliseres og spredes til grundvandet. Hvis dette vil undgås, skal der etableres fuld hydraulisk kontrol af dampinjektion og grundvand skal renses, hvilket er dyrt. Oprenser kun klorerede opløsningsmidler. Indsatsområde Hele lag 2 i grube 1 og Hele lag 2 i begge gruber Lag 2.2 i begge gruber hvor metoden 2 samt top af lag 2.3. kan anvendes *: Der er her forudsat at der ikke sker fuldstændig hydraulisk kontrol af dampinjektion **: Vurderet ud fra livscyklusscreening /15/ Relativ dyr metode Store mængder af fri fase kan være dyrt at oprense Hele lag 2 i grube 1 og 2

70 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE Afværgescenarier til fuldskalaoprensning For at sammenligne mulighederne for fuldskalaoprensning i forhold til de fire beskrevne metoder til oprensning af hele lag 2 er der udarbejdet 11 forskellige afværgescenarier. Ved en oprensning af lag 2 er det valgt at udelade oprensning af den nederste del af lag 2.3 med følgende argumenter: Den nederste del af lag 2 er præget af lavpermeable udfældningslag, som er meget hårde at gennembore. Grænsefladen mellem lag 2.3 og 3 er ikke skarpt defineret og den nederste del af lag 2.3 minder på mange måder om lag 3. Den horisontale udbredelse af forureningen forventes at være væsentligt større i bund af lag 2.3 sammenholdt med udbredelsen i den øvrige del af lag 2. Dette skyldes, at forureningen ved deponeringen er spredt horisontalt på toppen af det mere lavpermeable lag 3. Forureningsfluxen fra den forurening som sidder knyttet til udfældningslagene er sandsynligvis lille. Det vil være relativt dyrt at oprense idet indsatsområdet er større. Desuden er udfældningslagene vanskeligere at oprense. Forureningen som er beliggende i bund af lag 2 udgør ikke nogen risiko mod ophold i klitter eller for ophold på stranden. Højt forureningsindhold i det indstrømmende grundvand under grube 2 fra de opstrøms gruber. Det betyder, at der vil ske en væsentlig genforurening efter en oprensning af grube 1 og 2. Indsatsområder for de 11 afværgescenarier er fordelt i 3 forskellige dybder: Lag 2.1 fra ca. 3-6 m u.t. Lag fra ca m u.t. Lag samt den tilgængelige del af lag 2.3 (ned til udfældningslagene). Dybdeniveau er ca m u.t. For hvert af de 3 dybdeintervaller er der opstillet potentielle afværgescenarier, som vurderes at være de mest realistiske set ud fra det opstillede formål for oprensningen jf. afsnit 3.2. De enkelte afværgescenarier består af "enkeltmetoder" (kemisk, termisk eller biologisk metode) eller som en kombination af metoder (kemisk oxidation og biologisk metode). Oversigt over de 11 afværgescenarier fremgår af Tabel Det bemærkes, at den termiske metode ikke er kombineret med andre metoder, idet dette ikke vil være kosteffektivt, da opstartsomkostningerne for denne metode er meget store.

71 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 67 Tabel 10-2: Oversigt over afværgescenarier. Scenarie Dybde (m u.t.) 1.1 Ca Ca Ca Ca Ca Ca Ca Ca Ca Ca Ca Metode Grube 1 Grube 2 Lag 2.1 Lag 2.2 Top lag 2.3 Kemisk oxidation x x Termisk Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk x x Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk Biologisk Kemisk/biologisk x x Lag 2.1 Kemisk oxidation x x x x Termisk Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk x x x x Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk Biologisk Kemisk/biologisk x x x x Kemisk oxidation Termisk Biologisk x x Kemisk/biologisk x x Lag 2.2 Top lag 2.3 Kemisk oxidation x x x x x x Termisk Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk x x x x x x Biologisk Kemisk/biologisk Kemisk oxidation Termisk Biologisk Kemisk/biologisk x x x x x x Kemisk oxidation Termisk Biologisk x x x x Kemisk/biologisk x x

72 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 68 Oplysninger om størrelse og forureningsforhold af hvert indsatsområde fremgår af Tabel Tabel 10-3: Estimeret udbredelse af indsatsområder og forureningsmasser fordelt på lag. Identisk med Tabel 5-2, men lag 2.3 er blevet underopdelt, så det nye indsatsområde i lag 2.3 nu er den øverste/midterste del af lag 2.3. De 11 supplerende afværgescenarier er beskrevet enkeltvist i bilag 4 og i Tabel 10-4 er de overordnede resultater for de 11 scenarier samlet mht. økonomi, oprensningstid, miljøpåvirkning og oprensningseffekt. Tabel 10-4: Oversigtsskema med økonomi, tid, miljøpåvirkning og oprensningseffekt. Scenarie Lag Metode Pris* Enhedspris* Tid Effekt** (mio. kr.) (kr./m 3 jord) (år) Kemisk Ca Stor Termisk Ca Meget stor Kemisk/biologisk Ca Stor Kemisk Ca Stor Termisk Ca Meget stor Kemisk/biologisk Ca Stor Kemisk/biologisk (lag 2.1) Ca Stor*** Biologisk(lag 2.2) Kemisk Ca Stor top af Termisk Ca Meget stor top af Kemisk/biologisk Ca Stor top af Kemisk/biologisk (lag 2.1) Ca Stor*** top af 2.3 Biologisk( ) * Ekskl. moms. ** Fri fase, klorerede opløsningsmidler, benzen, og toluen. *** Benzen og toluen oprenses ikke i lag, hvor der kun anvendes den biologiske metode Usikkerhedsvurdering Det vurderes umiddelbart, at den største usikkerhed for afværgeprojektets samlede økonomi er usikkerheden i forhold til forureningsmassen og volumenet af indsatsområdet i de to gruber, da de skitserede afværgeforslag alle er dimensioneret på baggrund af massen. Massen af forurening er beregnet på baggrund af analysedata fra henholdsvis de tidligere gennemførte undersøgelser og de nærværende pilotforsøg. Formålet med de tidligere undersøgelser og pilotforsøg har dog ikke været at redegøre for kildestyrken i gruberne eller at afgrænse forureningen, og det vurderes derfor, at især de nedre dele af lag 2 er underrepræsenteret i forhold til at vurdere forureningsmassen med en rimelig grad af sikkerhed. For eksempel er forurenings-

73 TEKNOLOGIUDVIKLING VEDR. IN SITU OPRENSNING UNDER GRUBE 1 OG 2 I KÆRGÅRD PLANTAGE 69 massen i toppen af lag 2.3 kun repræsenteret ved hhv. 3 og 4 jordprøver i grube 1 og 2. Det samlede jordvolumen i toppen af lag 2.3 er til sammenligning ca m 3. For at vurdere robustheden på de anførte prisestimater er det vurderet, hvor stor en ekstra omkostning det vil være, hvis det for eksempel viser sig, at der er dobbelt så meget masse i indsatsområdet i forhold til de nuværende vurderede forureningsmasser. For de termiske scenarier gælder, at prisen ved en fordobling af massen vil være i størrelsesordenen % højere. Her gælder at det primært er kulforbruget der bliver højere ved mere forureningsmasse. For de rene kemiske scenarier gælder, at kemikalieforbruget samt tiden til at injicere kemikalier er afgørende for prisen. Her vurderes det, at prisen vil blive ca. 70 % højere ved en fordobling af massen. Ved scenarierne der omfatter både kemisk oxidation og biologisk afværge vurderes prisen at stige med i størrelsesordenen % idet det for kemiske scenarier igen gælder, at kemikalieforbruget samt tiden til at injicere kemikalier er afgørende, mens det for de biologiske dele er drifttiden og omkostninger til donor og buffer der er afgørende for prisen Vurdering af konsekvens af behandlingen i forhold til miljøet I dette afsnit vurderes konsekvensen af behandlingen Massefjernelse Figur 10-1 viser massefjernelsen af PCE, benzen og toluen ved oprensning af henholdsvis lag 2.1, lag 2.2 og top af lag 2.3. Det er forudsat en massefjernelse på 95 % af den totale masse. Det fremgår, at den største massefjernelse sker ved oprensning af lag 2.1, men at der også er en væsentlig massefjernelse ved oprensning af lag 2.2 og top af lag 2.3. Figur 10-1: Massefjernelse i kg for PCE, benzen og toluen ved 95 % massefjernelse.