Opstilling af detaljeret grundvandsmodel

Transkript

1 Ringe Tjære- og Asfaltfabrik, Villavej 15, 5750 Ringe Opstilling af detaljeret grundvandsmodel Marts 2007 Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN Koncentration [µg/l] > ,1 0,1

2 Region Syddanmark Ringe Tjære og Asfaltfabrik Villavej Ringe Opstilling af detaljeret grundvandsmodel Marts 2007 Rekvirent Rådgiver Region Syddanmark Orbicon A/S Jordforureningsafdelingen Ringstedvej 20 Damhaven Roskilde 70 Vejle Telefon Telefon Telefax Sag nr Projektleder Hans Chr. Loer Linderoth Kvalitetssikring Jesper Damgaard Mette Broholm Revisions nr. 3 Godkendt af Claus Westergaard Udgivet Marts 2007

3 INDHOLDSFORTEGNELSE 1 Indledning Opstilling af strømningsmodel Geologisk model Forarbejde grundvandsmodel Beregningslag i strømningsmodel Zonering Pejledata fra området Vandindvinding Infiltration Grundvandsspejl i forhold til terræn Opstilling af grundvandsmodel Modelværktøj Modelområde og randbetingelser Revidering af geologisk model Resultat af hydraulisk model Kalibrering af model Validering af model Afslutning af strømningsmodel Anbefalinger til stoftransportsimuleringer Stoftransportmodel Opstilling af stoftransportmodel Formål Modelparametre Stoftilførsel og reaktionszoner Simuleringsperiode Modelscenarier Resultater fra de udførte scenarier Simulering af stofspredning med nedbrydningskonstanter fra laboratorieforsøg ,6-Xylenol: Forureningsudbredelse ved ændrede reaktionskonstanter Benzothiophen: Forureningsudbredelse ved ændrede reaktionskonstanter Hydraulik: Forureningsudbredelse ved ændring af de hydrauliske parametre og disperionskonstant Diskussion Referencer...42 Marts 2007 side 2 af 42

4 BILAGSOVERSIGT Bilag 1: Flade kort med modelleret forureningsudbredelse Bilag 2: Notat vedr. laboratoriearbejdet og anbefalinger til supplerende modelsimuleringer Marts 2007 side 3 af 42

5 1 Indledning Tidligere aktiviteter ( ) på Ringe Tjære og Asfaltfabrik, Villavej i Ringe har ført til omfattende forurening med tjære, som bl.a. har givet anledning til en forureningsfane i grundvandsmagasinet med høje koncentrationer af tjærekomponenter. Forureningen vurderes at kunne udgøre en trussel mod indvindingen ved Ringe Vandværk. Med henblik på nærmere at belyse risikoen overfor områdets grundvandsressource og vandindvindingen ved Ringe Vandværk samt at tilvejebringe manglende viden i relation til en vurdering af afværgemuligheder, har Fyns Amt iværksat en række delprojekter. Der drejer sig om følgende 6 delprojekter: Supplerende undersøgelse af grundvandsforurening i kildeområde og forureningsfane. Opstilling af geologisk model. Undersøgelse af passiv ventilation. Opstilling af grundvands- og stoftransportmodel. Undersøgelse af naturlig og stimuleret nedbrydning ved laboratorieforsøg. Specialanalyser til vurdering af naturlig nedbrydning (isotopfraktionering og specifikke nedbrydningsprodukter). De enkelte delprojekter afrapporteres selvstændigt og indgår som bilag i en samlet hovedrapport. I hovedrapporten vil resultater fra de enkelte delprojekter blive indarbejdet og vurderet i sammenhæng med resultater fra tidligere undersøgelser. I hovedrapporten gives desuden en samlet oversigt over forureningen. I forbindelse med opstilling af grundvands- og stoftransportmodellen har Fyns Amt anmodet Orbicon A/S, om at opstille den detaljerede grundvandsmodel for nærområdet af lokaliteten. Nærværende delrapport beskriver og dokumenterer opstillingen af grundvands- og stoftransportmodellen. Formålet med modelopstillingen er at integrere de indsamlede data fra lokaliteten og udarbejde en modelbaseret risikovurdering af forureningsspredningen fra RTA-grunden i relation til de nedstrømsliggende vandforsyninger. Grundlaget for opstilling af nærværende grundvandsmodel er de nye data der er indsamlet i forbindelse med det foregående arbejde på stedet, herunder bl.a. den detaljerede tolkning af geologien på lokaliteten og opstillingen af en ny geologisk model beskrevet i /4/. Ligeledes har Watertech i 2003 for Fyns Amt opstillet en regional grundvandsmodel for området med henblik på at risikovurdere forureningspåvirkningen fra RTA-grunden i forhold til vandforsyningen ved Åværket/Vandgården. Resultater herfra indgår ligeledes i opstilling af den nye detailmodel. Det detaljerede modelområde er præsenteret i Figur 1-1 sammen med placeringen af det nedstrømsliggende vandværk. I figuren er endvidere indlagt Marts 2007 side 4 af 42

6 en tematisering af BTEX er i boringer til illustration af forureningsudbredelsen fra RTA-grunden. Figur 1-1: Detail modelområde omkring RTA-grunden sammen med tematiserede værdier for BTEX er i boringer omkring RTA. [Røde og orange nuancer angiver høj BTEX koncentration, mens hhv. grøn, gul, blå og sorte nuancer angiver aftagende BTEX koncentrationer]. Rapporten er opdelt i to dele, hvor første del af rapporten beskriver, hvordan den hydrauliske del af modellen er sat op med geologi, parameterværdier, randbetingelser mm. Resultatet af denne del er en strømningsmodel der beskriver grundvandsstrømningen lokalt omkring lokaliteten. I den anden del af rapporten udbygges modellen til en stoftransportmodel med beskrivelse af stofspredning og nedbrydning af de påviste stoffer. Resultaterne herfra stiler mod at risikovurdere forureningsspredningen fra RTAgrunden i relation til vandindvindingen under forskellige scenariebetragtninger. Disse resultater vil indgå i den samlede risikovurdering i hovedrapporten. 2 Opstilling af strømningsmodel 2.1 Geologisk model Den detaljerede tolkningsmodel vedr. geologi er udarbejdet af GEUS og afrapporteret i /4/. Tolkningsmodellen er baseret på boringsoplysninger i lokalområdet suppleret af topografiske kort og viden omkring det kvartære dannelsesmiljø. På baggrund af den detaljerede tolkning er der opstillet en Marts 2007 side 5 af 42

7 geologisk model med geografisk udbredelse af hhv. sandede og lerede aflejringer for hver meter mellem kote 26 og 80m DNN. I Figur 2-1 er den geologiske model præsenteret som en 3-D model med fordeling mellem sandede og lerede aflejringer. Figur 2-1: 3-d model af fordelingen af lerede og sandede områder omkring RTA-grunden, efter /4/. Den præsenterede fordeling mellem sandede og lerede aflejringer anvendes direkte som input til den numeriske model. Dvs. samtlige geologiske modellag i den geologiske tolkningsmodel, Figur 2-1, medtages som beregningslag i den numeriske strømningsmodel. Ud over de lerede og sandede aflejringer findes der flere grusede aflejringer i formationen, som dog ikke fremgår af den digitale model vist i Figur 2-1. De grusede aflejringer er påvist i flere boringer i området og navnlig i et nord-syd gående strøg syd for RTAgrunden. Der henvises til /4/ for en nærmere beskrivelse af den geologiske opbygning. I forbindelse med opstilling af den regionale grundvandsmodel /3/ blev det primære sandmagasin inddelt i en øvre- og nedre del for bedre at vurdere sammenhængen i pejledata i forbindelse med optegnelse af potentialekort. Denne sondring bevares i nærværende arbejde. Ligeledes blev der ved opstilling af den regionale model sondret mellem et primært- og sekundært sandmagasin. For nærværende detailmodel udgøres det sekundære magasin af sandede og lerede aflejringer som er beliggende umiddelbart nær eller over trykniveauet i det primære sandmagasin. 2.2 Forarbejde grundvandsmodel Beregningslag i strømningsmodel Diskretisering Den numeriske model opbygges som en pixel -model ud fra den geologiske model. Alle beregningsceller er ensartede og de geologiske enheder beskrives ud fra den tætte numeriske diskretisering. Samtlige 54 beregningslag fra den geologiske model danner følgelig rammen for den numeriske model. Hvert beregningslag diskretiseres med 5x5 m beregningsceller i xy-planet, hvormed strømningsmodellen i alt får beregningsceller. En del af Marts 2007 side 6 af 42

8 disse forventes at være inaktive ved beregningerne, da modellens øvre geologiske lag hører til den umættede zone Zonering Zonering af geologiske enheder I den geologiske model er lagene tolket og beskrevet på de geologiske enheder ler, sand og grus. Den geografiske fordeling af disse enheder er for hvert lag indlagt i den numeriske model. Dermed bliver den numeriske model en pixelmodel hvor beregningskasserne er zoneret iht. den geologiske tolkningsmodel. Zonering af hydrauliske ledningsevner Der er på lokaliteten udført en række hydrauliske tests med henblik på bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne. Der er udført en længerevarende prøvepumpning i sandlaget i nærområdet til RTA-grunden samt i et dybereliggende sand/grusmagasin 300 m syd for RTA-grunden. Herudover er der udført andre hydrauliske tests (slugtests og pumpetests) i en række boringer i området. Den længerevarende prøvepumpning udført lokalt ved RTA-grunden viser, at den hydrauliske ledningsevne for sandmagasinet her er på m/s /3/. De øvrige test for lokalområdet viser hydrauliske ledningsevner med en variation i parameterværdien mellem 2-5 til 1-3 m/s. Med en antagelse om at hydrauliske ledningsevner er log-normal fordelt fås en gennemsnitlig ledningsevne på de øvrige test fra lokalområdet på ca. 2-4 m/s. I forbindelse med tolkningen af geologien er det desuden erkendt at ledningsevnen for sandlagene aftager i dybden. Dette er erkendt ud fra bl.a. prøvebeskrivelserne, der antyder, at de øvre aflejringer indeholder grovere materiale. For de grusede aflejringer er der lokalt konstateret en væsentlig større hydraulisk ledningsevne i de gennemførte prøvepumpninger. Dette er bl.a. gældende for de grusede aflejringer omkring to tidligere indvindingsboringer ca. 300 m syd for RTA-grunden. Den hydrauliske ledningsevne i de lerede aflejringer er ikke bestemt. I denne sammenhæng anvendes derfor skønnede lave værdier. Samlet set er der konstateret følgende ledningsevner for de geologiske enheder omkring lokaliteten. Marts 2007 side 7 af 42

9 Tabel 2-1: Indsamlede værdier for de hydrauliske parametre. Horisontal hydraulisk ledningsevne, middel [m/s] Horisontal hydraulisk ledningsevne, interval [m/s] Anisotropi faktor [m/s] (B) Øvre sand (A) 2-4 0, Nedre sand Grus Ler (bulk) (B) (A) Log normalfordeling antages (B) Skønnede værdier Den opstillede regionale grundvandsmodel for området /3/ anviser at strømningshastigheden gennem lokalområdet er ca. 0 m/år, og der er ved invers kalibrering bestemt en hydraulisk ledningsevne for de sandede aflejringer på m/s, hvilket er i overensstemmelse med resultaterne fra de seneste hydrauliske tests Pejledata fra området Der er i området indsamlet pejledata i flere omgange. De indsamlede data er karakteriseret ved at repræsentere forskellige magasiner og magasindybder. Hertil kommer at pejleboringerne er udsat for en betydelig og varierende barometereffekt som betyder, at data ikke direkte kan sammeholdes uden at skulle korrigeres. Alt i alt er der en betydelig usikkerhed på den enkelte pejling, men samlet giver pejlingerne et godt billede af strømningsretningen. I Figur 2-2 er præsenteret et tolket grundvandspotentiale efter synkronpejlerunden d Heri er ligeledes præsenteret dybden af pejleboringerne i forhold til magasinerne beskrevet indledningsvist i afsnit 2.1. pejlinger i det sekundære magasin repræsenterer boringer filtersat i aflejringer over eller omkring grundvandsspejlet i det primære magasin. Filtersætning i den øvre eller nedre del af primært magasin er alene afhængigt af placeringen af filteret. Således bevares sondringen fra /3/. Af potentialekortet fremgår det, at der er en tydelig overordnet nord-syd gående grundvandsstrømning i det primære magasin. Ligeledes erkendes det, at der er et betydeligt potentialefald mellem pejlingerne fra det sekundære magasin og pejlingerne i det primære magasin. Dette resulterer i en øst-vestlig strømningsretning i det sekundære magasin lokalt omkring RTAgrunden, som går over i en generel nord-syd gående strømningsretning, når der opnås kontakt til det primære magasin. Den resulterende strømningsretning for vandpartikler, der når grundvandsspejlet ved RTA-grunden bliver således som antydet med blå pile i Figur 2-2. Man skal imidlertid holde sig for øje at den vestlige strømning lokalt ved RTA-grunden overvejende styres af potentialeforholdene i det sekundære magasin, som er langt mere dynamisk end de dybereliggende magasiner. Det sekundære magasin udgøres her af lerede aflejringer med indlejrede sandlinser som kun delvist er i kontakt med det primære sandmagasin. I det regionale primære magasin er strømningsretningen langt overvejende nordsyd gående, hvilket også ses af resultaterne fra den regionale model /3/. Marts 2007 side 8 af 42

10 +61, m +60,90 m RTA +61,30 m +60 m +61,50 m +60,95 m +61,30 m meter +60,85 m +60,80 m Tolket potentialelinie d Filtersætning for pejleboring Primært magasin - Nedre Primært magasin - Øvre Sekundært magasin Figur 2-2: Tolket grundvandspotentiale ved synkronpejlingen d sammen med tolket filterdybde i forhold til magasiner. De blå pile angiver strømningsretningen for vandpartikler der når grundvandsspejlet. De præsenterede boringer er de boringer som strømnings modellen valideres op i mod, jf. figur Vandindvinding Der foregår ikke vandindvinding i området for detailmodellen da indvindingen er samlet ved vandværkerne uden for modelområdet Infiltration Nettonedbøren for detailområdet er i den regionale grundvandsmodel af størrelsen mm/år. Heraf fragår en betydelig del som følge af afstrømning i byområdet. Denne del er i den regionale model /3/ håndteret ved indlæggelse af dræn. Der er ikke beregnet, hvor stor den resulterende grundvandsdannelse er for detailområdet når drænbidraget er fratrukket infiltrationen. I nærværende modelopstilling vurderes omkring 0 mm af strømme til kloak i byområdet, hvorved infiltrationsbidraget til modellen reduceres med dette. Dermed haves en samlet infiltration til den mættede zone i modellen på ca. 125 mm. Da grundvandsstrømningen for detailområdet overvejende styres af de ydre randbetingelser (fastholdte trykrande) er infiltrationens størrelse af mindre betydning for strømningsvejene i detailområdet, men dog afgørende for hvor dybt forureningsfanen dykker. Marts 2007 side 9 af 42

11 2.2.6 Grundvandsspejl i forhold til terræn Grundvandsspejlet ligger adskillige meter under terræn. Af Figur 2-2 fremgår det, at trykniveauet for de primære og sekundære magasiner er beliggende omkring kote 61 m DNN. Dermed er der en umættet zone mellem terræn, omkring kote 75-80, og grundvandsspejlet som ikke vil blive aktiveret ved modelsimuleringerne. 2.3 Opstilling af grundvandsmodel Modelværktøj Modelbrugerfladen Groundwater Modelling System version 5.1 (GMS v.5.0) er anvendt ved opstilling af nærværende model. Denne brugerflade indeholder en strømningsdel som kan integrere stoftransport. Grundvandsstrømning Til beregning af grundvandstrømningen anvendes beregningskernen MOD- FLOW /2/ ved nærværende modelopstilling. Herunder anvendes solveren PCG2. Den beregnede hydrauliske løsning danner efterfølgende grundlag for stoftransportberegningerne. Stoftransport Til beskrivelse af stoftransporten anvendes modelkoden MT3D /2/ som er koblet op på den hydrauliske MODFLOW løsning. Til løsning af stoftransportligningen er det valgt at anvende ULTIMATE som beregningskerne. Denne tilfører et minimalt bidrag af numerisk dispersion under de givne forudsætninger vedr. diskretisering af modellen Modelområde og randbetingelser Den numeriske model opstilles ud fra den geologiske model med en horisontal udbredelse på 320 m x 500 m. Ud fra den regionale grundvandsmodel erkendes en nord-syd gående grundvandsstrømning i det primære magasin omkring fokusområdet, som i detailmodellen danner grundlag for den ydre randbetingelse. Potentialefaldet er over de 500 m som detailmodellen omfatter knap 1 m svarende til en hydraulisk gradient på knap 2 promille. Med en gradient på 0,002 m/m og porøsitet på 20 % i de sandede aflejringer opnås en teoretisk strømningshastighed på ca. 90 m/år såfremt den hydrauliske ledningsevne i sandet er på 3-4 m/s. Den tidligere modelopstilling /3/ viste netop en resulterende strømningshastighed på ca. 0 m pr år, hvormed de i Tabel 2-1 præsenterede ledningsevner for sand ligger under den teoretisk beregnede værdi. Dette opvejes imidlertid delvist af, at der samtidig findes grusaflejringer med en tilsvarende højere ledningsevne. Den resulterende ledningsevne for magasinet synes dermed at være overensstemmende med den teoretiske værdi. De fastholdte trykrande, hvor der tillades ind-/udstrømning i modellen, er alene sat til at være gældende i de sandede og grusede aflejringer. Marts 2007 side af 42

12 Indre randbetingelser Infiltrationen indlægges i modellen til det øverste aktive modellag, dvs. det øverste vandmættede modellag. Da der ikke konstateres lokal vandindvinding inden for detailområdet, er der ikke indlagt indvinding i beregningsmodellen Revidering af geologisk model Efter de indledende simuleringer med den opstillede grundvandsmodel blev modelparametrene gennemgået og modelresultaterne analyseret på et reviewmøde mellem GEUS og Orbicon. Dette møde resulterede i at den geologiske model blev tilrettet med følgende ændringer: Lerlagets udbredelse i de øvre vandmættede lag (20-25 m u.t.) udvides i sydlig retning. Grusaflejringen i de øvre vandmættede lag (20-22 m u.t.) udvides i sydlig retning. Lerlaget justeres m u.t. Den dybtliggende erosionskanal beliggende m u.t. udvides i nordlig retning. Udbredelsen af den grusede aflejring i denne erosionskanal udvides. De foretagede ændringer i den geologiske model er alene justeringer i datatynde områder og ændre ikke på den konceptuelle forståelse på dannelsesmiljøet. 2.4 Resultat af hydraulisk model Kalibrering af model Anvendte parameterværdier Den opstillede model er kalibreret iht. observationer vedrørende trykniveau, strømningsveje, opholdstider samt sænkning ved pumpning. I den sammenhæng har det vist sig nødvendigt at nedjustere den hydrauliske ledningsevne med en faktor to for at tilfredsstille de observerede data. I Tabel 2-2 er præsenteret de parametre, der som udgangspunkt danner grundlaget for den hydrauliske model. Det ses heraf at der ikke er skelnet mellem ledningsevnen i det øvre sand og mellem sand, men ledningsevnen til det nedre sand er halveret i forhold til de øvre lag. Fra kote 26 og ned er ledningsevnen for sandlaget igen som de øvre sandlag da aflejringsmiljøet kan sammenlignes med de øvre lag. Ledningsevnen for gruslaget er sat til tre gange ledningsevnen i sandlaget. De indbyrdes forhold mellem ledningsevnerne for sand, nedre sand og grus er hermed fastholdt i forhold til resultaterne fra de hydrauliske tests, men værdierne er ca. halveret i forhold til de observerede data. Marts 2007 side 11 af 42

13 Tabel 2-2: Anvendte ledningsevner for de geologiske enheder Geologisk enhed Horisontal hydraulisk ledningsevne, middel Modellag [nr.] Beliggenhed [Kote DNN] [m/s] Umættet zone Øvre sand Mellem sand Nedre sand Sand bund Grus Ler (bulk) Potentialeforhold Den opstillede hydrauliske model er opstillet med 40 beregningslag i dybden. De enkelte aflejringer beskrives dermed af flere beregningslag. De mange beregningslag og den komplekse geologi bevirker desuden at potentialeforholdene varierer ned gennem lagfølgen. For at illustrere dette er der i Figur 2-3 præsenteret hydrauliske trykniveauer fra fire forskellige dybder i modellen. De forskellige potentialekort angiver dermed trykniveauet for et givent horisontalt profilsnit og viser dermed ikke trykniveauet for et givent magasin eller geologisk formation. Figuren skal således alene vise potentialevariationen i dybden og mellem de geologiske formationer og skal ikke læses som udtryk for trykniveauet i en geologisk formation uden at flere kort tolkes samtidigt. Det fremgår imidlertid tydeligt, at der i modellaget, der repræsenterer kote 58 DNN beliggende umiddelbart under det frie vandspejl, er et ensartet og jævnt aftagende potentiale i de sandede og grusede aflejringer. I kontrast hertil ses trykniveauet i de lerede aflejringer i samme niveau at være påvirket af lagets lavere ledningsevne, og der opbygges her et højere trykniveau end i de sandede aflejringer. Dette forhold skyldes, at det infiltrerende vand har sværere ved af strømme igennem laget, hvorfor en højere gradient må opbygges for at få samme vandmængde igennem laget eller før vandet kan strømme af i horisontal retning. Som en konsekvens af dette ses en overordnet strømningsretning i vestlig retning i de lerede aflejringer omkring RTA-grunden, mens strømningsretningen er mere syd-sydvestligt orienteret i de sandede aflejringer syd og vest for RTA-grunden. I overgangen mellem de sandede og lerede aflejringer ses betydelige gradienter i potentialet, der markerer at strømningen på tværs af denne grænse er begrænset. Dette billede svarer til det observerede potentiale, jf. Figur 2-2, hvor der konstateres en vestlig strømning umiddelbart syd for RTAgrunden. Det observerede potentialebillede i boringer filtersat i det sekundære magasin viser her et højere trykniveau end det generelle trykniveau i sandmagasinet sydvest for RTA-grunden. Marts 2007 side 12 af 42

14 Potentiale kote 58 DNN Potentiale kote 52 DNN Potentiale kote 46 DNN Potentiale kote 40 DNN Lerede aflejringer: Lilla farve Undersøgelsesboringer Grusede aflejringer: Grøn farve RTA-grunden Sandede aflejringer: Gul farve Potentialelinie Figur 2-3: Grundvandspotentiale udtrukket fra grundvandsmodellen i 4 forskellige dybder. Marts 2007 side 13 af 42

15 I de dybereliggende lag ændres strømningsretningen og grundvandet strømmer i højere grad mod syd og følger udbredelsen af de sandede aflejringer. Denne strømningsretning svarer til den observerede regionale strømningsretning som bl.a. også fremgår af resultaterne fra den regionale grundvandsmodel /3/. I Figur 2-4 er det beregnede potentialebillede præsenteret alene ud fra de boringer der er medtaget i Figur 2-2, dvs. ud fra samme tolkning vedr. magasiner og filtersætninger. Figuren viser således alene et potentialebillede baseret ud fra de informationer som beregnede pejlinger i de udvalgte pejleboringer giver anledning til. Potentialelinierne er indtegnet med en ækvidistance på cm. RTA m m m m m m m Figur 2-4: Simuleret grundvandspotentiale baseret på sammen tolkning af potentiale og filterplaceringer som Figur 2-2. Det fremgår, at potentialebilledet her er meget overensstemmende med det tolkede potentialebillede fra synkronpejlerunden d , Figur 2-2. Det bemærkes både her og i Figur 2-2, at den vestlige strømning umiddelbart syd for RTA-grunden overvejende styres af forskellene i magasiner og filterplaceringer. Vandbalance Med den opstillede model haves følgende vandbalance, Tabel 2-3. Afvigelsen mellem total ind og total ud er 9,70-09 svarende til 0,00%, hvilket betyder at den numeriske fejl ved beregningerne er minimal. Marts 2007 side 14 af 42

16 Tabel 2-3: Vandbalance for opstillet strømningsmodel Ind [m3/s] Ud [m3/s] Rand 1,88E-03 2,50E-03 Boringer 0 0 Infiltration 6,14E-04 0 Total 2,50E-03 2,50E-03 Endvidere fremgår det, at infiltrationen udgør ca. en tredjedel af den samlede vandmængde i modellen. Dette svarer teoretisk til, at der opstrøms modelafgrænsningen i en afstand to gange modellens længde skulle findes et grundvandsskel. Af den regionale grundvandsmodel /3/ erkendes grundvandsskellet at være beliggende godt 1 km nord for modelområdet hvilket er i overensstemmelse med resultatet af vandbalancen fra detailmodellen. Partikelbanesimuleringer Der er i forbindelse med kalibreringen af modellen udført partikelbasesimuleringer for alle de udførte kalibreringstrin. I Figur 2-5 er præsenteret partikelbaner for tre modelsimuleringer, hvor de blå partikler svarer til de anvendte parametre fra Tabel 2-2 (basisscenarie). De grønne og røde partikelbaner er simuleringer med variation af ledningsevnen for hhv. grus og sandlagene. I det tidligere arbejde beskrevet i /3/ er der kalibreret en transporthastighed på ca. 0 m/år i sandmagasinet. En sådan transporthastighed opnås i denne model ved anvendelse af en hydraulisk ledningsevne på 1-4 m/s for sandet. Ved anvendelse af højere/lavere værdier for sandet opnås tilsvarende højere/lavere strømningshastigheder. De præsenterede partikelbaner er alle simuleret til år og det ses af Figur 2-5 at flere af de grønne og blå partikler har nået den sydlige modelrand 500 m nedstrøms på denne tid. For de røde partikelbaner ses derimod at den sydlige rand ikke er nået på år. Sidstnævnte viser, at en ledningsevne for sandet på 3-5 m/s giver en transporthastighed på knap 50 m pr år og dermed underestimerer strømningshastigheden i forhold til den tidligere model. Den angivne transport hastighed på 0 m pr år kan ved dette arbejde alene anvendes som indikator og kan ikke direkte benyttes som kalibreringsparameter for modellen. Derfor er det nødvendigt at validere modellen op i mod aktuelle sænkningsdata for endelig fastlæggelse af modellens hydrauliske parametre. Marts 2007 side 15 af 42

17 Undersøgelsesboringer Partikelbane simuleringer: K[sand] = 0,00003 m/s K[grus] = 0,0001 m/s K[sand] = 0,00005 m/s K[grus] = 0,00015 m/s K[sand] = 0,0001 m/s K[grus] = 0,0003 m/s Modelbaseret potentialelinie: Modelleret potentiale Modelområde Figur 2-5: Resultat af partikelbanesimuleringer for tre modelscenarier sammen med det modellerede trykniveau optegnet for observationsboringer jf. Figur 2-4. Blå markering angiver strømningsforholdene ved basisscenariet Validering af model Prøvepumpning Der er udført en prøvepumpning i forbindelse med det udførte feltarbejde /3/. Denne prøvepumpning er foregået over godt en måned med en gennemsnitlig ydelse på m 3 /time. Herved er der konstateret en sænkning på ca. 1 m i en radius på ca. 50 m. I en afstand på 200 m i er sænkningen 0,25 m. Sænkningstragten erkendes at have en elipseformet udbredelse i nordsydgående retning. Der er med modellen udført en tilsvarende prøvepumpning, hvor effekten af en indvinding på m 3 /time simuleres. De i Tabel 2-2 præsenterede hydrauliske ledningsevner er som udgangspunkt anvendt (basisscenariet). Der er udtrukket observationer fra de samme boringer (13 stk.) som anvendt ved prøvepumpningsforsøget, svarende til forskellige magasindybder er repræsenteret. Marts 2007 side 16 af 42

18 Resultatet af denne prøvepumpning viser en for lav sænkning i forhold til den observerede sænkning, dog med en udbredelse der i form svarer til det observerede. I Figur 2-6 er den simulerede sænkning præsenteret som funktion af observeret sænkning. De blå værdier viser sænkningen med anvendelse af de i Tabel 2-2 anvendte værdier. Det ses heraf, at de simulerede værdier alle ligger under den teoretiske optimale løsning (1:1 linien). 1.4 Simuleret sænkning [m] Observeret sænkning [m] K[sand]=0,00003 m/s, K[grus]=0,0001 m/s K[sand]=0,00005 m/s, K[grus]=0,00015 m/s K[sand]=0,0001 m/s, K[grus]=0,0003 m/s Korrelation på 1:1 (Optimal løsning) y = x R 2 = y = 0.879x R 2 = y = x R 2 = Figur 2-6: Sammenligning af beregnet sænkning og observeret sænkning for tre modelscenarier. Til højre i figuren er præsenteret statistik for de enkelte scenarier i form af hældningskoefficient og forklaringsgrad. Ved en halvering af de hydrauliske ledningsevner (grøn markering) opnås en maksimal sænkning, der svarer til den observerede men formen på sænkningstragten afviger fra det observerede. Den modellerede sænkning påvirkes her af randeffekter, der betyder, at den modellerede sænkning undervurderes mod den nordlige fastholdte trykrand men samtidig overvurderes mod den østlige lukkede modelrand. Den gennemsnitlige sænkning er dog i god overensstemmelse med den teoretiske optimale løsning, 1:1 linien. Ved en yderligere reduktion af ledningsevnen i sand- og gruslaget (rød markering) fås en sænkning der er noget større end den observerede. De præsenterede kurver viser forskellige sænkningsvariationer der er beliggende omkring den optimale løsning, svarende til 1:1 korrelationen. De modellerede sænkninger viser samlet set, at de anvendte ledningsevner for de sandede og grusede aflejringer er i god overensstemmelse med observationerne for prøvepumpningsforsøget. Hældningskoefficienten for tendenslinierne varierer mellem 0,45 og 1,35, hvilket viser hhv. en under- og overestimering af sænkningen med de anvendte parameterværdier, der ligger inden for en faktor tre. Marts 2007 side 17 af 42

19 Korrelationskoefficienterne er på knap 0,5 i mellem observerede og simulerede data for de tre scenarier, og det konstateres, at det er de samme datapunkter der hhv. over- og underestimerer sænkningen. Dette forhold udtrykker, at virkelighedens forhold er mere heterogene end de antagelser der er lagt ind i modellen og at modellen har svært ved at generere de samme lokale sænkninger som observeres. Der kan heller ikke forventes en 0% korrelation mellem observerede og simulerede data på den præsenterede skala og fokus bør i stedet lægges på om det simulerede sænkningsniveau generelt svarer til observationerne. Figur 2-6 viser, at modellen generelt simulerer en sænkning, der svarer til det observerede niveau. Samtidig viser Figur 2-6 et parameterspænd der simulerer hhv. for lille og for stor sænkning, hvormed der haves et udtryk for følsomheden på parameterværdien i forhold til sænkningen. Den udførte validering af modellen med kobling af data fra prøvepumpningsforsøget er i god overensstemmelse med resultatet fra de øvrige hydrauliske tests. Dermed er vist, at de anvendte hydrauliske ledningsevner i modellen tilfredsstiller data fra både prøvepumpningsforsøget og de øvrige hydrauliske tests. 2.5 Afslutning af strømningsmodel Der er opstillet en hydraulisk grundvandsmodel som grundlag for udarbejdelsen af en modelbaseret risikovurdering ved stoftransportberegningerne. Ved modelopstillingen er der fokuseret på at integrere data fra de forskellige undersøgelser udført på stedet. Der er opstillet en detaljeret geologisk model, der er anvendt som grundlag for den numeriske model. Efter de indledende simuleringer er denne geologiske model justeret i samråd med GEUS. De hydrauliske test udført på stedet er anvendt til fastlæggelse af de hydrauliske ledningsevner ligesom variationen og følsomheden er vurderet. Den udførte prøvepumpning har desuden været anvendt til validering af modellens ledningsevner. Endelig er resultater fra den regionale model anvendt i forbindelse med opstilling og kalibrering af den detaljerede strømningsmodel. Navnlig transporthastigheden og strømningsveje for vandpartiklerne er sammenholdt med den regionale model ligesom vandbalancen er vurderet i henhold til den regionale model. Endelig er de kemiske analyser indirekte inddraget i forbindelse med modelopstillingen og navnlig ved justeringen af den geologiske model på reviewmødet, idet de kemiske analyser har været en del af forståelsesgrundlaget for hvordan grundvandet strømmer i forskellige dybder og geologiske enheder. Marts 2007 side 18 af 42

20 2.5.1 Anbefalinger til stoftransportsimuleringer Den opstillede model er opbygget med fastholdte trykniveaurandbetingelser, hvilket betyder, at følsomheden på de hydrauliske parametre kan undervurderes. I første omgang anbefales stoftransportberegningerne udført med den opstillede hydrauliske model hvor, den indledende risikovurdering udarbejdes på baggrund af resultatet fra denne simulering. Efterfølgende revurderes risikoen ved stoftransportsimuleringer med integration af usikkerheden knyttet til den hydrauliske strømningsmodel. Det anbefales, at der udover det hydrauliske basisscenarium udføres to scenarier, hvor de følgende hydrauliske parametre varieres: Øget hydrauliske ledningsevne i sand med en faktor 3. Ændret fordeling af trykrandbetingelserne, svarende til en ændret regional strømningsretning. Marts 2007 side 19 af 42

21 3 Stoftransportmodel 3.1 Opstilling af stoftransportmodel Formål Med udgangspunkt i den opstillede hydrauliske grundvandsmodel er det hensigten at modellere forureningsspredningen fra lokaliteten under forskellige modelscenarier og vurdere i hvilken grad lokaliteten udgør en forureningsrisiko for grundvandsressourcen. Formålet med modellen er at vurdere forureningsspredningen under forskellige antagelser vedr. hydraulik, nedbrydningskinetik og redoxforhold. Dermed er formålet med modellen at samle forståelsen for de enkelte parametres følsomhed og betydning for forureningsspredningen og vurdere den samlede forureningsrisiko på grundvandsressourcen, men ikke at simulere de observerede koncentrationer bedst muligt. Valget af modelscenarier baseres på en vurdering af stoftransport og nedbrydning fra det udførte felt- og laboratoriearbejde, herunder: Isotopfraktionering og specifikke nedbrydningsprodukter, rapporteret i /6/, Vurdering af nedbrydning af udvalgte problemstoffer på basis af laboratorieforsøg med materialer fra lokaliteten, rapporteret i /5/, I forlængelse af afrapporteringen af laboratorieforsøgene er der udarbejdet et notat med anbefalinger til modelsimuleringerne som er vedlagt i bilag 2. Anbefalingerne fra dette notat indarbejdes ligeledes i modelarbejdet. Stofferne, benzen, 2,6-xylenol thiophen, benzothiophen og methylbenzofuraner betragtes som de mest problematiske i forhold til forureningstruslen af grundvandsressourcen. Modelarbejdet fokuserer på simulering af tre af disse, som anses for repræsentative, jf. bilag Modelparametre De opstillede modelscenarier simuleres med modelkernen MT3D som er en integreret del af GMS5.1 brugerfladen. Ved simuleringerne er følgende fysisk/kemiske parametre medtaget: Advektion og porøsitet Dispersion 1. ordens nedbrydning (sted- og stof afhængig) Sorption (stof afhængig) Advektion og porøsitet De udvaskede stoffer transporteres med grundvandsstrømningen, hvor trykniveaufordelingen er bestemt med den kalibrerede hydrauliske model. Selve stoftransporten beskrives med ligningsløseren ULTIMATE, da denne er fundet mest velegnet til at minimere den numeriske dispersion i den betragtede model pga. antal og størrelse af beregningsceller. Marts 2007 side 20 af 42

22 Som effektiv porøsitet anvendes 0,20 for de sandede og grusede aflejringer mens der for de lerede aflejringer anvendes en værdi på 0,. Dispersion og diffusion Det er valgt ikke at medtage diffusion og dispersion i beskrivelsen af stoffernes transport. Dette skyldes, at den numeriske dispersion pga. den numeriske diskretisering er så stor, at den afspejler den naturlige dispersion og diffusion. En yderligere medtagelse af dispersion og diffusion vil medføre en urealistisk stor spredning af stofferne. Nedbrydning - 1. ordens nedbrydningskinetik Ved nedbrydning af kemiske stoffer i modellen antages at nedbrydningen sker efter en 1. ordens reaktion. Reaktionskonstantens størrelse er stofafhængig men afhænger desuden af det pågældende redoxmiljø. På baggrund af de udførte laboratorie forsøg er der bestemt nedbrydningskonstanter for forskellige stoffer i forskellige redoxmiljøer. I Tabel 3-1 er præsenteret nedbrydningskonstanter fra laboratorieforsøgene, der som udgangspunkt danner grundlag for simuleringerne. Tabel 3-1: Nedbrydningskonstanter som anvendes som udgangspunkt for modelsimuleringerne. Parameter Stofgruppe Fe ++ (fane) Nedbrydningskonstant [d -1 ] Fe ++ (nedstrøms) NO - 3 Benzen MAH 0,065 0,313 0,223 2,6-Xylenol Phenoler 4 0,089 0,091 Benzothiophen NSO 0 0,036 0,326 NB: Konstanterne repræsenterer de indledende resultater fra DHI s laboratorie forsøg. Disse er sidenhen blevet revideret i forbindelse med rapporteringen af laboratorieforsøgene /5/. Se nærmere forklaring i bilag 2. De listede nedbrydningskonstanter, som er anvendt ved de indledende simuleringer er dermed ikke sammenfaldende med de dokumenterede i /5/. Tabellen danner som udgangspunkt grundlag for modelsimuleringerne. En liste over de endelige valg af scenarier og nedbrydningsrater er præsenteret i Tabel 3-4, hvor de i bilag 1 præsenterede anbefalinger er inddraget. Sorption Stoffernes sorptionsevne beskrives ved stoffernes K d -værdi. Der er anvendt samme K d -værdi i alle beregningslag men forskellig fra stof til stof. Værdierne baseres på de rapporterede værdier fra /6/. Tabel 3-2: Sorptionskonstanter anvendt ved modelarbejdet Parameter Stofgruppe kd [l / kg] Retardation Benzen MAH 0,05 1,25 2,6-Xylenol Phenoler 0,08 1,41 Benzothiophen NSO 0,49 3,45 Det er antaget, at tørdensiteten af samtlige aflejringstyper er 1,8 g/cm 3. Marts 2007 side 21 af 42

23 3.1.3 Stoftilførsel og reaktionszoner De udførte modelscenarier tager udgangspunkt i den opstillede hydrauliske model. Kun i to sidste scenarier, scenarium og 11, varieres de hydrauliske parametre for at inddrage følsomheden på disse. Stoftilførsel Modellen tilføres stof med en fast rate i kildeområdet, som udgøres af 24 beregningsceller svarende til et samlet areal på 600 m 2 (20m x 30m). Stoffet tilføres det øverste aktive beregningslag, svarende til den øverste meter under grundvandsspejlet. Kildekoncentrationer Ved simuleringerne tilføres stof med en rate der resulterer i en kildekoncentration der modsvarer de observerede kildekoncentrationer. Dvs. det tilstræbes at der opnås en koncentration i modellens øverste 2 m på hhv:.000 µg/l for benzen µg/l for 2,6-zylenol 300 µg/l for benzothiophen Ved de enkelte modelscenarier afhænger kildekoncentrationen af den anvendte nedbrydningskonstant i kildeområdet. Som udgangspunkt fastholdes raten, hvormed stofferne tilføres. Dette gøres for at kunne sammenligne massebalancen mellem de enkelte scenarier. Dette betyder imidlertid, at kildekoncentrationen ved de enkelte scenarier varierer. Dette forhold er ikke kritisk, da der ved modelleringen anvendes en lineær sorptionskinetik og en 1. ordens reaktionskinetik. Forureningsfanens relative udbredelse afhænger dermed ikke af startkoncentrationen og koncentrationer kan dermed skaleres efter endt simulering. I forbindelse med den samlede diskussion af forureningssituationen, afsnit 4, tages der højde for de scenarieafhængige kildekoncentrationer, således at de enkelte scenarier kan sammenlignes. Redoxzoner Udenfor det kraftigst forurenede område (kildeområdet) er der påvist aerobe til nitratreducerende forhold i de øvre ca. 5 m under vandspejlet ved RTAgrunden og langs fanetraceet. Øst og vest for fanetraceet er der nitrat til større dybder. Under zonen med nitrat træffes jernreducerende forhold. I kildeområdet og i det smalle fanetracé med kraftig forurening er forholdene mere reducerede; fortsat jernreducerende men grænsende til sulfatreducerende (nogle steder i kildeområdet endda sulfatreducerende og muligvis methanreducerende). Da fanen udenfor kildeområdet træffes >5 m under vandspejlet kan den nitratreducerende zone over fanetracéet ignoreres. I modellen deles akviferen op i 3 zoner. En kraftigt jernreducerende zone (grænsende til sulfatreducerende) med kraftig forurening i kildeområdet og ud gennem fane-traceet til en afstand svarende til et sted mellem boring DGU nr og Udenfor dette område opdeles akviferen i en øvre nitratreducerende og en nedre svagt jernreducerende redoxzone. Derved er der i modellen indlagt tre forskellige redoxzoner ud fra de observerede data se figur 3-1: Marts 2007 side 22 af 42

24 En nitratreducerende zone i den øverste del af akviferen uden for kildeområdet En svagt reducerende zone (jernreducerende) beliggende under den nitratreducerende zone En stærkere reduceret zone (jernreducende tangerende til sulfatreducerende) beliggende umiddelbart nedstrøms RTA-grunden langs fanetracéet. Den nitratreducerende zone fastholdes som de øverste 5 m af akviferen uden for den konstaterede forureningsfane. Grænsen for den vertikale overgang mellem nitratzonen og den svagt reducerede zone er sat til kote 56 m DNN. Den svagt reducerede zone er beliggende under den nitratreducerede zone i hele modelområdet samt under stærkere reducerede zone nedstrøms kildeområdet. Den stærkere reducerede zone er beliggende umiddelbart nedstrøms RTAgrunden og er delvist geologisk/geokemisk betinget og delvist betinget af forureningsfanens påvirkning. Udbredelsen af denne zones størrelse er baseret på de observerede data. Udbredelsen er i modellen sat til 65 m på tværs af strømningsretningen (transversal), og 120 m langs med strømningsretningen (longitudinal). Endelig er udbredelsen af denne zone i dybden (vertikal) sat til m. I Figur 3-1 er der præsenteret en principskitse for redoxzonernes vertikale placering i modellen. Umættet zone Umættet zone NO3- Fe++ (Fane) NO3- Fe++ Fe++ Figur 3-1: Principskitse for udbredelsen af forskellige redoxzoner indlagt i modellen illustreret som et profilsnit på tværs af forureningsfanen Simuleringsperiode Aktiviteterne på Ringe Tjære og Asfaltfabrik har foregået i perioden Forureningen formodes at være sket løbende i perioden. Det er dog uvist, hvordan dynamikken i stofudvaskningen eksakt har været. Koncentration af problemstofferne i kildeområdet vil alt andet lige aftage med tiden, efterhånden som de udvaskes fra tjærefasen. Det vil på sigt føre til faldende koncentrationer i fanen. Denne udvikling indikeres muligvis allerede, idet koncentrationsniveauet af 2,6-xylenol yderst i fanen er højere end i kildeområdet, og koncentrationsniveauerne af benzothiophen og methylbenzofuraner er sammenlignelige med dem i kildeområdet på trods af formodet fortynding i fanen. Pga. uvished om udvaskningsdynamikken antages det ved modelopstillingen, at udvaskningen har været konstant over en 50 års horisont. Den fakti- Marts 2007 side 23 af 42

25 ske udvaskningshorisont kan have været kortere eller længere, men inden for denne tidshorisont opnås der en ligevægt i systemet, svarende til en stationær udbredelse af forureningsfanen, som kan sammenlignes med forureningsudbredelsen i dag. Der simuleres en samlet periode på 0 år, hvor forureningen spredes til en stationær tilstand i den første del af perioden, mens de efterfølgende 50 år simulerer udviklingen i forureningskomponenterne når kilden forsvinder. Modellen tilpasser internt størrelsen på tidsskridtene som beregningerne afvikles efter afhængig af de største koncentrations- og potentialegradienter. 3.2 Modelscenarier Der er udført i alt 11 modelscenarier som er præsenteret i Tabel 3-4. Indledningsvist er der foretaget en simulering med de tre stoffer baseret på de indledende bestemmelser af nedbrydningskonstanterne fra laboratorieforsøgene, Tabel 3-1, i scenarium 1-3. Efterfølgende er der udført fem scenarier, scenarium 4, 5, 6 og, 11, hvor hhv. nedbrydningsraterne er reduceret og de hydrauliske parametre er varieret i henhold til anbefalingerne i bilag 2. Endelig er der efter et statusmøde mellem Amtet, DTU og Orbicon med diskussion af de udførte otte modelscenarier udført yderligere tre scenarier, scenarium 7-9, i henhold til de listede anbefalinger til supplerende simuleringer, som ligeledes er beskrevet i bilag 2. Tabel 3-3 sammenfatter vurderingerne fra bilag 2 vedr. nedbrydning med hensyn til nedbrydningsrater for problemstofferne i de forskellige redoxzoner. Tabel 3-3: Sammenfatning af nedbrydningsrater iht. bilag 2 Stof Fe ++ [fane]k [dag -1 ] Nedbrydningsrater i redoxzoner Fe ++ [nedstrøms] K [dag -1 ] NO 3 - K [dag -1 ] Benzen 0 0,141 0,272 2,6-Xylenol 0 0,076 0,088 Thiophen 0 0,040 0,092 Benzothiophen 0 0,034 0,084 Methylbenzofuraner 0 0,030 0,069 Marts 2007 side 24 af 42

26 Tabel 3-4: Udførte modelscenarier med angivelse af nedbrydningskonstanternes størrelse i de tre forskellige redoxzoner. Scenarium Parameter Fe ++ [fane] K [d-1], T½[d] Reaktionskonstanter i redoxzoner Fe ++ [nedstrøms] K [d-1], T½[d] NO 3 - K [d-1], T½[d] 1 (A) Benzen 0, , , a (A) 2,6-Xylenol , , b (A) 2,6-Xylenol , , (A) Benzothiophen , , (B) 2,6-Xylenol 0, , , (B) 2,6-Xylenol 0, , , (B) 2,6-Xylenol 0, , , (B) 2,6-Xylenol 0, , (D) Benzothiophen 0, , (D) Benzothiophen 0, , , (C) 2,6-Xylenol , , (C) 2,6-Xylenol , ,091 8 (A) Base scenarier med data fra lokaliteten vurdering af forureningsspredning (B) Følsomsomhed på kemiske parametre og vurdering af worst case for 2,6-xylenol (C) Følsomsomhed på kemiske parametre og vurdering af worst case for benzothiophen (D) Følsomsomhed på hydrauliske parametre med afsæt i base case for 2,6-xylenol De første tre scenarier repræsenterer forureningsudbredelsen ved anvendelse af de i Tabel 3-1 listede nedbrydningskonstanter. Scenarium 2b svarer til 2a, men her er der indlagt en dispersionskonstant på 2 meter mod 0 i de øvrige scenarier. Scenarium 4-7 repræsenterer en følsomhedsanalyse på de kemiske parametre hørende til 2,6-xylenol, hvor nedbrydningskonstanterne reduceres. Scenarium 8 og 9 repræsenterer en yderligere følsomhedsanalyse på de kemiske parametre hørende til benzothiophen. Endelig repræsenterer Scenarium og 11 variationer i forureningsudbredelsen ved ændringer i de hydrauliske parametre med afsæt i base case for 2,6-xylenol. I scenarium er den hydrauliske ledningsevne øget med en faktor 3, mens randbetingelserne i scenarium 11 er ændret således at trykgradienten over området drejes 30 grader mod vest. 3.3 Resultater fra de udførte scenarier I nærværende afsnit præsenteres resultater fra de udførte simuleringer. For hver simulering er der udtrukket fladekort, der viser den maksimale forureningsudbredelse (svarende til tiden 50 år) i fire forskellige dybder mellem kote 60, beliggende ca. 1 m under grundvandsspejlet, og kote 48. Således er der for hvert scenarium vist fire horisontale snit gennem de øverste 14 m af den vandmættede akvifer med angivelse af den maksimale forureningsspredning. Disse snit er præsenteret i bilag 1A-1L. Marts 2007 side 25 af 42

27 Udover de vedlagte horisontale snit er der udtrukket gennembrudskurver gennem forureningsfanerne i seks forskellige afstande nedstrøms forureningskilden. Kurverne er udtrukket i følgende afstande: Umiddelbart inde i kildeområdet m nedstrøms kildeområdet 50 m nedstrøms kildeområdet 0 m nedstrøms kildeområdet 150 m nedstrøms kildeområdet 200 m nedstrøms kildeområdet Kurverne er udtrukket inde i den centrale del af fanerne hvor koncentrationen er højst, og repræsenterer dermed forskellige dybder. En samlet massebalance for de 11 scenarier er præsenteret herunder med angivelse af tilført stofmængde fra kildeområdet samt stofmængde der forlader modelafgrænsningen 400 m nedstrøms kildeområdet, som introduktion til de enkelte scenarier. Det skal her noteres at scenarium 5 og 9, som repræsenteret worst-case, skiller sig væsentligt ud fra de øvrige ud fra en risikobetragtning idet hhv. 14 og 40 % af den tilførte masse når længere end 400 m nedstrøms kildeområdet. Resultater fra de enkelte scenarier beskrives enkeltvist. I afsnit 4 diskuteres resultaterne samlet. Tabel 3-5: Samlet opgørelse over massebalancen for de enkelte modelscenarier med angivelse af tilført stofmængde samt stofmængde der forlader modelafgrænsningen 400 m nedstrøms kildeområdet. Samlet massebalance Tilført masse til modellen fra kildeområde Tilført masse i alt [kg] Tilført pr år [kg] Masse der strømmer ud af modellen 400 m nedstrøms kildeområde Udvasket pr år [g] Procentuel [%] Scenarium 1 3,386 67,7 0,13 < % Scenarium ,3 <0,1 < % Scenarium 3 0,2 <0,1 < % Scenarium ,3 <0,1 < % Scenarium ,3 329,40 14,22 % Scenarium ,3 <0,1 < % Scenarium ,3 <0,1 < % Scenarium 8 0,2 <0,1 < % Scenarium 9 0,2 78,09 40,43 % Scenarium 116 2,3 <0,1 < % Scenarium ,3 <0,1 < % Simulering af stofspredning med nedbrydningskonstanter fra laboratorieforsøg Simulering af benzen (Scenarium 1) For benzen er der baseret på laboratorieforsøgene anvendt en udgangsværdi for nedbrydningskonstanten på 0,065 dage i den stærkt reducerede zone, hvilket svarer til en halveringstid på 11 dage. Uden for dette område, i de Marts 2007 side 26 af 42

28 jern- og nitratreducernde zoner, er halveringstiderne i laboratoriet målt til hhv. 2 og 3 dage. Disse omsætningshastigheder betyder, at benzen hurtigt bliver omsat når det tilføres kildeområdet i modellen. Den hurtige omsætningshastighed ses af bilag 1a, hvor forureningsfanen når en maksimal udbredelse på 50 m med en tilhørende koncentration på under µg/l. Fanen træffes alene i de øvre lag 0-5 m under vandspejlet. Ligeledes er der i Figur 3-2 præsenteret gennembrudskurver i forureningsfanens centrum i forskellige afstande fra kildeområdet. Heraf ses det ligeledes, at der alene konstateres benzen i umiddelbar nærhed af kildeområdet. Gennembrudskurven 50 m nedstrøms kildeområdet ses ikke af figuren, da koncentrationen er her er under 0,1 µg/l. Ved opstilling af scenarium 1 har det været målet af nå en kildekoncentration på ca.000 µg/l, men pga. de høje reaktionshastigheder er den resulterende kildekoncentration på blot µg/l. Denne koncentration er opnået under antagelse af, at der udvaskes 7,6 kg benzen fra forureningskilden pr år. Ved en 4-dobling af denne stofudvaskning kunne en kildekoncentration på.000 µg/l være nået, men det ville ikke ændre væsentligt på forureningsfanens udbredelse, pga. den hurtige omsætning. 000 Belastningsperiode Koncentration [µg/l] Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-2: Gennembrudskurver for benzen ved scenarium 1. Simulering af 2,6-Xylenol (Scenarium 2) Ved scenarium 2 er den simulerede forureningsudbredelse baseret på udgangsværdien for nedbrydningskonstanterne fundet ved laboratorieforsøgene. Her er nedbrydningskonstanten i den jernreducerende zone langs forureningsfanen bestemt til 4 d -1,jf. Tabel 3-4, svarende til en halveringstid på 50 dage. Ved denne simulering ses forureningsfanen at reduceres til µg/l i en afstand på knap 150 m nedstrøms forureningskilden (bilag 1b). Fuldstændig omsætning af 2,6-xylenol i forureningsfanen sker dermed inde i den jernreducerende zone langs forureningsfanen, uden at de tilstødende jern- eller nitratreducerede zone nås. I dybden reduceres 2,6-xylenol til 1 µg/l ca. 8 m under grundvandspejlet. I Figur 3-3 er præsenteret gennembrudskurver for observationspunkter placeret i den centrale del af forureningsfanen seks steder nedstrøms RTA- Marts 2007 side 27 af 42

29 grunden. Det fremgår heraf at den maksimale kildekoncentration på godt µg/l i kildeområdet reduceres til 900 µg/l umiddelbart uden for kildeområdet. 50 m nedstrøms er koncentrationen reduceret til ca. µg/l, altså til 1 / m nedstrøms kildeområdet er koncentrationen yderligere reduceret til 0,5 µg/l. Af den samlede masse tilført modellen på 116 kg er massefluxen ud over den sydlige modelafgrænsning 400 m nedstrøms RTA grunden på blot 2 gram, svarende til 0,02 promille af den tilførte masse. 000 Belastningsperiode Koncentration [µg/l] Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-3: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium 2a. Simulering af benzothiophen (Scenarium 3) Scenarium 3 simulerer forureningsudbredelsen af benzothiophen ved anvendelse af de nedbrydningsrater, der som udgangspunkt er bestemt i laboratoriet. For benzothiophen er nedbrydningsraten i reaktionszonen langs forureningsfanen på 0 d -1 svarende til en halveringstid på 69 dage. Den maksimale koncentration af benzothiophen målt i kildeområdet er omkring 300 µg/l. Den lavere kildekoncentration betyder, at massefluxen fra kildeområdet i modellen reduceres med en faktor 12 i forhold til scenarium 2 (2,6-xylenol). Den modellerede kildekoncentration bliver ved dette scenarium på knap 300 µg/l i den øverste meter under kildeområdet. Forureningsfanens maksimale udbredelse ligner i høj grad udbredelsen af 2,6-xylenol i scenarium 2. Nedbrydningsraten for benzothiophen er her lavere end for 2,6-xylenol i scenarium 2, men tilsvarende er retardationen ca. dobbelt så stor. Den resulterende udbredelse af forureningsfanen har overordnet samme størrelse som ved scenarium 2, hvis forureningsfanens afgrænsning defineres af detektionsgrænsen på µg/l. Kildekoncentrationen er imidlertid væsentligt lavere end i scenarium 2, som følge af den mindre massetilførsel fra kilden. Marts 2007 side 28 af 42

30 Kildekoncentrationen på ca 300 µg/l reduceres med godt en faktor tusind til 0,2 µg/l i en afstand på 0 m fra kildeområdet, jf. Figur 3-4. Som følge af den lavere nedbrydningsrate ses benzothiophen at nå en større dybde i magasinet, idet stoffet påvises i en dybde på 12 m under grundvandsspejlet Belastningsperiode Koncentration [µg/l] 0 1 Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-4: Gennembrudskurver for bezothiophen ved scenarium ,6-Xylenol: Forureningsudbredelse ved ændrede reaktionskonstanter Ved scenarium 4, 5 og 6 simuleres udbredelsen af 2,6-xylenol i tre situationer, hvor nedbrydningsraten er reduceret i forhold til udgangsscenariet (scenarium 2). I scenarium 4 og 5 reduceres nedbrydningsraterne med hhv. en faktor og 0 i alle de tre reaktionszoner. I scenarium 6 reduceres nedbrydningskonstanten i den jernreducerende reaktionszone langs forureningsfanen med en faktor i forhold til scenarium 2, reaktionskonstanten i den naturlige jernreducerede reaktionszonen halveres i forhold til scenarium 2, mens reaktionsraten i den jernreducerede zone bevares i forhold til scenarium 2. I scenarium 7 kombineres de tre ovenstående scenarier ved at anvende en lav reaktionskonstant i den mest reducerede zone langs forureningsfanen, mens nedbrydningskonstanterne i de omkringliggende jern- og nitratreducerende zoner baseret på de laveste værdier fra laboratorieforsøgene, jf. bilag 2. Nedbrydningsraterne anvendt i scenarium 7 betragtes som de mest sandsynlige ud fra en vurdering af nedbrydningsforsøg og feltdata, og scenarium 7 betragtes dermed som det mest repræsentative scenarium for 2,6-xylenol. Simulering af 2,6-Xylenol (Scenarium 4) ved reducerede reaktionsrater Ved scenarium 4 er reaktionskonstanterne ændret således at halveringstiden for 2,6-Xylenol i den jernreducerende zone langs forureningsfanen er 495 dage og i de omkringliggende jern- og nitratreducerede zoner knap 80 dage. Dette svarer til en reduktion på en faktor ti for samtlige zoner i forhold til scenarium 2. Marts 2007 side 29 af 42

31 Ved den lavere omsætningsrate spredes forureningsfanen længere nedstrøms forureningskilden i forhold til scenarium 2, jf. bilag 1d og 1b. Forureningsfanen er fortsat forholdsvis tynd de første meter fra kildeområdet, men når forureningsfanen dykker i dybden ca. 200 m syd for kilden øges den horisontale spredning. I en afstand på 400 m fra kildeområdet er koncentrationen reduceret til under µg/l. I forhold til scenarium 2 bevares stoffluxen som frigives til grundvandszonen fra forureningskilden. Den reducerede nedbrydningsrate resulterer således pga. en mindre omsætning i kildeområdet til en højere kildekoncentration. Kildekoncentrationen er ved dette scenarium på knap µg/l som skal ses i forhold til µg/l i scenarium 2. I Figur 3-5 er der præsenteret gennembrudskurver i forureningsfanens centrum i forskellige afstande fra kildeområdet. I en afstand på 0 m er koncentrationen reduceret med en faktor 15 ved dette scenarium. Ved scenarium 2 var denne faktor I en afstand på 200 m er koncentrationen ved dette scenarium reduceret med en faktor Belastningsperiode Koncentration [µg/l] Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-5: Gennembrudskurver for 2,6-xylinol ved scenarium 4. Ved scenariet strømmer 0,02 promille af den tilførte stofmængde ud over model afgrænsningen svarende til en afstand på 400 m nedstrøms kilden. Simulering af 2,6-Xylenol (Scenarium 5) ved reducerede reaktionsrater I scenarium 5 reduceres reaktionskonstanterne yderligere med en faktor ti. Dette svarer således til scenarium 2 med omsætningshastighed der er 1 / 0 i alle reaktionszoner. Fladekortene for dette scenarium er præsenteret i bilag 1e. Fladekortene viser en markant større udbredelse af forureningsfanen, der i dette scenarium når helt frem til modellens sydlige modelrand. I de dybereliggende lag ses koncentrationer over 25 µg/l helt frem til modelranden i syd. Af den tilførte stofmasse på i alt 116 kg udvaskes 14%, eller 16 kg, svarende til 300 g pr år i belastningsperioden. Marts 2007 side 30 af 42

32 I Figur 3-6 er der præsenteret gennembrudskurver for seks forskellige punkter langs forureningsfanen. Som udgangspunkt konstateres heraf, at kildekoncentrationen er vokset til knap µg/l. Ligeledes ses det, at gennembrudskurverne ligger meget tættere end de tidligere præsentationer som følge af den reducerede omsætning. Forskellen i kurverne skyldes ved dette scenarium primært fortynding og i mindre grad nedbrydning. Forholdet mellem kildekoncentrationen og fanekoncentrationen i en afstand på 0 m og 200 m er hhv. og 30. Koncentration [µg/l] Belastningsperiode Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-6: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium 5. Simulering af 2,6-Xylenol (Scenarium 6) ved reducerede reaktionsrater I scenarium 6 er nedbrydningsraten reduceret i forhold til scenarium 2 med en faktor ti i den forureningsbetingede jernreducerede zone, en faktor to i den naturlige jernreducerede zone, og bevaret i den nitratreducerede zone. Resultaterne for dette scenarium er præsenteret i bilag 1f og Figur 3-7. Forureningsudbredelsen ligner scenarium 4 i den første del af forureningsfanen 0 til 150 m fra kildeområdet, pga. samme nedbrydningskonstant i denne zone. Når redoxmiljøet ændrer karakter og overgår til den naturlige jernreducerende zone, er reaktionskonstanten højere end i scenarium 4 og forureningen omsættes derfor hurtigere end i scenarium 4. I en afstand på 200 m fra kilden opnås en koncentration under detektionsgrænsen. Marts 2007 side 31 af 42

33 000 Belastningsperiode Koncentration [µg/l] Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-7: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium 6. Det ændrede reaktionsforhold afspejles ligeledes i et skift i reduktionen mellem gennembrudskurverne i Figur 3-7. Indtil en afstand på 0 m er reduceres koncentrationerne op til en faktor fem for hver 50 m, men fra 0 m til 150 reduceres koncentrationen med en faktor Simulering af 2,6-Xylenol (Scenarium 7) ved reducerede reaktionsrater I scenarium 7 er 2,6-xylenol simuleret med en nedbrydningskonstant med halveringstid på år i den jernreducerede zone omkring forureningskilden, svarende til at der kun sker marginalt nedbrydning her. Uden for dette område i den naturligt forekommende jernreducerede zone er der anvendt en nedbrydningskonstant med en halveringstid på 36 dage. Endelig er der anvendt en nedbrydningskonstant i den nitratreducerede zone på 0,088 d -1, svarende til en halveringstid på 8 dage. Dette scenarium svarer til at der reelt set kun sker nedbrydning når fanen kommer ud i de jern- og nitratreducerende zoner. Den lave nedbrydningskonstant i området umiddelbart nedstrøms kilden betyder, at høje koncentrationer over 500 µg/l konstateres længere mod syd end fx i scenarium 6, jf. bilag 1g. Dog sker der en væsentlig omsætning når forureningsfanen når den jernreducerede zone. I en afstand på 200 m fra kildeområdet er koncentrationen midt i forureningsfanen reduceret til 0,3 µg/l, hvilket svarer til en koncentrationsreduktion på gange. I Figur 3-8 ses koncentrationsfaldet mellem gennembrudskurverne inden for de første 0 m nedstrøms kilden at være begrænset, mens koncentrationen reduceres betydeligt de næste hundrede meter frem til gennembrudskurven 200 m nedstrøms kilden. Marts 2007 side 32 af 42

34 Koncentration [µg/l] Belastningsperiode Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-8: Gennembrudskurver for 2,6-xylinol ved scenarium 7. Alt stof omsættes inden den nedre modelrand nås Benzothiophen: Forureningsudbredelse ved ændrede reaktionskonstanter Ved scenarium 8 og 9 simuleres udbredelsen af benzothiophen i to situationer, hvor nedbrydningsraten reduceres i forhold til de laboratorieanalyserede værdier. I scenarium 8 simuleres en situation, hvor nedbrydningen i den mest reducerede zone omkring kilden svarer til en halveringstid på år, mens nedbrydningen i den jern- og nitratreducerende zone svarer til de laveste værdier fra laboratorium forsøgene. I scenarium 9 simuleres et worst case tilfælde, hvor der kun sker meget ringe nedbrydning i alle tre reaktionszoner. Halveringstiderne for stofomsætningen ligger i alle tre zoner mellem 6 og år. Nedbrydningsraterne anvendt i scenarium 8 betragtes som de mest sandsynlige ud fra en vurdering af nedbrydningsforsøg og feltdata, og scenarium 8 betragtes dermed som det mest repræsentative scenarium for Benzothiophen. Simulering af benzothiophen (Scenarium 8) ved reducerede reaktionsrater I scenarium 8 er nedbrydningskonstanten i den mest reducerede zone omkring kilden sat til 0,0002 d -1, dvs. en halveringstid på år. De anvendte nedbrydningskonstanter i den jern- og nitratreducerende zone ligger på hhv. 6 d -1 og 0,033 d -1, svarende til halveringstider på 43 og 21 dage. Nedbrydningskonstanternes størrelser er sammenlignelige med værdierne fra scenarium 7, men der anvendes en kildekoncentration der, som udgangspunkt, er en størrelsesorden lavere. Endelig sorberer benzothiophen væsentligt kraftigere end 2,6-xylenol, og der anvendes en sorptionskonstant (K d ) for benzothiophen, der er seks gange større end for 2,6-xylenol. Marts 2007 side 33 af 42

35 Udbredelsen af denne forureningsfane ligner i høj grad forureningsfanen fra scenarium 7, bilag 1h og 1g, idet nedbrydningskonstanterne er sammenlignelige. Forureningsfanen reduceres med en faktor ni inden for de første 0 m. I scenarium 7 var dette forhold en faktor otte. I en afstand på 200 m er kildekoncentrationen i scenarium 8 reduceret med en faktor 7.000, mens dette forhold er i scenarium 7. Relevante gennembrudskurver er vist i Figur 3-9. Koncentration [µg/l] Belastningsperiode Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-9: Gennembrudskurver for benzothiophen ved scenarium 8. Halen på gennembrudskurverne er væsentligt længere i scenarium 8 end i scenarium 7, hvilket skyldes den større grad af sorption. Massebalancen for dette scenarium viser at alt stof omsættes inden den sydlige modelrand nås. Simulering af benzothiophen (Scenarium 9) ved reducerede reaktionsrater I scenarium 9 er der udført en simulering med reaktionskonstanter, der resulterer i halveringstider på seks til ti år. Dette forhold betyder, at der kun sker en mindre grad af nedbrydning i akviferen inden for det betragtede område. Den maksimale forureningsudbredelse for dette scenarium er præsenteret i bilag 1i. Heraf fremgår det, at forureningen breder sig frem til modelranden 400 m syd for forureningskilden med en væsentlig koncentration. Af konturlinierne ses µg/l kurven at nå den sydlige modelrand. Dette forhold betyder, at hele 44% af den tilførte masse strømmer ud over modelområdets sydlige rand. Den lave nedbrydning konstateres ligeledes af gennembrudskurverne i forureningsfanens centrum i forskellige afstande, Figur 3-. Heraf ses kurverne at ligge tæt, hvilket svarer til at der kun sker en mindre grad af omsætning. I en afstand på hhv. 0 og 200 m er koncentrationen blot reduceret med en faktor hhv. 25 i forhold til kildekoncentrationen, hvilket overvejende skyldes fortynding. Marts 2007 side 34 af 42

36 Koncentration [µg/l] Belastningsperiode Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-: Gennembrudskurver for benzothiophen ved scenarium Hydraulik: Forureningsudbredelse ved ændring af de hydrauliske parametre og disperionskonstant I scenarium 2b er der udført en simulering, der viser forureningsudbredelsen ved øget dispersion i modellen. Dette scenarium er identisk med scenarium 2a hvad angår hydraulik og reaktionskinetik. Dog indlægges her en dispersionskonstant på 2 m i modellen, i stedet for de 0 m der er anvendt for de øvrige scenarier. Resultatet herfor er præsenteret i bilag 1j. Alle andre parametre end dispersionskonstanten er dermed fastholdt i forhold til scenarium 2a Belastningsperiode Koncentration [µg/l] 0 1 Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-11: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium 2b. Forureningsfanens horisontale udbredelse i strømningsretningen er sammenfaldende med scenarium 2a, men den øgede dispersion resulterer i en øget spredning på tværs af strømningsretningen. Ligeledes ses dette scenarium at give en øget vertikal stofspredning. Den her anvendte dispersionskonstant vurderes at være højt sat i forhold til de faktiske forhold på lokaliteten. Dette skyldes, at modellens tætte diskretisering introducerer en vis numerisk dispersion ved beregningerne som i høj grad kompenserer Marts 2007 side 35 af 42

37 numerisk dispersion ved beregningerne som i høj grad kompenserer for den naturlige dispersion grundet geologisk heterogenitet på lokaliteten. Det udførte scenarium indikerer imidlertid, at en øget dispersion ikke ændrer væsentligt på forureningsudbredelsen. I scenarium og 11 er de hydrauliske forudsætninger for forureningsspredningen ændret. I scenarium er den hydrauliske ledningsevne i sandet øget med en faktor tre, mens den hydrauliske gradient i stedet er drejet 30 grader i scenarium 11. Stofbelastningen og reaktionskinetikken i dette scenarium svarer til scenarium 2a, dog er der anvendt en dispersionskonstant som i scenarium 2b. Den øgede ledningsevne betyder at vandtransporten i scenarium sker tre gange så hurtigt som i scenarium 2b. Det betyder ligeledes, at forureningsstofferne transporteres hurtigere i vandfasen. I bilag 1k er forureningsudbredelsen for dette scenarium præsenteret. Det ses heraf, at forureningsfanen er nået længere mod syd end i scenarium 2b. Udbredelsen er ikke markant større for de lave koncentrationer, men for de høje koncentrationer ses en noget større udbredelse. Dette forhold skyldes, at sorptionen løbende dæmper udbredelsen samtidig med at nedbrydningen reducerer koncentrationen. Mht. den vertikale forureningsudbredelse ses en god overensstemmelse med scenarium 1b, men koncentrationen i dybden reduceres en anelse som følge af den større fortyndingsgrad. I Figur 3-12 og Figur 3-13 er gennembrudskurverne præsenteret for de to specialscenarier. 000 Koncentration [µg/l] Belastningsperiode Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-12: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium. Marts 2007 side 36 af 42

38 000 Belastningsperiode Koncentration [µg/l] Kildeområde Uden for kildeområde 50 m Nedstrøms kilde 0 m Nedstrøms kilde 150 m Nedstrøms kilde 200 m Nedstrøms kilde Tid [år] Figur 3-13: Gennembrudskurver for 2,6-xylenol ved scenarium 11 I forhold til scenarium 2b ligger niveauet for gennembrudskurverne ved scenarium på et højere niveau, hvilket skyldes den hurtigere strømningshastighed og mindre omsætning inden observationsboringerne nås. I scenarium 11 er gennembrudskurverne igen delvist forskellige fra scenarium 2b, hvilket skyldes at gradientforholdene og strømningsforholdene er ændret men observationspunkterne er fastholdt. Fladekort for scenarium 11 findes i bilag 1l. Marts 2007 side 37 af 42

39 4 Diskussion Der er udført simulering for 3 af problemstofferne observeret i fanen fra RTA. Problemstofferne repræsenterer de under anaerobe forhold sværest nedbrydelige stoffer fra hver sin gruppe af tjærestoffer. På basis af observerede redoxforhold i kildeområde, fane og magasinet i øvrigt, er der foretaget en inddeling i 3 zoner med forskelligt nedbrydningspotentiale. Umiddelbart viste nedbrydningsforsøg udført på DHI et potentiale for nedbrydning af tjærestofferne i alle 3 zoner. De indledende simuleringer (scenarium 1-3) for stofferne benzen, 2,6-xylenol og benzothiophen er udført med nedbrydning i alle 3 zoner under anvendelse af de først rapporterede nedbrydningsrater fra nedbrydningsforsøgene. Det ses tydeligt af Tabel 4-1 og bilag 1a-1c, at disse første simuleringer kraftigt undervurderer forureningsudbredelsen for problemstofferne i magasinet. Dette var forventet, da de først rapporterede nedbrydningsrater var overraskende høje. Sideløbende er derfor udført en følsomhedsanalyse for nedbrydningsraterne for 2,6-xylenol, scenarierne 4-5, hvor nedbrydningsraterne er reduceret med hhv. en faktor og en faktor 0. Da tilførslen af stof var justeret ind efter at opnå korrekte koncentrationer i kildeområdet (kildestyrker) i scenarie 1-3, bliver kildestyrken i scenarier med mindre nedbrydning for høje. Tages der højde herfor, ses scenarie 4 fortsat at undervurdere forureningsudbredelsen, mens scenarie 5 giver en bedre overensstemmelse, Tabel 4-1 og bilag 1d-1e. Dette indikerer, at de reelle nedbrydningsrater er væsentlig lavere end de først rapporterede fra nedbrydningsforsøgene. Feltobservationerne viste ingen nedbrydning af benzen baseret på isotopfraktionering og ingen indikationer på nedbrydning af 2,6-xylenol eller benzothiophen i den centrale del af fanen ud til mellem boring DGU nr og svarende til den i modellen indlagte zonegrænse omkring 120 m nedstrøms kildeområdet. Efter dette punkt observeredes indikationer på nedbrydning af benzen og et andet problemstof thiophen. Betydningen af relativt høje nedbrydningsrater i de længst nedstrøms beliggende nedbrydningszoner (den svagt jernreducerede zone og den nitratreducerende zone) ved meget lille nedbrydning i den centrale mest reducerede zone blev undersøgt for 2,6-xylenol i scenarie 6, bilag 1f. Dette scenarium viser, at nedbrydningsraten i den nitratreducerende zone generelt ikke har nogen væsentlig betydning for forureningsudbredelsen, da fanen kun i begrænset grad når ud i den denne zone. Nedbrydningsraten nedstrøms den centrale mest reducerede zone er derimod afgørende for forureningsudbredelsen, da en lav omsætning i redoxzonen resulterer i en forureningsfane med stor udbredelse i strømningsretningen. Marts 2007 side 38 af 42

40 Tabel 4-1: Sammenkædning mellem observationsboringer i model og boringer på lokaliteten, samt observerede hhv. simulerede koncentrationer af stofferne benzen, 2,6-xylinol og benzothiophen. Sted Felt, Måling Simulering Boring (DGU nr./id) Afstand fra / K1 [m] Afstand [m] / -8 Kilde / K / / F5-1 16,8 Udenfor kilde /Pumpeboring 56, / , / F , ( / F4) : formodes beliggende uden for fanen Stof Scenarie/ Sted Felt Simulering 2 2,6-xylenol [µg/l] Simulering 4 Simulering 5 Simulering 6 Simulering , , i.d ,3 Stof Benzen [µg/l] Benzothiophen [µg/l] Scenarie/ Sted Felt Simulering 1 Felt Simulering 3 Simulering 8 7 Simulering , , , , i.d. 0 i.d En nærmere gennemgang (bilag 2) af forsøgsforhold og resultater for nedbrydningsforsøgene /5/ sandsynliggjorde, at der ingen nedbrydning sker af problemstofferne i kildeområdet og den centrale del af forureningsfanen ud til den omtalte zonegrænse, hvorimod der var overbevisende data for nedbrydning for forhold svarende til de nedstrøms zonegrænsen observerede og for nedbrydning i nitratstimulerede batch. I rapporten var givet reviderede nedbrydningsrater og alternative nedbrydningsrater, hvor de batch, hvor nedbrydningen var hurtigst, var fravalgt. På dette grundlag blev det besluttet (se bilag 2), at udføre yderligere 3 modelscenarier, et for 2,6-xylenol, uden nedbrydning før zonegrænsen og med den lavere nedbrydningsrate fra /5/ efter zonegrænsen (7), et tilsvarende scenarium for benzothiophen (8) og et scenarium for benzothiophen Marts 2007 side 39 af 42

41 med en 50 gange lavere nedbrydningsrate nedstrøms zonegrænsen (9). Da det ikke var muligt at vurdere nedbrydningsrater for benzen blev der ikke udført noget nyt scenarium for stoffet. For 2,6-xylenol vurderedes scenarie 5 som repræsentativt for et scenarium med lav nedbrydningsrate nedstrøms zonegrænsen. Baseret på nedbrydningsforsøgene vurderes scenarium 7 og 8 for de mest realistiske scenarier for 2,6-xylenol hhv. benzothiophen. Sammenholdes de simulerede koncentrationsniveauer (under hensyntagen til de for høje kildestyrker) med de målte, Tabel 4-1 og bilag 1g-1h, ses det simulerede koncentrationsniveau i en afstand nedstrøms zonegrænsen svarende til afstanden til F3 ( ) at være lavere end målt i F3. Der ses umiddelbart en bedre overensstemmelse mellem scenarierne 5 og 9 og de målte koncentrationer. Foruden nedbrydningsraten er placeringen af zonegrænsen afgørende for det simulerede koncentrationsniveau, og en mindre ændring af afstanden til zonegrænsen ville give bedre overensstemmelse for scenarium 7 og 8. Variationen i koncentrationer i de enkelte boringer er betydelig, formodentlig som følge af variation i strømningen og dermed forløbet af den meget smalle fane. Der har også været en tidslig udvikling i udvaskningen af fanen. Udvaskningen af de lettest opløselige stoffer som 2,6-xylenol har formodentlig således tidligere været større end i dag, hvilket der ikke tages hensyn til i simuleringerne, og som derfor resulterer i lavere simulerede koncentrationer. Scenarierne 7 og 8 viser et lavt koncentrationsniveau i en afstand svarende til F4 (DGU nr ). Ved worst case scenarierne 5 og 9 simuleres derimod ret høje niveauer af stofferne i denne afstand, i hvilken forureningen ikke er truffet. Dette kan imidlertid skyldes at DGU nr ikke har truffet fanen, som er meget smal. Scenarium 7 og 8 er realistiske scenarier, men det kan ikke på foreliggende grundlag udelukkes at worst case scenarierne også er realistiske. Samlet set er koncentrationsniveau og udbredelse af fanen således meget usikker. Ved væsentligt lavere nedbrydningsrater end i scenarie 7 og 8 ville fanen blive større, med højere koncentrationsniveau, hvilket ville gøre det mindre sandsynligt, at DGU nr ikke skulle have truffet fanen. For benzen og thiophen ville scenarier svarende til scenarium 7 og 8 have givet simulerede udbredelser i fin overensstemmelse med målte koncentrationer. Problemstofferne methylbenzofuraner svarer i udbredelse og nedbrydningspotentiale til benzothiophen, hvorfor de ikke er separat modelleret. I scenarium 5 når forureningsfanen for 2,6-xylenol den sydlige modelrand 400 m syd for kilden med en maksimal fanekoncentration på ca. 60 µg/l. Dette niveau er 120 gange større en kvalitetskriteriet på 0,5 µg/l. Den lave nedbrydning betyder dog, at kildekoncentrationen når et niveau på µg/l, hvilket er 3 gange mere en den observerede koncentration og udgangsniveauet for simuleringerne. Reduceres kildekoncentrationen til det observerede niveau, dvs. med en faktor tre, vil koncentrationen i forureningsfanen ved den sydlige modelrand tilsvarende reduceres med en faktor tre og dermed være på ca. 20 µg/l. Dette niveau er imidlertid fortsat 40 gange højere end kvalitetskriteriet på 0,5 µg/l for 2,6-xylenol. Marts 2007 side 40 af 42

42 Modellen kan ikke med sin nuværende opsætning simulere i hvilken afstand kvalitetskriteriet nås. Derfor foretages i stedet en kvalitativ vurdering af sammenhængen mellem reduktionsfaktoren og afstanden for at vurdere i hvilken afstand kvalitetskriteriet nås. Den maksimale 2,6-xylenolkoncentration i fanen reduceres med en faktor 15 mellem observationspunktet 0 m nedstrøms kilden og modelranden 400 m syd for kilden, scenarium 5 (worst case). Dette svarer til en halveringsafstand på knap 80 m. Reduktionen mellem observationspunktet 200 m nedstrøms kilden og modelranden er en faktor 4, hvilket svarer til en halveringsafstand på 0 m. Anvendes disse værdier som udtryk for fanereduktionen vil kvalitetskriteriet på 0,5 µg/l nås yderligere m nedstrøms den sydlige modelrand, hvor fanenkoncentrationen er reduceret gange, dvs. 900 til 00 meter nedstrøms forureningskilden. I en afstand på 1400 m nedstrøms kilden, svarende til afstanden til vandværket, vil koncentrationen være reduceret yderligere med en faktor -20 og være på niveau med detektionsgrænsen. For benzothiophen konstateres ligeledes et koncentrationsniveau i fanen på 15 µg/l ved modellens sydlige rand i scenarium 9. Denne koncentration kan reduceres med en faktor to for at kompensere for den forhøjede kildekoncentration ved scenariet. For benzothiophen findes ingen værdi for kvalitetskriteriet og der antages derfor en værdi på 0,1 µg/l. For at overholde dette niveau skal fanen reduceres med en faktor 75. For tilsvarende vis som for 2,6-xylenol kan der bestemmes halveringsafstande for benzothiophen på hhv. 130 og 240 m. For at nå en fanekoncentration på under 0,1 µg/l skal fanen reduceres med en faktor 75, hvilket svarer til en afstand på mellem 800 og 1500 m syd for modelranden, eller m nedstrøms forureningskilden. Da vandværket ligger i en afstand på 1400 m nedstrøms forureningskilden ville det være muligt at detektere benzothiophen her, såfremt nedbrydningsraterne var som angivet for dette scenarium. Der er ikke påvist miljøfremmede stoffer på vandværket og worst case scenariet udtrykker dermed et meget konservativt estimat mht. nedbrydning Disse beregninger baseres på forsimplede forudsætninger vedr. omsætning og strømning, men giver en indikation af forureningsfanens udbredelse i worst case situationen. Marts 2007 side 41 af 42

43 5 Referencer /1/ User s Documentation for MODFLOW-96, an update to the U.S. Geological Survey Modular Finite-Difference Ground-Water Flow Model by Arlen W. Harbaugh and Michael G. McDonald U.S. GEOLOGICAL SURVEY Open-File Report /2/ MT3DMS. A Modular Three A Modular Three-Dimensional Multispecies Transport Model Dimensional Multispecies Transport Model By Chunmiao Zheng and P. Patrick Wang /3/ Fyns Amt. Ringe Tjære- og Asfaltfabrik. Gundvandsmodel, prøvepumpning mm. Endelig rapport. Watertech /4/ Geologisk model af RTA-grunden ved Villavej I Ringe. En 3-D geologisk model af kildeområdet og faneområde ved den forurenede grund ved den tidligere Ringe Tjære og Asfalt fabrik på Villavej i Ringe. Knud Erik Klint & Frants von Platen-Hallermund GEUS, 2006 /5/ Anaerobe nedbrydningsforsøg. DHI, 2006 /6/ Naturlig nedbrydning af tjærestoffer i grundvandsmagasinet. Udviklingsprojekt. Feltundersøgelse. M&R, DTU. Marts 2007 side 42 af 42

44 Bilag 1

45 Bilag 1a: Modelresultater for Scenarium 1 Maksimal udbredelse og koncentration [µg/l] af Benzen. Boringer med analyseresultater er vist med sort prik. Parameterværdier: Tilførsel af stof: 7.6 kg/år; T ½, [Fe++(fane)] =11 d; T ½,[Fe++] = 2 d; T ½,[NO3-] = 3 d, Kote 60 m DNN Kote 56 m DNN m 0 m Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN 0 m Koncentration [µg/l] > , ,1

46 Bilag 1b: Modelresultater for Scenarium 2a Maksimal udbredelse og koncentration [µg/l] af 2,6-xylenol. Boringer med analyseresultater er vist med sort prik. Parameterværdier: Tilførsel af stof: 2,3 kg/år; T ½, [Fe++(fane)] =50 d; T ½,[Fe++] = 8 d; T ½,[NO3-] = 8 d, Kote 60 m DNN Kote 56 m DNN m 0 m Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN 0 m Koncentration [µg/l] > , ,1

47 Bilag 1c: Modelresultater for Scenarium 3 Maksimal udbredelse og koncentration [µg/l] af benzothiophen. Boringer med analyseresultater er vist med sort prik. Parameterværdier: Tilførsel af stof: 0,2 kg/år; T ½, [Fe++(fane)] =69 d; T ½,[Fe++] = 19 d; T ½,[NO3-] = 2 d, Kote 60 m DNN Kote 56 m DNN m 0 m Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN 0,1 0 m Koncentration [µg/l] > ,1 0,1

48 Bilag 1d: Modelresultater for Scenarium 4 Maksimal udbredelse og koncentration [µg/l] af 2,6-xylenol. Boringer med analyseresultater er vist med sort prik. Parameterværdier: Tilførsel af stof: 2,3 kg/år; T ½, [Fe++(fane)] =495 d; T ½,[Fe++] = 78 d; T ½,[NO3-] = 76 d, Kote 60 m DNN Kote 56 m DNN m 0 m Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN Koncentration [µg/l] 0 m > ,1 0,1

49 Bilag 1e: Modelresultater for Scenarium 5 Maksimal udbredelse og koncentration [µg/l] af 2,4-xylinol. Boringer med analyseresultater er vist med sort prik. Parameterværdier: Tilførsel af stof: 2,3 kg/år; T ½, [Fe++(fane)] =4951 d; T ½,[Fe++] = 779 d; T ½,[NO3-] = 762 d, Kote 60 m DNN Kote 56 m DNN m 0 m Kote 52 m DNN Kote 48 m DNN 0 Koncentration [µg/l] m > ,1 0,1