ANVENDELSE AF RISIKOVURDERINGSMODEL TIL BESTEMMELSE AF OPRENSNINGSKRITERIUM

Transkript

1 ANVENDELSE AF RISIKOVURDERINGSMODEL TIL BESTEMMELSE AF OPRENSNINGSKRITERIUM Seniorkonsulent Annette Pia Mortensen Fagchef Anders G. Christensen NIRAS A/S Akademiingeniør Jesper Elkjær tidligere Region Hovedstaden Fagleder Carsten Bagge Region Hovedstaden Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

2

3 RESUMÉ Det nødvendige oprensningskriterium ved implementering af ISTD oprensning på en forureningskilde med chlorerede opløsningsmidler er vurderet ved opstilling af en risikovurderingsmodel. Modellen inkluderer strømning og transport i såvel umættet og mættet zone og er anvendt til simulering af forskellige scenarier. Baseret på simuleringerne er det nødvendige oprensningskriterium, der overholder kvalitetskriteriet for det primære magasin, beregnet. Simuleringerne viser, at området hvor ISTD implementeres kan reduceres med ~1500 m 2 ift. det oprindelige afværgedesign, hvilket medfører en skønnet budgetbesparelse på ~15 mill. kr. Endvidere viser simuleringerne, at restforureningen i de underliggende lag vil medføre koncentrationer i det primære magasin over kvalitetskriteriet i en periode på ~30 år. INDLEDNING På MW Gjøes Vej i Reerslev, Hedehusene, har der i perioden fra 1956 til 1977 ligget et skind- og pelsrenseri, hvor der er benyttet tetrachlorethylen (PCE) og ekstraktionsbenzin. Rensevæskerne blev bortskaffet ved udhældning i kloak eller direkte på jorden. En kraftig forurening med chlorerede opløsningsmidler blev konstateret på lokaliteten i Kilden er placeret i et ~10 m tykt morænelersdække, hvorfra forureningen spredes til et underliggende umættet sandlag og videre til det sekundære grundvandsspejl og det underliggende primære kalkmagasin. Således har undersøgelser påvist, at forureningen har spredt sig 2,5 km nedstrøms til Danmarks største kildeplads, Solhøj Kildeplads. Omfattende forureningsundersøgelser er udført på lokaliteten med det formål at opnå en detaljeret beskrivelse af forureningens udbredelse. Undersøgelsen har påvist koncentrationer af chlorerede opløsningsmidler på op til 360 mg/kg TS. Kildeområdet (koncentrationer >0,1 mg/kg TS) vurderes at have en udbredelse på ~5000 m 2, idet den samlede masse er vurderet til ~10 tons chlorerede opløsningsmidler. Københavns Amt og Region Hovedstaden har udført indeklimasikring af husene på lokaliteten samt igangsat oprensning af den umættede zone ved aktiv ventilering og afværgepumpning fra det sekundære magasin. Endelig er det planlagt at fjerne/mindske den terrænnære PCE kilde ved implementering af termisk oprensning (ISTD, In Situ Thermal Desorption), idet denne afværgemetode er velegnet overfor forurening i lerede aflejringer. FORMÅL Formålet med ISTD oprensningen på PCE kilden i moræneleret er at sikre, at forureningen ikke længere udgør en risiko for det primære magasin. Det betyder, at oprensningen af kilden skal være tilstrækkelig til, at fremtidig udvaskning fra en eventuel restforurening i moræneleret ikke resulterer i koncentrationer i det primære magasin over kvalitetskriteriet. Samtidig er det dog væsentligt at tage hensyn til forbrug af energi samt projektets økonomi ved implementeringen af ISTD. Med det formål at bestemme det optimale oprensningskriterium ved implementering af ISTD er der udarbejdet en risikovurdering for området. Risikovurderingen er udført ved at opstille

4 en 3D umættet zone model for området og udføre simulering af forskellige oprensningskriterier. Modellen er endvidere anvendt til at vurdere om den restforurening, der ikke fjernes ved ISTD, vil bidrage til en uacceptabel risiko for det primære magasin. AKTIVITETER Opsætning af model Modellen er opstillet i MODFLOW-SURFACT version 3.0 udviklet af Hydrogeologic Inc. /1/. MODFLOW-SURFACT er en overbygning til MODFLOW koden og inkluderer 3D strømning og transport i såvel umættet og mættet zone. Modellen simulerer strømning og transport af én aktiv fase, der inkluderer advektion, dispersion og diffusion, samt én passiv fase, der udelukkende inkluderer diffusion. I nærværende projekt er vandfasen den aktive fase, hvor der simuleres advektiv transport, og gasfasen er den passiv fase, hvor der simuleres diffusiv transport. Modellen er opstillet for et område på 3x4,5 km, idet modelområdet er drejet 23 i forhold til nord, således at modellens centerlinie svarer til den forventede strømningsretning mellem kildeområdet ved MW Gjøes Vej og Solhøj Kildeplads, se figur 1. Figur 1 Modelområde markeret med rød. Den geologiske model er baseret på tolkningspunkter fra NOVANA modellen suppleret med tolkningspunkter fra lokale undersøgelsesboringer. Efterfølgende er modellen simplificeret til en 4 lags model med en lagfølge på henholdsvis moræneler, sand, ler og kalk. Snit igennem den geologiske model fremgår af figur 2. Den overordnede cellestørrelse i modellen er valgt til 100x100 m, idet der centralt omkring kildeområdet er foretaget en finere diskretisering med cellestørrelser ned til 10x10 m. Vertikalt er modellen inddelt i 22 beregningslag. Denne fine vertikale diskretisering er nødvendig for at tage hensyn til de umættede forhold.

5 Figur 2 Tværsnit igennem den geologiske model. Potentialet i det primære magasin fastholdes langs modelranden svarende til et potentialekort udarbejdet for området. Potentialet viser, at der er frie forhold i kalken under kildeområdet og artesiske forhold ved Solhøj Kildeplads. Under kildeområdet er endvidere registreret et sekundært grundvandsspejl i bunden af sandlaget. Beregning af grundvandsstrømningen er udført stationært, idet der er anvendt en nettonedbør og modelteknisk evapotranspiration på 150 mm/år. Indvinding fra Solhøj Kildeplads og Reerslev Vandværk er inkluderet i modellen, idet der er anvendt middelværdier for den samlede oppumpning. Kalibrering af model Modellen er kalibreret ved at justere de hydrauliske parametre således, at målte og simulerede potentialer stemmer overens. Ved kalibreringen er de mættede hydrauliske ledningsevner for de enkelte geologiske lag justeret. Endvidere er der foretaget kalibrering af de umættede zoneparametre, dvs. umættet hydraulisk ledningsevne og retentionsparametre, for sandlaget. For de øvrige lag er anvendt standardværdier for de umættede zoneparametre. Den kalibrerede model simulerer et vandindhold som vist på figur 3. Af tværsnittet ses, at modellen simulerer de umættede forhold i sandlaget samt de frie forhold i kalken under kildeområdet. Endvidere simulerer modellen det sekundære grundvandsspejl i bunden af sandlaget, idet vandspejlets udbredelse stemmer fint overens med målinger fra boringer i området.

6 Den kalibrerede model vurderes således at beskrive de hydrauliske forhold i området tilfredsstillende. Kildeområde Solhøj Kildeplads Figur 3 Simuleret vandindhold vist dels i et tværsnit igennem modellen (øverst) og dels i bunden af sandlaget (nederst). Mætningsgraden er angivet ved farveskalaen, idet fuldt mættede forhold er angivet ved farven hvid. Modelsimuleringer Med den kalibrerede strømningsmodel er der udført simulering af følgende 3 scenarier: 1. Simulering af nuværende forureningssituation 2. Simulering af forskellige oprensningskriterier 3. Simulering af restforurening

7 Den nuværende forureningssituation er simuleret dels med henblik på at verificere modellen i forhold til målte forureningsdata og dels for at opnå en startsituation for de efterfølgende simuleringer af restforureningen. Ved forureningsundersøgelsen er PCE kilden i moræneleret kortlagt og kontureret i koncentrationer af henholdsvis 0,1 mg/kg; 1 mg/kg; 10 mg/kg og >25 mg/kg. Samme fordeling er anvendt i modellen, idet kildekoncentrationen her er angivet som en konstant porevandskoncentration. Omregningen fra jordkoncentration til porevandskoncentration er udført ved to forskellige metoder. Dels er anvendt en konservativ metode, hvor det antages, at der er fri fase PCE i hele området med jordkoncentration >25 mg/kg, svarende til en porevandskoncentration på 240 mg/l (PCEs vandopløselighed). Dels en mindre konservativ beregningsmetode hvor der anvendes mindre porevandskoncentrationer. For de to metoder bliver den samlede forureningsflux fra moræneleret til den underliggende umættede zone henholdsvis 34,6 kg/år og 14,4 kg/år. Modelsimuleringer med de to beregningsmetoder er sammenlignet med den målte forureningssituation. Simulering af ISTD oprensningen er inddelt i to forskellige scenarier. Først simuleres bidraget fra en restforurening placeret i moræneleret, svarende til at hele PCE kilden ikke fjernes. Der udføres simuleringer med tre forskellige forureningsfluxe på henholdsvis 2,2 kg/år; 0,5 kg/år og 0,07 kg/år. Ved simuleringerne tages der ikke hensyn til den restforurening, som allerede har spredt sig til de underliggende sand- og lerlag og kalkmagasin, og som ikke fjernes ved ISTD oprensningen. Simuleringerne anvendes til at vurdere hvilket oprensningskriterium, der skal anvendes ved implementering af ISTD, for at sikre at kvalitetskriteriet i det primære magasin ikke overskrides. Efterfølgende simuleres bidraget fra den restforurening, som allerede har spredt sig til de underliggende lag (sand, ler og kalk), og som ikke fjernes ved ISTD oprensningen. Her tages der ikke hensyn til et eventuelt fortsat bidrag fra en kilde i moræneleret. Udgangssituationen for denne simulering er den nuværende forureningssituation simuleret i de pågældende lag. Simuleringerne anvendes til at vurdere, om supplerende afværgetiltag overfor restforureningen er nødvendige for at sikre grundvandskvaliteten. Resultatet af simuleringerne er vurderet dels ud fra forskellige koncentrationsplot, dels ud fra simulerede gennembrudskurver i fiktive observationsboringer. I nærværende præsentation er udelukkende inkluderet resultater fra en observationsboring placeret umiddelbart opstrøms Solhøj Kildeplads, der repræsenterer koncentrationen i det primære magasin ved kildepladsen. RESULTATER Simulering af nuværende forureningssituation Simuleringer med de to forskellige metoder til beregning af porevandskoncentration viser, at den mindst konservative metode (svarende til en forureningsflux på 14,4 kg/år) giver resultater, der stemmer bedst overens med den faktiske målte forureningssituation. Forureningsspredningen efter 30 år, svarende til forureningens gennemsnitlige alder, er vist i figur 4 for henholdsvis det sekundære magasin i bunden af sandlaget og det primære kalkmagasin.

8 Figur 4 Simuleret forureningsspredning i det sekundære magasin (øverst) og det primære magasin (nederst) efter 30 år ved en flux på 14,4 kg/år. Grønne celler angiver umættede forhold. Simuleringen stemmer fint overens med de målte data og viser, hvorledes forureningen først spredes ved diffusion i den umættede zone og dernæst ved advektiv transport i det sekundære og primære magasin. I det primære magasin ses en påvirkning ved kildepladsen på ~4 μg/l. Simulering af forskellige oprensningskriterier Der er udført simulering af tre forskellige oprensningskriterier svarende til en samlet flux fra moræneleret på henholdsvis 2,2 kg/år; 0,5 kg/år og 0,07 kg/år. Simuleret koncentration i det primære magasin umiddelbart opstrøms Solhøj Kildeplads er vist i figur 5. Resultaterne viser, at ved en reduktion af fluxen til 2,2 kg/år vil koncentrationsniveauet i det primære magasin ved Solhøj Kildeplads være ~1 μg/l efter 50 år. Reduceres fluxen yderligere vil koncentrationen være <1 μg/l. Fluxen fra moræneleret efter oprensning med ISTD skal således være <2,2 kg/år for at sikre det primære magasin.

9 2.0 Koncentration [µg/l] Flux 2,2 kg/år Flux 0,5 kg/år Flux 0,07 kg/år Tid [år] Figur 5 Simuleret koncentrationsudvikling i det primære magasin i observationsboringen opstrøms Solhøj Kildeplads. Den samlede forureningsflux for forskellige oprensningskriterier er beregnet, idet den konservative beregningsmetode af porevandskoncentrationen er anvendt for at give øget sikkerhed. Beregninger viser, at reduceres kildeområdet afgrænset af 10 mg/kg konturen (i alt 1320 m 2 ) til 1 mg/kg bliver den samlede forureningsflux fra moræneleret 1,2 kg/år. Oprenses det samme område helt ned til 0,1 mg/kg bliver forureningsfluxen 0,7 kg/år. Begge oprensningskriterier medfører således en forureningsflux mindre end de simulerede 2,2 kg/år og vil derfor resultere i koncentrationer i det primære magasin <1 μg/l. Det oprindelige afværgedesign antog, at området afgrænset af 1 mg/kg konturen (i alt 2830 m 2 ) skulle reduceres til 0,1 mg/kg. Dette oprensningskriterium ville medfører en flux på 0,2 kg/år fra moræneleret og dermed en koncentration i det primære magasin betydeligt under 1 μg/l. Ved kun at oprense området afgrænset af 10 mg/kg reduceres området, hvor ISTD skal implementeres, således med ~1500 m 2 ift. det oprindelig design. Dette giver en samlet budgetbesparelse på ~15 mill. kr. Simulering af restforurening Der er udført simulering af den restforurening, som allerede har spredt sig til de underliggende lag, og som derfor ikke påvirkes af ISTD oprensningen. Formålet med simuleringen er at undersøge, om denne restforurening vil udgøre en risiko for det primære magasin. Ved simuleringen er der ikke taget højde for den forurening, der allerede er fjernet ved ventilation og afværgepumpning. Simuleringen af koncentrationsudviklingen i det sekundære magasin viser, at restforureningen i den umættede zone spredes til et stort areal grundet diffusion. Denne spredning betyder imidlertid også, at der sker en kraftig fortynding. I figur 6 er koncentrationsprofilet i det sekundære magasin vist 50 år efter fjernelse af kilden.

10 Figur 6 Simuleret koncentrationsudbredelse i det sekundære magasin efter 50 år pga restforureningen. I det primære magasin opstrøms Solhøj Kildeplads simuleres en koncentrationsudvikling som vist på figur 7. Restforureningen vil således medføre en koncentration over kvalitetskriteriet for grundvand (>1 μg/l) i en periode på ~35 år efter ISTD oprensningen. Forureningsniveauet vil toppe efter ~10 år og først efter ~35 år vil koncentrationsniveauet være < 1 μg/l. 6 5 Koncentration [µg/l] Restforurening Tid [år] Figur 7 Simuleret koncentrationsudvikling af restforurening i det primære magasin ved Solhøj Kildeplads. DISKUSSION Det samlede forureningsbidrag efter udførelsen af ISTD vil bestå af to bidrag: 1. Bidrag fra den restforurening, der efterlades i moræneleret efter udførsel af ISTD. Dette bidrag afhænger af det valgte oprensningskriterium. 2. Bidrag fra den restforurening, der efterlades i det underliggende sand- og lerlag og kalkmagasin, og som ikke fjernes ved ISTD. Dette bidrag vil afhænge af effekten af de afværgetiltag, der allerede er udført på lokaliteten.

11 Simuleringerne viser, at ved at udføre ISTD oprensning på området afgrænset af 10 mg/kg konturen, vil restforureningen i moræneleret bidrage med en koncentration <1 μg/l i det primære magasin. Restforureningen, der efterlades i de underliggende lag, vil imidlertid i en årrække efter udførelsen af ISTD oprensningen bidrage betydeligt til koncentrationsniveauet i såvel det sekundære og primære magasin. Forureningen vil spredes i det sekundære magasin til et stort område, men vil også blive betydelig fortyndet. Simuleringen viser, at koncentrationsniveauet i det primære magasin vil være <1 μg/l efter ~35 år. Den eksakte tidsperiode vil dog afhænge af de afværgeforanstaltninger, der allerede er udført på lokaliteten, og som ikke er medtaget i simuleringerne. Supplerende afværgetiltag overfor denne restforurening må dog forventes i en længere periode. KONKLUSION Der er opstillet en risikovurderingsmodel til simulering af effekten af ISTD oprensning på en forureningskilde med chlorerede opløsningsmidler. Med modellen er det nødvendige oprensningskriterium simuleret og dermed størrelsen af det område, hvor ISTD skal implementeres. Sammenlignet med det oprindelige design er arealet, hvor ISTD implementeres, reduceret med ~1500 m 2. Denne reduktion betyder en samlet budgetbesparelse på ~15 mill. kr. Simuleringerne viser, at den restforurening, som allerede har spredt sig til de underliggende lag og derfor ikke fjernes i forbindelse med ISTD oprensningen, vil udgøre en risiko for det primære magasin i en periode på ~35 år. Supplerende simuleringer planlægges udført til vurdering af den bedste supplerende afværgestrategi ift. denne restforurening. Den præsenterede risikovurderingsmodel simulerer strømning og transport i såvel den umættede og mættede zone og inkluderer således den spredning, der foregår i den umættede zone pga. diffusion. Tilsvarende resultat kunne ikke være opnået med en traditionel grundvandsmodel eller en mere simpel 1D umættet zone model. REFERENCER /1/ Modflow-Surfact Software (Version 3.0). Overview: Installation, registration, and running procedures. Hydrogeologic, Inc. VA, USA.

12

13 PROJEKTERINGSPARAMETRE FOR AFVÆRGE Fagleder Mads Georg Møller Afdelingsleder Jens Peter Nielsen Projektleder Jakob Skovsgaard Rasmussen Rambøll Danmark Projektleder Christian Andersen Videncenter for Jordforurening Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

14

15 RESUMÉ Videncenter for Jordforurening har i 2007 udgivet et afværgekatalog omfattende en beskrivelse af 22 afværgemetoder. Nærværende projekt er en udvidelse af dette katalog. I projektet er der opstillet en matrix over sammenhængen mellem forskellige projekteringsparametre og afværgemetoder. I matrix er hver enkelt projekteringsparameter kategoriseret som essentiel, sekundær eller uden betydning i forhold til afværgemetoderne. Projekteringsparametrene er beskrevet på op til tre undersøgelsesniveauer (kategori 1, 2 og 3), idet der er udarbejdet metodebeskrivelser og arbejdssedler for bestemmelse af hver projekteringsparameter for hver kategori. Projektet skal medvirke til, at projekteringsparametre kan undersøges bedre og tidligere i projektforløbet, således at der i forureningsundersøgelser skabes en bedre sammenkobling mellem undersøgelsesfasen og afværgefasen. INDLEDNING OG BAGGRUND Forureningsundersøgelser er traditionelt fokuseret på en afklaring af grundens forureningsmæssige historie, og der er derfor i et undersøgelsesforløb et naturligt bagudrettet fokus. Dette har den konsekvens, at der sjældent tænkes en mulig fremtidig afværgeforanstaltning ind i selve undersøgelsesfasen. For at kunne foretage de rigtige prioriteringer af grunde til afværge og de rigtige beslutninger omkring valg af afværgemetode, skal der på beslutningstidspunktet foreligge en række data - kendt som projekteringsparametre. Hvis projekteringsparametrene ikke er indsamlet, når sagen overgår fra undersøgelsesfasen til afværgefasen, vil det være nødvendigt at gennemføre supplerende undersøgelser, alene med det formål at indsamle disse projekteringsparametre. Såfremt de relevante projekteringsparametre ikke indsamles risikeres det, at udbudsmaterialet for afværge bliver udarbejdet i forhold til en uhensigtsmæssig afværgemetode. Det er derfor vigtigt at tænke undersøgelsen af projekteringsparametre ind på et tidligere tidspunkt i undersøgelsesforløbet - fra opstart af undersøgelse til implementeret afværge. Dette vil optimere undersøgelsesforløbet og potentielt skære et led af sagsbehandlingen, og hermed betyde en økonomisk besparelse for bygherren. Rambøll har sammen med Videncenter for Jordforurening igangsat et udviklingsprojekt, der skal indgå som et supplement til det eksisterende Afværgekatalog /ref. 1/. Projektet er ledet af VJ, med repræsentation af alle 5 regioner og Oliebranchens Miljøpulje (OM) i en styregruppe. Rambøll er projektleder, mens de 8 rådgivende firmaer Orbicon, DMR, DGE, COWI, Krüger, Grontmij-Carl Bro, NIRAS og GEO deltager som underrådgivere i projektet. Projektet er igangværende og forventes færdig august I projektet udarbejdes der en beskrivelse af indsamlingen af projekteringsparametre på tre forskellige niveauer, hvilket giver mulighed for, at projekteringsparametrene kan bestemmes på et simpelt niveau inden for en rimelig tid og økonomi tidligt i undersøgelsesforløbet, samt at parametrene løbende kan bestemmes mere detaljeret og præcist, såfremt parametrene vurderes at have afgørende betydning for undersøgelsen og en eventuel afværge.

16 Foruden en tidligere indsamling af projekteringsparametre er det vigtigt, at parametrene indsamles efter en almindeligt anerkendt standard, og en væsentlig del af projektet er derfor etablering af en de facto dansk standard baseret på best practice. Projekteringsparametre bestemt efter denne standard skal kunne accepteres af myndigheder, rådgivere og entreprenører. I nedenstående figur 1 er det overordnet vist, hvordan projekteringsparametrene skal sikre en bedre overgang fra undersøgelsesfasen til afværgefasen. Velbeskrevne paradigmer for undersøgelser VJ - Afværgekatalog V1 V2 Omfattende Af værge Undersøgelse af projekteringsparametre på tre niveauer Kategori 1 Kategori 2 Kategori 3 VJ Projekt; Håndbog med paradigmaer for udvælgelse og undersøgelse af projekteringsparametre Figur 1 Indsamling af projekteringsparametre i et undersøgelsesforløb med fokus på at opnå en bedre kobling mellem undersøgelsesfasen og afværgefasen VISION OG FORMÅL MED PROJEKTET Nærværende projekt skal indgå som et appendiks til Afværgekataloget /1/. Projektet er opbygget, så det på et senere tidspunkt vil være muligt, at projekteringsparametrene lægges ind i både matrix og database i det net-baserede afværgekatalog, således at den nuværende screening af potentielle afværgemetoder også foretages på baggrund af en vurdering af de bestemte projekteringsparametre. Visionen med projektet er defineret som: At tilvejebringe et tilstrækkeligt beslutningsgrundlag, for planlægning og udbud af undersøgelser med henblik på udvælgelse og etablering af optimale afværgeløsninger. Projektets formål er: at tilvejebringe en dansk best practice for bestemmelse af projekteringsparametre til udvælgelse og projektering af afværge

17 at bestemmelse af projekteringsparametre i højere grad udføres allerede som en del af de indledende eller afgrænsende undersøgelser at højne sandsynligheden for succes på den enkelte afværge at forbedre grundlaget for en korrekt prisbaseret prioritering af projekter til afværge at forbedre muligheden for overdragelse af undersøgelser/afværge i hele projektforløbet både mellem konsulenter og mellem sagsbehandlere internt i regionerne Der er i projektet defineret følgende målgrupper: Medarbejdere i regionerne, der beskæftiger sig med indledende og videregående forureningsundersøgelser, afværgetiltag og prioritering Rådgivere og entreprenører Professionelle aktører, der optræder som bygherre inden for forurenet jord og grundvand som f.eks. OM, store developere, olieselskaber etc. En sagsbehandler skal med det opdaterede Afværgekatalog i hånden, løbende kunne afklare muligheder for anvendelse af potentielle afværgemetoder, ved at bestemme de projekteringsparametre, der er afgørende for om metoderne kan give succes på den enkelte lokalitet. Sagsbehandleren har endvidere med kataloget sikret sig, at de indsamlede data lever op til branchens best practice, hvilket vil betyde, at skift mellem rådgivere og fra rådgiver til entreprenør, ikke automatisk udløser krav om supplerende undersøgelser. De indsamlede projekteringsparametre kan løbende anvendes til udelukkelse af afværgemetoder, således at fokus tidligt i undersøgelsesforløbet kan rettes mod de afværgemetoder, der med størst sandsynlighed vil kunne sikre opfyldelse af målet med afværgen. For rådgivere og entreprenører skal kataloget være et opslagsværk og en reference for god kvalitet i det udførte arbejde, mens kataloget for den professionelle bygherre skal sikre en større kvalitet og sammenhæng, i det arbejde bygherren får udført. BESKRIVELSE AF PROJEKTET Projektets hovedprodukter er: Identifikation af vigtige projekteringsparametre for udvalgte afværgemetoder Udarbejdelse af metodebeskrivelser og arbejdssedler for bestemmelse af udvalgte projekteringsparametre Skematisk sammenstilling af afværgemetoder, vigtige projekteringsparametre og metode til bestemmelse af disse Ovenstående materiale indarbejdes samlet i et appendiks til Afværgekataloget /ref. 1/.

18 Matrix Metodebeskrivelser og arbejdssedler Projekteringsparametre Nr. Afværgemetoder og kategorier Parameter betegn. Metode 1 Metode 2 1 X 2 X X X 3 X x 4 X X 5 x 6 x x x x 7 x X x 8 X X X 9 X x 10 X X 11 x 12 x x x 13 x X 14 X 15 X X X x 16 X x 17 X X 18 x 19 x x x x 20 X 21 X X X 22 X x 23 X X 24 x 25 x X x 26 X X X 27 X x Metode 3 Osv. Kategori 1 Kategori 2 Kategori 3 Metodebeskrivelser for hver parameter på 3 niveauer (Kategori 1,2, og 3) Metode beskrivelse Metode KATEGORI beskrivelse 1 Metode KATEGORI beskrivelse 2 KATEGORI 3 Arbejdssedler for hver parameter på 3 niveauer (Kategori 1,2, og 3) Arbejdsseddel Arbejds- KATEGORI seddel 1 Arbejds- KATEGORI seddel 2 KATEGORI 3 Figur 2 Grundelementer i projektet og sammenhæng mellem matrix, metodebeskrivelser og arbejdssedler I ovenstående figur 2 er grundelementerne i projektet vist, og i det følgende er elementerne og arbejdsprocessen for projektet beskrevet. Udvælgelse af afværgemetoder Det er i projektet valgt at beskrive væsentlige projekteringsparametre for nedenstående 8 afværgemetoder. Metoderne er udvalgt efter Styregruppens ønske om at få beskrevet projekteringsparametre for de mest anvendte afværgemetoder i Danmark først. 1. Afværgeoppumpning (Pump & Treat) 2. Afgravning/opboring 3. Termisk opvarmning (ISTD) 4. Flerfaseekstraktion 5. Kemisk Oxidation 6. Stimuleret nedbrydning (SRD) 7. Ventilering (passiv og aktiv) 8. Naturlig nedbrydning Udpegning, beskrivelse og kvalitetssikring af de vigtige projekteringsparametre for de 8 udvalgte afværgemetoder er foretaget af de tidligere nævnte 8 underrådgivere. Det betyder, at de metodebeskrivelser og arbejdssedler der udarbejdes i projektet for de enkelte parametre, vil have en kvalitet, der udgør en generelt accepteret best practice inden for den danske rådgiver- og entreprenørbranche.

19 Definition af projekteringsparametre I projektet er der i alt indsamlet 63 væsentlige parametre i forhold til de 8 udvalgte afværgemetoder. Det er valgt at opdele parametre for design af afværgeforanstaltninger i følgende tre parametertyper, således at der herefter er: 27 Projekteringsparametre 10 Undersøgelsesparametre 26 Afledte og beregnede parametre Projekteringsparametre er defineret som fysiske, biologiske eller kemiske parametre, der grundlæggende skal kunne måles i en defineret enhed (SI-enhed) eller en størrelsesorden. Bestemmelse af projekteringsparametre bruges til afklaring af, hvilken form for afværgemetoder, der er mulig og giver væsentlige oplysninger, der bruges til dimensionering af afværgemetoderne. Projekteringsparametrene bestemmes normalt ikke automatisk i et traditionelt undersøgelsesforløb. Metoden til bestemmelse af en projekteringsparameter er ikke lokalitetseller metodeafhængig. Metoden til bestemmelse af parameteren vil således kunne anvendes generelt i alle undersøgelser på alle lokaliteter. Undersøgelsesparametre er parametre, der almindeligvis bestemmes i en god forureningsundersøgelse, som det for eksempel beskrevet i ref. /2/. Afledte og beregnede parametre er parametre, som kan udregnes eller vurderes ud fra de bestemte projekteringsparametre, undersøgelsesparametre og viden om specifikke afværgemetoder. Afledte eller beregnede parametre vil normalt altid kunne bestemmes ved skrivebordet. Undersøgelsesparametre og afledte/beregnede parametre er ikke behandlet yderligere i dette projekt. Metodebeskrivelser og arbejdssedler Metoderne til indsamling af projekteringsparametre, kan strække sig fra simple målinger udført i forbindelse med forureningsundersøgelser, til udførsel af laboratorietests eller pilottest med avanceret udstyr. Der er derfor behov for at opdele indsamlingen af de forskel-lige parametre i 3 forskellige kategorier, gradueret med baggrund i omfang, økonomi og krav til kompetence og specialudstyr som vist i tabel 1. En parameterundersøgelse på kategori 1 er en simpel måling for at få en indikation af en parameter, mens en kategori 2 undersøgelse er en mere omfattende test, og endelig er en kategori 3 undersøgelse af en parameter, der er en avanceret undersøgelse, der kræver særligt udstyr og specialkompetence.

20 Kategori for projekteringsparameter Økonomi Beskrivelse 1 < kr. De simple test, der kan udføres som en del af almindeligt feltarbejde under en forureningsundersøgelse kr. En test der kræver særligt udstyr, kompetence og måske 1-2 dages feltarbejde 3 > kr. Den avancerede test eller pilotoprensning der kræver tid, avanceret udstyr og stor kompetence Tabel 1 Opdeling af bestemmelse af en projekteringsparameter i tre kategorier Om en undersøgelse af en projekteringsparameter hører til i en kategori 1, 2 eller 3, baseres alene på udførelsen af én undersøgelse af den pågældende parameter, og ikke summen af flere af de samme undersøgelser af den pågældende parameter på den samme lokalitet. I de tilfælde, hvor projekteringsparametrene inden for en kategori kan bestemmes med mere end en undersøgelsesmetodik, er der i projektet kun foretaget en beskrivelse af den undersøgelsesmetodik, der vurderes bedst egnet eller alternativt er billigst at udføre. Formålet med opdeling i tre kategorier er at give mulighed for, at projekteringsparametrene kan bestemmes på et simpelt niveau inden for en rimelig tid og økonomi tidligt i undersøgelsesforløbet, samt at parametrene løbende kan bestemmes mere detaljeret og præcist, såfremt parametrene vurderes at have afgørende betydning for undersøgelsen og en eventuel afværge. For hver projekteringsparameter er der udarbejdet en metodebeskrivelse og en arbejdsseddel, der beskriver, hvorledes parameteren bedst bestemmes. Hvor parameteren kan bestemmes i flere kategorier, er der udarbejdet separate metodebeskrivelser og arbejdssedler for hver kategori. Både metodebeskrivelse og arbejdsseddel er udformet, så de direkte kan anvendes i felten af feltfolk, uden at de er specialister inden for afværge. Metodebeskrivelserne indeholder de nødvendige beskrivelser og tegninger for korrekt indsamling af parameteren, og der er angivet vejledning i indsamling og håndtering af data. Arbejdssedler er udformet, så de i logisk form sikrer registrering af alle relevante data. I de tilfælde, hvor det kan være relevant at udføre flere af de samme undersøgelser for at bestemme en projekteringsparameter på en given lokalitet, er dette anført i vejledningen og på arbejdssedlen, idet der er opstillet en række spørgsmål, som brugeren af vejledningen skal tage stilling til, for bedre at kunne vurdere antallet af undersøgelser. Opstilling af matrix med projekteringsparametre, afværgemetoder og kategorier: I omstående tabel 2, er vist første udkast til matrix for projekteringsparametre, afværgemetoder og kategorier. I matrixen er angivet 27 projekteringsparametre, der er vurderet som afgørende projekteringsparametre for de 8 afværgemetoder. Matrix vil løbende kunne suppleres med nye projekteringsparametre og nye afværgemetoder.

21 I matrixen er der foretaget en kort beskrivelse af parameteren, og der er angivet, hvilke afværgemetoder parameteren er relevant overfor, samt hvilke kategorier parameteren kan bestemmes på. Der er endvidere foretaget en vurdering af parameterens væsentlighed i forhold til den enkelte afværgemetode i form af en klassificering af, om parameteren udgør en essentiel parameter (bør bestemmes), eller om parameteren er en sekundær projekteringsparameter (kan med fordel bestemmes). Der er i første omgang udvalgt 13 af de 27 projekteringsparametre, hvortil der er udarbejdet metodebeskrivelser og arbejdssedler. For de resterende 14 projekteringsparametre, hvor der i første omgang ikke udarbejdes metodebeskrivelser og arbejdssedler, er der foretaget en kort beskrivelse af hver af parametrene. Nr Parameter betegnelse Måles i enhed Metode Beskrivelse Afværgepumpning P&T Afgravning og opboring Termisk (ISTD og damp) Flerfase ekstraktion Kemisk oxidation/reduktion Stimuleret nedbrydning (SRD) Ventilering (aktiv og passiv) Naturlig nedbrydning Kategori Afværgemetoder X 1 Nedbrydningsrate, umættet zone mg stof/d kg Laboratorie / Undersøge hvor stor en mikrobiel aktivitet, der er i den umættede zone X X Feltforsøg 2 Nedbrydningsrate, mættet zone mg stof/d kg Laboratorie / Undersøge hvor stor en mikrobiel aktivitet, der er i den mættede zone (bestemmes evt. på baggrund af X X X Feltforsøg compound-specific isotope analysis (CSIA), batch/kolonne (lab), biotraps, fuldskala monitering, push-pull test) (T) X 3 Retardation (R) Forhold Laboratorie / Stofhastighed i forrhold til vandhastighed (bestemmes evt. på baggrund af organisk stof (fom/foc), X X Feltforsøg adsorptionsisoterm (lab), kolonneforsøg (lab)) (P) X 4 Transmissivitet/Hydrauliske ledningsevne m²/sek og m/s Feltforsøg Undersøge den hydrauliske ledningsevne i mættet zone. (Estimat fra kornkurve (d10), Slug test, X X X X X X Pumpetest/prøvepumpning, tracerforsøg) (P) 5 Magasinkoefficient Feltforsøg Mængden af vandafgivelse ved trykfald X (p) 6 Lækagekoefficient l/s Feltforsøg Vandafgivelse fra oven- (og underliggende) mindre permeable lag X (P) 7 Strømninghastighed af fri fase Feltforsøg Det skal undersøges hvor hurtigt den fri fase strømmer til boringerne (bestemmes evt. på baggrund af en X baildown test eller som mere komplekse testsforløb) 8 Influensradius for donor/oxidationsmiddel m Feltforsøg Bestemmelse af influens radius for den tilsatte donor/oxidationsmiddel X X 9 Permeabilitet umættet zone (horisontal m² Feltforsøg Undersøge luftgennemstrømning i umættet zone. (Trinvis varieret prøvepumpning til fastlæggelse af X X X X X og vertikal) flowkarakteristik for et ventilationsdræn- eller boring) 10 Hydraulisk ledningsevne umættet zone m²/sek Feltforsøg Porevandshastighed (umættet zone). (bestemmes evt. på baggrund af estimat fra N, Estimat(ks) fra fraktion af X X ler, Estimat fra retentionskurve, Måling i lab.) 11 Jordens styrke kn/m² / friktionsvinkel Feltforsøg Måling med vingeforsøg eller lignende X X x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 12 Fysiske egenskaber af fri fase Viskositet Laboratorie Densitet, viscositet, flygtighed og opløselighed X 13 Jordens naturlige vandindhold % Laboratorie Bestemmelse af naturligt vandindhold X X X X X 14 Jordens indhold af organisk materiale % Laboratorie / Måling af det organiske indhold i jorden X X X X X X X Feltforsøg (P) 15 Redoxforhold umættet zone Specifikke enheder Analyselaboratorium Bestemmelse af ilt, kuldioxid, svovbrinte og metan i jordluft for vurdering af redox forhold. X X X X x x x x x x x x 16 Redoxforhold mættet zone Specifikke enheder Analyselaboratorium Bestemmelse af ilt, nitrat, jern (II), sulfat, metan, ph (buffer kapacitet), redoxpotentiale mv. i vand (og evt. X X X X X jord) for vurdering af redox forhold. (T) 17 Kvælstof og Fosfor Mg/kg Analyselaboratorium Sediment og/eller grundvand - basis for biomassevækst X X X (T) 18 NOD Specifikke enheder Analyselaboratorium Bestemmelse af jordens oxidationsforbrug (TOC, BOD, COD) X X x x x x x 19 Isotopfraktionering Forhold Special laboratorie Fraktionering af stabile isotoper C13/C12 kan dokumentere i hvilken grad der forekommer naturlig nedbrydning. X X x x 20 Specifikke nedbrydere Antal og art Special laboratorie Kvantificering af specifikke bakterier som vides at nedbryde forureningskomponenter såvel som nedbrydningsprodukter. Sediment og/eller grundvand X (T) X X x x 21 Geokemi/Carbonatsystemts parametre mg/l, ph Analyselaboratorium Boringskontrol inkl. carbonatsystem mv. med henblik på at evaluere udfældninger X X X X x x 22 Jordens densitet kg/m³ Analyselaboratorium X X x 23 Frigivelse af metaller mm. mg/l Laboratorieforsøg Forsøg med oxidationens indvirkning på udvaskning af metaller (frigivelse), koncentrationer 24 Strømningsfordeling i mættet zone % Feltforsøg/Flowlog Højpermeable intervaller i sandlag kan medføre problemer med vandindtrængning X (P) X X X X X x x x x 25 Differenstryk Pa Feltforsøg/Datalogger Undersøgelse af differenstrykvariationer i jordluften (umættet zone) i forhold til atmosfæren X x x 26 Kornstørrelse Laboratorie Kornfordelingskurve X X x x 27 Ethen og Ethan mg/l Laboratorie Laboratorieanalyse på vandprøve X X x Parameter hvor der er udarbejdet metodebeskriveler og arbejdssedler i dette projekt. For de øvrige parametre er udarbejdet en kort beskrivelse X Essentiel projekteringsparameter - bør bestemmes X Sekundær projekteringsparameter - kan med fordel bestemmes Tabel 2 Første udkast til samlet matrix med projekteringsparametre, afværgemetoder og kategorier PERSPEKTIVERING Nærværende projekt har givet ideer til følgende videre arbejder: Afholdelse af temadag for rådgivere og myndighedspersoner med henblik på at vinde accept og anvendelse af metodik, arbejdssedler og metodebeskrivelser

22 Indarbejdelse i VJs net-baserede afværgekatalog Udarbejdelse af metodebeskrivelser og arbejdssedler for de resterende 14 projekteringsparametre Udvidelse af matrix for projekteringsparametrene, så den kommer til at indeholde samtlige kendte afværgemetoder Løbende supplering af matrix med nye relevante projekteringsparametre LITTERATUR /1/ Afværgekatalog, Videncenter for Jordforurening, Teknik og Administration, Nr /2/ Checklister ved undersøgelser, Videncenter for Jordforurening, Teknik og Administration, Nr

23 IDEKATALOG FOR UDVÆLGELSE AF AFVÆRGEFORANSTALTNINGER TIL SIKRING AF INDEKLIMA I NYBYGGERI Civilingeniør Marianna I. E. Pedersen Region Hovedstaden Projektleder Christian Buck COWI A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

24

25 RESUMÉ Region Hovedstaden og COWI har i et samarbejde foretaget en overordnet vurdering af forskellige byggetekniske foranstaltningers egnethed til vedvarende sikring af indeklima i nybyggeri på forurenede lokaliteter. Formålet har været at bidrage til en fælles forståelse for, hvilke overvejelser der bør foretages i valget af en byggeteknisk foranstaltning. Overordnet er det vurderet, at passive foranstaltninger som udgangspunkt er mest egnede ved nybyggeri af parcel-/rækkehus. Ved nybyggeri af boligblokke er det overordnet vurderet, at både passive og aktive foranstaltninger som udgangspunkt er egnede. Det fremhæves, at en korrekt sag altid skal underkastes en konkret vurdering. INDLEDNING Ifølge jordforureningsloven skal der gives en såkaldt 8-tilladelse, når der på en kortlagt ejendom skal udføres bygge-/anlægsarbejde, eller hvis arealanvendelsen ændres til følsom arealanvendelse. Et projekt, der vedrører nybyggeri på en kortlagt ejendom, kan resultere i, at der i en 8-tilladelse må stilles krav til, at der etableres byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima. Den byggetekniske foranstaltning vælges som udgangspunkt først, hvis det ikke er muligt at afværge en risiko i forhold til indeklimaet ved at fjerne forureningen eller ved at bygge uden for det forurenede område. Ofte vil bygherre, miljørådgivere og myndigheder have forskellige synsvinkler på, hvorvidt en given byggeteknisk foranstaltning er egnet. Derfor har Region Hovedstaden og COWI i et samarbejde vurderet egnetheden af forskellige byggetekniske foranstaltninger ud fra principielle betragtninger. Det overordnede formål med arbejdet har været at bidrage til, at der hos myndigheder, miljørådgivere og bygherrer bliver skabt en fælles forståelse for, hvilke overvejelser, der bør foretages i forbindelse med valget af en byggeteknisk foranstaltning. I forlængelse heraf gøres der opmærksom på, at valg af en byggeteknisk foranstaltning altid skal underkastes en konkret vurdering i hver enkelt sag. Region Hovedstaden og COWI fralægger sig derfor ansvar for de skitserede foranstaltningers funktionalitet i konkrete sager. I denne artikel er en del af vurderingerne vedrørende de forskellige byggetekniske foranstaltninger beskrevet. Først er fremgangsmåden for vurderingerne samt forudsætningerne herfor beskrevet. FREMGANGSMÅDE FOR VURDERING SAMT FORUDSÆTNINGER Udgangspunktet for vurderingerne har været en liste over de mest anvendte byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima ved nybyggeri. De byggetekniske foranstaltninger er ud fra principielle betragtninger indbyrdes blevet vurderet i forhold til 2 typer byggerier: Et nybyggeri af et parcel-/rækkehus på henholdsvis en svag og en kraftig forurenet lokalitet. Et nybyggeri af en boligblok på henholdsvis en svag og en kraftig forurenet lokalitet.

26 En svag forurening er defineret som en forurening, hvor risikoberegninger viser en mindre overskridelse af kriteriet for følsom arealanvendelse, og hvor usikkerheden på beregningerne kommer den fremtidige beboer til gavn, altså et forsigtighedsprincip. En kraftig forurening er defineret som en forurening, hvor beregninger viser en klar overskridelse af kriteriet for følsom arealanvendelse. I vurderingerne af foranstaltningernes egnethed er der forudsat følgende: Jord- og/eller grundvandsforureninger er oprenset i det omfang, det er muligt og krævet af myndighederne. Overvejelser omkring bygningens placering og dens anvendelse er foretaget, således der så vidt muligt ikke bygges ovenpå forureningen. Der foreligger et godt kendskab til forureningerne (herunder komponenter, egenskaber, koncentrationer, omfang etc.). Forholdene for den byggetekniske foranstaltning er optimale (geologiske forhold, grundvandsstand etc.) Beregninger dokumenterer, at den byggetekniske foranstaltning til sikring af indeklima nedbringer afdampningen til under afdampningskriterium Gældende normer, regler og love inden for byggeområdet med hensyn til f.eks. udformning, materialer og tilslutninger er overholdt. Udover at ovenstående forudsætninger skal være på plads ved valget af en afværgeforanstaltning, er det vigtigt at foranstaltningen er robust. Robustheden er det, der sikrer, at den byggetekniske foranstaltning til stadighed opretholder sin funktionalitet. Robustheden kan dække over en række aspekter, såsom krav til drift og vedligeholdelse, fremtidige ændringer i boligen eller andre hændelser, der kan medføre, at effektiviteten af foranstaltningen mindskes. RESULTATER De foranstaltninger, der er foretaget vurderinger på, er angivet i tabel 1 og de overordnede principper for de byggetekniske foranstaltninger er angivet i tabel 2. Tabel 1 De byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima, som der i samarbejdet er blevet vurderet Passive foranstaltninger Bygning på pæle Krybekælder over/under jord passiv ventileret Dobbeltdæk passiv ventileret P-kælder passiv ventileret Dræn (1-strengsystem) i kapillærbrydende lag passiv ventileret Dræn (2-strengssystem) i kapillærbrydende lag passiv ventileret Membran Aktive foranstaltninger Krybekælder over/under jord aktiv ventileret Dobbeltdæk aktiv ventileret P-kælder aktiv ventileret Dræn (1-strengsystem) i kapillærbrydende lag aktiv ventileret Dræn (2-strengssystem) i kapillærbrydende lag aktiv ventileret

27 Tabel 2 De overordnede principper for de byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima. Foranstaltninger Bygning på pæle Krybekælder over/under jord De overordnede principper af de byggetekniske foranstaltninger Pælebyggeri, der har en sådan udformning, at bygningen løftes fri af terrænet, således at der er mulighed for et tilstrækkeligt luftskifte under bygningen. En krybekælder er et mindre hulrum mellem gulvkonstruktionen og jordoverfladen eller et bunddække med ringe beskyttelse. En krybekælder over jord kan etableres med ventilerede rum ved at isætte riste i yderfundamentet. Hvis krybekælderen etableres under jord, kan ventileringen af kælderen ske ved f.eks. at etablere et luftindtag via svanehals i terræn og et afkast over tag. Der må ikke forekomme gennemgående skilleflader af hensyn til spredningsveje. Dobbeltdæk Gulvkonstruktion, hvor der etableres et terrændæk og et overliggende gulvdæk med mindre hulrum imellem. Hulrummet mellem de to terrændæk ventileres enten passivt eller aktivt. Der må ikke forekomme gennemgående skilleflader af hensyn til spredningsveje. P-kælder Dræn (1-strengsystem) i kapillærbrydende lag Dræn (2-strengssystem) i kapillærbrydende lag Membran En parkeringskælder under en bygning, der etableres med aktiv eller passiv ventilering. Der skal etableres en ventileret mellemgang mellem kælder og beboelsesdel, for at hindre den forurenede luft i at komme op i overliggende beboelse(r). Mellemgangen skal være aflukket.. Et 1-strengssystem består af et kapillærbrydende lag under gulv, hvori der er lagt et dræn. Drænet udluftes f.eks. via en eller flere svanehalse i terræn. Et 2-strengssystem består af et kapillærbrydende lag under gulv, hvori der er lagt to separate dræn. Drænene udluftes ved, at der trækkes luft ind under bygning via det ene dræn, og udluftes gennem det andet. En membran består af et ugennemtrængeligt lag af f.eks. plastik eller ler, som etableres under den planlagte bygning for at forhindre en afdampning til indeklima. Plastmembraner kan også monteres oven på eller i gulvkonstruktionen. Vurdering af byggetekniske foranstaltninger til nybyggeri af parcel-/ rækkehuse For parcel-/rækkehuse er det overordnet vurderet, at de passive løsninger generelt er bedre egnet end de aktive løsninger, idet de passive løsninger har en minimal drift og vedligeholdelse i forhold til de aktive løsninger. Begrundelsen for denne vurdering er, at det er usikkert, hvorvidt den enkelte grundejer vil kunne opfylde de krav, der er til drift og vedligeholdelse af en aktiv løsning, samt hvorvidt vedligeholdelsesinstrukser bliver givet videre ved fraflytninger.

28 Tabel 3 Vurderinger af de byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima ved nybyggeri af parcel- /rækkehus. Generelt er det vurderet, at de aktive foranstaltninger er uegnede løsninger ved parcel-/rækkehus. Foranstaltning Ved svag forurening Ved kraftig forurening Betragtninger omkring robusthed Bygning på pæle Egnet Egnet Robustheden er stor, idet der vil forekomme et stort luftskifte under bygningen uden at drift, og vedligeholdelse er en nødvendighed. Ventileret dobbeltdæk Egnet Mindre egnet Der kan være tvivl omkring (passiv) foranstaltningens robusthed, idet en grundejer kan dække indtag/afkast i fundamentet til, hvis der f.eks. er fodkoldt i bygningen. Ventileret krybekælder over/under jord (passiv) Ventileret P- kælder (passiv) Dræn 1-strengssystem (passiv) Dræn 2-strengssystem Egnet/mindre egnet Uegnet Se betragtningerne for ventileret dobbeltdæk. Uegnet Uegnet Foranstaltningen har en lille robusthed, idet der er en sandsynlighed for, at der bliver foretaget en ændring af arealanvendelsen til f.eks. et ekstra værelse til beboelse. Andre ombygninger i huset kan yderligere medføre, at der kan forekomme mulige spredningskorridorer fra kælderareal til beboelsesdel. Mindre egnet Uegnet, Se betragtningerne for ventileret dobbeltdæk. Egnet Mindre egnet Se betragtningerne for ventileret dobbeltdæk. (passiv) Membran Uegnet Uegnet Membranen har en lille robusthed. Der er mange hændelser, der vil kunne medføre, at membranens tæthed brydes, som f.eks. hvis der sker en ombygning og membranen brydes ved rørlægninger, eller hvis en lermembran udtørrer, og leret derved revner. Supplerende bemærkninger Svag forurening: Foranstaltningen kan som udgangspunkt accepteres på trods af tvivl omkring robusthed Kraftig forurening: Der skal foretages en grundig overvejelse vedrørende sikring af robusthed Svag forurening: Foranstaltningen kan som udgangspunkt accepteres på trods af tvivl omkring robusthed Kraftig forurening: Teknisk set er foranstaltningen vurderet uegnet på lokaliteter med kraftig forurening, og alternativ løsning bør vælges. Se supplerende bemærkninger for ventileret krybekælder Se supplerende bemærkninger for ventileret dobbeltdæk. En membran kan anvendes i kombination med en anden foranstaltning, idet den i visse tilfælde vil kunne give en forsinket effekt af afdampningen til indeklimaet. Membranen skal dog ikke indgå i de samlede beregninger. Vurdering af byggeteknisk foranstaltninger til nybyggeri af boligblokke For boligblokke er det vurderet, at mange af de aktive løsninger er egnede, hvis den elektriske del af anlægget kan kobles sammen med boligblokkens øvrige ventileringssystem, og de to ventileringssystemer i øvrigt er adskilte. Ved sammenkoblingen vil driftsikkerheden øges, idet anlægget ikke kan slås fra, uden at det vil blive bemærket. Det er i vurderingen forudsat, at

29 boligblokkene er af en sådan størrelse, at der er en viceværtfunktion til at varetage vedligeholdelsen af de byggetekniske foranstaltninger. I modsætning til parcel-/rækkehuse er det for boligblokke derfor vurderet, at en række aktive foranstaltning kan anvendes grundet en øget driftsikkerhed, og dermed forøget robusthed. Tabel 4 Vurderinger af de byggetekniske foranstaltninger til sikring af indeklima ved nybyggeri af boligblokke. Foranstaltning Ved svag forurening Ved kraftig forurening Betragtninger omkring robusthed Bygning på pæle Egnet Egnet Robustheden er stor, idet der vil forekomme et stort luftskifte under bygningen uden at drift og vedligeholdelse er en nødvendighed. Ventileret dobbeltdæk Egnet Egnet/mindre Robustheden af foranstaltningen er (aktiv egnet stor, ud fra den forudsætning, at der og/eller passiv) i ejendommen er en viceværtfunktion, som varetager drift og Ventileret krybekælder over/under jord (aktiv og/eller passiv) Ventileret P- kælder (aktiv og/eller passiv) Dræn 1-strengssystem (aktiv og/eller passiv) Dræn 2-strengssystem (aktiv og/eller passiv) Egnet/mindre egnet Egnet/mindre egnet vedligeholdelsen. Se betragtningerne omkring robusthed for ventileret dobbeltdæk. Egnet Egnet Foranstaltningen har en stor robusthed. En P-kælder i en boligblok, må forventes forblive P-kælder. Endvidere er der altid i nybyggeri, sørget for ventilering selvom der ikke er et forureningsproblem. Mindre egnet Egnet Uegnet Egnet/mindre egnet Se desuden betragtningerne for ventileret dobbeltdæk Se betragtningerne for ventileret dobbeltdæk. Se betragtningerne for ventileret dobbeltdæk. Membran Uegnet Uegnet Membranen har en lille robusthed. Der er mange hændelser, der vil kunne medføre, at membranens tæthed brydes, som f.eks. hvis der sker en ombygning og membranen brydes ved rørlægninger, eller hvis en lermembran udtørrer, og leret derved revner. Supplerende bemærkninger En aktiv løsning er den mest egnede løsning på kraftig forurenede ejendomme. Ventileret krybekælder over jord vurderes at være mere egnet end ventileret krybekælder under jord. Se supplerende bemærkninger under ventileret dobbeltdæk Kraftig forurening: Teknisk set er foranstaltningen vurderet uegnet på lokaliteter med kraftig forurening, og alternativ løsning bør vælges. Se supplerende bemærkninger under ventileret dobbeltdæk En aktiv løsning er den mest egnede løsning på kraftig forurenede ejendomme. En membran kan anvendes i kombination med en anden foranstaltning, idet den i visse tilfælde vil kunne give en forsinket effekt af afdampningen til indeklimaet. Membranen skal dog ikke indgå i de samlede beregninger.

30 OPSAMLING/KONKLUSION Region Hovedstaden og COWI har i et samarbejde vurderet forskellige byggetekniske foranstaltninger ud fra principielle betragtninger. I vurderingerne er der lagt vægt på de byggetekniske foranstaltningers robusthed, idet en byggeteknisk foranstaltning til stadighed skal sikre indeklimaet mod forurening. Formålet med vurderingerne har været at bidrage til, at der mellem myndigheder, miljørådgivere og bygherre bliver skabt en fælles forståelse for, hvilke overvejelser der bør foretages i valget af en byggeteknisk foranstaltning. De gennemførte vurderinger peger på følgende: Parcel-/rækkehuse: Passive løsninger til nybyggeri af parcel-/rækkehuse kan som udgangspunkt betragtes som bedre løsninger end aktive løsninger, idet passive foranstaltninger kræver et minimum eller ingen vedligeholdelse i forhold til de aktive løsninger. Boligblokke: Passive og aktive løsninger kan som udgangspunkt anvendes i forbindelse med nybyggeri af boligblokke. Det er ud fra en forudsætning om, at den elektriske del af anlægget ved de aktive løsninger kan kobles sammen med det øvrige ventileringssystem, men at de to ventileringssystemer i øvrigt er adskilte. Ved sammenkoblingen vil driftsikkerheden øges, idet anlægget ikke kan slås fra, uden at det vil blive bemærket. Det er i vurderingerne forudsat, at der er en viceværtfunktion til at varetage vedligeholdelsen af de byggetekniske foranstaltninger. De beskrevne byggetekniske foranstaltninger skal altid underkastes en konkret vurdering i forhold til den aktuelle sag. Ideen med de gennemførte vurderinger har været at få et input i forhold til de overvejelser, der bør foretages ved valg af en byggeteknisk foranstaltning. Når der i konkrete sager er udpeget de foranstaltninger, som rent byggetekniske er mulige, er det vigtigt, at der foruden spørgsmålet omkring teknisk egnethed også inddrages overvejelser omkring robusthed i det endelig valg af foranstaltning. Det er vigtigt, at gøre det klart, at en byggeteknisk foranstaltning til stadighed skal sikre indeklimaet mod forurening.

31 GRUNDVANDSRENSNING PÅ EN MTBE-FORURENET LOKALITET - VALGET AF DEN RIGTIGE STRATEGI Civilingeniør Niels Døssing Overheu Seniorgeolog Lars Chr. Larsen Miljøtekniker Kresten L.B. Andersen Orbicon A/S Projektchef, civilingeniør Ernst V.H. Lassen Oliebranchens Miljøpulje Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

32

33 RESUMÉ På en lokalitet med fri fase MTBE-holdig benzin er der afprøvet forskellige metoder til oprensning af kildeområde og forureningsfane. Den endelige strategi er blevet til i en iterativ proces, som følge af erfaringstilvækst samt udviklingen i forureningssituationen. Med fuld opbakning fra bygherren (OM) er der i den endelige strategi tænkt lidt anderledes end almen praksis. Airsparging med vakuumventilation har vist sig effektiv til oprensning af fri fase og opløst produkt, både ved den direkte behandling i kildeområdet og indirekte ved stimuleret naturlig nedbrydning i forureningsfanen. BAGGRUND På en tidligere servicestation i Ruds Vedby på Vestsjælland blev der efter lukning af stationen i 2005 påvist en grundvandsforurening, som forsigtigt skønnet blev vurderet til at udgøre 6-7 ton benzin. Størstedelen heraf bestod af fri fase benzin i kildeområdet, men en forureningsfane af opløst benzin og MTBE havde bredt sig over 100 m mod sydvest under et boligområde med koncentrationer på over 100 mg/l. Oliebranchens Miljøpulje (OM) har forestået undersøgelser og oprensning på lokaliteten med Orbicon A/S som rådgiver. Figur 1 Oversigtskort med moniteringsboringer og forureningsudbredelse. Kildeområdet er på den tidligere servicestation (Møllemarksvej 2, den nordøstlige matrikel), hvorfra en fane af opløst benzin og MTBE har bredt sig over 100 m i sydvestlig retning under et boligområde. Det geologiske profil A-A er vist i figur 2.

34 FORMÅL Formålet med projektet er at oprense den kraftigste del af forureningen samt at tilvejebringe dokumentation for, at den efterladte restforurening ikke udgør en miljørisiko. OM, Orbicon samt entreprenørfirmaerne Krüger og Brøker har i samarbejde overvejet og afprøvet en række forskellige teknikker for at kunne vælge den mest hensigtsmæssige strategi i forhold til oprensningseffekt og økonomi. KONCEPTUEL MODEL Geologi og hydrogeologi Forureningen var beliggende i et sekundært magasin af smeltevandssand, som i kildeområdet ligger fra ca m u.t. og gradvist aftager i mægtighed i sydvestlig retning, jf. figur 2. Strømningsretningen i det sekundære grundvand er mod sydvest. Grundvandsspejlet ligger 4,5-5 m u.t. Det sekundære magasin består af fint-mellemkornet sand med indslag af tynde siltlag, formentlig af betydende horisontal udbredelse. Det primære grundvandsmagasin i området er knyttet til smeltevandssand og ligger ca m u.t. Magasinet er beskyttet af en morænelerssekvens med en mægtighed på 5-15 meter. Strømningsretningen i det primære magasin er vurderet nordøstlig i retning, hvor Ruds Vedby vandværks eneste aktive indvindingsboring (DGU nr ) ligger. Afstanden mellem servicestationen og boringen er ca. 300 m. A A m DVR90 GV-strømning Kildeområde Vurderet strømningsrening i primært magasin Vandindvindingsboring Figur 2 Geologisk profil A-A med angivelse af kildeområde.

35 Forureningsspredning I kildeområdet bestod forureningen af fri og residual fase MTBE-holdig benzin omkring grundvandsspejlet i det terrænnære sandmagasin. Forureningen er forårsaget af utætte rørføringer. På baggrund af pejlinger af fri fase i undersøgelsesboringer i kildeområdet, blev mængden af fri fase benzin indledningsvist estimeret til 6-7 ton. Usikkerheden på et sådant volumenestimat er højt, typisk indenfor en størrelsesorden /1/. Fra kildeområdet er spredt en forureningsfane af opløst benzin og MTBE, som vist i figur 1. I boringerne på naboejendommen Møllemarksvej 1 blev påvist koncentrationer af BTEXkomponenter og MTBE på over 100 mg/l ved gentagne prøverunder. Boringskontrolprøver fra vandforsyningsboringen DGU nr har ikke vist indhold af miljøfremmede stoffer udover en svag BAM-påvirkning. AFVÆRGEMETODE På baggrund af den relativt store mængde fri fase benzin og MTBE samt den begrænsede beskyttelse af det primære grundvandsmagasin, blev forureningen vurderet til at udgøre en risiko for grundvandsressourcen. OM har derfor iværksat afværgeforanstaltninger for at eliminere risikoen. Stopkriterierne for oprensningen er at fjerne den fri fase og at opnå lave koncentrationsniveauer i grundvandet. Som grundlag for risikovurderingen ønsker OM endvidere at dokumentere, at der foregår naturlig nedbrydning af restforureningen efter aktiv afværge; at fanen er stagnerende og at en evt. påvirkning af det primære magasin ikke udgør en risiko for ressourcen. Nedenfor ses et tidsligt overblik over aktiviteterne på lokaliteten. Afværgeteknikkerne beskrives efterfølgende. Figur 3 Tidslinje for aktiviteter. Oprensningsteknik i kildeområdet Hydrauliske undersøgelser i det forurenede sandmagasin viste, at der var tale om et sammenhængende og velydende magasin, hvorfor mulighederne for en in situ løsning blev vurderet

36 gunstige. Det blev dog også vurderet, at siltlinserne i sandmagasinet kunne udgøre en potentiel strømningsmæssig barriere. En graveløsning kunne hurtigt afvises af økonomiske grunde, og en sådan løsning ville desuden ikke tage hånd om den kraftige forurening i fanen. Termiske in situ løsninger blev overvejet i den indledende fase, men disse blev vurderet til at være 3-4 gange dyrere end alternative, mindre aggresive in situ teknikker på lokaliteten. Det blev besluttet at angribe problemet i to faser. Fase 1 var en målrettet indsats mod den kraftige forurening med separat fase i kildeområdet. Formålet var dels at fjerne så stor en mængde fri fase benzin som muligt med et så lavt ressourceforbrug som muligt og dels at undgå spredning af fri fase i en efterfølgende fase 2, som var en oprensning af residual fase samt opløst produkt. Dynamikken i den fri fase blev undersøgt for at kunne dimensionere oprensningsfase 1. I undersøgelsesboringerne stod cm produkt, og baildown-tests viste en god tilstrømning af mobilt produkt til boringerne. Pneumatiske og hydrauliske tests blev udført for at dimensionere den efterfølgende fase 2. Testene viste, at det var muligt at udføre airsparging i den mættede del af formationen, ligesom det var forholdsvist let at iltmætte formationen. Endvidere var mulighederne for ventilation af den umættede zone gode pga. et forseglende lerog fyldlag mod terræn og høj permeabilitet i den umættede sandformation. På baggrund af in situ tests blev det besluttet at udføre fase 1 som to-fase vakuumekstraktion (også kaldet bioslurping) af den tilgængelige frie fase i kildeområdet, jf. figur 4. Dette blev efterfulgt af en fase 2 med kombineret airsparging (AS) og vakuumventilation (Soil Vapor Extraction, forkortet SVE), jf. figur 5. Figur 4 Principskitse af enkeltpumpe to-fase vakuumekstraktionsanlæg (bioslurping) /3/.

37 Figur 5 Principskitse af airsparging med vakuumventilation (AS/SVE) /3/. Kun en del af den totale mængde fri fase kan fjernes ved bioslurping. Selv under ideelle forhold vil en betydelig andel af den fri fase blive liggende som residual fase, tilbageholdt af kapillarkræfterne /1/. Det var forventet, at den tilbageholdte mængde ville være i størrelsesordenen %. AS/SVE blev således anvendt overfor den tilbageværende forurening af residual fase samt opløst forurening i grundvandet. Airsparging-anlægget blev indrettet med pulserende drift, hvor der skiftevist indblæses luft i én af fire grupper af injektionsboringer. Erfaringsmæssigt giver pulserende drift en større fjernelsesrate end kontinuert drift, da der løbende dannes nye kanalstrukturer /2/. AS-boringerne blev ført til bunden af sandmagasinet (jf. figur 2) for at maksimere injektionspunkternes influensradier. Bioslurping-anlægget blev udformet, så boringerne og behandlingsanlægget senere ville kunne anvendes til SVE i fase 2. Som det fremgår af resultatafsnittet, blev denne rekonfiguration udført noget hurtigere end forventet. Oprensningsteknik i forureningsfanen Det blev vurderet, at de høje koncentrationer i forureningsfanen ville kræve en særskilt oprensningsindsats. Mulighederne for udvidelse af AS/SVE-anlægget udenfor servicestationens matrikel blev holdt åbne, bl.a. ved at sikre rigelig kapacitet på både trykluft- og ventilationssystem. Imidlertid lå den kraftigst forurenede del af forureningsfanen under vejareal og i mindre tilgængeligt haveareal, så alternative løsninger blev overvejet. Der blev udført pilotforsøg til pump-and-treat samt hydraulisk kontrol af den kraftigst forurenede del af fanen. Til dette formål blev etableret en pumpeboring (PB1) på Møl-lemarksvej 1, jf. figur 1, hvori der blev udført en prøvepumpning med tilbagepejling og vandprøvetagning.

38 Som det fremgår af resultatafsnittet, ændrede forholdene i forureningsfanen sig i en sådan grad, at en aktiv afværgeindsats i fanen aldrig blev aktuel. Efter revurdering af situationen blev der i stedet opstillet et moniteringsprogram til dokumentation af naturlig nedbrydning. Moniteringsprogrammet er tilrettelagt, så det understøtter modellering af nedbrydning og fortynding i Miljøstyrelsens geokemiske model, Geoproc /4/. Dette indebærer udtagelse af en række boringskontrolprøver langs et tracé gennem hotspot og forureningsfane. Tracéet følger det geologiske profil A-A på figur 1. RESULTATER Afværgeprojektet er endnu ikke afsluttet, og de seneste resultater vil blive præsenteret på Vintermødet. De endelige resultater vil blive afrapporteret efter projektets afslutning. Ud fra de foreløbige resultater er det dog muligt at vurdere effektiviteten af de anvendte afværgeteknikker. Oprensning i kildeområdet Det var forventet, at der kunne fjernes op mod % af de vurderede 6-7 ton fri fase benzin ved bioslurping i kildeområdet. Efter 1½ måneds drift var der fjernet mindre end 100 liter benzin på trods af mange anstrengelser for løbende at tilpasse anlægget. Det stod efterhånden klart, at siltindslagene i sandformationen var mere dominerende end de indledende undersøgelser indikerede, og at siltlinserne tilbageholdte benzinen i formationen - dels ved kapillære kræfter og dels ved at isolere den fri fase i nogle lommer uden hydraulisk kontakt til ekstraktionsboringerne. Det indledende estimat på 6-7 ton benzin var derfor formentlig overestimeret. På baggrund af de utilfredsstillende resultater blev det vedtaget at opstarte fase 2 tidligere end planlagt. Udvidelsen af anlægget til AS/SVE blev herefter projekteret og udført. Muligheden for periodevist at udføre to-fase vakuumekstraktion blev bibeholdt i udvalgte SVE-boringer, da der var sandsynlighed for, at luftinjektionen ville forårsage øget mobilisering af fri fase produkt. I starten blev der således gået forsigtigt til værks og kun injiceret luft i en ring af ASboringer rundt om kildeområdet. Luftinjektion medfører lokal hævning af grundvandsspejlet, og der er således risiko for horisontal spredning af forureningen, hvis der injiceres luft direkte under den mobile frie fase. Efter fire måneders drift kunne der ikke længere påvises fri fase, og samtlige luftinjektionsboringerne i kildeområdet blev taget i brug. På intet tidspunkt i perioden var der sket væsentlig mobilisering af fri fase, og der var således ikke foregået bioslurping af fri fase. Oprensning ved AS/SVE har nu foregået i ca. 1½ år, og resultaterne viser en meget stabil drift med god opiltning og massefjernelse i kildeområdet. Som vist i figur 6 er der hidtil fjernet ca kg kulbrinter og MTBE i ventilationsanlægget. Bioaktivitetstests har vist, at massefjernelsen ved stimuleret biologisk omsætning i kildeområdet er på samme niveau som den bortventilerede masse. Alt i alt er der således fjernet ca kg kulbrinter og MTBE. Den løbende overvågning af grundvandet indenfor entrepriseområdet viser endvidere en god opiltning og reducerede forureningskoncentrationer.

39 2,500 Udvikling i opsuget luft 1,400 2,000 1,200 Koncentration [mg/m3] 1,500 1, , Ventileret masse [kg] Konc. af totalkulbrinter Akk. masse, totalkulbrinter Akk. masse, MTBE (x10) Figur 6 Udvikling i koncentrationer og massefjernelse i vakuumventilationsanlægget. Det seneste år har koncentrationen i den ventilerede luft ligget forholdsvist stabilt, og på et højere niveau end hvis al fri fase var strippet af. Dette tolkes som indikation på, at den primære stripning foregår fra immobilt produkt i siltlinserne. Fremskrives udviklingen i stoffjernelse, forventes et acceptabelt niveau for driftsstop omkring ultimo 2009/primo 2010, hvilket er væsentligt hurtigere end det indledende bud på driftstiden. Der vurderes allerede nu at være dele af entrepriseområdet, hvor det vil være hensigtsmæssigt at stoppe aktiv afværge og koncentrere indsatsen om de øvrige områder. Endvidere overvejes det at udføre målrettet injektion af oxidationsmiddel i specielt belastede dele af kildeområdet for at reducere driftstiden. Den endelige oprensede forureningsmasse forventes at blive i størrelsesordenen 4 ton kulbrinter og MTBE. Oprensning i forureningsfanen Med henblik på dimensionering af en eventuel afværgepumpning i forureningsfanen blev der gennemført en prøvepumpning med tilhørende vandprøvetagning. Analyseresultaterne viste, at der var sket et markant fald i kulbrinte- og MTBE-koncentrationerne i fanen. Der blev derfor gennemført flere analyserunder i udvalgte boringer i og omkring forureningsfanen. Resultaterne viste, at der var sket en reduktion af indholdet af både kulbrinter og MTBE i fanen nedstrøms kildeområdet på op til 2-3 størrelsesordener, samt at iltindholdet i grundvandet var øget. Overraskende hurtigt er effekten af aktiv afværge dermed observeret over en bred front i nedstrøms retning. Effekten har udbredt sig langt hurtigere end den gennemsnitlige partikelhastighed kan betinge. Dette tolkes som tegn på, at strømningen foregår præferentielt i højpermeable laghorisonter.

40 På baggrund af observationerne blev det vurderet, at udbyttet af en særskilt, aktiv afværge af fanen i det sekundære grundvandsmagasin ville være yderst begrænset. I stedet er igangsat et program for monitering af udviklingen i forureningskoncentrationer og geokemiske parametre i fanen, indtil stopkriterierne er nået. Hidtil viser den geokemiske modellering ud fra moniteringsresultaterne, at der foregår nedbrydning af kulbrinter og MTBE i forureningsfanen. For at vurdere, om der er sket en påvirkning af det primære grundvandsmagasin under lokaliteten, vil OM i februar 2009 udføre en boring til det primære magasin nordøst for kildeområdet. Resultater heraf vil blive præsenteret på Vintermødet. DISKUSSION Fra tegnebræt til virkelighed På den aktuelle lokalitet blev to aktive afværgeteknikker vurderet gunstige og implementeret i fuldskala. For den ene teknik (bioslurping) viste der sig at være langt fra teori og test til praksis, og teknikken blev derfor opgivet efter kort tids drift. Den anden teknik (AS/SVE) har derimod vist sig at være meget effektiv - både ved den direkte behandling i kildeområdet og indirekte ved stimuleret naturlig nedbrydning i forureningsfanen. I dette perspektiv var det en god beslutning at indrette bioslurping-anlægget, så det kunne udbygges til AS/SVE. Fase 1-anlægget er genanvendt 100 % i fase 2, så den eneste reelle ekstraomkostning ved implementeringen af fase 1 er de arbejdstimer der er brugt i forsøget på at få anlægget til at køre. Den specielle geologi med meget finkornede lag var en barriere for to-fase ekstraktion. De samme hydrogeologiske egenskaber gjorde det derimod muligt at udføre en kontrolleret airsparging, selv med semi-mobil fri fase benzin til stede. Ifølge almindelig praksis bør airsparging ikke udføres ved fri fase, men i det aktuelle tilfælde er tilgangen vurderet redelig ud fra den specielle geologi, og nøje feltobservationer har bekræftet dette. Økonomi og effektivitet Budgettet for den anvendte strategi er ca. 3,3 mio. kr. eks. moms (2008), med en forventet fordeling som vist i figur 7. Regnes med en forureningsmasse på 4 ton kulbrinter og MTBE samt et forurenet volumen på m 2 6 m, kan oprensningsomkostningerne estimeres til hhv. ca kr./kg benzin eller kr./ton TS forurenet jordvolumen.

41 Analyser 6% Borearbejde 2% Diverse 2% Figur 7 Forventet fordeling af omkostninger for AS/SVE (to års drift) samt moniteringsprogram for naturlig nedbrydning. De samlede udgifter er ca. kr. 3,3 mio. eks. moms (2008). El 15% Rådgiverhonorar 21% Aktiv kul 12% Entreprenør, anlæg 34% Entreprenør, drift 8% Fordele ved den anvendte teknik er, at den har vist sig meget effektiv til oprensning af den aktuelle forurening og at den prismæssigt ligger i den lave ende. En ulempe er driftstiden for den aktive afværge, som er lang i sammenligning med termiske løsninger eller graveløsninger. Anvendelse af en hurtigere oprensningsteknik kunne formentlig gøre ejendommen anvendelig til andre formål på et tidligere tidspunkt, men der ville ved en sådan strategi ikke i samme grad være taget hånd om problemerne i forureningsfanen. KONKLUSION Airsparging og vakuumventilation har i det aktuelle tilfælde vist sig meget effektiv til oprensning af MTBE-holdig benzin, dels som fri fase og som opløst produkt, både ved den direkte behandling i kildeområdet samt indirekte ved stimuleret naturlig nedbrydning i forureningsfanen. Efter den aktive afværge forventes det at monitering og geokemisk modellering kan dokumentere naturlig nedbrydning og stagnation af forureningsfanen. Perspektivering Det aktuelle projekt har bekræftet, at det kan være yderst vanskeligt at forudsige opførslen af fri fase i jord og grundvand. Viser der sig at være langt fra teori og pilot til praksis, kan det være en fordel, hvis det anvendte afværgeanlæg fleksibelt kan omstilles til alternativ drift, så bygherren ikke er bundet af anlægsomkostninger på uhensigtsmæssige anlæg. Projektet har desuden vist, at det under bestemte forhold er muligt at udføre airsparging i et område med fri fase, hvis der føres tæt kontrol med processen. Der har hersket tvivl om mulighederne for aerob nedbrydning af MTBE i grundvandszonen /5/. Det aktuelle projekt har vist, at aerob nedbrydning er mulig ved opiltning af grundvandet. Med anvendelse af geokemisk modellering er det endvidere muligt at kvantificere omsæt-

42 ningen på et oplyst grundlag. Dette er et effektivt redskab til styring og dokumentation for at kunne nå i mål med en monitering af stimuleret naturlig nedbrydning. REFERENCER /1/ US EPA (1996): How to Effectively Recover Free Product At Leaking Underground Storage Tank Sites: A Guide for State Regulators. (EPA 510-R ). September 1996 (Online), /2/ Heron, Tom (1998): Pulserende drift af airsparging anlæg. Artikel og indlæg ved ATV Vintermøde, /3/ US EPA (2004): How to evaluate alternative cleanup technologies for underground storage tank sites: A guide for corrective action plan reviewers (Online), /4/ Miljøstyrelsen (2004): Miljøprojekt nr GEOPROC edb program til vurdering af geokemiske processer, /5/ Moyer, Ellen E. og Paul T. Kostecki (2003): MTBE Remediation Handbook, Amherst Scientific Publishers, Massachusetts, USA

43 NATURLIG NEDBRYDNING I LAGDELT UMÆTTET ZONE ErhvervsPhD-studerende Andreas Houlberg Kristensen Fagchef Lars Mortensen Rambøll Projektchef Anders Riiber Høj Oliebranchens Miljøpulje Lektor Kaj Henriksen Professor Per Møldrup Aalborg Universitet Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

44

45 RESUMÉ Naturlig nedbrydning af kulbrinter i umættet zone afhænger af de jordfysiske forhold, der styrer transporten af ilt og gasformig forurening. Rambøll har sammen med Oliebranchens Miljøpulje og Aalborg Universitet undersøgt, hvordan potentialet for naturlig nedbrydning, under optimale betingelser i laboratoriet varierer i jordprøver fra en dyb, lagdelt umættet zone forurenet med benzin og diesel. Resultaterne viste, at vandindholdet i de forskellige lagdelinger var en indikator for lokale iltforhold og dermed potentialet for aerob nedbrydning. Desuden blev det vist, at nedbrydningspotentialet var tæt forbundet med den enkelte jordprøves tekstur i rækkefølgen: gruset moræneler > finsand > fugtig kalk. Resultaterne taler for, at risikovurderinger i lagdelt geologi bør inddrage naturlig nedbrydning på en måde, der tager hensyn til lagdelingernes forskellige biologiske og fysiske egenskaber. Geologiske modeller kan derfor med fordel medtage information, der gør det muligt at vurdere nedbrydningspotentialets rumlige variation. INDLEDNING Spild med kulbrinter, som f.eks. benzin og diesel, er blandt de hyppigste typer af forurening i vores jordmiljø. Forureningskilden er som oftest lækager eller utætheder i underjordiske tanke og rørsystemer i jordens umættede aflejringer. Her kan flygtige stoffer (VOC er) overgå til dampform og sprede sig gennem jordens umættede porer og sprækker. Diffusiv gastransport foregår generelt gange hurtigere end væskediffusion, og forureningsdampe kan derfor sprede sig forholdsvis hurtigt. Indtrængning af VOC er fra undergrunden til bygninger på overfladen samt gasformig kontaminering af grundvandet er veldokumenterede fænomener /1/ /2/. Som følge heraf udgør transport og omsætning af VOC er en vigtig del den risikovurdering, der rutinemæssigt foretages på benzin- og olieforurenede lokaliteter. Flertallet af kulbrinteforbindelser er naturligt nedbrydelige i naturen. Umættet zone kan således fungere som et porøst biologisk filter, der effektivt begrænser udbredelsen af VOC er. Imidlertid sker naturlig nedbrydning ved en kombination af følsomme biofysiske og biokemiske reaktioner, og det kan ikke ubetinget antages at en effektiv forureningsfjernelse finder sted i alle tilfælde. Det er derfor nødvendigt fra sag til sag at vurdere, om forudsætningerne for naturlig nedbrydning er til stede /3/. Nedbrydning af kulbrinter i undergrunden foretages næsten udelukkende af jordbakterier, der generelt findes i antal fra 10 5 til 10 9 celler pr. g jord /4/. Bakterierne er mellem 1 og 5 µm i diameter og findes i den vandfilm, som dækker overfladen af jordpartiklerne. Naturlig nedbrydning af VOC er forudsætter, at stofferne transporteres derhen, hvor bakterierne er aktive og herefter opløses i vandfilmen. Det samme er gældende for ilt, der i kraft af sin rolle som ekstern elektronaccepter er en forudsætning for effektiv naturlig nedbrydning af de fleste benzin- og oliestoffer. Diffusive transportprocesser i væske- og poreluftfasen, der afhænger af. jordens struktur, partikelstørrelsesfordeling og den fysiske fasefordeling (vand:luft:partikler), er således essentielle for hvor effektivt den naturlige nedbrydning kan finde sted. Som illustreret i Figur 1 vil geokemiske forhold, f.eks. jordens ph og indhold af næringssalte, ligeledes påvirke bakteriernes mulighed for vækst og have stor betydning for hastigheden af den naturlige forureningsfjernelse /4/.

46 Iltdiffusion ph og næringssalte (N, P, Fe, Cr, Cu, mfl.) Jordens tekstur og densitet Aerobt nedbrydende bakteriepopulation Vand-indhold og fasefordeling Kulstofkilde (naturligt organisk stof eller forurening, f.eks. oliestoffer) Figur 1 Faktorer med betydning for naturlig nedbrydning af kulbrinter i umættet zone. Pil angiver hvilke forhold de enkelte parametre har en direkte effekt på. FORMÅL Formålet med dette projekt er at undersøge betydningen af geologisk heterogenitet for naturlig nedbrydning af kulbrinter i umættet zone. Studiet er baseret på jordprøver fra en lokalitet forurenet med benzin og diesel. Det relative nedbrydningspotentiale blev bestemt i laboratoriet som nedbrydningshastigheden af benzen i batch-reaktorer med jordprøver fra lagdelinger i den dybe umættede zone defineret som 2-16 meter under terræn (m.u.t.). Resultaterne er sammenlignet med målinger af jordprøvens tekstur, vandindhold, indhold af næringssalte og ph. På baggrund heraf vil det blive diskuteret, hvorledes fysiske og geokemiske faktorer påvirker naturlig nedbrydning af kulbrinter, og hvordan denne viden kan inddrages ved risikovurdering i lagdelt geologi. Dette studie har ikke til formål at vurdere hastigheden af den naturlige forureningsfjernelse på den konkrete lokalitet, men påpeger blot forhold, som man bør være opmærksom på, når man udfører risikomodellering i en lagdelt umættet zone. FELTLOKALITET Projektet blev gennemført i forbindelse med supplerende undersøgelser på en ejendom, der gennem 30 år havde været anvendt til detailsalg af benzin og diesel. I 2001 blev aktiviteterne stoppet og opgravning af de nedgravede tanke afslørede en omfattende forurening i umættet zone. Forureningen havde desuden smittet af til det øvre grundvandsmagasin, der befinder sig ca. 15 meter under terræn. I 2002 blev omkring 200 m 2 af kildeområdet bortgravet ned til 2-6 m.u.t. og 703 tons forurenet jord blev kørt bort. Imidlertid findes stadig omkring kg kulbrinter i aflejringer over grundvandspejlet. Som set af Figur 2a har forureningen en stor fraktion af lette kulbrinter, heriblandt ca. 25 % BTEX er. Forureningen er således relativt flygtig, og under størstedelen af kildeområdet (omkring 400 m 2 ) kan der detekteres benzindampe i jordens gasfase, omend i små koncentratio-

47 ner. Dette viste sig som relativt høje udslag ved PID-målinger (Photo ionization detection) på trods af generelt lave indhold af kulbrinter i jordprøverne som vist i figur 2b. I vertikal retning blev der typisk observeret forhøjede PID-udslag 3-6 m over og under en forurenet sandlinse a) b) % BTEX PID (ppm) C6-C10 C10-C25 C25-C Total kulbrinter (mg/kg TS) Figur 2a) Kemisk sammensætning af jordforurening i umættet zone på testlokaliteten. Forureningen består af diesel og benzin (heraf ~25 % BTEX) og kun en begrænset mængde tunge kulstofforbindelser (>C24). b) PIDudslag som funktion af jordprøvens kulbrinteforurening (logaritmisk x-akse). Øvre detektionsgrænse for PIDmålinger er 2000 ppm. Miljøstyrelsens daværende jordkvalitetskriterium for totalkulbrinter på 100 mg/kg TS er angivet med stiplet linje. Efter /5/. Den umættede zone på lokaliteten er stærkt lagdelt med dominerende aflejringer af grusholdig moræneler, fugtig kalk og velsorteret finsand. Desuden er de gennemgående jordlag præget af et stort antal mindre linser, som har betydet, at størstedelen af forureningen i umættet zone findes i usammenhængende hot spots indkapslet i tynde grovkornede sandlinser. En overordnet model af lokalitetens geologi og forureningsudbredelse er vist i Figur 3. Poreluftmålinger fra 7 filtersætninger i umættet zone viste O 2 -koncentrationer i det forurenede kildeområde på < 1 %, mens O 2 -koncentrationen i filtersætninger i udkanten af kildeområdet var > 9 %. Desuden kunne der i kildeområdet observeres CO 2 - koncentrationer på op mod 19 %, hvilket indikerer, at aerob mineralisering af forurening har forbrugt ilt fra poreluften i de mest forurenede områder. Yderligere nedbrydning er således kraftigt begrænset af ilttilførslen fra jordoverfladen eller fra mindre forurenede områder af umættet zone.

48 Benzin/diesel-forurening 0 m Asfalt SF-sten Græs 10 m 15 m Gruset moræneler 22 % vand 15 % poreluft 1,65 kg TS/L jord D p: 24 cm 2 /time Finsand 18 % vand 18 % poreluft 1,7 kg TS/L jord D p: 27 cm 2 /time VOC hotspot Fugtig kalk 31 % vand 5 % poreluft 1,7 kg TS/L jord D p: 1 cm 2 /time Grundvandsstrømning Figur 3 Model af lokalitetens forurening samt dominerende geologiske lagdelinger og deres typiske fasefordeling. Gasformig forurening blev detekteret ved PID-målinger i flertallet af jordprøver fra det forurenede område. Gasdiffusionskoefficienten i jord, D p, er beregnet ud fra fasefordelingen med WLR-modellen beskrevet i /6/. METODER Borearbejde og udtagning af prøver I forbindelse med dette studie blev der med SonicSampDrill udført 7 boringer (B301-B307), hvorfra der kunne optages intakte borekerner i hele boringens dybde. Boringerne blev placeret som vist på Figur 4, med boringerne B301, B302, B306 og B307 placeret i det forurenede kileområde, mens B303, B304 og B305 er i udkanten af området. Fra borekerner taget i dybderne 2-16 m.u.t. blev der, med få undtagelser, taget prøver af løsjord for hver 0,5 m, som vist på Figur 5. De i alt 100 jordprøver blev medtaget til Aalborg Universitets miljøtekniske laboratorium, hvor der blev udtaget repræsentative delprøver til kemisk, fysisk og biologisk karakterisering. Udover prøver af løsjord, blev der i udvalgte dybder udtaget intakte jordprøver af 100 cm 3 til undersøgelse af jordens densitet og gastransportegenskaber (gasdiffusivitet og luftpermeabilitet).

49 Figur 4 Placering af boringer med udtagning af borekerner. Stiplet linje angiver udbredelsen af jordforurening i umættet zone /5/. Transect Figur 5 Transekt fra lokaliteten, der viser de dybder, der blev udtaget prøver i /5/. Geologisk, fysisk og kemisk prøvekarakterisering Alle 100 jordprøver blev klassificeret geologisk og inddelt i de overordnede jordtyper: gruset moræneler (45 prøver), finsand (17 prøver) og fugtig kalk (18 prøver). Fra hver af disse jordtyper blev udvalgt 2 repræsentative prøver til teksturanalyse og bestemmelse af kalkindhold (CaCO 3 ). Tyve prøver kunne ikke klassificeres blandt de 3 dominerende jordtyper og benævnes i det følgende blandet. Disse blev hovedsageligt udgjort af silt samt blandinger af ler og grovsand. Vandindholdet blev bestemt i alle prøver ved vejning efter opvarmning i ovn ved

50 105 o C over 48 timer. Jordens ph og indhold af total kvælstof og fosfor blev bestemt som angivet i /7/ og /8/. Jordens densitet blev bestemt på udvalgte intakte prøver ved vejning og efterfølgende bestemmelse af vandindhold. Biologisk prøvekarakterisering Med det formål at udtrykke potentialet for aerob kulbrintenedbrydning i de forskellige lagdelinger blev der udført batch-forsøg for hver af de 100 jordprøver. Delprøver af 10 g jord blev tilført 120 ml glasreaktorer, og der blev tilført 30 ml destilleret vand. Benzen (C 6 H 6 ) blev anvendt som modelstof og tilført i ca. 3 mg/l. Der blev ikke tilsat næringssalte. Koncentrationen af benzen blev efterfølgende moniteret over 75 timer ved udtagning af gasprøver fra headspace og analyse med GC-FID. Nedbrydningsrater opnået i disse forsøg er et relativt udtryk for det aerobe nedbrydningspotentiale, dvs. den aktive kulbrintenedbrydende population af bakterier, der findes i de dybder, hvor jordprøverne er udtaget. I 11 udvalgte prøver blev der desuden foretaget bakterietællinger i et fluorescens-mikroskop efter farvning med DAPI (4,6-diamidino-2-phenylindol) som beskrevet i /5/. Tællingerne giver det samlede antal bakterieceller i jordprøven, dvs. både aktive, inaktive og døde celler. RESULTATER OG DISKUSSION Fysisk og kemisk karakterisering af jordprøver Tabel 1 viser resultater fra den fysiske og kemiske karakterisering af de 100 jordprøver udtaget mellem 2 og 16 m.u.t. Generelt blev der konstateret kalkede og alkaliske forhold, med ph over 8. Indholdet af grus og sten var højt med ca. 20 % i moræneleren og 2 % i finsanden. Indholdet af organisk stof og næringssalte (total kvælstof og fosfor) var generelt lavt, hvilket er karakteristisk for de dybere jordlag. Som forventet var indholdet af kalk, organisk stof og næringssalte højere i moræneler end i finsand. Desuden varierede vandindholdet betydeligt mellem lagdelingerne, typisk med laveste vandindhold i sandaflejringer og med højeste vandindhold (tæt på mætning) i kalkaflejringer. Jordtype Dybde Ler (<2 µm) Silt (2-20 µm) Finsand ( µm) Grovsand ( µm) Kalk (CaCO3) Organisk stof Vandindhold ph (KCl) Total kvælstof Total fosfor m.u.t. kg kg - 1 kg kg -1 kg kg -1 kg kg -1 kg kg -1 kg kg -1 kg kg -1 - mg kg -1 mg kg -1 Gruset moræne-ler ,176 0,156 0,372 0,296 0,249 0,0019 0,140 (0,029) Finsand ,050 0,025 0,867 0,059 0,130 0,0012 0,115 (0,039) Fugtig 5-8 og n/a n/a n/a n/a >600 n/a 0,187 kalk (0,041) Blandet 2 16 n/a n/a n/a n/a n/a n/a 0,156 (0,046) 8,2 (0,3) 8,8 (0,3) 9,2 (0,6) 8,1 (0,5) 19,8 (9,9) 10,2 (4,7) 9,3 (6,6) 27,1 (26,0) 363 (88) 279 (37) n/a Tabel 1 Udvalgte fysiske og geokemiske data for de dominerende jordtyper på lokaliteten. Værdier i parentes angiver standardafvigelsen. Indhold af CaCO 3 og organisk stof er pr. kg total TS. Efter /5/. 342 (56)

51 Næringsstofbegrænsning Næringsfattige forhold i undergrunden vil typisk betyde begrænset vækst og nedbrydningsaktivitet af jordens bakteriepopulation. Ofte anvendes C:N:P-forholdet 100:10:1 (med masser) som en konservativ tommelfingerregel for det indhold af makronæringsstoffer, der vil tillade ubegrænset mineralisering af en given mængde kulbrinter /3/ /4/. Som beskrevet vurderes det, at der i det 400 m 2 store kildeområde findes omkring kg kulbrinter fordelt i forskellige lagdelinger. Det antages, at nedbrydningen finder sted i lagdelingerne 2-10 m.u.t. (gruset moræneler) og m.u.t. (finsand). Ved brug af næringsstofkoncentrationerne angivet i Tabel 1 kan C:N:P på lokaliteten således beregnes til 100:1,6:31. Denne simple beregning viser, at der er en risiko for, at den naturlige nedbrydning vil være begrænset af kvælstofmangel. Kvælstofbegrænsning ses ofte i tilfælde, hvor nedbør ikke infiltrerer og tilfører nyt opløst kvælstof. Erfaringer fra 135 lokaliteter administreret af det amerikanske flyvevåben viste imidlertid, at naturlig nedbrydning under aktiv ventilering i umættet zone så godt som altid er i stand til fjerne kulbrinter, og dette på trods af teoretisk næringsstofbegrænsning i flere tilfælde /15/. Typisk vil tilsætning af næringsstoffer dog medføre betydeligt højere fjernelsesrater. Det vurderes således, at der trods kvælstofbegrænsning i nogen grad er potentiale for naturlig nedbrydning på lokaliteten. Dette gælder vel at mærke kun hvis alle andre forudsætninger opfyldes. Nedbrydning i batch-forsøg Batch-reaktorer er hyppigt anvendt på forurenede lokaliteter til kvalititativ test for nedbrydeligheden af diverse kemikalier og til at udpege evt. begrænsende faktorer. I batchforsøg i dette studie blev benzen nedbrudt i alle 100 jordprøver indenfor 2 uger, hvilket bekræfter, at benzen-nedbrydere så godt som altid vil være til stede på forurenede lokaliteter /3/. Figur 6 viser eksempler på nedbrydningsforløb for typiske jordtyper på lokaliteten. Sterile kontrolprøver viste, at adsorption og kemisk nedbrydning ikke har betydning på kort tidsskala i disse lavorganiske jordprøver, og faldende koncentrationer i ikke-sterile prøver skyldes derfor biologisk nedbrydning. Nedbrydningen startede typisk efter 5-20 timers tilvænningstid (lagfase) og fulgte 1.-ordens kinetik med nedbrydningskonstanter (k 1 ) varierende fra ~0 til 5 dag -1. Tabel 2 viser til sammenligning 1. ordens nedbrydningskonstanter fra batch-forsøg opgivet i litteraturen. Det bemærkes, at rater opnået i dette studie er relativt høje på trods af de næringsfattige forhold, der træffes i de dybere jordlag.

52 Steril Fugtig kalk C/C Finsand Tid (timer) Gruset moræneler Figur 6 Eksempler på nedbrydningsforløb i sterile prøver samt prøver af 3 typiske jordtyper. C/C 0 angiver den relative koncentration. C 0 var ~3 mg/l. Efter /5/. k 1 (d -1 ) Forsøgsbetingelser Reference o C, gruset moræneler, kalkholdig, slurry Dette studie o C, finsand, kalkholdig, slurry Dette studie o C, kalk, slurry Dette studie o C, blandede jordprøver, slurry Dette studie o C, umættet kalkholdig jord /9/ o C, umættet kalkholdig jord /9/ o C, blanding af sediment og flodvand /10/ o C beriget sediment fra forurenet grundvandsmagasin /11/ o C, grundvand /12/ o C, 10 g umættet finsand fra 4.5 m.u.t. /13/ Tabel 2 Nedbrydningsrater fra batch-forsøg angivet i litteraturen. Der er antaget førsteordenskinetik. Figur 7 a) og b) viser dybdeprofiler af k 1, vandindhold og geologi i boring B301 og B303, der er repræsentative for undergrunden hhv. indenfor og i udkanten af det forurenede kildeområde. Boring B301 indeholdt forurening fra omkring 5 m.u.t. og ned til grundvandsspejlet, mens boring B303 kun var lettere forurenet. Vandindholdet følger den geologiske lagfølge, idet kalklagene typisk er tæt på vandmætning. Moræneleren indeholder 0,10-0,15 g H 2 O/g TS og finsand lidt mindre. De to profiler illusterer den høje grad af heterogenitet i umættet zone med adskillige større og mindre lagdelinger med varierende vandindhold. Som eksemplificeret i Figur 6 foregik nedbrydningen generelt hurtigst i prøver af gruset moræneler, der fandtes i dybden 2-10 m.u.t. Nedbrydningen var typisk langsommere i dybere jordlag, hvilket sandsynligvis kan relateres til grovere tekstur eller høje vandindhold. Det formodes således, at afta-

53 gende mikrobiologisk aktivitet med dybden primært finder sted i de øverste 1-2 m og, at nedbrydningen i de dybere jordlag primært vil være styret af jordfysiske og geokemiske forhold. Dybde (m.u.t.) a) Boring B301 b) Vandindhold (kg/kg) Befæstet 2 Moræneler 4 Moræneler 6 Fugtig kalk 8 Moræneler 10 Finsand 12 Dybde (m.u.t.) Boring B303 Vandindhold (kg/kg) Ubefæstet Moræneler Finsand 14 Fugtigt silt Fugtig kalk 14 Silt/moræneler k 1 (dag ) Førsteordens nedbrydningskonstant, K k 1 (dag ) Vandindhold Figur 7 Dybdeprofiler fra feltlokaliteten. Boring B301 er indenfor det forurenede kildeområde, mens boring B303 er i udkanten. Efter /5/. Effekt af jordtype og vandindhold Der kunne generelt observeres en tydelig effekt af jordtype på nedbrydningsraten målt i batchforsøgene. Som det ses af Figur 8, er middelværdien af k 1 faldende i rækkefølgen gruset moræneler, finsand, fugtig kalk. Store standardafvigelser afslører imidlertid betydelig variabilitet, også inden for hver jordtype. Bakterietællinger i udvalgte jordprøver viste 9, celler g -1 i prøver af gruset moræneler, 2, celler g -1 i prøver af finsand og 3, celler g -1 i prøver af kalk. Dette er i overensstemmelse med tidligere studier af bakterieindholdet i dyb umættet zone, der viste værdier mellem 10 7 og 10 9 celler g -1 og en tendens til større antal i prøver af finere tekstur. Resultaterne indikerer endvidere, at forureningens lange historie har givet anledning til opformering af en betydelig population af mikroorganismer.

54 k 1 (dag -1 ) 1Total antal jordbakterier (x10 9 celler/g) Sandy Gruset loam Fine Finsand sand Limestone Fugtig Miscellaneous Blandet moræneler kalk Figur 8 Middelværdier for typiske jordtyper af k 1 bestemt ved batch-forsøg samt bakterietællinger. Der er ikke talt bakterier i prøver fra blandet. Redigeret fra /5/. I Figur 9 er k 1 i prøver af gruset moræneler plottet mod den relative vandmætning under in situ-forhold. Det bemærkes, at højeste k 1 findes ved omkring % in situ-mætning (laveste vandindhold), mens højere in situ-vandmætning medfører faldende nedbrydningsaktivitet i batchforsøgene. Dette kan relateres til begrænset geniltning af jordlag med højt vandindhold og dermed en hæmmet aerob vækst af jordbakterier i forhold til jordlag, hvor bakterierne i årevis uhæmmet har kunnet nedbryde forurening med ilt som elektronaccepter. Netop det faktum, at vandmætningen er negativt korreleret til potentiel diffusiv transport i jorden gør vandindholdet til en god indikator for om aerob nedbrydning er mulig. Der skal dog gøres opmærksom på, at lave vandindhold (lavere end omkring 50 % vandmætning) ligeledes vil kunne hæmme bakterierne i form af forringet substratoptag og enzymaktivitet. På Figur 9 findes en gruppe datapunkter, hvor k 1 er lav uafhængigt af vandmætningen. Dette illustrerer, at selvom vandindholdet er vigtigt for vækst og aktivitet af jordbakterier, så vil andre faktorer ligeledes kunne hæmme nedbrydningen. Bl.a. kan økotoksiske effekter som følge af høje forureningskoncentrationer forhindre naturlig nedbrydning i hot spots således, at nedbrydningen fortrinsvis sker efter fortynding i de omkringliggende jordzoner.

55 6 5 4 k1 (dag -1 ) Mætningsgrad (θ/φ) Figur 9 Sammenhæng mellem vandmætning og k 1. θ: volumetrisk vandindhold (cm 3 / cm 3 ), φ : porøsitet (cm 3 / cm 3 ). Efter /5/. Naturlig nedbrydning på feltlokalitet Relativt høje batch-nedbrydningsrater i prøver fra feltlokaliteten indikerer tilstedeværelsen af en aktiv kulbrintenedbrydende bakteriepopulation til trods for kvælstofbegrænsning i den dybe umættede zone. Dette viser også, at aerob nedbrydning i nogen grad finder sted in situ, hvilket er interessant i forhold til risikovurdering. Det er imidlertid usandsynligt, at nedbrydningsraterne fundet i laboratoriet under noget nær optimale betingelser vil kunne genfindes under feltforhold. Udover den forringede distribution af ilt og forurening til stede in situ er det vigtigt at pointere, at effektiv in situ-nedbrydning i umættet zone forudsætter stabile aerobe forhold. Aerob nedbrydning i det stærkt forurenede kildeområde, hvor ilten i poreluften er forbrugt, vil derfor være begrænset af ilttilførslen fra atmosfæren eller fra fjerntliggende aerobe zoner. Generelt høje PID udslag i prøver af gruset moræneler tyder på, at gastransport er mulig selv i aflejringer af finere tekstur. Dette blev desuden bekræftet af laboratoriemålinger af gasdiffusivitet og luftpermeabilitet i intakte 100 cm 3 jordprøver udtaget i moræneleren, der viste, at gastransport sandsynligvis vil være den dominerende transportmekanisme for ilt og VOC er /5/ /14/. Dette demonstrerer, at gruset moræneler, som den vi ofte finder i Danmark, under afdrænede forhold ikke nødvendigvis udelukker gasformig transport af ilt og forurening. KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING Dette studie viser en naturlig nedbrydning, der potentielt kan medføre en massereduktion af benzin- og dieselforurening i den dybere umættede zone. Imidlertid viser resultaterne også, at geologisk lagdeling og varierende vandindhold kan spille en afgørende rolle for om nedbrydningen vil være signifikant under in situ-forhold. Fugtige og lavpermeable linser af få centi-

56 meters tykkelse kan forringe betingelserne for aerob naturlig nedbrydning /1/. Ved afdrænede forhold vil gruset moræneler dog tillade tilstrækkelig gastransport til, at lerformationer kan bidrage til aerob omsætning af kulbrinteforurening. Netop moræneleren indeholder et biologisk potentiale, der er væsentligt større end i sandjorde. Risikoberegninger i umættet zone ved brug af tilfældige nedbrydningskonstanter fra litteraturen og uden hensyntagen til de aktuelle geologiske og geokemiske forhold kan derfor være særdeles usikre. På baggrund af dette studie anbefales det, at geologiske og konceptuelle modeller, der skal ligge til grund for en vurdering af naturlig nedbrydning på forurenede lokaliteter, inkluderer informationer om geologisk heterogenitet og eventuelle lagdelingernes forskellige egenskaber. Udover visuel karakterisering af både større og mindre geologiske aflejringer, kan der foretages teksturanalyse af de dominerende jordtyper. Desuden er vandindholdet, som beskrevet, en nøgleparameter, der kan inddrages i den geologiske model som profiler af jordens fysiske fasefordeling (cm 3 vand : cm 3 poreluft : cm 3 partikler). Endeligt kan der ved vurdering af potentialet for naturlig nedbrydning med fordel inddrages geokemiske målinger af redoxog næringsstofforhold i alle væsentlige geologiske formationer. Parameter Teksturanalyse (inkl. indhold af grus/sten, organisk stof og kalkindhold) Pakningsgrad (kg TS/L jord) Poreluftmålinger af O 2, CO 2, VOC er Total-indhold af kvælstof og fosfor ph Forekomst af sprækker Metode Laboratorieanalyse Bestemmelse af vandindhold i intakte jordprøver med kendt volumen Feltmåling Laboratorieanalyse Laboratorieanalyse Visuel vurdering Tabel 3 Forhold og måleparametre, der med fordel kan inddrages i en indledende vurdering af potentialet for naturlig nedbrydning i umættet zone. Supplerende undersøgelser bør involvere in situ-tests. Parametrene listet i tabel 3 vil give gode forudsætninger for at foretage en indledende vurdering af en kulbrinteforurenings udbredelse på kort og på langt sigt i umættet zone. Dette gælder både forhold vedrørende den diffusive og advektive gastransport, fugacitetsbetragtninger samt naturlig nedbrydning. I tilfælde hvor ilt vil være begrænsende for den aerobe nedbrydning, kan in situ nedbrydningshastigheder estimeres fra en beregning af iltdiffusionen ned til (hen til) forureningen under antagelse af en omregningsfaktor (for benzin og dieselolie typisk 3,1 kg O 2 pr. kg kulbrinter /15/). Dette kan gøres simpelt i 1D vha. Ficks 1. lov (som det gøres i JAGG) og giver en god indikation af, om aerob nedbrydning overhovedet kan gøre en forskel i den aktuelle sag. I denne sammenhæng bør der desuden foretages screeninger af poreluftens indhold af O 2, CO 2 og evt. VOC er i de dominerende lagdelinger. Yderligere dokumentation af naturlig nedbrydning kan involvere in situ-respirationstests eller direkte monitering med udtagning af jordprøver, som det f.eks. anbefales af de amerikanske myndigheder /16/.

57 REFERENCER /1/ Hers, I., J. Atwater, L. Li, og R. Zapf-Gilje Evaluation of vadose zone biodegradation of BTX vapours. J. Contam. Hydrol. 46: /2/ Baehr, A., P. E. Stackelberg, og R. J. Baker Evaluation of the atmosphere as a source of volatile organic compounds in shallow groundwater. Wat. Resour. Res. 35: /3/ Loll, P Oprensning af olie- og benzinfoureninger status for natulig nedbrydning og biologiske afværgeteknikker med focus på olie og benzinforureninger. ATV-møde: Afværgeteknologier state of the art. /4/ Paul, E.A Soil microbiology, ecology and biochemistry (3th ed.). Academic Press. /5/ Kristensen, A., Henriksen, K., Scow, K. og P. Moldrup (under udarbejdelse). Effect of Soil Physical Heterogeneity on Potential Intrinsic Biodegradation in a Deep Vadose zone Contaminated with Petroleum Hydrocarbons. Vadose Zone Journal. /6/ Moldrup, P., T. Olesen, T. Komatsu, P. Schjønning, og D.E. Rolston Tortuosity, diffusivity, and permeability in the soil liquid and gaseous phases. Soil Sci. Soc. Am. J. 65: /7/ Keeney, D.R., og D.W. Nelson Nitrogen Inorganic Forms. i: A.L. Page and R.H. Miller (ed.). Methods of soil analysis. Part 2. Chemical and microbiological properties (2nd Edition) ASA-SSSA. Madison WI. /8/ Olsen, S.R. og L.E. Sommers Phosphorous. i: A.L. Page and R.H. Miller (ed.). Methods of soil analysis. Part 2 - Chemical and microbiological properties (2nd Edition). ASA-SSSA. Madison WI. /9/ Watwood, M.E. C.S. White, and C.N. Dahm Methodological modifications for accurate and efficient determination of contaminant biodegradation in unsaturated calcareous soils. Appl. Environ. Microbiol. 57: /10/ Lee, R.F., og C. Ryan Proc. Of workshop on: Microbial degradation of organochlorine compounds in eustuarine waters and sediments. i: Bourquin, A.W., and P.H. Pritchard (ed.). Microbial degradation of pollutants in marine environments workshop: Pensacola Beach FL, April 9-14, /11/ Deeb, R.A., aog L. Alvarez-Cohen Temperature effects and substrate interactions during the aerobic biotransformation of BTEX mixtures by toluene-enriched consortia and rhodococcus rhodochrous. Biotech. Bioeng. 62: /12/ Nielsen, P.H., og T.H.Christensen Variability of biological degradation of aromatic hydrocarbons in an aerobic aquifer determined by laboratory batch experiments. J. Contam. Hydrol. 15: /13/ Kristensen, A.H Soil column method for examination of volatile organic chemical diffusion and degradation in the unsaturated zone. Afgangsprojekt. Aalborg Universitet. /14/ Kristensen, A.H., Mortensen, L., Høj, A.R. og P. Møldrup Undersøgelse ved brug af kerneboringer. Vand & Jord, 15. /15/ Downey, D.C., R.E. Hinchee, og R.N. Miller Cost-effective remediation and closure of petroleum contaminated sites. Battelle Press, Columbus, Ohio. /16/ US EPA How to evaluate alternative cleanup technologies for underground storage tank sites: A guide for corrective action plan reviewers. EPA 510-R

58

59 IN-SITU AFVÆRGE ERFARINGER MED BIOLOGISK NEDBRYDNING AF KULBRINTER I JORD OG GRUNDVAND Cand.scient., chefkonsulent Henrik Kjær Nielsen Civilingeniør, ph.d., kontorleder Søren Dyreborg DGE Group Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

60

61 RESUMÉ Afværgeindsatsen efter et benzinspild på l i en geologisk set kompliceret lagfølge har vist, at der også kan opstå biologisk nedbrydning i forbindelse med fysiske afværgemetoder såsom afværgepumpning. Det kan foregå helt naturligt, såfremt de naturlige betingelser er til stede i det berørte magasin. Og i modsat fald kan betingelserne skabes, således at nedbrydningen kan sættes i gang. I denne artikel beskrives nedbrydningen i forbindelse med afværgepumpning, og der opstilles forslag til estimering af omfanget. Desuden gennemgås indicier for en biologisk nedbrydning i umættet zone som følge af airsparging / vakuumventilering. Endelig vises, hvorledes man kan skabe eller forbedre muligheder for biologisk nedbrydning, såfremt de naturlige forhold ikke er optimale. BAGGRUND OG FORMÅL Afværge overfor omfattende kulbrinteforureninger er ofte faseopdelt. Normalt indledes med fysisk stoffjernelse, der samtidig kan have til formål at hindre yderligere forureningsspredning, hvorefter der fx kan suppleres med biologisk nedbrydning af kulbrinterne. Det er velkendt, at der i forbindelse med anvendelse af traditionelle afværgemetoder som afværgepumpning, airsparging og vakuumventilering samtidig kan opnås en vis biologisk nedbrydning. Det er dog ikke særlig godt dokumenteret, hvor stor denne effekt faktisk kan blive og ikke mindst, hvorledes den biologiske effekt kan optimeres. Med baggrund i erfaringerne fra en række afværgeprojekter, udført gennem de sidste 20 år vil effekten af den biologiske nedbrydning i forbindelse med fysiske metoder blive gennemgået specielt med udgangspunkt i en større benzinforurening, der omfatter et spild på liter, der har bredt sig i kompleks sammensatte moræneformationer gennem otte år. Netop oprensninger af komplekse geologiske lagfølger kan være en udfordring, hvor især biologisk nedbrydning i moræneler ofte har voldt store problemer. Her anvendes med fordel en afværgemetode, BiOxy-Tracking, som DGE har udviklet og gennem en årrække anvendt. Endelig inddrages en del erfaringer og problematikker omkring betydningen af sammensætningen af benzin herunder erfaringer med den lette fraktion med mindre end seks kulstofatomer, som normalt ikke ofres den store opmærksomhed. CASE STUDY Indledningsvis vil baggrunden for oprensningen af det store benzinspild på l blive gennemgået kort. Sagen startede med opdagelsen af MTBE i det oppumpede grundvand ved det lokale vandværk i Da kildefeltet var placeret meget tæt på en benzinstation, blev denne undersøgt nærmere. Tæthedsprøvninger afslørede en utæt kontraventil i sugeledningen til en benzintank. En detaljeret gennemgang af benzinregnskaberne afslørede, at udsivningen

62 af benzin sandsynligvis havde stået på gennem otte år, og at der i alt var løbet ca liter ud i jorden. Undersøgelsesboringer afslørede massiv forekomst af benzin i fri fase på grundvandsspejlet 7 m under terræn. Desuden påviste undersøgelserne ikke overraskende en markant grundvandsforureningsfane. Geologi og hydrogeologi Indsatsområdet er et morænelandskab, der er præget af en gletsjertunge, som under Weichselistiden fra sydøst er presset frem mod området og lige nord herfor. I dette område er der ved afsmeltningen af isen aflejret store mængder sedimenter, ligesom isens fremadrettede bevægelse har skubbet rundt med materialet i flere omgange. Geologien er derfor særdeles kompliceret sammensat. Den overordnede geologiske opbygning af undersøgelsesområdet kan karakteriseres ved følgende dominerende formationer: Et 18 m dybt morænesandlegeme under servicestationen omgivet og underlejret af moræneler. Et 20 m dybt morænesandlegeme under vandværksgrunden 100 meter nordøst for spildstedet også her omgivet og underlejret af moræneler. De to morænesandlegemer er adskilt af et overfladenært morænelerslag, der hydraulisk danner en barriere mellem de to sandlegemer. Flere dybereliggende vandførende lag af silt med sandslirer / finsand med siltlag i moræneleren, med en begrænset indbyrdes hydraulisk forbindelse, og som strækker sig fra hot spot ved servicestationen til den nordligste del af området. Disse hovedformationer indeholder et komplekst sammensat system af lerede og sandede slirer og tynde lag, som hhv. reducerer og øger den hydrauliske ledningsevne og derved styrer grundvandets strømning, der drives af en nordlig trykgradient. Umiddelbart efter opdagelsen af MTBE i råvandet blev driften af vandværket indstillet. Vandværkets indvindingsboringer var filtersat fra 42 meter under terræn under et ca. 20 m dække af moræneler. I løbet af det efterfølgende år blev der observeret stigninger på omkring 2-3 meter i det øvre sekundære grundvandsspejl en stigning, som har vist sig permanent, og som alene skyldes standsningen af indvindingen. Forureningsudbredelse Den fri fase fandtes udelukkende i sandlegemet under servicestationen, idet udbredelsen var hæmmet af den nedstrøms liggende morænelerbarriere. Grundvandsfanen nedstrøms for denne barriere indeholdt stort set udelukkende MTBE til gengæld i høje koncentrationer og med stor udbredelse. Helt op til µg/l blev påvist i et dybtliggende lag af siltet finsand. Den store stigning af grundvandsspejlet, der blev observeret efter, at driften af vandværket blev indstillet, har haft stor betydning for den efterfølgende oprensning, idet den fri fase blev spredt tilsvarende op gennem de tidligere umættede og uforurenede lag. Desuden kom grundvandsspejlet gradvist op over morænelerbarrieren, hvorved der skabtes risiko for en yderligere udbredelse hen over barrieren.

63 Afværgestrategi Der blev fra starten valgt en faseopdelt afværgestrategi. Allerede et par uger efter opdagelsen af forureningen blev der igangsat afværgepumpning fra 4 boringer i hotspot med henblik på at opsamle mest mulig fase samt sikre hydraulisk kontrol med forureningen for at begrænse yderligere spredning. Det var planen, at denne første fase skulle vare omkring et par år, og at den herefter skulle suppleres med airsparging, vakuumventilering samt forsøg på at fremme den biologiske nedbrydning evt. ved anvendelse af BiOxy-Tracking. AFVÆRGEPUMPNING Den naturlige årstidsbetingede variation i grundvandsstanden vil altid bevirke en udvikling af en smearzone men den store stigning på 2-3 m grundet pumpestoppet på vandværket har betydet en særdeles tyk smearzone. Det skal her erindres, at tilstedeværelse af to faser i de mættede lag i smearzonen bevirker en voldsom reduktion af den effektive permeabilitet og dermed en reduceret mobilitet af begge faser. Dette reducerer faseudbredelsen men reducerer desværre også effekten af den igangsatte afværgepumpning. Skiftet i afværgefase har derfor måttet udsættes til 2007, idet der vedblivende fandtes stor fasedannelse på grundvandsspejlet specielt ved faldende grundvandsspejl i sommerhalvåret. En for tidlig start af airsparging med tilhørende vakuumekstraktion kunne betyde, at forureningen blev ført op i den umættede zone, og at der derfor ville opstå særdeles stort forbrug af aktivt kul til rensning af ekstraktionsluften. Oppumpede forureningsmængder Indløbsværdierne for MTBE lå i de første måneder af indsatsen på omkring µg/l og var i 2006 faldet til under µg/l. Tilsvarende er der sket en reduktion i indløbsværdierne for kulbrinter (C 6 -C 35 ) fra µg/l i starten til µg/l i Den oppumpede vandmængde andrager omkring 40 m 3 /døgn. Den oppumpede forureningsmængde er estimeret ud fra kvartalsvise analyser på det oppumpede grundvand samt målinger af oppumpet fri fase. Ultimo inden faseskiftet blev den samlede oppumpede forureningsmængde opgjort til godt l. Forureningen bestod af kulbrinter i fraktioner C 6 -C 35 samt MTBE. Den fri fase af benzin udgjorde godt l, mens resten har været opløst i vandfasen. Kemisk sammensætning af opløste kulbrinter Den opløste kulbrintemængde domineres ifølge analyserne af monoaromaterne (BTEX) i fraktionen C 6 -C 8, som udgør ca. 89 % af de oppumpede kulbrinter, mens den resterende del udgøres af aliphater. Den opsamlede mængde MTBE er opgjort til liter svarende til ca. 13 % af de totale mængder opsamlede benzinstoffer. Paradokset Ved den indledende undersøgelse i 2001 blev der i jordprøverne påvist et gennemsnitligt BTEX-indhold på 62 % af kulbrintefraktionen C 6 -C 35 (med en variation mellem 55 og 68 %), mens der i 2006 blev påvist et BTEX indhold på 69 % (variation mellem 64 og 76 %). Alle prøver er fra de kraftigst forurenede lag. Andelen af BTEX er i 2006 var derfor på samme niveau eller endog noget højere sammenlignet med tidligere analyser.

64 Andelen af BTEX i jorden efter godt 5 års pumpning var umiddelbart overraskende. Det var forventet, at andelen af BTEX er i jorden ville være faldet, idet BTEX erne pga. en relativ høj vandopløselighed - udgjorde ca. 90 % af de kulbrinter, der blev fjernet med grundvandet. Den eneste sandsynlige forklaring er derfor, at de øvrige komponenter, som især består af alifatiske kulbrinter, er fjernet i stort set samme omfang som BTEX erne. Da der iflg. analyserne kun er fjernet maksimalt 10 % af alifaterne med det oppumpede vand, og da der ikke er udført vakuumventilering eller andre former for afværge i perioden, og da disse forbindelser ikke er udvasket i større omfang til fanen, må reduktionen derfor skyldes nedbrydning. De alifatiske kulbrinter i benzin omfatter især alkaner og alkener. Sammenlignet med BTEX erne sorberes de alifatiske kulbrinter forholdsvis mere til sedimentet, og de er generelt mindre vandopløselige. I benzin varierer den kemiske sammensætning en del, men iflg. litteraturen dominerer alkanerne i frisk benzin med en andel mellem % af total kulbrinterne med en typisk værdi midt i. Alifaterne opdeles i ligekædede, forgrenede og cykliske forbindelser, og de er forholdsvis let nedbrydelige under aerobe forhold med faldende nedbrydelighed i den nævnte rækkefølge. Da den daværende pumpning tilførte ilt- og næringssaltholdigt grundvand fra omgivelserne, var det ikke uventet, at der over tid ville ske en vis nedbrydning af kulbrinterne og således også de alifatiske kulbrinter. Det var dog overraskende, at nedbrydningen ville være så stor, at det kunne ses i den kemiske sammensætning. Beregning af nedbrydning og restforurening ud fra BTEX Med baggrund i den kendte forureningsmængde, der var løbet ud i jorden samt ud fra kulbrintesammensætningen i såvel jord- som vandanalyser fra 2001 og 2006, er størrelsen af nedbrydningen samt restforureningen af BTEX erne forsøgt estimeret nedenfor. Omfanget af nedbrydningen er estimeret ud fra andelen af BTEX er i den oprindelige benzin, den oppumpede BTEX-mængde samt andelen af BTEX i restforureningen. BTEX erne er anvendt til beregningen, idet disse er de eneste kulbrinter, der er kvantificeret ved de normalt anvendte analyser. I beregningerne forudsættes det endvidere, at kulbrintefraktionen <C 6 udgør 30 % af frisk benzin. Denne fraktion medtages normalt ikke i de traditionelle kemiske analyser. DGE har i forbindelse med andre projekter gennemført et litteraturstudium og konstateret, at denne fraktion kan udgøre over 35 % af det totale benzinprodukt og ofte ligger i størrelsesordenen %. Disse tal understøttes af en ny publikation fra Miljøstyrelsen /1/. At en så stor andel ikke medtages i de kemiske analyser og betragtninger og risikovurderinger i øvrigt er tankevækkende og betyder blandt andet, at volumenopgørelser af spredning og oprensning af et spild med kendt volumen ikke vil være korrekte med baggrund i de normale analyser. Man vil aldrig kunne redegøre for og finde hele spildet, idet fraktionen <C 6 vil mangle i regnskabet. Beregningen er foretaget uden hensyn til, at der er sket nedbrydning af BTEX, hvilket nødvendigvis må være sket. Hvis der indregnes en BTEX-reduktion pga. nedbrydning vil den

65 samlede nedbrydning blive endnu større. Den beregnede størrelse af nedbrydningen er derfor at betragte som en minimumsstørrelse. Filosofien bag beregningen er følgende: 1. Den samlede spildte mængde af BTEX til den mættede zone beregnes. 2. Herfra fratrækkes den mængde BTEX er, som er fjernet via det oppumpede grundvand, hvorved en aktuel restmængde af BTEX erne findes. 3. På baggrund af dette tal samt kendskabet til det aktuelle målte %-vise indhold af BTEX er i jorden kan den samlede aktuelle restmængde kulbrinter (C 6 -C 35 ) i jorden herefter estimeres. 4. Den samlede spildte forureningsmængde, der har nået den mættede zone, fratrækkes den samlede oppumpede mængde kulbrinter. 5. Forskellen mellem 3 og 4 vil udgøre et estimat for nedbrydning og fordampning - samt evt. udstrømning fra området, hvis der ikke var opnået hydraulisk kontrol. Den samlede mængde spildt benzin, som er løbet ud i jorden, er opgjort til l. Ud af denne mængde vil en del være bundet som residual fase i den umættede zone under transporten til den mættede zone. Baseret på resultaterne af kemiske analyser på jordprøver er mængden af residual fase estimeret til knap liter. Dette tal medtager kun kulbrintefraktionen C 6 -C 35, og skal derfor korrigeres for at benzin også indeholder fraktionen <C 6 (30 %) samt MTBE (typisk indhold: 5 10 %; der anvendes 7,5 % i beregningerne), svarende til at ca l benzin er bundet som residual fase. BTEX-andelen i benzinen, der er løbet ud, kendes ikke eksakt. Spildet er foregået over otte år og er således influeret af de forskellige kemiske sammensætninger, der har været. Andelen af BTEX er estimeres derfor ud fra erfaringstal fra litteraturen samt de indledende analyser fra På denne baggrund sættes andelen af BTEX i benzinen til ca. 35 %. Heraf fås, at mængden af BTEX, der er tilført den mættede zone, andrager liter (1). Der er i alt oppumpet godt l benzinkomponenter (excl. MTBE), hvoraf ca liter (89%) udgøres af BTEX. Der er derfor beregningsmæssig efterladt liter BTEX (2). Da BTEX erne i 2006 udgjorde 69 % af kulbrinteindholdet i jordprøverne, vil det totale indhold af kulbrinter i fraktionen C 6 -C 35 i mættet zone være ca liter (3). Den spildte forureningsmængde af kulbrinte fraktionen C 6 -C 35 til mættet zone er liter, og da der er oppumpet liter, følger det heraf, at der burde være en rest på liter (4) i den mættede zone. Forskellen mellem de to tal (ca liter) repræsenterer den nedbrudte og fordampede mængde i fraktionen C 6 -C 35. Fluxen af benzindampe til umættet zone og videre til atmosfæren er relativ begrænset, idet området overvejende er befæstet med asfalt og beton. Overslagsberegninger vha. JAGGmodellen viser, at den årlige flux maksimalt vil andrage i størrelsen 100 kg pr. år - svarende til ca liter over 14 år.

66 Det vurderes derfor, at nedbrydningen af fraktionen C 6 -C 35 mindst udgør i størrelsesordenen liter. Til sammenligning er der ved afværgepumpningen fjernet liter opløste benzinstoffer inkl. MTBE. Konklusionen må derfor være, at såfremt der findes et tilpas stort nedbrydningspotentiale i det omgivende magasin, vil afværgepumpning kunne generere en væsentlig biologisk nedbrydning. AIRSPARGING MED TILHØRENDE VAKUUMVENTILERING I 2007 blev der opbygget et anlæg til airsparging med tilhørende vakuumventilering. Desuden blev der indbygget 24 spargefiltre og ligeså mange infiltrationsfiltre i smearzonen i indsatsområdet med henblik på infiltration af næringsberiget vand for at øge den biologiske aktivitet. Infiltrationsfiltrene er desuden forberedt til tilførsel af overiltet vand, såfremt ilttilførslen fra airsparging ikke viste sig tilstrækkelig samt til biologisk nedbrydning i slutfasen. En principskitse er vist herunder. Anlægget blev igangsat i januar 2008, og driften styres og overvåges decentralt via internettet. Terræn Ca. 1 meter dyb ledningstracé / søgerande Rørf øring til afværgeanlæg Horisontale og vertikale vakuumfiltre Ca. 5 mut. Ca. 3 mut. Air sparging- og infiltrationsboring Opsamling af stærkt forurenet luf t Vakuum boring GVS. Infiltration af næringsberiget vand Filter Ca. 9 mut. Stimuleret biologisknedbry dning som f ølge af tilf ørt ilt og næringsstof f er Bentonitprop Air sparging filter

67 Resultater Kombinationen af airsparging samt tilførsel af næringssalte har gennem et års drift vist en ganske god effekt. Ud over den fysiske stoffjernelse i gasfase er der mange indicier for en ganske stor forøgelse af den biologiske aktivitet. Det har i øvrigt været imødeset med spænding, hvorvidt tilførslen af ilt ved airsparging ville afstedkomme markant fald i ph, idet der i et lag af formationen var konstateret en del pyrit, som ved iltning kan danne svovlsyre. I den konkrete sag var det vurderet, at tilstedeværelsen af kalk i de fleste lag ville neutralisere syredannelsen. I en anden sag med tilsvarende procesopbygning og med stort pyritindhold i jorden men uden kalk - har DGE oplevet, at der ved airsparging opstod fald i ph til niveauer på under 2, hvilket stopper den biologiske aktivitet fuldstændigt. Iltindholdet i vandfasen følges ved kontinuerlig registrering via fire iltsensorer, fordelt i moniteringsboringer i indsatsområdet, ligesom der jævnligt udtages vandprøver til kemisk analyse for indhold af næringssalte samt redoxparametre. Resultaterne af moniteringen viser, at såvel ilt- som saltindhold øges markant under driften. Ved driftsstop ses i løbet af få timer et fald i iltindholdet fra 5-10 mg/l til under 1 mg/l, der anses som grænsen for optimal aerob nedbrydning. Dette ses som indikation på kraftig biologisk aktivitet. Desuden er der i løbet af få uger observeret dannelse af kraftige bakteriebelægninger i moniterings- og pumpeboringer. Belægningerne ses på filterrør, slanger og ledninger helt op til terrænniveau. At belægningerne findes så højt oppe skyldes optrængning gennem filterrørene af kraftig hvidlig skumdannelse i forbindelse med sparge-processen. Ved mikroskopi af belægningerne er der konstateret to hovedtyper af bakteriekolonier en svampelignende samt en trådformet kolonidannelse. De samme kolonityper ses som afrevne totter i det oppumpede vand samt i belægninger i renseanlægget for det oppumpede vand. Observationerne gav anledning til mistanke om en tilsvarende bakteriel aktivitet i de umættede jordlag. Mikroskopi af opborede jordprøver bekræftede mistanken. To jordprøver samt afskrab fra belægninger i filterrørene blev desuden sendt til mikrobiologisk analyse hos Eurofins. Laboratoriet kunne genfinde identiske bakterietyper i de tre prøver, og der blev foretaget en kimtalsbestemmelse af prøverne. I afskrabet fra slangen blev der fundet 15 mio. cfu/gram, mens der blev fundet 5,2 mio. og 1,5 mio. i jordprøverne fra dybderne 2,5 og 4,0 meter under terræn. Der blev observeret kraftigt faldende koncentrationer i den ekstraherede luft i vakuumekstraktionen i løbet af de første par måneder. Dette sammen med ovenstående undersøgelser giver en god underbygning af, at der sker en markant bakteriologisk nedbrydning i de umættede lag.

68 TVOC - indtag SVE Tot.kulbrinter PB7 µg/m Tot. Kulbrinter (µg/l) Det ses af ovenstående figurer, at indholdet af TVOC vokser markant efter opstart af airsparging, men at indholdet reduceres til udgangsniveauet efter 2,5 måned og derefter falder yderligere. Til sammenligning er anført udviklingen af koncentrationen af oppumpet vand fra PB7, placeret centralt ved hot-spot. Det ses, at luftkoncentrationen falder væsentligt mere, end faldet i vandkoncentrationen kan forklare. I øvrigt skal det bemærkes, at der ved bestemmelsen af TVOC medtages stoffer med lavere kogepunkt end benzen. Således er der ved kontrol for gennemslag af kulfilteret påvist et indhold af TVOC på µg/m 3 og et BTEX-indhold på under 5 µg/m 3 efter kulfiltrene. En nærmere undersøgelse, foretaget af laboratoriet, viste overraskende, at næsten hele indholdet bestod af cyclohexan. Dette stof findes normalt i benzin, og det er ikke overraskende at finde det i den ekstraherede luft men årsagen til den kraftige dominans i prøven efter kulfiltrene kendes ikke. Stoffet tilbageholdes sandsynligvis begrænset af kulfilteret hvilket givetvis også gælder forbindelserne med færre end seks kulstofatomer. Men dem måler vi jo aldrig! BIOXY-TRACKING Som nævnt er det planen at afslutte indsatsen i Broager med en ren biologisk nedbrydningsproces, såfremt der bliver behov herfor. Procesbeskrivelse Processen kaldes BiOxy-Tracking. Metoden er udviklet af DGE og har været anvendt i forskellige geologiske formationer, men er en af de mest effektive i moræneaflejringer herunder også moræneler. Den biologiske efterpolering skal udføres ved at pumpe vand fra afværgeboringerne til et anlæg, hvor der tilføres ilt og næringsioner. Det berigede vand pumpes herfra til de eksisterende infiltrationsfiltre. Processen medfører opbygning af et højt indhold af ilt og næringsioner i indsatsområdet. Med en speciel teknik kan der indbygges mere end 50 mg ilt pr. liter ved grundvandstemperatur, hvilket giver en overmætning på 500 % i forhold til fuld mætning med atmosfærisk luft. Da alt vandet fra pumpningen nu tilbageføres til magasinet vil den tidligere hydrauliske stabilisering ophøre, og det berigede vand vil herefter strømme med grundvandsstrømningen som før indsatsen dvs. processen virker ad de samme kanaler, som forureningen tidligere er spredt. Da metoden styres af gradienten i grundvandstrykket, vil spredningen kunne foregå

69 såvel horisontalt som vertikalt. Det høje iltindhold medfører et højt nedbrydningspotentiale samt en stor rækkevidde i de gennemsivede morænelag. Resultater DGE har tidligere udnyttet metoden i adskillige forskellige sager og under meget forskellige geologiske forhold. I to sager har processen med stort udbytte været anvendt til nedbrydning af benzinforurening i ca meter tykke lag af moræneler. Oprensningstiden afhænger af den hydrauliske ledningsevne, trykgradienten, koncentrationen samt spredningen fra sandslirer og ind i matrix. Da der løbende vil ske et forbrug af ilt og næringsioner under strømningen vil iltfrontens fremdrift naturligvis være mindre end strømningshastigheden, som i forvejen er langsom i lerede lag. I praksis skal der forventes en indsatsperiode på mellem 2 og 6 år under de nævnte betingelser. Ved indsats i lag med højere hydraulisk ydelse vil oprensningstiden ofte være væsentlig kortere. BiOxy- Tra cking Biologisk oprensning af kulbrinteforurening

70 KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING Den naturligt forekommende mikroflora kan nedbryde de fleste organiske forureninger. Men ved at hjælpe til og vel at mærke på naturens betingelser - kan det gå stærkere. En ofte ugleset afværgepumpning vil øge gennemstrømningen af et forurenet område rigtig meget i forhold til den naturlige gennemstrømning. Hvis det omkringliggende magasin er karakteriseret ved et godt nedbrydningspotentiale, vil en afværgepumpning derfor kunne medføre en væsentlig biologisk nedbrydning og med størst effekt, hvis den udføres i hot-spot. Hvis magasinet ikke rummer betingelser for nedbrydning, kan dette ofte med små manipoleringer ændres, så der alligevel skabes betingelser for nedbrydning. I forbindelse med airsparging / vakuumventilering ses der også indicier på væsentlig biologisk nedbrydning i umættet zone. Dette kan ikke dokumenteres klart ud fra de foreliggende data, men bør undersøges nærmere. REFERENCER /1/: Sammensætning af olie og benzin, miljøprojekt nr. 1220, Miljøstyrelsen.

71 NEDBRYDNING AF CHLOREREDE OPLØSNINGSMIDLER I EN DYBTLIGGENDE FORURENINGSFANE VURDERET PÅ BAGGRUND AF VANDANALYSER OG MODELLERING Civilingeniør, ph.d. Jørn K. Pedersen Geolog Jørgen Fjeldsø Christensen Jordforureningsafdelingen Region Syddanmark Projektingeniør Annette R. Poulsen Cand.scient., ph.d. Thomas Wernberg Markedschef, geolog Ole Kloster Jacobsen ALECTIA A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

72

73 RESUMÉ Hørløkke Losseplads er beliggende på en mindre hedeslette vest for Vojens. Under lossepladsen findes et grundvandsmagasin bestående af m smeltevandssand og m miocænt kvartssand. Området ved lossepladsen er udpeget som særligt drikkevandsområde og indvindingsopland til Vojens Vandforsyning. Kortlægning af potentialeforholdene i et 72 km2 stort opland har dog vist, at hovedvandskellet ligger mellem lossepladsen og indvindingsboringerne. Undersøgelser ved lossepladsen har påvist en smal forureningsfane med chlorerede komponenter. I en afstand på 180 m nedstrøms for lossepladsen er således fundet koncentrationer på mere end 4000 ug/l (sum af chlorerede komponenter) m under terræn. Et bredt spektrum af moderstoffer, primært 1,1,1-trichlorethan, og nedbrydningsprodukter er fundet i de forureningspåvirkede boringer, og der foregår således en betydelig naturlig nedbrydning i grundvandsmagasinet. På baggrund af et pumpeforsøg er fluxen af chlorerede komponenter beregnet til at være minimum 100 kg/år 180 m nedstrøms for lossepladsen. Stoftransportberegninger med en opstillet grundvandsmodel, hvor der er benyttet litteraturværdier for halveringstiden af de chlorerede komponenter, viser en langsgående udbredelse af forureningsfanen, som er i god overensstemmelse med undersøgelsesresultaterne. INDLEDNING En stor del af de højt prioriterede grundvandsområder i form af indvindingsoplande og særlige drikkevandsområder er beliggende i det åbne land. Ved udpegningen af disse områder valgte amterne i flere tilfælde at udelade byområder på grund af et stort antal kendte potentielle forurenende aktiviteter, som kunne true kvaliteten af grundvandet. I det åbne land er antallet af grundvandstruende forurenende aktiviteter, som er omfattet af den offentlige indsats i medfør af Jordforureningsloven, derimod mere begrænset. Her udgør gamle fyld- og lossepladser formentlig langt den største trussel i forhold til grundvandet, og der er således god grund til at prioritere den offentlige indsats over for denne type forureningskilde højt. I 1982, da amterne på vegne af Miljøstyrelsen indsamlede oplysninger om gamle fyld- og lossepladser hos kommunerne, undlod man desværre at definere forskellen på fyldpladser og lossepladser. Kommunerne måtte således selv fastlægge forskellen på fyld- og lossepladser. I nogle kommuner blev alle pladser således indberettet som fyldpladser, i andre kommuner kendte man kun til lossepladser, medens de øvrige kommuner kendte begge pladstyper. Det er sandsynligt, at det ikke kun var arten af det deponerede affald men derimod størrelsen af en plads, som i mange tilfælde blev afgørende for, om den blev vurderet som en fyldplads eller som en losseplads. Om man i 1982 havde tilstrækkelig viden om de gamle pladser til reelt at skelne, om en plads var en fyldplads eller en losseplads efter nutidig definition, er i øvrigt tvivlsomt. Det kan derfor ikke tages for givet, at en plads, der i sin tid blev betegnet som en fyldplads, ikke kan udgøre en potentiel kilde til grundvandsforurening i dag. I hvilken udstrækning de gamle fyldpladser er blevet kortlagt efter Jordforureningsloven, er uvist.

74 Antallet af gamle fyld- og lossepladser er imidlertid stort. Som håndregel kan man forvente at finde mindst en gammel fyld- og losseplads i hver af de gamle købstads- og landkommuner, og dem var der ca af før kommunalreformen i Ifølge den seneste opgørelse er der kortlagt mere end 2500 fyld- og lossepladser i Danmark /1/. Dermed er der også betydelig sandsynlighed for at finde en eller flere fyld- og lossepladser i et indvindingsopland eller et særligt drikkevandsområde. FORMÅL Målet med denne artikel er dels at vise, at selv en forholdsvis lille losseplads kan udgøre en betydelig trussel over for grundvandsressourcen, dels at belyse omfanget af naturlig nedbrydning af chlorerede opløsningsmidler i en dybtliggende forureningsfane i et dybt, frit sandmagasin. BAGGRUND Hørløkke Losseplads er et lille affaldsbjerg anlagt på bar mark vest for Vojens umiddelbart op ad Billund Bæk i foråret 1968, se figur 1. Det kan ikke udelukkes, at der forud for deponeringen er indvundet sand under dele af lossepladsen, men da grundvandsspejlet er terrænnært, kan det kun dreje sig om beskedne mængder. Den nordlige afgrænsning af lossepladsen udgøres af Billund Bæk. Deponeringen påbegyndtes i pladsens sydøstlige hjørne og fortsatte i retning mod nordvest. Pladsens fysiske udvikling fra etableringen til afdækning og beplantning kan følges på luftfotos fra perioden. Det samlede lossepladsareal er på ca. en ha. Tykkelsen af det deponerede affald og afdækning er på i alt ca. 8 meter. Heraf udgør afdækningen ifølge prøvegravninger ca.1-3 meter. Ifølge de historiske oplysninger /2/ har lossepladsen i perioden 1968 til 1971 hovedsageligt modtaget fyld og dagrenovation fra Vojens by. Fra 1972 fungerede lossepladsen næsten udelukkende som fyldplads uden opsyn. Herudover modtog pladsen i en periode slam fra Vojens rensningsanlæg. Slammet blev deponeret i et slambed indrettet ovenpå affaldet. Ved samtaler med tidligere medarbejdere ved lossepladsen blev det oplyst, at der ikke er deponeret kemikalieaffald på pladsen bortset fra et enkelt tilfælde, hvor to 200 kg. tromler indeholdende en gullig væske fra virksomheden Brdr. Gram i Vojens skulle være deponeret. Dette er dog i modstrid med en væsentligt nyere oplysning fra en tidligere ansat hos Brdr. Gram, som fortalte, at han flere gange havde kørt flydende affald fra virksomheden til lossepladsen i tromler, tømt tromlerne på pladsen og taget dem med retur til genbrug på virksomheden. Det bemærkes, at Brdr. Gram også var kilden til deponeringen i Skrydstrupdepotet, hvor et stort antal tromler i 1986 blev fjernet af Sønderjyllands Amt og Miljøstyrelsen ved et afværgeprojekt til ca. 20 mio. kr. I perioden 1975 til 1978 var der kun begrænset aktivitet på pladsen. Pladsen blev i 1978 afdækket med moræneler og klæg, hvilket efterfølgende er blevet bekræftet i forbindelse med prøvegravning. I oktober 1984 blev lossepladsen planeret og beplantet.

75 Figur 1 Situationsplan med angivelse af potentialelinier, indvindingsboringer og indvindingsopland, undersøgelsesboringer samt beliggenheden af profil 1. UNDERSØGELSER OG RESULTATER De første forureningsundersøgelser påbegyndtes af Sønderjyllands Amt i 1985 /2/, og undersøgelserne er fortsat mere eller mindre intensivt siden. Efter etableringen af et antal boringer i 1999 tæt ved pladsen blev det klart, at der foregik en betydelig udvaskning af chlorerede opløsningsmidler fra pladsen. På nuværende tidspunkt er der udført undersøgelser for mere end fire mio. kr. Det forventes, at lokaliteten hører til i kategorien store jordforureningssager ; med andre ord at de samlede udgifter når over 10 mio. kr. før undersøgelser og even-tuel afværgeindsats er afsluttet. Da der i denne artikel ikke er plads til en kronologisk gen-nemgang af de hidtil gennemførte undersøgelser, vil der i det følgende blive fokuseret på udvalgte dele uden hensyntagen til den rækkefølge, som resultaterne er opnået i. Geologi og vandindvinding Hørløkke Losseplads er beliggende lige vest for hovedopholdslinien på en mindre hedeslette, som løber mellem Gram Bakkeø mod syd og hovedopholdsliniens morænelandskab mod nord. Områdets geologiske opbygning består øverst af 15 til 20 meter smeltevandssand (figur 2), som få steder mellemlejres af en moræneler med meget lokal udbredelse. Herunder følger mellem 60 og 80 meter Miocæn kvartssand tilhørende Odderup Formationen. I kvartssandet findes to tynde lerlag med tykkelser på få meter. Lerlagene er ikke sammenhængende i hele området, hvilket fremgår af enkelte boringer, hvor lagene helt mangler. 80 til 90 m under terræn bliver kvartssandet efterfulgt af tertiært glimmerler fra Arnum Formationen. Lerlaget er ikke gennemboret, men det forventes at have stor regional udbredelse.

76 Figur 2 Geologisk tværsnit i profil 1. De massive sandaflejringer over Arnum formationen rummer et grundvandsmagasin, der vurderes at være hydraulisk sammenhængende i hele området. Lossepladsen er beliggende i et område, der i 1997 blev udpeget med særlige drikkevandsinteresser, og som blev vurderet til at være nedsivningsområde til et større regionalt magasin. Endvidere indgår arealerne ved lossepladsen i det oprindeligt udpegede indvindingsopland til Vojens Vandforsyning. Indvindingsboringerne ligger ca. 700 m øst for lossepladsen. Vandforsyningen har i de senere år gennemført lokale geofysiske undersøgelser og etableret tre dybere indvindingsboringer m øst og nordøst for lossepladsen. Detailstudier af boreprøver fra en af boringerne har vist, at boringen er placeret i en begravet dal /3/. På nuværende tidspunkt er kun en af de nye boringer taget i brug. Den overordnede grundvandskortlægning i området er endnu ikke afsluttet, og der foreligger ikke et revideret indvindingsopland. Potentialeforhold For at danne grundlag for en optimering af placeringen af undersøgelsesboringer ved lossepladsen er der gennemført en synkronpejling af udvalgte eksisterende boringer i et ca. 72 km 2 stort opland. I alt blev 110 boringer lokaliseret og kotesat, og heraf indgik 83 boringer efterfølgende i en synkron pejlerunde, som blev gennemført i september Samtidig blev

77 samtlige boringer, som allerede var etableret i forbindelse med undersøgelsen af lossepladsen, pejlet. Resultaterne viser, at hovedvandskellet ligger mellem lossepladsen og indvindingsboringerne, og at udvaskningen fra lossepladsen strømmer mod vest, se figur 1 /5/. Vandindvindingen synes således ikke umiddelbart truet af forurening fra lossepladsen, hvorfor kortlægning af forureningsfanen efterfølgende blev målrettet det særlige drikkevandsområde vest for lossepladsen. Vandspejlet findes ved lossepladsen 2-3 m under terræn. Graveundersøgelse Med henblik på at belyse affaldssammensætningen, herunder om der fandtes tromler, der havde potentiale for en fortsat forurening, er der gennemført en graveundersøgelse. Der blev således gravet to render til lossepladsens bund. Affaldet var generelt tørt og velbevaret, og opfyldningskronologien blev bekræftet på baggrund af avisfund i fyldet. Lossepladsen rummer således fortsat et betydeligt potentiale for udvaskning. Ud over husholdnings- og bygningsaffald blev der fundet en del industrielt affald, bl.a. i form af tromler, som dog alle var mast flade og uden indhold. Tromlernes oprindelse kunne ikke erkendes. Analyser af opgravede prøver viste en kraftig forurening med total kulbrinter; derimod blev der kun påvist beskedne indhold af chlorerede opløsningsmidler. Kortlægning af forureningsfanen Der er på nuværende tidspunkt etableret 16 stk m dybe boringer indenfor en afstand af ca. 500 m fra lossepladsen til brug for kortlægning af forureningsfanen; heraf er to boringer placeret opstrøms for lossepladsen. Yderligere to boringer er under etablering. Boringerne er typisk udbygget med filtre i fire til seks niveauer, så også den vertikale fordeling af forureningsfanen kan belyses. Vandprøver fra samtlige filtre er analyseret for bl.a. boringskontrol og chlorerede komponenter. Analyserne er efterfølgende gentaget for en del af de filtre, hvor der ved første analyse blev fundet væsentlige indhold af chlorerede komponenter, uden at dette har givet markant ændrede resultater. På baggrund af resultaterne kan der identificeres en forholdsvis smal forureningsfane med chlorerede komponenter i en dybde på m under terræn til en afstand på minimum 325 m fra lossepladsen, se figur 3. Ved kildeboringen på kanten af lossepladsen er fundet et markant forhøjet ionindhold og en forurening med chlorerede komponenter i en koncentration på mere end 3800 ug/l (sum af chlorerede komponenter) ned til 60 m under terræn. Det dybeste filter i boringen ca. 75 m under terræn er upåvirket. Indholdet af NVOC er mindre end 20 mg/l i alle filtre, hvorimod jernindhold på op til 75 mg/l er observeret. Ved faneboringen , som ligger 180 m nedstrøms for lossepladsen er fundet et forhøjet ionindhold m under terræn, som på baggrund af et forhøjet chlorid-indhold tilskrives påvirkning fra lossepladsen. I de to øverste filtre m under terræn ses ligeledes forhøjet ionindhold, men her vurderes årsagen at kunne være pyritoxidation, idet chlorid-indholdet er på et normalt niveau medens sulfat-indholdet er meget højt. Der ses et indhold af chlorerede komponenter i boring på mere end 4000 ug/l (sum af chlorerede komponenter). Også i denne boring er det dybeste filter ca. 71 m under terræn upåvirket. Et bredt spektrum af moderstoffer og nedbrydningsprodukter findes i de forureningspåvirkede boringer, se tabel 1. I den øverste del af boring findes både moderstoffet 1,1,1- trichlorethan og en række nedbrydningsprodukter, medens der dybere i boringen især findes

78 Figur 3 Fordelingen af chlorerede komponenter (sum, ug/l) i forureningsfanen nedstrøms for Hørløkke Losseplads. nedbrydningsprodukter med 1,1-dichlorethan som den dominerende komponent. Ved faneboringen ses både 1,1,1-trichlorethan og trichlorethylen som moderstoffer, medens der blandt nedbrydningsprodukterne ses betydelige indhold af både 1,1-dichlorethan, 1,1- dichlorethylen, cis-1,2-dichlorethylen og vinylchlorid. Tilstedeværelsen af trichlorethylen i faneboringen peger på, at både 1,1,1-trichlorethan og trichloretylen er blevet deponeret på lossepladsen. Resultaterne fra kortlægning af forureningsfanen viser, at der foregår en betydelig naturlig nedbrydning af chlorerede komponenter i magasinet. Redoxforholdene i de forureningspåvirkede filtre varierer fra manganreducerende til methanogene baseret på de kriterier, som er defineret i /7/. Dette giver gode nedbrydningsbetingelser for polychlorerede stoffer, medens vinylchlorid normalt ikke forventes nedbrudt under disse forhold. Tabel 1 Indhold af chlorerede komponenter i to dybder i kildeboring og i faneboring m nedstrøms for Hørløkke Losseplads. Kildeboring Faneboring m.u.t. 60 m.u.t. 46 m.u.t. 55 m.u.t. Komponent Konc. ug/l Konc. ug/l Konc. ug/l Konc. ug/l Moderstoffer: Trichlormethan 1,3 0,09 0,05 0,43 1,1,1-trichlorethan Tetrachlormethan <0,02 <0,02 6,1 <0,02 Trichlorethylen 27 9, Tetrachlorethylen 1,5 <0,02 0,95 0,51 Nedbrydningsprodukter: Dichlormethan 0,61 0,19 <0,1 0,16 Vinylchlorid ,1-dichlorethylen Trans-1,2-dichlorethylen ,72 0,75 Cis-1,2-dichlorethylen 160 7, ,1-dichlorethan

79 Koncentration (umol/l) ,1 0,01 TCA TCE 1,1-DCA 1,1-DCE Cis-1,2-DCE Trans-1,2-DCE VC 0,001 0,0001 0, Afstand fra kilde (m) Figur 4 Koncentrationen af chlorerede komponenter i forureningsfanen fra Hørløkke Losseplads som funktion af afstanden fra kilden. Der er ikke gennemført undersøgelser med henblik på at afklare, om den observerede nedbrydning er kemisk eller biologisk betinget. I figur 4 er vist et logaritmisk plot af koncentrationen af moderstoffer og nedbrydningsprodukter som funktion af afstanden fra kilden. Ifølge /8/ vil kurvene i dette plot have et divergerende forløb, hvis den biologiske nedbrydning dominerer, hvorimod kurvene ved kemisk nedbrydning vil være parallelle. Med dette udgangspunkt synes nedbrydningen ved Hørløkke Losseplads at være domineret af biologisk nedbrydning på strækningen m fra kilden, medens den kemiske nedbrydning dominerer længere nedstrøms for lossepladsen. Kurvernes forløb kan dog også være påvirket af, at boringerne ikke nødvendigvis er placeret lige centralt i forureningsfanen. Pumpeforsøg Med henblik på at opnå en kvalitativ forståelse for udbredelsen af forureningsfanen og for at kunne udføre en kvantitativ beregning af forureningsfluxen er der i boring gennemført et pumpeforsøg med en varighed på tre uger. Der er pumpet samtidig fra to filtre med en ydelse på ca. 7 m 3 /t i begge filtre, og der er udført on-line MIMS-målinger af vandets indhold af chlorerede komponenter. MIMS-målingerne er suppleret med traditionelle laboratorieanalyser. Det oppumpede vand er inden tilledning til spildevandsledning behandlet i to serieforbundne kulfiltre. Selv om MIMS-instrumentet voldte en del problemer, lykkedes det at registrere koncentrationsforløb af moderstofferne 1,1,1-trichlorethan og trichlorethylen samt nedbrydningsprodukterne 1,1-dichlorethan og dichlorethylener i det oppumpede vand under forsøget.

80 Figur 5 Modelberegnet koncentrationsfordeling af 1,1,1-trichlorethan (øverst) og 1,1-dichlorethan (nederst) i et lag ca. 60 m under terræn 40 år efter kildestart MIMS-målingerne viser stigende koncentrationer i begge filtre i slutningen af forsøget svarende til, at der trækkes mere forurenet vand mod boringen. På baggrund af forsøgets resultater er fluxen af chlorerede komponenter beregnet til at være minimum 100 kg/år (sum af chlorerede komponenter) i en afstand på 180 m nedstrøms lossepladsen. Modellering På et forholdsvis tidligt tidspunkt i undersøgelsesforløbet er der opstillet en stationær grundvandsmodel for området ved Hørløkke Losseplads. Efterhånden som nye undersøgelsesresultater i form boringer, pejledata, grundvandsdatering, prøvepumpning mv. er fremkommet, er modellen revideret. Den aktuelle model er opstillet i Groundwater Vistas version 3.x med Modflow 2000 som beregningsmodul. Modellen er anvendt til at forbedre forståelsen for, hvordan grundvandssystemet opfører sig ved lossepladsen, samt som støtte til placeringen af nye boringer, blandt andet ved hjælp af partikelbaneberegninger.

81 I den nyeste del af modelarbejdet er stoftransport og nedbrydning inddraget for at få en bedre vurdering af forureningsfanens udbredelse. Modellen benytter RT3D til beregning af stoftransport. Kilden forudsættes at være 1,1,1-trichlorethan med 1,1-dichlorethan som primært nedbrydningsprodukt; øvrige nedbrydningsprodukter antages ikke at være betydende. Som udgangspunkt er der benyttet en litteratur-værdi for halveringstiden for 1,1,1-trichlor-ethan på 230 dage, medens halveringstiden for 1,1-dichlorethan er sat til 60 dage /9/. Der er benyttet to initiale kilder af 1,1,1-trichlorethan under hele lossepladsens areal. Den ene kilde er placeret nær terræn, mens den anden er placeret 60 m under terræn. Kildestyrken holdes konstant på 4000 ug/l i hele beregningsperioden. Dispersiviteten er ikke medtaget i modelopsætningen, idet overslagsberegninger tyder på, at dispersiviteten er meget lav. Beregningsmodulet leverer dog nogen numerisk dispersion. Resultaterne af stoftransportbegningen er i figur 5 vist for et tidspunkt 40 år efter kildestart og for et beregningslag ca. 60 m under terræn. Den beregnede forureningsfane er noget bredere end undersøgelsesresultaterne viser, hvilket formentlig skyldes, at udbredelsen af kilden reelt kun omfatter en mindre del af lossepladsen. Under forudsætning af at de valgte halveringstider er realistiske for området, giver modelberegningerne en langsgående udbredelse af forureningsfanen, både hvad angår moderstoffet 1,1,1-trichlorethan og nedbrydningsproduktet 1,1,-dichlorethan, som er i god overensstemmelse med undersøgelsesresultaterne. KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING De gennemførte undersøgelser ved Hørløkke Losseplads har vist, at lossepladsen trods sin forholdsvis beskedne størrelse udgør en betydelig trussel over for grundvandsressourcen i et særligt drikkevandsområde. En forureningsfane med chlorerede komponenter strækker sig mere end 325 m nedstrøms lossepladsen i en dybde på op til ca. 60 m under terræn. Et pumpeforsøg udført centralt i forureningsfanen har vist, at forureningsfluxen med chlorerede komponenter er af størrelsen 100 kg/år. I de forureningspåvirkede boringer er der fundet et bredt spektrum af moderstoffer og nedbrydningsprodukter svarende til at der foregår en betydelig naturlig nedbrydning af de chlorerede komponenter i grundvandsmagasinet. Modelberegninger baseret på halveringstider fra litteraturen giver en udstrækning af forureningsfanen, som stemmer godt overens med undersøgelsesresultaterne. Den naturlige nedbrydning er ikke tilstrækkelig til at imødekomme kravet om, at kvalitetskriterierne skal overholdes 100 m nedstrøms for lokaliteten. Umiddelbart taler dette for at iværksætte en aktiv afværgeforanstaltning, men det er naturligvis et spørgsmål, om effekten af en aktiv indsats vil stå mål med indsatsen? Ingen konkrete vandindvindingsinteresser er truet af den aktuelle forurening, og på baggrund af undersøgelsesresultater og modelberegninger er der ikke grund til at tro, at forureningen på længere sigt vil udgøre en reel trussel over for vandindvindingsinteresser. Der er dog et klart behov for at dokumentere, at forureningsfanen ikke udvikles yderligere. Dette arbejde foregår i øjeblikket. Der rettes i den forbindelse særlig fokus på svært nedbrydelige stoffer, herunder vinylchlorid, som kan være afgørende for, om forureningsfanen er stationær. En aktiv afværgeindsats må alene på baggrund af forureningsfanens dybe beliggenhed antages at blive forholdsvis bekostelig, og ressourcerne kan i forhold til den aktuelle sag sandsynligvis gøre større gavn andre steder. Måske savner vi en bedre mulighed i Jordforureningsloven for at kunne acceptere tilstedeværelsen af veldokumenterede

82 forureningsfaner i de særlige drikkevandsområder? Under alle omstændigheder savnes et redskab, som kan sikre, at aktuel information om kendte forureningsfaner er tilgængelig for kommunerne, der som vandforsyningsmyndighed har ansvaret for ikke at give tilladelse til vandindvinding i et forureningspåvirket område. En forureningsfane med chlorerede opløsningsmidler rummer måske også en anden og i Danmark hidtil upåagtet trussel. Miljøstyrelsen har netop udgivet et miljøprojekt om brugen af hjælpe- og tilsætningsstoffer i danske renserier før og nu /10/. Rapporten omtaler desværre ikke stoffet 1,4-dioxane (1,4-diethylenedioxide), som tidligere har været anvendt som stabilizer i chlorerede opløsningsmidler, især i 1,1,1-trichlorethan i mængder på 2-8 % vol. /11/. 1,4-dioxane hører til blandt de mest mobile og persistente organiske stoffer, som er fundet ved forurenede lokaliteter. Stoffet er mistænkt for at være kræftfremkaldende, det er fuldt blandbart med vand og det tilbageholdes kun i meget begrænset omfang som følge af sorption. Dermed kan 1,4-dioxane transporteres hurtigere og længere væk fra forureningskilden end de øvrige komponenter i en forureningsfane. Måske tiden er inde til at få afklaret, om 1,4- dioxane og formentlig en lang række andre kemikalier, som vi hidtil ikke har interesseret os for i relation til jord- og grundvandsforurening, kan udgøre en trussel for grundvandsressourcen? På trods af stofegenskaberne er det muligt at analysere for 1,4-dioxane i grundvand med en detektionsgrænse under 1 ug/l. Dermed kan 1,4-dioxane inddrages i analysepakken for lokaliteter, hvor stoffet kan forekomme. I de kommende undersøgelser ved Hørløkke Losseplads vil 1,4-dioxane formentlig også komme i fokus. REFERENCER /1/ Redegørelse om jordforurening Miljøstyrelsen, 2008 /2/ Hørløkke Losseplads, reg. nr , Fase 1- orienterende undersøgelser. Sønderjyllands Amtskommune, 1986 /3/ Stratigrafisk analyse af Jegerup boringen, DGU nr , i Sønderjyllands Amt. Piasecki, S. & Rasmussen, E.S Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse Rapport 2006/2. /4/ Videregående undersøgelser ved Hørløkke Losseplads, Hovedrapport. Sønderjyllands Amt, 2001: /5/ Forureningsundersøgelser ved Hørløkke Losseplads. Statusnotat. Sønderjyllands Amt, 2003: /6/ Forureningsundersøgelser ved Hørløkke Losseplads. Statusrapport. Sønderjyllands Amt, 2007: /7/ Redox zones of a landfill leachate pollution plume (Vejen, Denmark). Lyngkilde, J. & Christensen, T.H., J. Contam. Hydrol., 10, /8/ Monitored natural attenuation forum: The case for abiotic MNA. Brown, R.A., Wilson, J.T. & Ferrey, M., Remediation Journal, 17, /9/ Hydrochemical Facies Analysis of 1,1,1-Trichlorethane and its Degradation Products in Fractured Bedrock. Cho, H.J., Fiacco Jr., R.J, Daly, M.H. & McTigue, J.W., U.S. EPA/NGWA Fractured Rock Conference: State of the Science and Measuring Success in Remediation. /10/ Kortlægning af hjælpe- og tilsætningsstoffer i danske renserier før og nu. Glensvig, D., Buch, C., Abildgaard, A. & Mortensen, P., Miljøprojekt Nr. 1216, Miljøstyrelsen /11/ Treatment options for remediation of 1,4-dioxane in groundwater. DiGuiseppi, W. & Whitesides, C., The Environmental Engineer, Spring 2007 edition, American Academy of Environmental Engineers.

83 IN SITU OPRENSNING AF EN BLANDINGSFORURENING MED CHLOREREDE ETHANER OG CHLOREREDE ETHENER - HVORDAN KAN DET GRIBES AN? Seniorprojektleder Jarl Dall-Jepsen Ingeniør Jesper Lind COWI A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

84

85 RESUMÉ På en forurenet ejendom på Sjælland er der udtaget repræsentativt jord- og grundvand fra et hot spot med en blandingsforurening af chlorethener og chlorethaner. Jord og grundvand er fragtet til et laboratorium i Canada og anvendt til at skabe lukkede økosystemer med tilsætning af relevant kemisk/biologisk bekæmpelsesmiddel. Formålet er at identificere den mest effektive oprensningsmetode. Efter dialog med det canadiske firma Geosyntec blev 6 potentielt anvendelige biologisk/kemisk metoder udvalgt til laboratorieforsøg hos SiREM i Canada. Forsøgene viste, at kemisk oxidation med Fentons reagens og aktiveret persulfat, var de mest effektive kemiske metoder, samt at aktiveret persulfat tilsyneladende har en længere reaktions-tid end de øvrige kemiske oxidanter. De biologiske forsøg viste, at der ikke sker nedbrydning af betydning alene ved stimulering med donor (EOS). Derimod observeres hurtig og fuldstændig omdannelse af chlorethener og chlorethaner indtil monochlorethaner efter tilsætning af KB1 plus kultur med bakterier. De udførte laboratorieforsøg danner sammen med den kortlagte hydrogeologi og forureningskarakteristik grundlag for forslag til afværgemetode på den undersøgte lokalitet. BAGGRUND OG FORMÅL Efterhånden er der mange danske erfaringer med en lang række in situ oprensninger med chlorerede ethener som TCE og PCE, mens kun begrænsede erfaringer med in situ oprensninger af chlorerede ethaner eller blandingsforurening med chlorerede ethener og ethaner. De chlorerede ethaner, som f eks. TCA, har et anderledes nedbrydningsmønster, hvor der i nedbrydningskæden dannes 1,1-DCA og CA, hvilket kan have en afgørende betydning for afværgeeffekten og dermed på valg af in situ afværgemetode. På en virksomhed på Sjælland er der i forbindelse med produktionen tidligere anvendt både TCE og TCA, hvilket har medført en mindre jord- og grundvandsforurening med både TCE og TCA i 2 områder på ejendommen. Forureningen med chlorerede forbindelser blev konstateret i 2001, og siden er der på ejendommen udført flere forureningsundersøgelser. Forureningen er vurderet at udgøre en risiko for grundvandsressourcen som helhed. I løbet af 2008 blev der opnået enighed mellem Miljømyndighederne og virksomheden om at ændre på en tidligere foreslået afværgestrategi. Dette medførte bl.a. udførelse af en række laboratorieforsøg på jord og grundvand fra lokaliteten med henblik på at identificere den mest cost effektive kemiske/biologiske in situ metode til behandling af den aktuelle jord- og grundvandsforurening. Alle udførte laboratorieforsøg er finansieret af virksomheden.

86 Der blev i juni 2008 udtaget jord og grundvand i et forurenet område på ejendommen. Jord og grundvand blev forseglet og transporteret til firmaet SiREMs laboratorium i Canada. SiREM har stor erfaring med anvendelse af både biologiske og kemiske metoder til in situ-afværge. På laboratoriet blev der genskabt flere lukkede økosystemer, som blev tilsat forskellige potentielle kemiske/biologiske hjælpemidler, som alle er tilgængelige i den fri handel og ofte anvendt i USA/Canada. Formålet med forsøgene var at bestemme nedbrydningspotentialet for disse potentielle behandlingsmetoder/-komponenter med henblik på at fastlægge den mest optimale afværgemetode under de aktuelle forhold. BESKRIVELSE AF PROCESSEN På en virksomhed på Sjælland blev der tidligere anvendt TCE og TCA til fedtafrensning. I en kortlægningsundersøgelse udført i 2001 blev der konstateret et mindre indhold af chlorerede forbindelser, hvilket siden dannede grundlag for en række yderligere målrettede og afgrænsende forureningsundersøgelser på ejendommen. Ejendommen er V2-kortlagt og i 2005 blev der givet et afværgepåbud med krav om jordfjernelse samt etablering af afværgeoppumpning i 2 forskellige områder på ejendommen. Primo 2008 blev der opnået enighed med miljømyndighederne om at undersøge en alternativ afværgestrategi i forhold til jordfjernelse og efterfølgende afværgeoppumpning i flere magasiner. Som udgangspunkt for valg af afværgestrategi blev der anvendt en screeningsmodel og BAT-princippet (best available technology). Screeningsmodellen er udarbejdet for den svenske miljøstyrelse i 2007 /1/. Baggrunden for den ændrede afværgestrategi var dels et ønske fra virksomheden om en hurtigere oprensning, men også en vurdering af, at en velegnet in situløsning var mest cost effektiv samt mere CO 2 -neutral og bæredygtig end afværgepump-ning over lang tid. Forureningssituation Jord- og grundvandsforureningen er beliggende i 2 områder (område 1 og område 2), som hydrogeologisk er noget forskellige. I område 1 er der moræneler med sandslirer ned til ca. 15 m u.t. hvorefter der træffes kalk, som udgør det primære magasin. Vandspejlet i moræneleren står ca. 8 m u.t., og der er en nedadrettet gradient til det primære magasin. I område 2 er der i moræneleren i de fleste boringer truffet et vandførende inhomogent sandlag med et højt ler/silt indhold. Også i område 2 ligger det primære magasin ca. 15 m u.t., og der er en nedadrettet gradient. Der er udført ca. 40 boringer i område 1 og 25 boringer i område 2. Yderligere er der udført 7 boringer til det primære magasin, hvoraf 5 indgår i et moniteringsprogram. En principskitse af område 2 er vist i figur 1.

87 Figur 1 Oversigt over geologi og forureningsforhold i område 2. Nøgleparametre i forhold til forureningen med chlorethaner og chlorethener i område 1 og 2 fordeler sig som angivet i tabel 1. Parameter Område 1 Område 2 Total mængde chlorethaner [kg] 5 <1 Maks. TCA koncentration, jord [mg/kg TS] 43 0,5 Maks. TCA/DCA/CA konc vand [μg/l] /1200/330 Total mængde chlorethener 2 <1 Maks. TCE konc. jord [mg/kg TS] 6,4 0,2 Maks. TCE/cisDCE/VC konc. vand [μg/l] - 630/7000/3100 Beliggenhed af hot spot [m u.t.] 3-4 (umættet) 5-6 (mættet) Arealudstrækning [m 2 ] Vandspejlsplacering [m u.t.] 8 3 Redoxforhold [mv] Tabel 1 Nøgleparametre for indsats i område 1 og område 2

88 De konstaterede chlorerede moderstoffer vil under anaerobe forhold nedbrydes til ethan og ethen som angivet i figur 2. De foretagne undersøgelser på lokaliteten viser, at der i det forurenede område allerede foregår en høj grad af naturlig nedbrydning af både TCE og TCA, således er de dominerende komponenter i grundvandet henholdsvis cis-1,2-dce og 1,1-DCA. Figur 2 Nedbrydningsmønster for TCA og TCE under anaerobe forhold. På baggrund af gennemgang af forureningssituationen blev der gennemført en screening i forhold til identificering af de mest egnede og cost effektive afværgeløsninger. Screeningen viste, at den mest egnede afværgemetode er en kombineret graveløsning i hot spot i den umættede zone med efterfølgende in situ behandling af restforureningen i den mættede zone. Pga. den konstaterede blandingsforurening blev der sammen med det canadiske firma Geosyn-tec identificeret en række velkendte og afprøvede kemiske (ISCO) og biologiske (ERD) potentielt anvendelige afværgemetoder. Geosyntec har erfaring fra en lang række projekter med både biologiske og kemiske afværgemetoder overfor både chlorerede ethener og ethaner, hvorfor det var naturligt at bruge Geosyntec som konsulent i beslutningsprocessen. Efter aftale med virksomheden og myndighederne blev disse laboratorieforsøg iværksat juni Over-sigt over de identificerede og udførte laboratorieforsøg er angivet i tabel 2. På baggrund af Geosyntecs erfaringer blev oxidationstest med permanganat fravalgt. Til udførelse af laboratorieforsøgene blev der udtaget ca. 5 kg. vandmættet og uforstyrret jord fra en boring i forventet hot spot i område 2. Jorden blev forseglet i plastkasser og lagt på køl. Boringen blev udført som 6 foret boring med snegl. Fra den samme boring blev der efter renpumpning udtaget 10 liter grundvand, som blev overført til 10 liter plast dunk og forseglet og lagt på køl sammen med jorden. Prøverne blev herefter sendt til Canada med fly.

89 Metode Kemisk Ox. Biologisk Varighed Virkemiddel (ISCO) (ERD) [uger] Persulfat S 2 O 8 Aktiveret Persulfat S 2 O 8 og NaOH Percarbonate + 2 Regenox Modificeret Fentons + 1 H og Cat4260 Biostimulering + 4 Elektrondoner (EOS)og naturligt forekommende bakterier Bioaugmentering + 12 Elektrondoner (EOS) og tilsat bakterieblanding (KB1 plus) Tabel 2 Identificerede og udførte laboratorieforsøg. RESULTATER Jord og grundvand fra område 2 blev anvendt til at skabe et antal anaerobe økosystemer i små flasker. Disse flasker blev tilsat TCE og TCA, svarende til forventede koncentrationer på 5 mg/l af både TCE og TCA. Tilsætningen blev foretaget, da grundvandet viste sig at være væsentlig mindre forurenet end forventet. Kemisk Oxidation, ISCO Der blev anvendt 110 ml flasker og ca. 50 g homogeniseret jord, som blev behandlet med 4 forskellige kemiske oxidanter jf. tabel 2. Fra disse økosystemer blev der udtaget prøver efter 0, 7 og 14 dage. Resultaterne er vist i figur 3. Figur 3 Udviklingen af chlorerede forbindelser for udførte forsøg med kemisk oxidation Persulfat Aktiveret persulfat 0,005 0,005 Koncentration [mmol/flaske] 0,004 0,003 0,002 0,001 Koncentration [mmol/flaske] 0,004 0,003 0,002 0, Dage Dage Percarbonat (regenox) Modificeret Fentons (1 %) 0, Koncentration [mmol/flaske] 0,004 0,003 0,002 0,001 Koncentration [µg/l] Dage Dage

90 Laboratorieforsøgene med persulfat, aktiveret persulfat og Regenox blev udført af SiREM, mens forsøget med modificeret Fentons reagens blev udført af det amerikanske firma ISOTEC. Som det ses af figur 3, havde både persulfat og aktiveret persulfat (ph-reguleret) en 100 % effekt overfor chlorethener allerede efter 7 døgn. Derimod blev 40 og 60 % af chlorethanerne oxideret ved henholdsvis persulfat og aktiveret persulfat. Effekten af persulfat er tilsyneladende mere langvarig, da der stadig ses en udvikling fra 7. til 14. døgn. Tilsætning af midlet Regenox gav en fjernelse på op til % af henholdsvis chlorethaner og chlorethener og der var ingen tegn på yderligere fjernelse fra 7. til 14 døgn. Dette forsøg blev efterfølgende gentaget af producenten Regenesis med væsentlig bedre resultater. Modificeret Fentons blev anvendt i koncentrationer på 0,5 %, 1 % og 3 %. Her blev der over en periode på 6 døgn observeret oxidation af mellem 68 og 95 % for chlorethaner og ca. 89 % for chlorethener. I figur 3 er det kun resultaterne for 1 % opløsningen, som er vist. I nedenstående tabel 3 er nøgleresultaterne for de enkelte forsøg med kemisk oxidation angivet. Tabel 3 Nøgleresultater af udførte forsøg med kemisk oxidation. Alle resultater i % af startkoncentrationer. Reduktion, Chlorethaner, 7 døgn Reduktion, Chlorethener 7 døgn Reduktion, Chlorethaner 14 døgn Reduktion, Chlorethener 14 døgn Persulfat Aktiveret Persulfat Percarbonat, RegenOx *) Mod. Fentons, 0,5 % Mod. Fentons, 1,0 % Mod. Fentons, 3,0 % usikkert * forsøg gentaget efterfølgende med væsentlig bedre resultater Biologiske forsøg, SRD Jord og grundvand fra område 2 blev endvidere anvendt til at skabe 6 anaerobe mikrokosmos. I alle 6 økosystemer blev der herefter tilsat emulgeret oliesubstrat (EOS TM 598) for at skabe helt anaerobe forhold. EOS er en langsomt frigivende elektrondoner som indeholder 60 % emulgeret olie. Efter 29 dage var der ikke konstateret nedbrydning af betydning, hvilket fremgår af figur 4.

91 TCA TCE Koncentration [mmol/flaske] 0,01 Dag 41: tilsætning af KB1-plus 0,008 0,006 0,004 0, Dage Koncentration [mmol/flaske] Dag 41: tilsætning af KB1-plus 0,01 0,008 0,006 0,004 0, Dage DCA DCE Koncentration [mmol/flaske] 0,01 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Koncentration [mmol/flaske] 0,01 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Dage Dage CA VC 0,01 0,01 Koncentration [mmol/flaske] 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Koncentration [mmol/flaske] 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Dage Dage Ethane r Ethener 0,01 0,01 Koncentration [mmol/flaske] 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Koncentration [mmol/flaske] 0,008 0,006 0,004 0,002 Dag 41: tilsætning af KB1-plus Dage Dage Figur 4 Udviklingen af chlorerede forbindelser i løbet af forsøgsperioden med biologisk nedbrydning.

92 Efter 41 dage blev der tilsat KB1-plus bakteriekultur i 3 af flaskerne. KB1-plus kultur er en naturlig opkoncentreret blanding af mikroorganismer (KB-1 og ACT-III), som indeholder mikroorgansimerne dehalococcoides og dehalobachter. Dehaloccoides besidder egenskaben at kunne nedbryde henholdsvis PCE, TCE, DCE og VC til ethen, mens dehalobachter besidder egenskaben at kunne nedbryde 1,1,1-TCA og 1,1-DCA til CA. Begge processer foregår under anaerobe forhold. I alle 3 flasker blev der konstateret fuldstændig dechlorering af TCE til ethen via DCE og VC inden for 44 dage efter tilsætning af KB-1-plus kultur, dog med varierende hastighed. TCA blev reduceret til DCA i løbet af 10 dage og videre til CA i løbet af yderligere ca. 40 dage. TCE bliver relativt hurtigt nedbrudt helt, mens CA ikke blev fuldstændigt nedbrudt med de tilsatte bakterier i undersøgelsesperioden. DISKUSSION OG PERSPEKTIVERING De udførte laboratorieforsøg viser, at persulfat, aktiveret persulfat samt Fentons reagens med den pågældende vandkvalitet kan anvendes til omdannelse af chlorethener og i høj grad også til chlorethaner. Aktiveret persulfat har tilsyneladende en længere virkningstid end de øvrige testede oxidationsmidler. De biologiske forsøg viser i dette tilfælde, at det ikke er tilstrækkeligt med tilsætning af donor, men at der også skal tilsættes velegnede bakteriekulturer. Den anvendte KB1-plus kultur udviser en meget høj effektivitet overfor både chlorethener og chlorethaner, dog ses en ophobning af CA. Der er ikke påvist nedbrydning af CA af betydning i disse forsøg. De udførte laboratorieforsøg er udført for US$ inkl. dialog om udvælgelse samt datalevering og afrapportering. Beløbet er eksklusiv planlægning, prøvetagning, borearbejde og forsendelse. I område 2 forventes anvendt passiv SRD med KB1 plus kultur tilsat i en række injektionsboringer evt. fulgt op af kemisk oxidation, såfremt CA stiger til problematiske koncentrationer. Pga. de hydrogeologiske forhold er der i område 1 foreslået en kombination af afgravning og efterbehandling med aktiveret persulfat, som forventes at have en væsentlig bedre langtidseffekt end Fentons reagens. Der overvåges fortsat i det primære magasin, og opmærksomheden i moniteringen henledes fremover på CA i både sekundære og primære magasiner, da denne parameter kan blive afgørende for afværgemetodernes succes. Ligeledes vil en nøjere overvågning af grundvandets naturlige indhold af sulfat blive overvåget med henblik på at bestemme et gennembrud af oxidationsmiddel til det primære magasin.

93 I nedenstående tabel 4 er fordele og ulemper ved de udførte laboratorieforsøg vurderet. Fordele Stærke argumenter for valg/fravalg af kemiske/biologiske afværgemetoder. Support og indsamling af viden fra eksperter på området. Data overlevering i fin kvalitet. Forholdsvis billigt i forhold til omfang. Forholdsvis hurtigt for test af IOSC. Ulemper Datakvalitet ved udtagning, opbevaring og forsendelse. Der haves ingen "føling" med forsøgene og de stimulanser der anvendes. Kræver tillid. Jord og grundvand er kun udtaget i et punkt på lokaliteten og kan danne grundlag for afværge på større arealer. Test af "amerikanske" produkter. Hvad med nogle danske? Forholdsvis langsommeligt for test af ERD. Tabel 4 Oversigt over fordele og ulemper ved de udførte laboratorieforsøg. Er det mon muligt at udvikle og udføre disse test kommercielt i DK? KONKLUSION Det har ladet sig gøre at udtage repræsentativ jord og grundvand fra en lokalitet med en bland-ingsforurening af chlorethener og chlorethaner. Efter dialog med det canadiske firma Geosyntec blev 6 potentielt anvendelige biologiske/kemiske metoder udvalgt til laboratorieforsøg. Resultaterne fra de udførte laboratorieforsøg blev leveret i fin og overskuelig kvalitet med anbefalinger af metodevalg. Resultaterne viser, at kemisk oxidation med Fentons reagens og aktiveret persulfat er de mest effektive stimulanser, samt at aktiveret persulfat tilsyneladende har en længere reaktionstid end de øvrige kemiske oxidanter. De biologiske forsøg viste, at der ikke sker nedbrydning af betydning alene ved stimulering med donor (EOS). Derimod observeres hurtig og fuldstændig omdannelse af chlorethener og chlorethaner til monochlorethaner efter tilsætning af KB1 plus kultur. De udførte laboratorieforsøg danner sammen med den kortlagte hydrogeologi og forureningsudbredelse et solidt grundlag for valg af afværgemetode. REFERENCER /1/ Klorerade lösningsmedel- Identifiering och val av efterbehandlingsmetod. Hållbar Sanering. Rapport Naturvårdsverket. Februari 2007 /2/ Laboratory Treatability Study to evaluate in situ chemical oxidation of chlorinated solvents in groundwater xx Site Denmark. SiREM/Geosyntec 14 August 2008 /3/ Laboratory Treatability Study to evaluate biodegradation of chlorinated solvents in groundwater xx Site Denmark. SiREM/Geosyntec 18 November 2008

94

95 FULD-SKALA TEST AF ZVI-CLAY-METODEN TIL OPRENSNING AF DNAPL Seniorkonsulent Lisbeth Walsted Fagchef Charlotte Riis Fagchef Anders G. Christensen Konsulent Nanna Muchitsch NIRAS A/S Udviklingskoordinator Mads Terkelsen Fagleder Carsten Bagge Region Hovedstaden Ph.d.-studerende Annika S. Fjordbøge Docent, undervisningschef Peter Kjeldsen DTU Miljø Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

96

97 RESUMÉ Region Hovedstaden har iværksat udførelse af en fuld-skala test af ZVI-Clay-metoden på en lokalitet i Skuldelev. Formålet med testen er at afprøve metoden i felten i et hot spot-område med fri fase PCE og få overført teknologien fra USA til Danmark for derved at indhente egne, danske erfaringer med metoden. Formålet er endvidere at dokumentere omfanget og varigheden af den abiotiske nedbrydning, at dokumentere effekten på forureningsfluxen fra kildeområdet samt på de hydrauliske forhold nedstrøms oprensningsområdet, at dokumentere ændringer i jordens geotekniske egenskaber som følge af opblandingen samt at udføre en økonomisk evaluering af metoden. I anlægsfasen er der behandlet et volumen på ca. 175 m 3 forurenet jord ned til en max. dybde på 8,3 m.u.t. Monitering udføres i 5 runder fra januar til december Projektet forventes afsluttet primo INDLEDNING / BAGGRUND Da det p.t. kun er de termiske metoder, der har en dokumenteret effekt over for fri fase opløsningsmidler (DNAPL) i jorden, er der fortsat et behov for at afprøve og udvikle metoder, der er effektive og økonomisk attraktive i sager, hvor der ønskes oprensning/flux-reduktion i kildeområder. ZVI-Clay-metoden har i USA vist meget lovende resultater til oprensning af kildeområder. Metoden er oprindeligt udviklet og patenteret af DuPont i USA og er baseret på in-situ opblanding af den intakte jord med samtidig tilsætning af bentonit og aktivt nul-valent jern (Fe 0 ). Herved opnås potentielt en meget stor massereduktion pga. jernets veldokumenterede evne til at nedbryde chlorerede ethener kombineret med at leret har en emulgerende effekt på den fri fase og samtidig en næsten fuldstændig immobilisering af evt. restforurening pga. den meget lave permeabilitet, der opnås ved iblanding af bentonit. Erfaringer fra USA viser, at metoden ved opskalering under en lang række forhold er miljømæssigt mere gunstig end f.eks. en afgravningsløsning. Region Hovedstaden har iværksat udførelse af en fuld-skala test af ZVI-Clay-metoden. Indledende laboratorieforsøg, udført af DTU Miljø i samarbejde med Colorado State Univer-sity, har vist en 99 % nedbrydning af de chlorerede stoffer inden for 1-4 år /1/. Det er på denne baggrund valgt at afprøve metoden i fuld skala. Laboratorieforsøgene blev præsenteret på Vingstedmødet i 2008 /2/. FORMÅL Det overordnede formål med projektet er at afprøve metoden i fuld-skala i felten inden for et hot spot-område med fri fase PCE. Herunder er der opstillet følgende delformål for projektet: Overføre teknologien fra USA til Danmark for derved at indhente egne, danske erfaringer med metoden til brug for senere projekter

98 Dokumentation af oprensningsgraden inde i oprensningsområdet samt vurdering af tidshorisont for nedbrydning af forureningen Dokumentation af effekten på de hydrauliske forhold omkring oprensningsområdet samt på udvaskningen fra oprensningsområdet som følge af opblandingen med bentonit Belysning af ændringen i jordens geotekniske egenskaber inden for oprensningsområdet som følge af opblandingen med bentonit Økonomisk vurdering af metoden. ZVI-CLAY-METODEN ZVI-Clay teknologien baserer sig på anaerob jern-korrosion, som igennem de sidste år har været kendt i forbindelse med permeable reaktive vægge, der har været anvendt til at oprense faner fra forureninger med især chlorerede opløsningsmidler /7/. Metoden udføres ved at det forurenede sediment opblandes med en slurry bestående af et reaktivt materiale (1-3% Fe 0 ) og et stabiliserende materiale (ca. 1% bentonit). Dette udføres med tradtionelt soil mixing-udstyr. Herved skabes et lavpermeabelt område, hvilket immobiliserer forureningen og reducerer/minimerer fluxen ud af området. Opblandingen bevirker en forbedring af kontakten mellem forureningskomponenter og reaktivt jern, der nedbryder de chlorerede stoffer ved abiotisk reduktion. En skitse over metodens princip er vist i figur 1. Figur 1 ZVI-clay metodens princip /6/ Der er følgende fordele knyttet til metoden: Anvendelse af metoden resulterer i en relativt homogen blanding af det forurenede sediment, jernet og leret. Dette sikrer en mere homogen nedbrydning end ved andre metoder. Desuden er en eksakt lokalisering af fri fase inden for det forurenede område ikke nødvendig /3/. Det iblandede ler stabiliserer jordprofilet, sikrer en homogen opblanding af jernet og giver en række boretekniske fordele /3/. Det iblandede ler nedsætter permeabiliteten kraftigt, med et fald i den hydrauliske ledningsevne på én til to størrelsesordener. Dette vil virke som en fiksering af forureningen, mens nedbrydningen finder sted, samt en efterfølgende fiksering af eventuelle andre forurenings-

99 komponenter. Desuden forhindrer det tilstrømningen af konkurrerende elektronmodtagere såsom ilt /3/. Leret har en emulgerende virkning på den frie fase. Ved opblanding med leret dannes der en såkaldt Pickering-emulsion, der er en emulsion stabiliseret vha. kolloide partikler i stedet for af overfladeaktive stoffer. Emulsionen dannes ved, at partiklerne adsorberes på olie/vandgrænsefladen, hvorved en sammensmeltning af micellerne forhindres /4/. Den emulgerende virkning fremmer en nedbrydning, da den forbedrer kontakten mellem det reaktive jern og de chlorerede opløsningsmidler, så det endelige resultat med leret er bedre end uden leret /5/. Ved nedbrydning in situ undgås håndtering af fri fase-holdig jord, hvorved en række uhensigtsmæssige problematikker omkring arbejdsmiljø og evt. deponering undgås. LOKALITETEN Testområdet er beliggende i Skuldelev, hvor aktiviteter på en tidligere metalvarefabrik har givet anledning til forurening med fri fase og opløst PCE i adskillige hotspots samt i store dele af et sekundært grundvandsmagasin. Forureningsmængden inden for det aktuelle hotspot er estimeret til ca. 360 kg PCE. Hotspottet dækker et areal på ca. 25 m 2, jf. figur 2. Figur 2 Situationsplan Forureningen med fri fase er afgrænset vertikalt af et lerlag i ca. 6-7 meters dybde. Geologien består øverst af ca, 1,5 m fyld underlejret af ca. 1,5 m tørv og gytje, der igen underlejres af et sandlag, som udgør det øvre sekundære magasin i området. Sandlaget er afgrænset nedadtil af moræneler i ca. 6-7 meters dybde, se profilsnit i figur 3.

100 A A Vejledende Figur 3 Profilsnit A-A gennem oprensningsområdet med placering af (nedstrøms) multilevelsamplere UDFØRELSE AF ZVI CLAY/SOIL MIXING Den anvendte mixer-enhed, som vist i figur 4, er specialudviklet af Geo-Solutions Inc. USA. Denne har en diameter på 1,5 m, og er forsynet med en række tænder samt dyser. Sidstnævnte er placeret umiddelbart bag tænderne for herved at minimere risiko for tilklogning af doseringsvej for bentonit-slurry etc.

101 Figur 4 Specialudviklet mixer-enhed Mixer-enheden opkobles via en special hulsnegl til selve boreriggen. I den aktuelle sag var hulsnegl m.v. opkoblet til en større borerig af BAUER typen. Opblanding af bentonit slurry er udført i et separat blandekar, og der er løbende gennemført kontrol med den opnåede viskositet, densitet samt ph. Den færdigblandede slurry er herefter overpumpet via en special hulsnegl og frem til mixer-enhedens dyser. Der blev typisk doseret slurry ved en ydelse på m 3 pr. time ved et modtryk på ca. 3 bar. Med det beskrevne test setup er der etableret i alt 15 storformat boringer (ø 1,5 meter), se figur 2. For at sikre bedst mulig oprensning/behandling af testområdet er boringerne udført med 10 % overlap. I første behandlingstrin blev der udført 2-3 ned-/oproteringer af mixer enheden til fuld behandlingsdybde ved samtidig tilsætning af bentonit-slurry. Herefter blev den opblødte jordmatrice tilsat det reaktive materiale (3 % Fe 0 på pulverform). Det anvendte jernpulver blev doseret direkte til terræn, og iblandet det forurenede sediment ved gennemførelse af endnu et par ned/-oproteringer af mixer-enheden.

102 I forbindelse med soil-mixingens gennemførelse blev der stillet skærpede krav til arbejdsmiljøet, herunder til sikkerheds- og sundhedsforanstaltninger (håndtering af jernpulver samt overskydende slam, arbejde i jord/slam med forekomst af fri fase PCE, afspærring af oprensningsområdet) etc. Endvidere blev der udført on-line vibrationsmålinger på de 3 nærmest beliggende beboelser, som er funderet på sylsten og placeret ca m fra testområdet. Resultatet af målingerne udviste max. vibrationer på 1,4 mm/s, svarende til en faktor 2 under den aktuelle grænseværdi, fastsat ved bygherrens forsikringsselskab. I anlægsfasen er der oprenset/behandlet ca. 175 m 3 forurenet jord til en max. dybde på 8,3 m under terræn. Det totale forbrug af bentonit og Fe 0 udgjorde ca. 3 ton henholdsvis ca. 9 ton. Der er produceret ca. 25 % overskydende materialer (primært i form af opblødt jord/bentonit og med et tørstofindhold på %). Materialerne er bortskaffet til godkendt jordrenser. Efter endt behandling er testområdet indhegnet samt overdækket med jernnet og presenning for at hindre adgang for uvedkommende. Testen blev udført i uge 50, 2008, i nært samarbejde med entreprenørfirmaet Arkil Miljøteknik og det amerikanske ingeniørfirma Geo-Solutions Inc. (USA). RESULTATER Geoteknik Til belysning af effekten af opblandingen af jorden med bentonit på jordens geotekniske egenskaber, udføres geotekniske markforsøg (rammesonderinger og vingeforsøg samt analyse af vandindhold) i 2-3 boringer umiddelbart efter oprensningen samt 2-3 gange yderligere i forbindelse med den efterfølgende monitering. De geotekniske undersøgelser udført umiddelbart efter oprensningen viste, at jordmassen var meget blød og havde konsistens som kviksand. De geotekniske forsøg blev udført manuelt, da det grundet skredfare ikke var forsvarligt at lade en borerig holde på kanten af området. Forsøgene blev udført ved at føre en 6-6,5 m lang stål-stang med en vinge for enden ned gennem jordmassen for at vurdere modstanden i jorden. Hvor der blev truffet modstand blev der udført vingeforsøg. Der blev udført forsøg i 6 punkter fordelt over oprensningsarealet. Ved forsøgene kunne stangen synke ned af sig selv de første meter og derefter var det muligt uden besvær at presse den videre ned med håndkraft. I de fleste punkter blev der i en dybde på mellem 4,1-5,5 m u.t. truffet modstand af forskellig grad. Den udrænede forskydningsstyrke bestemt ved vingeforsøgene lå i intervallet fra 14 til >107 kn/m 2. Der var en generel tendens til, at den udrænede forskydningsstyrke steg over dybden. Oprensningseffekt Til dokumentation af oprensningseffekten inden for det behandlede område udtages kerneprøver i 15 punkter i flere dybder ved i alt 5 moniteringsrunder, der udføres i løbet af Der foretages løbende en vurdering af, hvor meget forurening, der fortsat er tilbage i området og hvor stor en del af forureningen, der vurderes at være nedbrudt.

103 Udtagning af baseline-jordprøver er udført i uge 51-52, 2008, dvs. umiddelbart efter selve oprensningen. Der blev udtaget 20 jordprøver i et horisontalt plan i 2-2,5 m.u.t. ved brug af en Geoprobe Large Bore Sampler. Prøverne blev analyseret for indholdet af chlorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter heraf, og disse analyser viste et relativt højt indhold af PCE ( mg/kg) i hele det horisontale plan. Koncentrationerne varierer noget med de højeste koncentrationer målt midt-sydligt i området. Grundet problemer med det høje vandindhold i det opblandede sediment (40-50 %) og den lave styrke af jorden lykkedes det i de efterfølgende dage kun at udtage 3 jordprøver fra større dybde, 7-8 m.u.t., med Geoprobe-systemet. På dette grundlag har det ikke været muligt at lave en god sammenligning af data fra de to dybdeniveauer, men der virker ikke umiddelbart til at være en tendens til f.eks. højere koncentrationer med dybden. Usikkerhederne i forbindelse med den vertikale fordeling af PCE efter opblandingen forventes at blive bedre belyst i løbet af februar-marts 2009, dels ved en bedre vertikal prøvefordeling i den næste prøvetagningsrunde, og dels ved sammenligning af indholdet af total jern i prøverne. Fluxreduktion Til dokumentation af reduktionen i forureningsfluxen er der etableret et moniteringstracé nedstrøms oprensningsområdet bestående af 9 multilevelsamplere hver filtersat i 11 niveauer. Moniteringstracéet suppleres med 8 filtersatte boringer, hvoraf 4 er placeret umiddelbart omkring forsøgsområdet og 4 er placeret nedstrøms herfor. Boringerne har til formål at monitere den hydrauliske indflydelse, som opblandingen med bentonit vil have på trykniveauet og strømningsretningen i det sekundære magasin. Området karakteriseres hydraulisk ved udførelse af slugtests til bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne og variationen heri, med henblik på udførelse af fluxberegninger gennem transektet. Der udtages vandprøver fra boringerne og tracéet hhv. før oprensningen samt i 5 runder i løbet af det første år efter oprensningen. Vandprøverne analyseres for PCE, TCE, DCE er og VC. Boringer og multilevelsamplere pejles løbende mhp. at fastlægge strømningsbilledet omkring forsøgsfeltet før og efter oprensningen. Data fra moniteringstracéet benyttes til at foretage en beregning af forureningsfluxen fra selve hotspot-området før og efter forsøget. Baseline-monitering er udført i oktober-november Resultaterne herfra viser, at det etablerede transekt som forventet dækker hele bredden af fanen fra det behandlede hot spot. Grundvandsforureningen gennem transektet er afgrænset mod syd af relativt lave koncentrationer, mens den nordlige ende af transektet gennemstrømmes af kraftigere forurenet grundvand fra et andet hot spot, beliggende umiddelbart nord for testområdet. Herudover findes de højeste grundvandskoncentrationer i midten af transektet i 3-4 meters dybde.

104 Den første moniteringsrunde efter oprensningen udføres i februar Data herfra forventes at foreligge ved præsentationen i marts Moniteringen udføres i samarbejde mellem NIRAS og DTU Miljø, og projektet forventes afsluttet primo DISKUSSION Erfaringerne med anvendelse af ZVI Clay/soil mixing metoden, viser, at metoden rent teknisk er velegnet til anvendelse under de givne forhold. Da det komplette test-setup var på plads, blev der således behandlet godt 100 m 3 forurenet sediment pr. dag. I forhold til metodens fremtidige anvendelse skal fokus, ud over den rent proces- og anlægstekniske tilgang, særligt rettes mod de sikkerheds- og stabilitetsmæsige forhold, idet den behandlede formation får egenskaber af kviksand. Den planlagte geotekniske monitering vil belyse, hvor hurtigt og i hvor høj grad den behandlede formation stabiliseres og hvilke geotekniske egenskaber, der kan opnås i testområdet. Erfaringer fra amerikanske oprensninger viser, at overskudsvandet afdræner i løbet af ½-1 år. Endvidere bør det overvejes om overskydende materialer kan on site afvandes og behandles, for herved at reducere udgiften til transport og ekstern jordbehandling. Som nævnt foreligger der endnu ikke data vedrørende oprensningseffekten inden for behandlingsområdet, ligesom effekten på forureningsfluxen ud af området er uafklaret. KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING ZVI Clay/soil mixing metoden vurderes umiddelbart velegnet under danske forhold og forventes i forbindelse med en række fremtidige projekter at kunne: Sikre en mere homogen behandling/oprensning af en forurenet inhomogen jordmatrice, sammenlignet med hidtil anvendte doseringsteknikker (injektion af reaktant m.v. via vandrette/lodrette boringer). Sikre en væsentlig kildestyrkereduktion, selv ved forekomst af fri fase produkt samt reduceret hydraulisk ledningsevne inden for behandlingsområdet. Undgå særskilt håndtering af grund- og/eller drænvandsbidrag. Udgøre en relativt hurtig metode, hvor der ved anstilling af passende set-up kan behandles m 3 eller et endnu større jordvolumen pr. arbejdsdag til typisk meter under terræn. Minimale driftsudgifter, idet der alene skal udføres monitering for dokumentation af oprensningseffekten.

105 De væsentligste ulemper ved metoden skønnes p.t. at være: De hydrauliske og geotekniske egenskaber inden for behandlingsområdet ændres væsentligt, hvorfor forhold vedrørende den aktuelle og fremtidige arealanvendelse, sætningsskader på tilstødende bygninger, veje, ledningsanlæg m.v., skal overvejes nøje. Anstillingsomkostningerne vil ofte være betragtelige, hvorfor metoden kun i sjældne tilfælde vil være relevant at anvende på mindre forureningslokaliteter. Kræver gode adgangsforhold samt skærpede sikkerhedsforskrifter De geotekniske undersøgelser udført umiddelbart efter oprensningen viste, at jordmatricen som forventet var meget blød og havde konsistens som kviksand. Grundet den lave styrke af jorden umiddelbart efter soil mixingen, var det ikke muligt at udføre det fulde program for baselinejordprøvetagningen. Der blev udtaget jordprøver i 2 dybder, hhv. 2-2,5 m.u.t. og 7-8 m.u.t. Analyser viste et relativt højt indhold af PCE ( mg/kg) i hele det horisontale plan. Koncentrationerne varierer noget med de højeste koncentrationer målt midt-sydligt i området. Der virker ikke umiddelbart til at være en tendens til f.eks. højere koncentrationer med dybden. I forbindelse med den afsluttende afrapportering i 2010 udføres en evaluering af de økonomiske aspekter ved ZVI Clay-metoden og perspektiverne herfor, herunder udføres en analyse af, hvordan økonomien for implementering af metoden på fremtidige projekter sammenligner med økonomien for traditionelt anvendte metoder (opboring og-/eller opgravning med eventuel tilhørende håndtering af forurenet grundvand samt bortskaffelse af forurenet jord). Som led i disse overvejelser, inddrages forhold vedrørende geologi, grundvand, oprensningsdybde, forureningsudbredelse samt forureningstype og aktuel kildestyrke. REFERENCER /1/ Region Hovedstaden, Koncern Miljø. Afprøvning af ZVI-Clay metoden til oprensning af DNAPL på lokaliteten Vestergade 5, Skuldelev. Fase 1: Litteratur studie og treatabilityforsøg (foreløbig afrapportering). April DTU Miljø og NIRAS A/S. /2/ Fjordbøge, A., P. Kjeldsen, M.B. Larsen og A.G. Christensen (2008). Anvendelse af ZVI-Clay teknologien til oprensning af DNAPL-forurening. ATV Vintermøde, marts /3/ Bozzini, C., Simpkin, T., Sale, T., Hood, D. & Lowder, B. (2006): DNAPL Remediation at Camp Lejeune Using ZVI-Clay Soil Mixing. /4/ Ashby, N. P. & Binks, B. P. (2000): Pickering emulsions stabilised by Laponite clay particles. Physical Chemistry Chemical Physics, 2, /5/ Personlig samtale med Tom Sale fra Colorado State University, /6/ Source zone remediation via ZVI-CLAY. Centre for Contaminant Hydrology. Colorado State University, USA. /7/ Kjeldsen, P. (2004): Reaktive vægge og filtre med jernspåner - en sammenfatning. Miljøstyrelsen, København. Miljøprojekt, 916.

106

107 ENHANCED REDUCTIVE DECHLORINATION IN CLAYEY TILL: A MODELING TOOL AND APPLICATION AT DANISH SITES PhD student Julie Chambon PhD student Ida Damgaard PhD student Gitte Lemming Associate Professor Philip J. Binning Professor Poul L. Bjerg DTU Environment, Department of Environmental Engineering Technical University of Denmark Associate Professor Mette Broholm DTU Environment, Department of Environmental Engineering/Orbicon A/S Civil engineer Henriette Kerrn-Jespersen Region Hovedstaden Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

108

109 ABSTRACT Clayey tills contaminated with chlorinated solvents are a threat to groundwater and are difficult to remediate. A numerical model is developed for assessing leaching processes and for simulating remediation by enhanced reductive dechlorination (ERD) in the fractured media. The model is applied to a site, where ERD is used a remediation technology. The model shows that the cleanup times depend highly on the ability of the bacteria to develop inside the clay matrix and that a minimum of 13 years is required to achieve an efficient cleanup. Some important model parameters (biomass concentration, fracture spacing) are quite uncertain and further investigations are needed to obtain more accurate results and predictions. BACKGROUND Chlorinated solvents are a wide spread subsurface contaminant and an important threat to groundwater quality. Chlorinated solvents are sparingly soluble dense non aqueous phase liquids (DNAPL) that can be long term sources of contamination to groundwater. Many contaminated sites in Denmark occur in areas with fractured clay geology at the land surface /1/, where the released DNAPLs penetrate into preferential flow pathways formed by fractures and can then rapidly dissolve and diffuse from the fractures into the matrix /2/. Even after the removal of the physical source from the site, the contaminant can back diffuse to the fracture network for hundreds of years, causing long-term contamination of an underlying aquifer /3-5/. It is important to characterize the behavior of DNAPL sources in clay aquitards so as to be able to predict their impact on the underlying groundwater aquifers. The remediation of contaminated clayey till sites is very challenging, because of the complexity of the source, the processes taking place and the mass transfer limitations due to slow diffusion process in the low permeability clay matrix /6/. Recent laboratory and field experiments have shown that enhanced reductive dechlorination (ERD) may be an attractive method for TCE remediation. Chlorinated solvents can be anaerobically degraded through sequential reactions to a non toxic end product (ethene). These sequential reactions are termed reductive dechlorination. This degradation is possible in an anaerobic environment, with the presence of both dechlorinating bacteria and electron donor (generally hydrogen). Bioremediation, where an electron donor and/or bacteria are injected into the fracture system to enhance anaerobic dechlorination is a promising remediation technology that may be able to reduce clean-up times. OBJECTIVES ERD has been successfully used in high permeability media, such as sand aquifers /7/, but its relevance for remediation in clayey till is still uncertain. There is therefore a need to evaluate the potential of ERD in clayey till contaminated by chlorinated solvents. The aim of this study is to use numerical modeling tools to obtain a better understanding of the physical, chemical and microbial processes taking place in such a system, with a focus on source depletion, contaminant flux reduction and time frames for clean-up. Such models can be very useful to design better remediation strategies and give more realistic objectives for cleanup times. The

110 numerical model is based on experience obtained at Danish sites, where chlorinated solvents are present in clayey till and ERD is being tested/applied as a remediation technology. METHODS Site description Gl. Kongevej 39 is located in Vesterbro area in Copenhagen. At this site, a fractured clayey till of 8 meters thickness overlies the regional chalk aquifer. A vertical gradient of 1 m/m is observed between the secondary and the primary aquifers (Figure 1). The site was investigated in by Københavns Kommune and extensive soil and groundwater contamination by chlorinated solvents (mostly TCE) was reported /8,9/. Most of the contamination is located in the clayey till between 3 and 8 m below surface (mbs) over an area of 140 m 2. The total mass of contaminant in the source zone is estimated to be kg /10/. Assuming a sorption coefficient K d of 0.6 L/kg, a bulk density ρ of 1.96 kg/l and a porosity Φ of 0.3, the average aqueous concentration in the source zone is mg/l. Concentrations up to 3100 µg/l are also found in the chalk aquifer due to leaching from the source zone. The site characteristics are shown in Figure 1a. Remediation based on ERD was started in 2006 in the source zone with the injection of molasses and specific degraders (including bacteria of the genus Dehalococcoides) every 0.25 m between 2 and 7 mbs. The injection was performed using a direct push with Geoprobe and the injected material is assumed to spread in the naturally occurring heterogeneities in the till (fractures and/or sand stringers). The concentration in chlorinated solvents is monitored both in the treatment zone and the underlying chalk aquifer. Conceptual model The contaminant source is present in the upper clay system and contaminant is transported downwards to the underlying high permeability aquifer by advection through the vertical fractures and diffusion within the clay matrix. Contaminant transport in the underlying high permeability aquifer is controlled by advection in the horizontal direction. The conceptual model divides the problem into two different blocks: - A clay layer where the source is located - An underlying aquifer where a contaminant plume may form This conceptual model reflects well the situations observed in different field sites in Denmark /11/ and particularly at Gammel Kongevej site, which is described above. The modeling focuses on transport in the saturated zone only. It is also assumed that the residual phase in the contaminated zone can be neglected when considering a late-time scenario; Parker et al. /3,12/ have shown that the time for disappearance of DNAPL from fractures due to dissolution and diffusion into the matrix is short relative to the age of contamination at a number of contaminated sites, where spills typically occurred in the s. Therefore only the dissolved and sorbed phases are considered. Furthermore the distribution of the contaminant in the source zone is usually poorly described, as in the Gl. Kongevej case, so a uniform concentration is assumed throughout the source zone.

111 Finally the fracture network in the clayey till is simplified, as shown in Figure 1b; the present work focuses on downward transport from the till to the aquifer so horizontal features are neglected. For the same reason, only the fully penetrating vertical fractures are taken into account and an uniform fracture spacing is assumed. This last assumption means that symmetry in the fracture/matrix geometry can be employed so that the model only considers one half of a fracture and one half of the adjacent clay matrix (dashed line in Figure 1b). a 3 mbs b TCE mass kg TCE aq. conc mg/l Tclay = 5m TCE conc up to 3100 µg/l 8 mbs fractures 2B = 2m Figure 1 a) Physical system considered in this study: clayey till overlying an aquifer. The contamination source is mainly located in the saturated zone of the clayey till. This system is illustrated for the Gl. Kongevej site. The primary aquifer water table and the mass and concentrations observed in the source zone are shown. b) Simplification of the clay layer for modeling: the fractures are assumed to be fully penetrating and equally spaced. The model domain (dashed line) is indicated. The injection depths (horizontal lines) are also indicated. NUMERICAL MODEL Solute transport The equations for solute transport in the half fracture half matrix system are based on the conceptual model developed by Sudicky and Frind /13/. This model accounts for advectiondispersion in the fracture and sorption-diffusion in the clay matrix. The transport along the fracture can be described with a one-dimensional advection-dispersion equation, while the transport in the matrix is described by a two-dimensional diffusion equation. The two equations are coupled by a requirement for continuity of concentration and flux at the fracturematrix interface. Anaerobic dechlorination The sequential anaerobic dechlorination of TCE to the daughter products is modeled using Monod kinetics with competitive inhibition between the electron acceptors involved in dechlorination (chlorinated ethenes) for the case when electron donor is non-rate-limiting /14/. In this case the degradation rate depends on the maximum growth rate, the biomass concentration and the specific yield. Because of the long-time scales considered in this model,

112 the biomass populations are assumed to be at steady-state and a constant rate is used in the model. Considering the high heterogeneities of the fractured media, the distribution of the injected substrate and bacteria between the high and low permeability zones is still uncertain. The migration or growth of bacteria deep within the low permeability sediments is not expected due to the small clay pore sizes, and so anaerobic dechlorination is believed to occur mainly in the high permeability zones, where both contaminant, bacteria and substrate are present. However recent field data and laboratory experimental results seem to indicate that microbial driven degradation can occur also in the clay matrix in a reaction zone limited to few centimeters near the fracture/sandstringer interface /15,16/. In order to study the influence of the distribution of anaerobic bacteria, different scenarios are used for dechlorination locations. Scenario a involves solely leaching without any degradation. This is the baseline scenario. Scenario b includes degradation in the clay at intervals of 0.25 m, corresponding to the location of injection of molasses and degraders (injection depths). Scenario c considers degradation at the injection depths and in a reaction zone, which is formed in the 10 cm of the matrix surrounding the injection depth. Finally scenario d includes degradation in the entire matrix. If the interval between the injection depths is reduced to 10 cm, scenario c will be equivalent to scenario d. Model configuration for Gl. Kongevej The geology, hydrogeology and contamination at the site are simplified in order to apply the single fracture model. The transport parameters (sorption, diffusion, dispersion coefficients) are typical for chlorinated solvents, whereas the geometric parameters (fracture spacing, aperture, clay thickness) and physical parameters (bulk density, porosity, tortuosity) are either site specific, when data are available or representative of typical clayey till formations in Denmark. A vertical fracture spacing around 2 meters is expected at 8 meters below surface /17/, and a fracture aperture of 25 µm corresponds to a bulk hydraulic conductivity of the clayey till of 5*10-9 m/s, which together with the vertical gradient of 1 represents a recharge to the primary aquifer of 150 mm/year /8/. The average aqueous concentration in the source zone is taken equal to 40 mg/l. The source zone is 140m 2, which corresponds to a square of 12*12m. The results from the single fracture model are upscaled to the whole source zone dimensions. After bioaugmentation at the site, concentrations of specific degraders up to 1.4*10 9 cells/l were found /11/, so the constant biomass concentration is taken equal to 10 9 cells/l.

113 Parameters Symbol Value Unit Reference Clay layer thickness T clay 5 m Fracture spacing 2B 2 m Fracture aperture 2b 25 μm Vertical hydraulic gradient I 1 - Sorption coefficient K d,tce 0.6 L/kg K d,dce 0.12 L/kg K oc values from /18/ K d,vc 0.05 L/kg Dry bulk density ρ b 1.96 kg/l Matrix porosity φ Matrix tortuosity τ τ=φ /12/ Longitudinal dispersivity in fracture α L 0.1 m assumed Free diffusion coefficient for 10ºC D d,tce m 2 /year D d,dce m 2 /year D d,vc m 2 /year Table 1 Parameters used in model /19/ /20/ RESULTS Mass removal and contaminant flux The source depletion and contaminant flux as a function of time are compared for the differrent scenarios in Figure 2. In this figure, ethene is not accounted for in the total mass; only the chlorinated compounds (TCE, DCE and VC) are included in the calculation. The scenario with degradation at injection depths only (b) does not differ much from the scenario without degradation (a), in term of both mass removal and flux reduction. In this case anaerobic dechlorination is limited by the diffusion transport from the matrix to the fractures located at the injection depths. The time to remove 90% of the initial contaminant mass is then evalu-ated at 746 and 660 years respectively for scenarios a and b. It is also shown that the contaminant flux entering the regional aquifer ( Figure 2 right) is expected to decrease quickly in response to clean water flushing in the first 20 years.

114 Mass (kg per unit width) scenario a scenario b scenario c scenario d Time (years) Total contaminant flux (g/year) Time (years) Zoom Scenario a Scenario b Scenario c Scenario d Figure 2 Mass removal (left) and contaminant flux (right) (TCE + DCE + VC) with time for the four scenarios. Injection is assumed to start at year 0. Note the different axis scales. In the presence of a reaction zone around the injection depths (c), the mass removal occurs significantly faster (38 years). This cleanup time reduces to 13 years when the dechlorination is assumed to occur in the whole system (d). Furthermore it can be seen in Figure 2 (right), the total contaminant flux increases after injection when dechlorination occurs in the matrix (scenarios c and d) and this flux is higher than in the base case (leaching only) during the first 5 years. This phenomenon is due to the formation of daughter products (cis-dce and VC) which are more mobile in the clay matrix than the parent product TCE; they have higher diffusion and lower sorption coefficients. This increase in the flux has to be taken into ac-count when considering ERD, as it corresponds to the formation of VC, which is the most toxic of the chlorinated compounds. From these results, it can be seen that the transport and/or growth of the specific degraders inside the matrix is crucial for the success of this remedia-tion, as the dechlorination at the injection depth only does not improve the cleanup times. If the injection of substrate is stopped after 10 years, the remediation would be partial, as only 45 and 75% of the initial mass would be removed for scenarios c and d respectively. This could result in a rebound of the contaminant flux to the regional aquifer, as a result of back diffusion from the matrix /21/. The resulting contaminant flux for the configuration used is shown in Figure 3 for scenarios c and d: after 10 years the flux increases (scenario d) or de-creases much slower (scenario c) and the time to achieve a flux reduction of 90% becomes greater.

115 Total contaminant flux (g/year) scenario c scenario d Dechlorination stops Time (years) Figure 3 Total contaminant flux (TCE + DCE + VC) for scenarios c and d assuming that dechlorination stops after 10 years. Comparison with field data The concentrations of chlorinated solvents have been monitored regularly at the field site since the injection in 2006 /22/ and a comparison can be made with the model results. The results are compared with three boreholes located in the source zone in the clayey till, B34, B35 and B37 and four boreholes located downstream in the underlying aquifer, B101, B103, B104 and B29. Degree of dechlorination (%) B34 B35 B37 scenario d scenario c Concentration (mg/l) B101 B103 B104 B Time (days) Time (days) Figure 4 Data at the field site at time -2, 331, 421 and 798 days where anaerobic dechlorination was enhanced by injection of molasses and specific degraders at day 0, compared with model results. Left: Degree of dechlorination in the clay till and comparison with scenarios c and d. Right: Total aqueous concentration from the underlying aquifer compared with scenario d.

116 The degrees of dechlorination at the source boreholes are compared with the model results in Figure 4 (left). The results show the same trend and are of the same order of magnitude, but the degrees of dechlorination at the field site are higher. These differences can be due to greater degradation rates compared to the constant value used in the model. High heterogeneities can also be found in the source zone, whereas in the model a homogeneous initial concentration is assumed. These heterogeneities could also explain the greater aqueous concentrations measured at B34, B35 and B37 in the source zone, compared to the initial average concentration used in the model (data not shown). The concentrations in the underlying aquifer are assessed using the single fracture model results and a simple steady-state 2D model for the aquifer. The resulting concentrations are compared with the measured values in Figure 4 (right). The model results are again of the same order of magnitude, but the trends show some discrepancies: the total aqueous concen-trations measured at the field site show an increase with time, whereas the increase in the modeled concentrations is much smaller and shorter. These differences could be also due to an underestimation of the biomass concentration in the source zone, resulting to a limited formation of daughter products compared to what is observed at the site. The variations in water flow (due to variations in gradient and direction) are expected at the field sites and can result in variations in concentration. Furthermore the larger concentrations observed at the site could indicate that the initial TCE aqueous concentration (40 mg/l) was underestimated at the source zone. Sensitivity analysis A sensitivity analysis performed on the model showed that scenarios a and c are more sensitive to the transport parameters (particularly fracture aperture, fracture spacing and sorption coefficient), while scenario d is more sensitive to the biogeochemical parameters (degradation rates). When dechlorination occurs in the whole matrix (scenario d), the system is controlled by the kinetics of the reactions, and an increase or decrease of the degradation rates by one order of magnitude (for ex. if the biomass concentration is higher) will have a great influence on the clean-up times. The biomass concentration can easily vary by one order of magnitude from site to site, but also for different locations at the same site, therefore the high sensitivity of the results from scenario d to this parameter highlights the need for a site specific characterization of the biomass populations. Furthermore the growth and decay of the bacteria, which was neglected in this study, may have to be taken into account. Finally the transport limitations observed for scenarios a and c mean that site specific characterization is needed for the key parameters such as fracture spacing, sorption coefficients, porosity of the matrix and water flow throughout the clay unit. Some of these parameters can be difficult to measure in the field or in the laboratory, leading to relatively high uncertainties on the model results. The fracture network in clayey till is, for example, currently poorly described at large depth (below 5-8 m), leading to a lack of knowledge regarding fracture spacing and aperture/17/.

117 DISCUSSION AND CONCLUSIONS The developed model for transport of contaminant in a single fracture matrix system with degradation following Monod kinetics shows the importance of taking into account the specific characteristics of a microbial driven reaction. The contaminant discharge and mass removal depends to a high degree on the localization of the dechlorination processes, corresponding to the distribution of biomass in the system. Therefore the potential for bacteria to move and/or grow in the clay matrix need to be better investigated, in order to predict the potential for development of a reaction zone in different clay types. Because the presence of active bacteria is necessary to obtain significant mass removal and contaminant discharge reduction, the potential for applying bioremediation in low permeability media is dependent on the ability to develop microbial populations within the matrix. In order to verify the development of such a reaction zone inside the matrix, Region H has planned to collect and analyze core samples from clayey till in Gl. Kongevej. As it is shown that the cleanup times are dependent on the extent of this reaction zone, some field data are needed to obtain more accurate results and to be able to assess the efficiency of ERD at the site. For example at another field site (Sortebrovej), it appears from core samples that the formation of daughter products is limited to the regions within few mm around high permeability zones, whereas the results obtained from monitoring of the aqueous concentrations show high degree of degradation /23/. The determination of the extent of such a reaction zone would be useful for remediation design, particularly concerning the interval of injection. For example in the present case, injections every 10 cm (instead of 25 cm) would result in scenario d and reduce the cleanup time from 40 to 15 years, assuming that the reaction zone develop over 10 cm. The injection by direct-push at such intervals has been investigated in /24/. Another limitation of the developed model comes from the simplification of the geometry of the site; more realistic models will most likely consider a heterogeneous network with horizontal features, where the contaminant can be transported horizontally by advection. However the site specific data regarding the geometry of fractures in clay needed for such models are very scarce. The numerical model can be used to assess the contaminant flux, contaminant mass and time frames, and serves as basis for risk assessment, cleanup costs analysis, setting of stop-criteria and assessment of ERD as a remediation technology in clayey till (including life cycle assessment and environmental economics). LITERATURE /1/ Plume persistence due to aquitard back diffusion following dense nonaqueous phase liquid source removal or isolation. Chapman, S. W. and Parker, B. L. Water Resources Research 41[12] /2/ Dissolved chemical discharge from fractured clay aquitards contaminated with DNPALs. Falta, R. W. Faybishenko, B. Dynamic of Fluids and Transport in Fractured Rock, Geophysical Monograph Washington, DC, American Geophysical Union. /3/ Diffusive loss of non-aqueous phase organic solvents from idealized fracture networks in geologic media. Parker, B. L., McWhorter, D. B., and Cherry, J. A. Ground Water 35[6], /4/ Numerical examination of the factors controlling DNAPL migration through a single fracture. Reynolds, D. A. and Kueper, B. H. Ground Water 40[4],

118 /5/ Numerical-Analysis of Solute Migration Through Fractured Clayey Deposits Into Underlying Aquifers. Harrison, B., Sudicky, E. A., and Cherry, J. A. Water Resources Research 28[2], /6/ Diffusive Contaminant Transport in Natural Clay - A Field Example and Implications for Clay-Lined Waste-Disposal Sites. Johnson, R. L., Cherry, J. A., and Pankow, J. F. Environmental Science & Technology 23[3], /7/ Concurrent Ethene Generation and Growth of Dehalococcoides Containing Vinyl Chloride Reductive Dehalogenase Genes During an Enhanced Reductive Dechlorination Field Demonstration. Scheutz, C., Durant, N., Dennis, P., Hansen, M., Jorgensen, T., Jakobsen, R., Cox, E., and Bjerg, P. L. Environmental Science & Technology /8/ Gammel Kongevej 39, Indledende forureningsundersøgelse. Hedeselskabet. Miljøkontrollen /9/ Gammel Kongevej 39, Supplerende forureningsundersøgelse. Hedeselskabet. Miljøkontollen /10/ Gl. Kongevej 39, Afværgeforanstaltninger. Orbicon A/S, Roskilde. Miljøkontollen /11/ Erfaringsopsamling for reduktiv deklorering som afværgeteknologi i moræneler. Damgaard, I., Chambon, J., Christiansen, C. M., Lemming, G., Broholm, M. M., Binning, P. J., and Bjerg, P. L. Miljøstyrelsen. Teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening /12/ Diffusive Disappearance of Immiscible-Phase Organic Liquids in Fractured Geologic Media. Parker, B. L., Gillham, R. W., and Cherry, J. A. Ground Water 32[5], /13/ Contaminant Transport in Fractured Porous-Media - Analytical Solutions for A System of Parallel Fractures. Sudicky, E. A. and Frind, E. O. Water Resources Research 18[6], /14/ Comparative evaluation of chloroethene dechlorination to ethene by Dehalococcoides-like microorganisms. Cupples, A. M., Spormann, A. M., and McCarty, P. L. Environmental Science & Technology 38[18], /15/ The spatial distribution of eubacteria and archaea in sand-clay columns degrading carbon tetrachloride and methanol. Lima, G. D. and Sleep, B. E. Journal of Contaminant Hydrology 94, /16/ Remediation of chlorinated solvents in clay till: Importance of diffusion, in Danish. Broholm, M. M., Scheutz, C., Begtrup, E., Bjerg, P. L., Jacobsen, C. S., Jorgensen, T., Nielsen, L., and Rasmussen, P. ATV Vintermøde Conference Proceeding /17/ Monitoring well interception with fractures in clayey till. Jorgensen, P. R., Klint, K. E. S., and Kistrup, J. P. Ground Water 41[6], /18/ Statistical Correlations for Predicting the Partition-Coefficient for Nonpolar Organic Contaminants Between Aquifer Organic-Carbon and Water. Abdul, A. S., Gibson, T. L., and Rai, D. N. Hazardous Waste & Hazardous Materials 4[3], /19/ Prediction of Diffusion-Coefficients for Nonelectrolytes in Dilute Aqueous-Solutions. Hayduk, W. and Laudie, H. Aiche Journal 20[3], /20/ Handbook of chemical property estimation methods. Lyman, W. J., Reehl, W. F., and Rosenblatt, D. H Washington, DC, USA, American Chemical Society. /21/ Concentration rebound following in situ chemical oxidation in fractured clay. Mundle, K., Reynolds, D. A., West, M. R., and Kueper, B. H. Ground Water 45[6], /22/ Gl Kongevej 39 Status for monitering af afværge. Orbicon A/S, Roskilde. Region Hovedstaden /23/ Videregående monitering af oprensning på Sortebrovej Kerneprøvetagning Christiansen, C. M., Broholm, M. M., Bjerg, P. L., and Christophersen, M. Report Nr. Notat. Region Syddannemark /24/ Field test of several remediation enhancement methods in clay till. Christiansen, C. M. and Damgaard, I. ATV Vintermøde Conference Proceeding

119 OPRENSNING AF FORURENING MED PCE VED KOMBINATION AF ISTD- OG DAMPOPVARMNING KNULLEN 8, ODENSE Civilingeniør Hans Skou Geolog Niels Just Region Syddanmark Civilingeniør Henrik Steffensen NIRAS A/S Vice President, Ph.D. Gorm Heron TerraTherm, Inc., Keene, CA 93531, USA Civilingeniør Steffen Gripke Nielsen Terra Therm, Inc., Fitchburg, MA 01420, USA Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

120

121 RESUMÉ Oprensningen på Knullen er den første fuldskala ISTD oprensning i Danmark. Knullen sagen er teknisk speciel, fordi den omfatter kombination af ISTD og damp. Det er første gang denne kombination anvendes på verdensplan. Knullen sagen er endvidere speciel, fordi oprensningen er foretaget under en virksomhed i drift, og hvor plads og adgangsforhold har vært ekstremt vanskelige. Oprensningen er gået rigtig godt. Der er således fjernet mere forurening end forventet, oprensningsgraden har været højere end forventet, samtidig med at opvarmningen er forløbet hurtigere end forventet. Der er opnået en oprensningsgrad på over 99% i oprensningsområdet. BAGGRUND Forureningen på Knullen stammer fra et tidligere industrirenseri og er sivet ud i jorden fra utætte kloakinstallationer under virksomheden. Forureningen vurderes primært at være sket i 1980 erne og begyndelsen af 1990 erne, idet der i denne periode blev ledt kontaktvand direkte til afløbssystemet. Rensning af tøj er ophørt, og den sidste renserimaskine blev fjernet i Forureningen er sivet ud i et morænelerslag i 1-4 meters dybde og trængt ned gennem moræneleren til et sandlag som træffes i 11 meters dybde. Der er konstateret kraftig forurening i især den nederste del af moræneleren, hvor der er konstateret forekomst af fri fase PCE. Desuden er forureningen sivet ned i de øverste 2-4 meter af sandlaget, som udgør den øverste del af det primære magasin i området. Sandlaget er højpermeabelt og med et trykniveau, der står ca. 5 m op i moræneleren. Der blev udarbejdet et skitseprojekt med belysning af fordele og ulemper ved forskellige afværgemetoder til fjernelse af forureningen i hhv. moræneler og sandlag. På baggrund af disse vurderinger besluttede Region Syddanmark at gennemføre oprensning ved opvarmning. I udgangspunktet var det forventet, at opvarmningen kunne gennemføres ved ISTD metoden (termisk ledningsevne) alene, men modelberegninger viste, at der skulle anvendes en kombinationsløsning med opvarmning med damp i det højpermeable sandlag og opvarmning med ISTD i det overliggende lavpermeable morænelerslag. Simuleringerne viste desuden, at det ville være nødvendigt at nedbringe vandoptrængning til lerlaget på grund af det høje trykniveau det højpermeable sandlag. Såfremt der ikke blev gjort noget for at nedbringe vandoptrængningen, ville opsivende vand køle området omkring varmelegemerne så meget, at den nederste del af lerlaget ikke ville blive varmet tilstrækkeligt op. Løsningen blev en kombination af trykaflastning i sandlaget og opretholdelse af en damppude under ISTD opvarmningsområdet i hele driftsperioden for ISTD opvarmning. Endvidere viste modelberegningen, at det var nødvendigt at etablere ventilation i et fyldlag under bygningen for at reducere varmepåvirkning af gulvet og kondensation i den øverste del af jorden.(model-simuleringer og beslutningsgrundlag for designet er fremlagt på Vingstedmødet 2008). Dampopvarmningen i sandlaget er designet med dampinjektion i randen af oprensningsområdet (outside in) og oppumpning af grundvand/opsugning af damp i centrum.

122 Opbygningen af anlægget er skitseret i nedenstående figurer. Skitsen viser hvordan damp pumpes ned i sandlaget samtidig med at forurenet vand og damp pumpes op og renses. Endvidere vises, hvordan grundvandsspejlet sænkes ved at pumpe grundvand op fra sandlaget. Skitsen viser hvordan varmelegemer varmer lerlaget op samtidig med at forurenet vand og damp suges op og renses. Endvidere vises, hvordan grundvandsspejlet sænkes ved at pumpe grund vand op fra sandlaget. Figur 1 Principskitse for opbygningen af afværgeanlægget. ISTD opvarmningen er designet med udsugningsfiltre ved hver varmeboring, hvor der i de fleste ISTD projekter traditionelt suges i færre punkter placeret mellem varmeboringerne eller i et overliggende naturligt forekommende eller kunstigt dannet opsugningslag. Dette var ikke muligt på denne lokalitet, da det ville medføre for høje temperaturer oppe under gulvet. FORMÅL Formålet med oprensningsprojektet på Knullen er at sikre grundvandsressourcen og eksisterende vandindvinding i området ved at oprense kilden til en omfattende grundvandsforurening. Oprensningen af kildeområdet er første trin i at opnå dette mål. Sideløbende med oprensningen er spredningen af forureningen i grundvandsmagasinet undersøgt for at afklare, om det også er nødvendigt at oprense den kildenære del af forureningsfanen. ETABLERING AF OPRENSNINGSANLÆG Arkil A/S med Krüger som underleverandør af ISTD anlægget har stået for etablering og drift af oprensningsanlægget. NIRAS og TerraTherm har været rådgivere på opgaven. Problemstillinger i forbindelse med etablering af oprensningsanlægget Det har været en udfordring at etablere oprensningsanlægget, fordi en stor del af anlægget er etableret i og under virksomheden samtidig med, at virksomheden har været i fuld drift. En stor del af arbejdet er således udført om natten og i weekender. Samtidig har pladsforholdene været snævre. Hensyn til drift og pladsforhold Der er udført næsten 1 kilometer borearbejde inde i bygninger, så ud over at de fysiske rammer og hensynet til den daglige drift af virksomheden har været en udfordring for entreprenø-

123 ren, har det også været en udfordring for virksomheden at tåle generne. Der er trods alt tale om et vaskeri og dermed relativt store krav til renholdelse. Efter en noget turbulent periode i starten af etableringsperioden, hvor der blev klaget over bl.a. støj, støv, lugt i forbindelse med skære- og svejsearbejde og udstødning ved kørsel med maskiner frem til arbejdsstedet, blev problemerne løst ved at indføre et morgenmøde mellem vores rådgiver og driftslederen fra virksomheden. Herved kunne der straks tages hånd om problemer som for eksempel utilstrækkelig oprydning og rengøring efter nattens arbejde. Hurtig løsning af disse forhold lagde også en dæmper på, hvor slemt øvrige gener blev opfattet. Det skal understreges, at det naturligvis er tilstræbt, at alle sikkerheds- og arbejdsmiljøregler blev overholdt. Og selv om entreprenøren bestræbte sig på at gøre det så godt som muligt, så er det svært at udføre boringer og skære i beton, uden at det sviner, og det er forståeligt, at det nogle gange har knebet med oprydning og rengøring, når nattens arbejde drillede, og arbejdet tog væsentlig længere tid end forventet. Der blev begået formelle fejl, for eksempel var certifikater omkring varmt arbejde ikke på plads før projektstart, men blev erhvervet undervejs. Dette medførte bl.a. behov for særskilt brandvagt under svejse- og skærearbejde. Figur 2 Borearbejde snævre pladsforhold og snavs Som tidligere nævnt var morgenmødet en rigtig god måde til at imødegå gener og deraf følgende irritationsmomenter i opløbet. Man skal i den forbindelse huske på, at i henhold til jordforureningsloven har vi kun adgang til at gennemføre oprensningsprojektet ved enten 1) at indgå en frivillig aftale med grundejer/virksomhed eller 2) ekspropriation (hele grunden eller adgangen til at gennemføre projektet). Det er vores opfattelse at vi skal søge at gennemføre

124 afværgeprojekter ved løsning 1) hvis det overhovedet er muligt. Løsning 2) vil altid være en nødløsning med alle involverede parter som tabere. Ekspropriation vil givet medføre betydelig forsinkelse og ikke mindst en væsentlig fordyrelse. Vi var tæt på at havne i løsning 2, idet arbejdet i den mest turbulente periode lå arbejdet stille i en til to uger, og der ikke umiddelbart syntes at være gangbare forhandlingsløsninger. Større forurenet område I forbindelse med etablering af ISTD-boringerne blev der konstateret et nyt kildeområde i leren, mens der i forbindelse med etablering af dampboringerne konstateredes en større udbredelse af kraftig forurening i sandlaget. Det nye kildeområde i leren betød, at det var nødvendigt at ændre ISTD opvarmningsområdet. Det var en ændring, som det var relativt enkelt at gennemføre, idet det samtidig viste sig, at der var andre områder, hvor forureningen var mindre end forventet. Vi kunne derfor tage lige så mange varmeboringer ud af projektet, som der blev tilføjet i det nye kildeområde. Herved blev de nødvendige ændringer i projekteringen relativt begrænsede, så der ikke opstod problemer med for eksempel mangel på varmelegemer. Helt så nemt var det ikke at håndtere den større udbredelse af det kraftigt forurenede område i sandlaget. Det var ret vanskeligt at afgøre, hvor stort et areal opvarmningen skulle dække. Det viste sig nemlig, at det ikke var muligt at påvise fri fase i sandlaget, heller ikke centralt i det største kildeområde, hvor der blev udført 2 boringer med udtagning af intakte kærneprøver gennem de øverste 4 meter af sandlaget. Med op til 92 mg/l PCE i vandprøver mellem de to kildeområder og op til 40 mg/l PCE nedstrøms det nye kildeområde, vurderede vi, at der måtte være residual fri fase uden for hovedkildeområdet og besluttede derfor at udvide dampområdet til at dække begge kildeområder i moræneleren samt området mellem disse kildeområder. Ud over at der skulle etableres flere dampinjektions- og ekstraktionsboringer, blev det nødvendigt at ændre forsynings- og behandlingsanlægget, således at kapaciteten af både damptilførsel og køling blev øget. Ændringerne medførte ud over øgede omkostninger, flere gener for virksomheden og en længere anlægsperiode også at nogle boringer måtte udføres i mindre dimension end ønsket, fordi allerede etablerede installationer i virksomheden kun tillod adgang for mindre boreudstyr. Umiddelbart skulle man synes, at ændringer i størrelsen af oprensningsområdet i etableringsfasen burde være undgået ved at sørge for, at undersøgelsesgrundlaget var godt nok. I Knullen sagen er der gode grunde til, at dette ikke var tilfældet: For eksempel blev en rensemaskine og en 40 container fjernet i forbindelse med etablering af ISTD- og dampboringer. I undersøgelsesfasen ville det have været mere eller mindre umuligt at undersøge området, hvor det nye kildeområde blev fundet, forud for etableringen. Og så skal man tænke på, at vi har udført næsten en kilometer boringer i forbindelse med etableringen, og at det er urealistisk at regne med, at vi som opdragsgiver en anden gang vil være villige til at betale for en undersøgelse, der er så omfattende, at vi ikke får et væsentligt øget kendskab til forurening under etableringen. Der er trods alt udført boringer i et net på ca. 3½ x 3½ meter. Med hensyn spredning af fri fase i sandlaget vurderer vi, at det er sandsynligt, at den spredes i fingre ud fra kildeområdet og derfor kun findes i en lille del af jordvoluminet. Det vil derfor kræve mange boringer at kortlægge udbredelsen. En anden mulighed er, at den fri fase i sandlaget er udvasket så meget, at den ikke kan erkendes med sudan IV. De er klart, at det ud fra et økonomisk synspunkt vil

125 være interessant at kunne kortlægge udbredelsen af den residuale frie fase. På Knullen har udvidelsen trods alt kostet omkring 2 millioner kr. Hvis det er muligt at forbedre grundlaget for at vurdere fri fase udbredelse ud fra undersøgelse af den opløste forurening, er det måske den optimale løsning. OPRENSNINGSFORLØB OG OPNÅEDE EFFEKER Opvarmningen blev påbegyndt den 26. juni Opvarmningsforløbet er fulgt ved: Monitering af temperatur i 21 temperaturmoniteringsboringer, placeret midt mellem varmeboringerne Kontinuer måling af forureningsindholdet i udsuget luft/vanddamp fra sandlag, lerlag og fyldlag. Periodevis monitering af temperatur og forureningsindhold i varmeboringer og tilhørende udsugningsfilter Periodevis monitering af forureningsindhold i 6 moniteringsboringer og udsuget luft fra henholdsvis fyldlag, lerlag, og sandlag. Herudover er der målt på en række driftsparametre på selve procesanlægget samt afsænkningen af vandspejlet i det primære magasin ligesom der er udført en række målinger til kontrol af uønskede effekter, herunder nivellement til kontrol af sætninger, forureningsindhold i udledt luft til atmosfæren, temperatur og forureningsindhold i udledt vand til recipient. Der er i alt opsamlet omkring 2 millioner data. Opvarmningsforløb i sandlaget Figur 3 Opnåede temperaturer i sandlaget efter 42 dages opvarmning

126 Der er gennemført 42 dages dampinjektion i sandlaget. Herved blev der opnået temperaturer på over 100 grader i hele det ønskede opvarmningsområde jævnfør figur 3. Opvarmningen tog længere tid end forudset. Det skyldes, at der i starten af opvarmningsperioden var problemer med at opnå tilstrækkelig vandoppumpning i den centrale del af opvarmningsområdet, hvorfor injektionen af damp i en periode måtte nedsættes for at undgå for stor spredning af dampen uden for det planlagte opvarmningsområde. Endvidere at vi besluttede at supplere med trykaflastninger i slutningen af opvarmningsperioden. Opvarmningsforløb i lerlaget Opvarmning til 100 grader i leren tog 105 dage, og det er væsentligt hurtigere end beregnet ved modelberegningerne. Vi forventede 175 dage. Temperatur i 7 m's dybde 170,0 150,0 130,0 110,0 Temperatur C 90,0 70,0 50,0 30,0 10, Døgn 100 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 T9 T10 T11 T12 T13 T14 T15 T16 T18 T21 Figur 4 Opvarmningsforløb i lerlaget Vi vurderer, at årsagerne til den hurtigere opvarmning skyldes flere forhold. Vi kan se, at damppuden i den øverste del af det underliggende sandlag har haft betydelig effekt på tidsforløbet i den nederste del af leren, hvor opvarmningen har været meget hurtigere end højere oppe i leren. Den energimængde, der er tilført leren fra dampuden, vurderes at være årsag til at opvarmningsforløbet har kunnet foregå hurtigere end beregnet. En anden årsag er, at kombinationen af trykaflastning og opretholdelse af damppuden under lerlaget meget effektivt har hindret vandoptrængning i leren. Det ser således ud til, at vandet har haft svært ved at fortrænge den damppude, der var etableret under lerlaget og i permeable zoner i den nederste del af lerlaget.

127 Vertikal temperatur tidsserie Temperatur (C) ,00 2,00 4,00 6,00 Dybde (m) 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 T T T T T T T T T T T T Figur 5 Opnåede temperaturer i lerlaget efter 105 dages opvarmning Der er ikke gennemført efterfølgende vurdering af om forudsætningerne i modelsimuleringen svarer til de faktiske omstændigheder ved oprensningen. Vi har således ikke undersøgt, hvorfor modelberegningerne og det faktiske forløb divergerer hvad angår længden af oprensningsperioden. Det skal blot nævnes at en modelsimulering altid bygger på en række stipulerede værdier og forudsætninger, hvorfor der uundgåeligt vil være usikkerhed på det beregnede resultat. Uanset disse usikkerheder har modelsimuleringen i det aktuelle projekt været meget værdifuld og helt afgørende for designet af boringsgeometri og håndtering af problemstillingen omkring køling som følge af vandoptrængning til opvarmningsområdet. Oprensningsforløbet og oprensningsgrad Udviklingen i PCE koncentrationen i opvarmningsforløbet og den samlede opsamling af forurening ved luftekstraktion er vist i figur 6. Indholdet af PCE i den ekstraherede luft er målt kontinuert ved hjælp af Innova instrument samt lejlighedsvist ved udtagne kulrørsprøver til kontrol af de kontinuerte målinger. Bortset fra startfasen ses en meget fin overensstemmelse mellem de to målemetoder. Årsagen til afvigelsen i startfasen kan skyldes, at der var problemer med at holde luftfugtigheden nede i startfasen, og at kulrørsmålingerne kan have været mere følsomme herfor. Samlet har de kontinuerte målinger været en stor hjælp, fordi de har givet et overbevisende beslutningsgrundlag for ændringer i driften og hvornår opvarmningen kunne indstilles.

128 Ekstraktion af PCE PCE (mg/m3) I alt opsamlet kg PCE Tid Total PCE Innova (mg/m³) Total PCE (kulrørsanalyser, mg/m3) I alt opsamlet PCE (kg) Figur 6 Koncentration af PCE i udsuget luft og akkumuleret opsamling Den takkede kurve viser forureningsindholdet i luft, der er suget ud af oprensningsområdet (målt på samleluft fra både sandlag, lerlag og fyldlaget). Kontrolmålinger af samleluften målt ved kulrørsmålinger er ligeledes vist. Det ses, at indholdet af PCE har været oppe på mere end 10 g perchlorethylen/m 3. Med en udsuget luftmængde på ca. 600 m 3 /time svarer det til, at der opsamlet op til 150 kg perchlorethylen i døgnet og samlet, at der er opsamlet 3200 kg perchlorethylen. Forureningsindholdet i udsuget luft fra sand- og fyldlaget er ligesom for samleluften bestemt flere gange i oprensningsforløbet ved kulrørsmålinger. Målingerne viser, at langt hovedparten af forureningen kommer fra lerlaget (ca kg). Ud over opsamling af forurening i udsuget luft er der fjernet forurening ved oppumpning af vand. Ved at lægge den opsamlede forureningsmængde i vandet til når vi en opsamling af perchlorethylen på ca kg. Vi ved fra undersøgelsen af forureningsspredningen, at der foregår en ikke uvæsentlig nedbrydning af forureningen, og undersøgelser i kildeområdet viser, at nedbrydning allerede er betydelig i moræneleren. Ud fra målinger af indholdet af nedbrydningsprodukter i den udsugede luft kan den samlede opsamling af klorerede opløsningsmidler opgøres til 4 tons. Det forventede mål om at nedbringe forureningen med mere end 95 procent er nået, idet beregninger peger på, at 99 procent af forureningen i kildeområdet er fjernet. Ud fra oprensningsforløbet og prøver fra 5 kontrolboringer kan oprensningsgraden for leren opgøres til 99,7%. For sandlaget har vi ikke så detaljerede målinger, at vi kan opgøre oprensningsgraden, men der er intet i de målinger, vi har, der tyder på, at den er dårligere end de forventede 95%. Selv om den forurening, der findes i kildeområdet uden for oprensningsområdet medtages, kan vi sige, at vi har opnået en samlet oprensningsgrad på 99%.

129 SÆTNINGER Udvidelse af jorden i forbindelse med opvarmningen og efterfølgende sætninger i forbindelse med afkølingen kunne være et problem for bygningen. Der er i opvarmningsforløbet, og det hidtidige afkølingsforløb udført nivellement månedsvist, og der er ikke konstateret hverken hævning eller sætning af jorden, som udgør et problem for bygningen. Der er indtil nu ikke opstået revner i bygningen, der kan henføres til afværgeprojektet. DRIFTSPROBLEMER Der har kun været få driftsproblemer, og de har, bortset fra at der i starten af opvarmningsperioden i sandlaget var problemer med at opnå tilstrækkelig vandoppumpning i den centrale del af opvarmningsområdet, ikke haft konsekvenser for oprensningsforløbet. Problemerne har således primært været en gene for entreprenøren. De har drejet sig om: Tilstopning af vandure Tilslamning af vakuumpumpe, rørforbindelser mm. Korrosion af ekstraktionsrør fra lerdelen Tilslamningen af vakuumpumpen skyldes rødt slam i den opsugede luft. Tilsvarende problemer er ikke kendte fra andre ISTD projekter. Det er vurderet, at det røde slam kommer fra korrosion af jernrørene og fra udtørrede lermineraler (hæmatit) fra jorden. Ekstraktionen foregår umiddelbart ved varmelegemet, og dermed vil udtørret jord og rust fra korroderede jernrør suges op i rør og pumpesystem. Det kan være denne ændrede konfiguration af ekstraktionen i forhold til andre projekter, der muliggør opsugning af lermineraler fra jorden. Korrosionen har primært været et problem på lodrette rørstrækninger. Der er ganske vist ikke målt særlig lav ph i kondensatet, ph ~ 4,5 5, men kombinationen af den lidt lave ph og forekomst af kondensat, der står og boblekoger (kaviterer) som følge af undertryk i røret kan medføre en kraftig korrosion af disse rørstrækninger. Korrosionen har flere gange medført brud på ekstraktionsrørdele. Ved nedtagningen var flere lodrette strækninger så gennemtærede, at rørene kunne pilles fra hinanden. ERFARINGER De indhøstede erfaringer er nøjere beskrevet i et notat med erfaringsopsamling for projektet og metoden. Notatet kan hentes fra Region Syddanmarks hjemmeside: Der er endvidere tilknyttet et teknologiprojekt hvor der bl. a ses på om vi kan dokumentere nedbrydning af PCE ved vådoxidation. Resultater præsenteres i et andet indlæg på Vintermødet. FORURENINGSFANEN Forureningen har spredt sig i den øverste del af sandmagasinet til ca meters afstand. Fanen kan udgøre en risiko for eksisterende vandindvinding. Naturlig nedbrydning og fortyn-

130 ding betyder at forureningsstyrken aftager betydeligt ud gennem fanen. Yderst i fanen består forureningen således primært af nedbrydningsprodukter. Region Syddanmark er i gang med at undersøge spredningen og nedbrydningen nærmere, således at der kan afgøres om det er nødvendigt også at gennemføre oprensning af forurening i fanen. Det er ikke teknisk og økonomisk muligt at oprense forureningen fuldstændigt. Der vil derfor, uanset hvor stor en indsats der vi gennemfører, i lang tid fremover være en fane. Vi vil stræbe efter, at fanen så hurtigt som muligt aftager, så den ikke udgør en risiko for vandindvindingen i området bortset fra et område på op til et par hundrede meter ud i den nuværende fane. Beslutning om hvorvidt der skal renses op i den kildenære del af fanen vil afhænge af omkostninger til oprensning i fanen kontra omkostninger til at holde mere øje med fanen, samt miljøgevinster ved en supplerende oprensning. Herudover vil beslutningen afhænge af, om en planlagt ændring af indvindingen ved Lindved Kildeplads vil ændre fanens forløb og dermed ændre den risiko forureningen i fanen udgør. Selv om forureningen i fanen i dag ikke ser ud til at udgøre en risiko for den eksisterende vandindvinding, kan det ikke udelukkes, at den planlagte ændring i indvindingen på Lindved kildeplads kan ændre på dette billede. KONKLUSION Oprensningen er gået rigtig godt. Vi har således fjernet mere forurening end forventet, oprensningsgraden har været højere end forventet samtidig med, at opvarmningen er forløbet hurtigere end forventet. Mere forurening end forventet Før der blev tændt for varmen, var der forventet en forureningsmængde på 1000 kg perchlorethylen i oprensningsområdet. Nu da oprensningen er gennemført, kan vi se, at der i alt er fjernet 3500 kg perchlorethylen fra jorden. Herudover er der fjernet ca. 500 kg nedbrydningsprodukter. Mere effektiv end forventet Forventningerne var at vi kunne fjerne 95% i oprensningsområdet. Vi kan se, at vi har fjernet 99,7% af forureningen i leren. For sandlaget har vi ikke så detaljerede målinger, at vi kan opgøre oprensningsgraden, men der er intet i de målinger, vi har, der tyder på, at den er dårligere end de forventede 95%. Selv om den forurening, der findes i kildeområdet uden for oprensningsområdet medtages, kan vi sige, at vi har opnået en samlet oprensningsgrad på 99%. Hurtigere end forventet Opvarmningen af leren til kogepunktet er opnået på 105 døgn mod forventet 175 døgn. Den hurtigere opvarmning skyldes, at tiltagene til at hindre vandoptrængning til lerlaget har været effektiv. Samtidig har damppuden under lerlaget bidraget mere til opvarmningen af leren end forventet.

131 GEOKEMISKE KONSEKVENSER AF ISTD-OPRENSNING I DANMARK Direktør Henrik Aktor Aktor innovation ApS Civilingeniør Hans Skou Region Syddanmark Civilingeniør Ole Kiilerich Miljøstyrelsen Civilingeniør Henrik Steffensen NIRAS A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

132

133 RESUME Danmarks første fuldskala ISTD oprensning af klorerede opløsningsmidler er gennemført i 2008 i Højby ved Odense (Region Syddanmark). I et projekt, støttet af Teknologi Udviklings Puljen, er der undersøgt naturlige og accelererede geokemiske processer, der kan tilskrives ISTD afværgeanlægget. Det er blevet påvist, at op imod 35 % af det naturlige indhold af sedimenternes indhold af pyrit er fjernet ved in-situ oxidation og det vurderes, at dette har været medvirkende årsag til korrosionsproblemer i ekstraktionsboringer, rørforbindelser, osv. En meget omfattende nedbrydning af PCE ved reduktiv deklorering kunne ligeledes påvises ud fra grundvandets indhold af klorid. Det har ikke været muligt at påvise in-situ pyrolyse af klorerede opløsningsmidler og naturligt organisk kulstof BAGGRUND OG FORMÅL Målinger på flere projekter i udlandet med In Situ Termisk Desorption (ISTD) har indikeret, at der ekstraheres væsentligt mere kulstof, end det umiddelbart kan forklares ud fra afgasning af kuldioxid og metan ved vandets opvarmning. Dette indikerer, at in-situ oxidation og pyrolyse kan spille en væsentlig rolle for forureningsfjernelsen. Dette er af stor forståelsesmæssig betydning, og hvis fænomenet viser sig at være en markant fjernelsesvej for forureningen, kan det ligeledes pege i retning af anvendelse af termiske metoder overfor svært flygtige stoffer, hvor der så primært sigtes efter en in-situ destruktion. Der er derfor behov for at kunne beskrive omfanget af disse processer kvantitativt gennem målinger før, under og efter oprensning med ISTD Disse problemstillinger har indgået i evalueringen af et termisk oprensningsprojekt på Knullen 8, Odense. Ejendommen er forurenet med klorerede opløsningsmidler som følge af langt tids renseridrift. Projektet er gennemført som en termisk oprensning med en kombination af ISTD og dampstripning. Det er første gang på verdensplan, at de to termiske metoder benyttes i kombination. Region Syddanmark har fået midler fra Miljøstyrelsens Teknologipulje til gennemførelse af supplerende målinger. En del af disse midler er blevet målrettet mod at opstille massebalancer for naturligt og miljøfremmede organisk stof samt andre relevante naturligt forekommende stoffer som pyrit og klorid og det er resultaterne af disse undersøgelser, der præsenteres i dette indlæg. TEORI OG METODE For at dimensionere de målemetoder der skulle anvendes i massebalanceprojektet var det nødvendig indledningsvist at vurdere stofmængderne på lokaliteten på baggrund af den tilgængelige viden før oprensningen. I nedenstående figur 1 er der vurderet nøgletal for situationen ved lokaliteten på Knullen 8 samlet (sedimentets egenskaber er baseret generelle erfarings tal for moræneler (vandmættet porøsitet ca. 35 %, organisk kulstof ca. 0,15 % w/w).

134 O 2 N 2 Energi PCE CO 2 O 2 N 2 H 2 O 2300 m tons jord; 800 m 3 vand 500 kg PCE = 73 kg C kg Cl 5 tons organisk kulstof Figur 1. Overordnet massebalance og før-vi-går-i-gang-gæt på forekomsten af relevante stoffer på lokaliteten Ved afværgemetoden tilføres store mængder af termisk energi. Samtidigt tilføres ilt i forbindelse med vakuumventileringen. I forbindelse med oprensning viste det sig, at forureningsmængden var op imod 4 tons /ref. 1/ Massebalance for kulstof En beskrivelse af massestrømmen for kulstof ved oxidation og pyrolyse af PCE bliver besværliggjort af tilstedeværelsen af betydelige mængder af organisk og uorganisk kulstof i moræneler matricen. Som følge af vakuumekstraktionen vil der blive trukket atmosfærisk ilt ned gennem de udtørrede sprækker, hvorfra det ved diffusion kan bevæge sig ind i matrix. 1. Ved opvarmning vil opløst uorganisk kulstof i vandet afgasse pga. faldende opløselighed af CO 2 og CaCO 3 (Ca HCO 3 - => CaCO 3 + CO 2 ) - en proces der vil bidrage med 2 4 mol/m 3 porevand. 2. Under tilstedeværelse af ilt i poreluften vil organisk kulstof blive delvist oxideret i sedimentet ved temperaturer over 100 o C og ved temperaturer omkring 550 o C er processen stort set fuldstændig (udglødning). Det må forventes at 5 50 % af det naturlige organiske kulstof vil blive oxideret afhængigt af tilstedeværelsen af ilt. Indhold af naturligt organisk kulstof er ca. 0,15 % w/w. 3. Ved høj temperatur og tilstedeværelse af ilt i poreluften vil pyrit oxidation blive kraftigt accelereret og den producerede svovldioxid vil blive delvist adsorberet på CaCO 3 i sedimentet som calciumsulfit (tør adsorption). Det vurderes, at mellem 5 og 50 % af det naturlige pyrit indhold kan omdannes (0,005 0,05 % w/w): 5½O 2 +2FeS 2 => Fe 2 O 3 + 4SO 2 SO 2 + CaCO 3 => CO 2 + CaSO 3 4. Som forudsætning og udgangspunkt for vurderingerne forudsættes 20 % af PCE forureningen (svarende til 100 kg) omdannet til kuldioxid og saltsyre: C 2 Cl 4 + O 2 + 2H 2 O => 2CO 2 + 4HCl

135 Disse fire processer bidrager sammen med CO 2 i poreluften i umættet zone alle med et tab af kulstof i form af kuldioxiden hvilket er samlet i nedenstående summering Proces for 2300 m 3 moræneler C-CO 2 (kg) CO 2 i poreluft < 1 PCE (20 % oxideret = 100 kg) 15 Oxidation af naturligt organisk kulstof Fordampning af uorganisk kulstof Opløst Udsyring af uorganisk kulstof Fast fase Det fremgår af ovenstående beregning, at en kulstof massebalance på den konkrete lokalitet kan beskrive væsentlige geokemiske processer. Imidlertid vil pyrolyse og oxidation af PCE kun påvirke massebalancen marginalt. Massebalance for klorid En tilsvarende massebalance for klor/klorid er baseret på tilstedeværelse af naturligt opløst klorid, samt klorid frigivet ved pyrolyse eller oxidation af PCE. For opløst klorid kan der antages 100 mg/l som en typisk værdi for recent grundvand under befæstede arealer til indholdet skal også medregnes løst adsorberet klorid i lermineralernes elektriske dobbeltlag. Ved beregningen af massestrømmen for klorid er frigivelse fra lermineralernes krystalstruktur ignoreret, da dette primært vurderes at være væsentligt ved temperaturer over 600 o C: Proces for 2300 m 3 moræneler Cl (kg) PCE (20 % oxideret = 100 kg) 85 Klorid opløst i porevand og elektrisk dobbeltlag 80 Klorid i lermineraler <1? Det fremgår af denne massebalance, at kloridfrigivelse fra en evt. oxidation eller pyrolyse af PCE vil kunne give en markant forøgelse af klorid, som kan udvaskes med destilleret vand efter afværge på lokaliteten. Stabile isotoper Det blev på forhånd vurderet ikke at være muligt at anvende analysen af stabile isotoper (δ 13 C eller δ 37 Cl) til en kvantificering af in-situ omdannet PCE. Det skyldes, at transportprocesser (diffusion) og omdannelsesprocesser (oxidation/pyrolyse) i dette tilfælde vil give modsat rettede isotopeffekter. Desuden vil omdannelsen af naturligt kulstof og tilstedeværelsen af klorid give væsentlige baggrundseffekter der kan være vanskelige at kvantificere. Metoder Før afværge blev der etableret filtre til vandprøvetagning og udtaget sedimentprøver til analyse for indhold af pyrit og organisk kulstof (TOC). I forbindelse med gennemførelsen af afværgeprojektet blev der moniteret for poreluftens sammensætning i observationsboringer og ekstraheret poreluft (O 2, CO 2, CH 4, klorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter) Efter afslutning af afværge blev der udtaget sedimentprøver til dokumentation af oprensningsniveau og geokemiske parametre. Dette gav betydelige tekniske vanskeligheder for den konventionelle snegleboring i den stærkt udtørrede moræneler.

136 RESULTATER OG DISKUSSION Som reference grundlag for situationen før start af afværgeprojektet blev der indsamlet vandprøver fra boringer indenfor og udenfor det forurenede område på lokaliteten. En del af disse vandprøver er indsamlet fra filtre i (sandet) moræneler,og det har selvsagt været vanskeligt at få tilstrækkeligt med prøvemateriale. Udvalgte resultater for klorid, calcium, natrium, klorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter er vist i tabel 1 nedenfor. Tabel 1 Udvalgte resultater fra analyse af grundvands prøver før start af afværge på Knullen 8. Boring B211 og B108 er reference målinger udenfor det mest forurenede område (alle tal mg/l, i.m. = ikke målt). Boring Klorid Calcium Natrium Vinylklorid 1,2cisDCE TCE PCE B <0,001 <0,001 <0,001 <0,001 B108 6,1 57 5,2 <0,001 <0,001 <0,001 <0,001 B i.m. i.m. 0,043 5,3 0,92 12 B ,0042 5,2 0,78 17 B i.m. i.m. <0,001 0,022 0,023 0,39 B ,19 1,6 0,37 2,7 B ,49 1,2 0,17 8,9 B ,9 50 1,7 250 B ,018 0,085 0,012 2,7 B ,6 49 2,5 87 Figur 2 Filtersatte boringer der indgår i prøvetagningsprogrammet. Boring B108 og B211, der ligger udenfor det forurenede område (under selve bygningen), er de eneste boringer med klorid på baggrundsniveau.

137 Disse resultater trækker en del af tæppet væk under den planlagte øvelse med massebalance for klorid. Det viser, at de forventede lave baggrundsværdier kun er opnået i referenceboringer placeret udenfor det værst forurenede område (B211 og B108, se også figur 2 ovenfor). De meget høje klorid indhold kan stamme fra spildevandsstrømme fra blødgøring, som jo er en almindeligt anvendt proces på vaskerier. Man fjerner typisk calcium og magnesium ved en ionbytning på et harpiks, der regenereres med en kraftig opløsning af NaCl (jf. processen i en almindelig husholdningsopvaskemaskine). Analyserne viser imidlertid, at indholdet af calcium er væsentlig større, end man ville forvente i en sådan brine. En anden mulighed er, at de høje kloridindhold er genereret af reduktiv deklorering. Det fremgår af tabel 1, at der i nogle vandprøver er endog meget høje indhold af typiske nedbrydningsprodukter fra reduktiv deklorering specielt cisdce. Denne proces er også syredannende f.eks. med omdannelse af PCE til cisdce vha. brint som eksempel: C 2 Cl 4 + H 2 => C 2 H 2 Cl 2 + 2HCl Den syredannende proces kan neutraliseres af sedimentets naturlige kalk indhold: CaCO 3 + 2HCl => Ca Cl - + CO 2 Imidlertid vil omdannelsen af en næsten mættet opløsning af PCE til cis DCE ikke kunne føre til særligt store indhold af klorid f.eks. vil omdannelse af 166 mg PCE g/l kun bidrage med 71 mg klorid pr. liter, hvilket er ca. en faktor 10 mindre end de typiske indhold jf. tabel 1. Hvis denne proces skal have betydning, må der kontinuert fjernes opløses PCE og fjernes nedbrydningsprodukter som vist nedenfor i princip på figur 3. Under de lokalitetsspecifikke forhold er dette faktisk meget sandsynligt. De mest forurenede områder ligger under en bygning, hvor der er praktisk taget ikke er grundvandsdannelse og dermed lang opholdstid for vandfasen. Vandprøvernes høje indhold af PCE viser, at der er en aktiv transport fra fri fase til vandfase formentlig til dels styret af koncentrationsgradienter. Koncentrationsgradienten for nedbrydningsprodukterne er modsatrettet, da det fri produkt som udgangspunkt primært indeholder PCE opløsning DNAPL PCE => cisdce absorption Figur 3 Principtegning af sekventiel opløsning af PCE, deklorering og absorption af nedbrydningsprodukter

138 De udvalgte resultater i tabel 1 viser, at de opløste koncentrationer af cisdce typisk udgør % af PCE koncentrationen. I den ekstraherede poreluft (vakuum ventilation) er indholdet af cisdce typisk 1 2 % af PCE indholdet, men der er målinger, hvor indholdet er lige så stort som PCE. Målingerne understøtter således, at en væsentlig del af den fundne klorid skyldes reduktiv deklorering. Massebalance for pyrit og organisk kulstof Nedenfor i figur 4 er der vist resultaterne af målinger af indholdet af organisk kulstof (TOC) og pyrit i sedimenterne hhv. før og efter den termiske oprensning. Resultaterne er præsenteret som akkumulerede kurver, hvilket ofte er velegnet metode til geokemiske data pga. den store naturlige variation. I før -prøverne er der medtaget en sedimentprøve udtaget over redoxgrænsen i rødler fra oxideret zone alle øvrige prøver er udtaget i dybder fra 6 9 m.u.t, der er repræsentative for reduceret miljø. 100% 90% 80% 70% akkumuleret 60% 50% 40% 30% 20% 10% TOC før TOC efter 0% mg/kg TS akkumuleret 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% Pyrit før Pyrit efter 0% mg/kg TS Figur 4 Akkumulerede indhold af total organisk kulstof (TOC) og pyrit før og efter termisk oprensning

139 Det fremgår af figur 4, at der ikke er nogen signifikant ændring i sedimenternes indhold af organisk kulstof. Resultaterne er i øvrigt i god overensstemmelse med de ca. 0,15 %, som er forudsat i beregningerne i afsnittet om massebalance for kulstof. Derimod er der en signifikant formindskelse af indholdet af pyrit på over 1000 mg/kg TS, hvilket er noget højere end forudsat i beregningerne i afsnittet om massebalance for kulstof. Den målte forskel svarer til forbrænding af 3 4 tons pyrit for hele det forurenede volumen (2300 m 3 ). Dette er en ganske betydelig mængde, der har ført til dannelse af 5 7 tons koncentreret svovlsyre. Den væsentligste del af dette er formentlig blevet adsorberet i magasinet på CaCO 3, men en betydelig del kan være blevet ekstraheret som de korrosive gasarter svovldioxid (SO 2 ) og svovltrioxid (SO 3 ). Disse gasarter kan have bidraget til de betydelige korrosionsproblemer, man har observeret i vakuumventilation systemet /ref. 1/. KONKLUSION De udførte målinger viser, at de geokemiske konsekvenser af ISTD kan være ganske betydelige, og specielt bør der tages hensyn til betydningen af pyritoxidation, som har optimale forhold ved den kraftige opvarmning og kontinuert tilførsel af ilt. Den intensive oxidation af pyrit fører til forsuring og giver høj risiko for betydelig korrosion i vakuumventilation systemerne. Pyrit er samtidigt en kilde til tungmetaller som nikkel og arsen, der kan udgøre et vandkvalitetsmæssigt problem, hvis de mobiliseres. I moræneler er mobiliseringsrisikoen ikke så stor pga. adsorptionskapaciteten i lermineralerne. Derimod kan den kombinerede effekt af forsuring og tungmetalfrigivelse udgøre en høj forureningsrisiko i sand/grus grundvandsmagasiner.. På den aktuelle lokalitet kunne der ikke påvises in-situ nedbrydning af PCE i grundvandsmagasinet som en følge af de termiske metoder. De lokalitetsspecifikke forhold med meget høje indhold af klorid i grundvandet forhindrede også en anvendelse af klorid som målestok for in-situ nedbrydning. Dette forhold vurderes at være en samlet effekt af på den ene side lokal forurening med regenereringsvæske fra blødgøring (ionbytning) og på den anden side reduktiv deklorering kombineret med absorption af de dannede nedbrydningsprodukter i den fri fase. REFERENCER /1/ Skou, Hans et al. (2009): Oprensning af forurening med PCE ved kombination af ISTD- og dampoprensning, Knullen 8, Odense. ATV Vintermøde Vingstedcenteret marts 2009.

140

141 VIDEO: KAMPEN MOD FORTIDENS SYNDER I SKULDELEV. KOMMUNIKATION MED BORGERE, POLITIKERE OG MEDIER Udviklingskoordinator Mads Terkelsen Region Hovedstaden, Koncern Miljø Fagchef Charlotte Riis PR kommunikationschef Johan Vedel Konsulent Tina Spuur Nielsen NIRAS A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

142

143 RESUMÈ I Skuldelev i Hornsherred befinder sig en af Region Hovedstadens store og komplekse forureningssager. Forureningen har stor betydning for byens borgere og deres dagligdag, og der har været behov for en ekstraordinær borgerinformation. Derfor er der udarbejdet en videofilm med det hovedformål, at forklare forureningssituationen og dens implikationer og konsekvenser for borgerne og medier på en enkel og troværdig måde. Videoen tager udgangspunkt i en 3D-model af forureningen og de geologiske forhold ved Skuldelev. Videoen er en over- og underjordisk flyvetur, hvor forureningsudbredelse og oprensninger mm.vises og kommenteres. Videoen er blevet vist ved et borgermøde i Skuldelev og blevet anvendt som informationsmateriale overfor medier. BAGGRUND Historie I Skuldelev findes en større jord- og grundvandsforurening. Forureningen er opstået på grund af utætheder i et kloaksystem. Forureningen består af klorerede opløsningsmidler, som oprindeligt har været anvendt til affedtning af metalemner på en metalvarevirksomhed. De klorerede opløsningsmidler blev efter anvendelse i produktionen skyllet ud i kloakken. Fra utætte kloakledninger har forureningen spredt sig til jorden og givet anledning 5 hotspots, hvor der træffes klorerede opløsningsmidler på fri fase. I alt skønnes det, at der er 4 til 6 tons fri fase i jorden. De 5 hotspots befinder sig fortrinsvist i mættet zone, og der er sket en afsmitning af klorerede opløsningsmidler til det gennemstrømmende grundvand. Med grundvandet har forureningen spredt sig ud under en større del af Skuldelev by (figur 1). Grundvandet er terrænnært og giver anledning til indeklimaproblemer i flere ejendomme.

144 Figur 1 Forureningen i Skuldelev. Hotspots med fri fase af klorerede opløsningsmidler er vist med sorte prikker. Grundvandsforureningens udbredelse er vist i lysere grå nuancer. Undersøgelser Gennem en årrække har Region Hovedstaden foretaget undersøgelser omfattende blandt andet ca. 170 boringer og ca. 150 geoprobesonderinger i Skuldelev, for at få kortlagt jordforurening, grundvandsforurening, poreluftsforurening og indeklimaproblemer. Afværge I øjeblikket foretages der, udover undersøgelser, også afværgetiltag i form af fjernelse af hotspots og ved byggeteknisk sikring af indeklimaet i de berørte ejendomme. I løbet af 2008 blev der gennemført oprensning af 2 hotspots. Det ene hotspot blev oprenset ved anvendelse

145 af ISTD (In Situ Thermal Desorption), det andet ved anvendelse af ZVI/Soilmixing-metoden (Zero Valent Iron Soil Mixing) (figur 2). I 2009 er der planlagt yderligere 2 oprensninger. Den ene oprensning vil ske ved anvendelse af S-ISCO (Surfactant In Situ Chemical Oxidation). Ved den anden oprensning er det ikke besluttet endeligt, hvilken metode der skal anvendes. I 2007 blev der gennemført byggeteknisk indeklimasikring af 2 ejendomme og i 2008 yderligere én ejendom. Område 5 Område 1 Figur 2 Oprensninger i Område 1: ISTD. Område 5: ZVI/Soilmixing. Borgere og medier Forureningssagen berører alle borgerne i Skuldelev. En del berøres direkte ved, at der foretages undersøgelser på deres ejendomme, ved at deres ejendomme kortlægges som forurenede eller på grund af indeklimaproblemer i deres huse. Desuden påvirker undersøgelsesarbejdet og oprensningsarbejdet hele byen med blandt andet støv- og støjgener fra transport og drift af borerigge og andre entreprenørmaskiner. Der er således stor opmærksomhed fra borgerne i Skuldelev og på grund af arbejdernes synlighed også stor opmærksomhed fra medierne. Det er derfor vigtigt for Region Hovedstaden, Koncern Miljø, at der foregår en forståelig kommunikation med borgere og medier. Kommunikationen skal sikre, at der i offentligheden er en klar opfattelse af, hvad regionens ansvar og opgaver indebærer, og hvilke konsekvenser forureningsundersøgelser og afværge har borgerne, og ikke mindst hvilke konsekvenser, der kan være forbundet ved ikke at gøre noget.

146 FORMÅL Formålet med videoprojektet er at forklare forureningssituationen i Skuldelev på en enkel og troværdig måde overfor borgere, medier og politikere. Indhold Videoen skal præsentere jord- og grundvandsforureningen i Skuldelev og give et generelt billede af de problemstillinger, der kan være forbundet med undersøgelser og oprensninger af forurenet jord og grundvand. Desuden skal den vise, hvad Regionen generelt gør for at sikre borgernes sundhed og for at sikre rent grundvand. Anvendelse Videoen skal kunne vises på borgermøder i Skuldelev og den skal kunne gøres tilgængelig på nettet via Region Hovedstadens hjemmeside ( Videoen skal desuden kunne benyttes til generel information af politikere og som appetizer og informationsvideo i forhold til medier. Videoen skal danne grundlag for en videreudvikling mod et operationelt kommunikationsværktøj, der kan anvendes på andre forureningssager. METODE Baggrundsdata og software Videoen er produceret på baggrund af ortofotos og en geologisk model for området. Modellen er implementeret i GeoScene 3D, som er et software til 3D-modellering og -visualisering. Det visuelle grundlag er en 3D-flyvetur hen over Skuldelev og ned gennem de geologiske lag og forureninger. Undervejs gøres ophold ved billeder og animeringer, hvor detaljer beskrives herunder bl.a. beskrivelse af forureningsspredning, byggeteknisk afværge i forhold til indeklima og oprensning med ISTD og ZVI/SoilMixing. Der er lagt tale hen over den visuelle præsentation. Videoens indhold Indledningsvist vises den geografiske placering af Skuldelev. Herefter zoomes gradvist ind på Skuldelev, og der fortælles om produktion med og spild af klorerede opløsningsmidler, og hvordan spildet via utætte kloakker har spredt sig til jorden og grundvandet. Kloakker, samlebrønde og hotspots vises. Efter den indledende historiske gennemgang dykkes ned i jorden, hvor forureningsspredningen i grundvandet er visualiseret (figur 3).

147 Figur 3 Udklip fra videoen. Forureningsfane og hotspots. Der flyves hen til de forskellige hotspots. Der gøres ophold ved to af dem, hvor henholdsvis ISTD-metoden og ZVI-metodem beskrives (figur 4). Beskrivelsen understøttes af animationer, som ved ISTD-projektet viser spunsning, boringer til varmelegemer og ekstraktionsboringer. Animationerne viser, hvordan jorden varmes op til kogepunktet for de klorerede opløsningsmidler, og hvordan dampen vandrer fra jordmatricen til ekstraktionsboringerne, hvor den suges op. Ved ZVI-projektet vises en animation af, hvordan jorden blandes op med jernspåner og bentonit. Figur 4. Udklip fra videoen. Animationer af ISTD og ZVI/Soilmixing. Herefter følges forureningen i grundvandet hen til et hus, hvor afdampning af forurening fra grundvandet til poreluften og videre til indeklimaet er vist som animation. Dernæst vises en

148 animation af principperne bag de byggetekniske afværgeforanstaltninger overfor indeklimaet (figur 5). Figur 5 Indeklimasikring. Til sidst flyves op på terrænoverfladen, og den forventede effekt af hotspot-fjernelsen vises. Det vises, hvordan grundvandsforureningen under byen med tiden vil aftage. Figur 6. Effekt af oprensning. RESULTATER Borgerinformation Videoen har været vist for borgerne ved et borgerarrangement i Skuldelev, og der har været meget positive tilbagemeldinger fra borgerne. Fremvisningen har sparet sagsbehandlingstid, idet videoen har skabt et fælles referencegrundlag. Hermed undgås en del spørgsmål, og der kan henvises til filmen, når detaljerede spørgsmål fra for eksempel berørte grundejere skal besvares. Endvidere har det haft en mærkbar beroligende effekt på borgerne der er større forståelse for de reelle trusler i forbindelse med forureningssagen. Medier Videoen været anvendt som appetizer og informationsvideo overfor DR. Det er mundet ud i et 20 minutters indslag i radioprogrammet Klima og Miljø på P1, hvor Regionen blev interviewet om forureningssagen. Hjemmeside Videoen er i skrivende stund ikke lagt ud på Regionens hjemmeside, men den er forberedt til det, og det forventes, at den vil blive lagt på nettet i nærmeste fremtid.

149 DISKUSSION Referencegrundlag Videoen har vist sig effektiv til at skabe et fælles referencegrundlag med en høj fællesnævner blandt borgere og medier, og den er et godt kommunikationsværktøj i forhold til generel information. I forhold til den samlede kommunikation kan den dog ikke stå alene, da den ikke kan afløse den direkte kommunikation med de enkelte grundejere. Der vil stadig være behov for personlig kommunikation om forhold, som kun vedrører den enkelte grundejer. Præsentationens form Det er en hårfin balance, hvordan forureningssagen præsenteres i videoen. Hvis præsentationen er for smart, kan den have en negativ effekt i forhold til borgernes opfattelse af regionens opgaver og ansvar. På den anden side er det væsentligt, at det ikke alene er teknikere/eksperter, som vurderer, hvad der er for smart, og hvad der ikke er. Teknikeres grænse for smarthed er ofte lavere end borgernes grænse. Økonomi Denne video har været et udviklingsprojekt og er første trin i forhold til at udvikle et værktøj til borgerinformation mm. Blandt andet derfor har det været forholdsvist omkostningstungt at producere den, men der vil ved produktion af næste generations videoer være mulighed for nogen grad af genbrug. Men det er vores vurdering, at omkostningerne altid vil være relativt store, og at produktion af sagsspecifikke videoer derfor kun vil være relevant i forbindelse med de store forureningssager. Lessons learned På baggrund af personlige tilbagemeldinger vurderes det, at videoen har ramt et godt og forståeligt kommuniktionsniveau i forhold til både borgere og medier. I forhold til visualiseringsdelen er det vigtigt ved kommende videoproduktioner, at man tidligt i processen er opmærksom på muligheder og begrænsninger med de valgte produktions- og visualiseringsredskaber. Det skal sikres, at den visuelle kvalitet og detaljeringsgrad matcher det budskab, som skal bringes. KONKLUSION Videoen har været et godt kommunikationsredskab og fungeret fint som en del af den samlede kommunikation omkring Skuldelevsagen. Den har været god til at kommunikere, at Regionen arbejder i borgernes interesse og har sammen med den øvrige kommunikation været med til at skabe en positiv stemning overfor Regionen og dermed øget borgernes samarbejdsvillighed, hvilket er meget fordelagtigt i så store sager som denne. Videoen har været med til at bibringe en fælles referenceramme for borgere, medier og region men kan ikke stå alene som kommunikationsredskab. Den personlige og ejendomsspecifikke kommunikation kan dog ikke erstattes af videoen.

150 Videoen har ligeledes udfyldt sit formål med hensyn til at bibringe medier et hurtigt overblik over forureningssituationen og de tilknyttede problemer og risici. Videoproduktion er forholdsvis omkostningstung og er derfor bedst egnet som kommunikation i større sager.

151 FORURENINGERNE I GRINDSTED FRA VÆRKETS AKTIVITETER. HVORDAN GRIBER MAN DET AN? Civilingeniør, ph.d. Mette Christophersen Geolog Lone Dissing Geolog Jørgen Fjeldsø Christensen Biolog Jan S. Petersen Civilingeniør, ph.d. Jørn K. Pedersen Region Syddanmark Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

152

153 RESUMÉ Forureningerne fra Grindstedværket er meget omfattende og involverer mange stoffer i store mængder. Forureningerne påvirker både grundvand, overfladevand, indeklima og overfladejord. På basis af gennemgang af de udførte undersøgelser er der opstillet konceptuelle modeller. Regionen har udarbejdet en handlingsplan med udgangspunkt i de offentlige indsatsområder. Det skal sikres, at OSD og IVO områder ikke kan blive påvirket af forureningerne. Dette arbejde startes ved at opstille en geologisk model, som skal danne grundlag for en grundvandsmodel. For banegravsdepotet startes arbejdet med et litteraturstudie, hvis formål er at få identificeret alle stoffer, der har forladt fabrikken som affald. BAGGRUND Den 1. januar 2007 overtog Region Syddanmark ansvaret for bl.a. de forureninger i Grindsted by, som er relateret til Grindstedværkets aktiviteter. Der er tale om en meget omfattende sag, som både involverer store mængder forurenende stoffer - og nogle af dem meget specielle - mange punktkilder, mange medier, som kan blive påvirket af forureningerne (grundvand, indeklima, havevanding, sø, å, overfladejord) og mange myndigheder (tre statslige miljøcentre, en kommune og en region). Derudover er der i området en geologi, som gør, at meget store områder både horisontalt og vertikalt, er påvirket af forureningen. FORMÅL Formålet med dette paper er at give en introduktion til, hvordan Region Syddanmark har valgt at gribe denne store sag an. Hvordan håndterer man en meget stor sag, som påvirker store grundvandsressourcer, der dog ikke er udpeget som område med særlige drikkevandsinteresser (OSD) eller er indvindingsopland (IVO), men hvor politikerne gerne vil vise handlekraft og som derudover har rigtig mange interessenter? Hvordan angriber man en sag, der påvirker så stort et område og til så stor dybde, at man ikke kan anvende den gængse undersøgelsesstrategi med f.eks. X antal boringer pr. 100 m 2? Derudover vil indlægget give en status på sagen. LOKALITETERNE Produktionen på Grindstedværket A/S s fabriksgrund begyndte i Produktionen af medicinalvarer og hjælpestoffer til næringsmiddelindustrien blev påbegyndt i Der foregår stadig produktion på fabrikken, som ligger på samme sted og nu ejes af Danisco. Forureningen på fabriksgrunden hidrører fra tidligere tiders spild af råvarer og kemikalier og består hovedsageligt af opløsningsmidler, sulfonamider og barbiturater. Der er nedstrøms fabriksgrunden konstateret en massiv forurening af det øvre grundvand. Grundvandsforureningen spredes i sydvestlig retning mod Grindsted Å, som er påvirket af forureningen. I perioden blev der langs banegraven nord for fabriksgrunden deponeret restprodukter i form af faste stoffer fra produktionen på virksomheden. Depotet indeholder bl.a. store mængder aktiv kul med stort indhold af kemikalier, gibsaffald indeholdende ca. 6,5 tons kviksølv samt stoffer fra virksomhedens bundfældningsanlæg for spildevand. Banegravsdepo-tet er et stærkt forurenet, stedvist dårligt afdækket ubenyttet areal, der ligger bynært og tæt ved

154 kolonihaver. Færdsel og ophold på depotet er meget beskeden. Banegravsdepotet påvirker både det terrænnære og det dybere grundvand samt Tronsø. Spildevandsafledningen fra virksomheden skete i perioden gennem en afløbsgrøft syd for fabriksgrunden til Grindsted Å. Den sydlige del af afløbsgrøften blev rørlagt i 1960, mens den nordlige del blev rørlagt i Indtil 1951 blev spildevandet ikke renset før udledning til grøften. Der er kun udført ganske få undersøgelser i forbindelse med afløbsgrøften, men de udførte undersøgelser påviste ikke et kraftigt forureningsniveau. Der udledes stadig spildevand fra Danisco via afløbsgrøften (det blå system, som er overfladevand, kondensat og uforurenet kølevand, omkring 1,2 mill. m 3 /år). Ca tons flydende og fast affald fra Grindstedværket er i perioden deponeret på Grindsted Kommunes gamle losseplads, som er placeret syd for Grindsted Å. Undersøgelser har påvist en massiv påvirkning af det øvre grundvand med stoffer, som er udvasket fra Grindstedværkets affald. Det dybere del af magasinet er ikke undersøgt ordentligt. Kilderne i Grindsted by er placeret i et område med almindelige drikkevandsinteresser og udenfor indvindingsopland til vandværker. Placeringen af kilderne og nærliggende OSD områder er vist på figur 1. Figur 1 De fire forureningskilder: fabriksgrunden, banegravsdepotet, afløbsgrøften og lossepladsen samt de to nærliggende OSD-områder: Grindsted og Løvlund Banegravsdepotet, afløbsgrøften og den gamle losseplads er tilgængelige, ubenyttede udendørsområder. Der er ikke boliger eller børneinstitutioner beliggende direkte oven på de fire forureningskilder.

155 Udover kilder med relation til Grindstedværket er der en lang række andre kilder i Grindsted, som ikke er undersøgt tilstrækkeligt endnu (renserier, autoværkstedet osv.). KONCEPTUEL MODEL FOR FORURENINGSSPREDNINGEN Figur 2 Konceptuel model for Grindsted by i et tværsnit fra fabriksgrunden og ned til Grindsted å. Øverst er angivet placeringen af de eksisterende dybe boringer, og nederst er den formodede forureningefane indtegnet.

156 Figur 3 Konceptuel model for området omkring banegravsdepotet med indtegnet formodet forureningsspredning. På basis af gennemgangen af de udførte undersøgelser på og omkring kilderne i poreluft og grundvand er der opstillet en konceptuel model for et tværsnit fra fabriksgrunden og ned til Grindsted Å (figur 2) og en konceptuel model for nærområdet omkring banegravsdepotet (figur 3) med angivelse af, hvilke medier, der kan blive eller er påvirket af forureningen. Som det fremgår af de konceptuelle modeller, er der tale om forureninger, som påvirker flere forskellige medier. Forureningerne påvirker hovedsageligt grundvandet, som bl.a. strømmer til Grindsted Å og Tronsø. I nogle området kommer forureningsfanen tilsyneladende tæt på terræn, og da fanen indeholder flygtige stoffer, kan der være risiko for afdampning ind i boliger. På banegravsdepotet og den gamle losseplads er der stedvist dårlig afdækning af fast affald, som kan give en risiko ved kontakt. Derudover kan der ske afdampning fra affaldet, som kan være sundhedsskadelig. REGION SYDDANMARKS HANDLINGSPLAN De undersøgelser, som Ribe Amt og Grindsted Kommune havde udført indtil 1. januar 2007, tyder ikke på, at der er nogen risiko for indeklimaet i boliger og i forhold til vandindvinding og områder med særlige drikkevandsinteresser. Jordforureningsafdelingen i Region Syddanmark har gennemgået undersøgelserne. Da der er tale om usædvanlig store mængder af forurening, som både kan transporteres med grundvandet, og som kan afdampe til terræn, vurderer Jordforureningsafdelingen, at de udførte undersøgelser ikke er tilstrækkelige. Der er en række forhold, som bør undersøges nøjere, førend risikoen fra de fire forureninger er fuldt belyst, som det også fremgår af figur 2 og 3. Først når risikoen er belyst, er det muligt at tage stilling til, om der skal sættes ind overfor forureningerne. Formål Jordforureningsafdelingens handleplan indeholder derfor som et første trin en række aktiviteter, som skal danne grundlag for en samlet risikovurdering. Aktiviteterne tager udgangspunkt

157 i de offentlige indsatsområder som er beskrevet i Jordforureningsloven og Miljømålsloven (vandplanerne). Formålet med aktiviteterne er at: 1. Skabe et grundlag for med høj grad af sikkerhed at kunne vurdere, at forurening ikke kan bevæge sig ind i et OSD område eller ind i et IVO. Altså en vurdering af hvordan forureningen spredes også i de dybereliggende magasiner, hvorfra der evt. kan indvindes drikkevand. 2. Opnå høj grad af sikkerhed for at afdampning fra grundvandsforureningerne ikke giver anledning til indeklimaproblemer i boliger. Der skal især fokuseres på de områder langs Grindsted Å, hvor forureningsfanerne tilsyneladende kommer tættere på terræn. 3. Verificering af om kortlægningen (i juridisk forstand aht. bl.a. jordflytning) af forureningen i forbindelse med den tidligere afløbsgrøft og dennes udløb i Grindsted Å er tilstrækkelig. 4. Forebygge yderligere forringelse samt beskytte og forbedre Grindsted Å s tilstand. Aktiviteter rettet mod Grindsted Å afventer, at Statens Miljøcenter i Ribe har fastlagt målsætninger for åen via udarbejdelse af en vandplan. De fire første formål kan betragtes som skal-opgaver i henhold til Jordforureningsloven og Miljømålsloven. Det er regionen som prioriterer, hvor mange midler der skal bruges, og hvornår aktiviteterne skal sættes i gang set i sammenhæng med alle de øvrige opgaver på jordforureningsområdet. Handleplanens skal-opgaver omfatter en vurdering af banegravsdepotets risiko i forhold til grundvandet. Derimod vil skal-opgaverne ikke se på den risiko, som depotet kan udgøre i forhold til kontakt med forureningen og indånding af eventuelle dampe fra deponeringen, hvis man færdes direkte ovenpå deponeringen. Banegravsdepotet er som nævnt et tilgængeligt ubenyttet udendørsområde. I forhold til Jordforureningsloven er arealet ikke omfattet af en offentlig indsats. Regionen kan politisk vælge at prioritere en indsats med det formål at beskytte befolkningen mod at komme i kontakt med forureningen. I givet fald er der tale om en kan-opgave, som regionen sætter i gang, begrundet i at forureningen betragtes som helt særlig og så omfattende, at det er nødvendigt at gøre mere end den skiltning, der er ved banegravsdepotet i dag. Jordforureningsafdelingen har anbefalet Regionsrådet, at der udføres undersøgelser for at få belyst en række forhold, som det er nødvendigt at kende for at kunne vurdere risikoen for kontakt og indånding ved ophold på depotet. Regionsrådet har d. 24. juni 2008 tilsluttet sig anbefalingen, efter at sagen forud i løbet af et halvt år har været behandlet tre gange i det særlige udvalg vedr. miljø. Derfor er der yderligere et formål med projektet: 5. Undersøge om forureningen i banegravsdepotet udgør en sundhedsmæssig risiko i forbindelse med ophold på depotet

158 Derudover er der også et formål som går på at: 6. Sikre åbenhed, service og dialog jævnfør Region Syddanmarks strategi for indsats overfor jordforurening. Formålene er illustreret i figur 4. Mindske sundhedsrisiko Rent grundvand Banegravsdepotet Indeklima (afdampning fra grundvand) V2-kortlægning ved afløbsgrøften OSD og indvindingsopland Grindsted å Figur 4 Målhieraki. Projektets indhold Projektet er inddelt i nedenstående indsatsområder, som knytter sig til formålene (arbejdet omkring Grindsted Å er ikke medtaget endnu, da det afventer vandplanerne): Rent drikkevand - risikovurdering i forhold til OSD og IVO Belyse sundhedsrisikoen - indeklima Belyse sundhedsrisikoen - V2-kortlægning (afløbsgrøften) Belyse sundhedsrisikoen - banegravsdepotet Nedenfor er hver af indsatsområderne kort beskrevet: Rent drikkevand - risikovurdering i forhold til OSD og indvindingsoplande Der skal opstilles en geologisk model for det relevante område. Modellen udføres på basis af eksisterende data samt nye geologiske data fra en nyetableret dyb boring. I modellen inddrages al tilgængelig viden fra tidligere forureningsundersøgelser og fra den geologisk kortlægning (gebyrmidlerne), der er udført umiddelbart øst og sydøst for Grindsted i de to OSDområder: Grindsted og Løvlund - se figur 1. Til bestemmelse af de hydrauliske parametre udføres et pumpeforsøg i en nyetableret dyb boring. Pumpeforsøget vil give en væsentligt bedre indsigt i den hydrauliske kontakt mellem de to magasiner (over og under Arnum se figur 2), bedre grundlag for udfærdigelsen af den geologiske model, og vil bidrage med værdifulde hydrauliske parametre til opstilling af en grundvandsmodel. Dernæst skal den geologiske model danne grundlag for opstilling af en grundvandsmodel. Modellen skal beskrive vandets strømning i de forskellige jordlag og dermed give overblik over trykforhold, strømningsretninger og strømningshastigheder i grundvandssystemerne.

159 Ved hjælp af grundvandsmodellen udføres partikelbanesimuleringer, som beskriver, hvor en konservativ partikel, der bliver frigivet i et bestemt punkt, ender. Hvis partikelbanesimuleringerne viser, at en konservativ partikel påvirker et OSD-område eller et indvindingsopland, skal der udføres stoftransportmodellering, hvor der tages hensyn til de forurenende stoffers fysisk-kemiske egenskaber og nedbrydelighed. Litteraturstudiet, som udføres i forbindelse med banegravsdepotet, vil give et overblik over, hvilke af de forurenende stoffer, der udgør størst risiko for forurening af OSD-områder og IVO. Til verificering af resultaterne fra modelleringerne vil der blive udført et antal boringer. Belyse sundhedsrisikoen - indeklima Ribe Amt har i 2006 udført en undersøgelse af afdampning fra grundvandsforureningerne i Grindsted. Der er udvalgt 5 delområder, hvor der i hver er udført poreluftmåling i 10 punkter. Som et led i byggemodningen af en række grunde syd for Grindsted Å har Grindsted Kommune udført en tilsvarende poreluftundersøgelse. På basis af den opdaterede grundvandsmodel, som forventes at give et bedre billede af, om der er områder, hvor forureningsfanerne kommer tæt på terræn (især omkring Grindsted Å), skal det vurderes, om de i 2006 udførte undersøgelser giver tilstrækkelig sikkerhed for vurdering af, om der er eller kan opstå indeklimaproblemer i boligerne. Hvis det vurderes nødvendigt, skal der udføres en supplerende undersøgelse af afdampning fra grundvandsforureningen. For at følge udviklingen i spredningen af grundvandsforureningerne i det terrænnære grundvand, skal der udføres en monitering i udvalgte korte boringer. Belyse sundhedsrisikoen - V2-kortlægning (afløbsgrøften) Der er udført meget få boringer i og omkring afløbsgrøften og denne udløb i Grindsted Å, og der er kun udtaget få vandprøver. Der er ikke udført poreluftmålinger eller analyseret jordprøver. Det kortlagte areal omkring afløbsgrøften er meget smalt. Der skal udføres en gennemgang af de tidligere udførte undersøgelser og flyfoto, og hvis materialet vurderes at være for spinkelt et grundlag for vurdering af kortlægningens omfang, skal der udføres en undersøgelse af den terrænnære forurening i og omkring afløbsgrøften. Belyse sundhedsrisikoen - Banegravsdepotet Der er en række forhold, som skal belyses for at kunne vurdere risikoen for kontakt og indånding ved ophold på depotet nøjere, end tilfældet er i dag. Det drejer sig om: o hvor godt er depotet dækket af, som det ligger i dag? o hvilke stoffer indeholder depotet, og hvilke sundhedsmæssig risici udgør de ved ophold på depotet? o sker der en afdampning fra deponeringen? Opgaven med banegravsdepotet indledes med at skaffe et overblik over de deponerede stoffer. Derefter skal der udføres et litteraturstudium over de deponerede stoffers fysisk/kemiske egenskaber (sorption, flygtighed, nedbrydelighed osv.).

160 Næste skridt vil være en undersøgelse af forureningsniveau i de øverste jordlag på banegravsdepotet og dæklagets tykkelse samt afdampningen fra depotet. Undersøgelsen skal danne basis for en risikovurdering i forhold til ophold på depotet. INVOLVEREDE MYNDIGHEDER OG INTERESSENTER I denne sag er der rigtig mange involverede parter. På myndighedssiden er der Statens Miljøcenter i Odense, som fører tilsyn med virksomheden på fabriksgrunden og bl.a. står for fabrikkens udledningstilladelse til Grindsted Å. Det er Statens Miljøcenter i Ribe, som skal lave vandplanen for området omkring Grindsted Å, og det er Statens Miljøcenter i Ringkøbing, som skal lave vandplan for området omkring Tronsø. Vandplanerne vil indeholde mål for, hvilken tilstand de forskellige dele af vandsystemet skal opnå. Disse miljømål kan få stor indflydelse på, hvor meget regionen skal rydde op på de forurenede lokaliteter især afhængig af hvordan vandplanerne bliver indarbejdet i Jordforureningsloven. Region Syddanmark er ansvarlig for kortlægning, undersøgelser og evt. oprydning af de kendte gamle jordforureninger, som stammer fra Grindstedværkets aktiviteter. I Grindsted er det meget almindelig, at parcelhuse har en havevandingsboring. Det er Billund Kommune, der skal give tilladelse til at indvinde vand fra disse boringer, ligesom det er Billund Kommune, der fører tilsyn med Grindsted Å. Figur 5 Interessentdiagram. Som det fremgår af ovenstående, er der mange myndigheder, som er interesseret i og har en mening om, hvad der skal ske med forureningerne fra Grindstedværket. Derudover er der

161 mange andre interessenter, som det fremgår af figur 5, hvor de vigtigste interessenter er placeret ud fra deres indflydelse og medvirken til projektet. Helt fra begyndelsen har politikerne i Region Syddanmark vist stor interesse for sagen, og de er meget interesseret i at vise handlekraft og ansvarlighed. På den anden side er de også bekymrede over, hvor mange penge denne sag kan komme til at koste. FORMIDLING En gennemgang af interessenterne og deres fordele og ulemper ved projektet gjorde det hurtigt klart, at det er vigtigt at have en høj grad af information om projektet. Derfor er der ved at blive udarbejdet en kommunikationsplan for projektet, som skal sikre, at projektet har en strategi for, hvordan og hvornår der skal kommunikeres til de relevante interessenter i projektet. Som et led i den del af projektet er der blevet etableret en følgegruppe med deltagelse af Billund Kommune og Miljøstyrelsen. Formålet med følgegruppen er at skabe et samarbejdsforum omkring de fire forureninger i Grindsted by. Dette skal sikre en tæt informationsdeling i forløbet med dialog om formål, metoder, resultater og vurderinger. Herudover bliver følgegruppen brugt til dialog om, hvordan vi sikrer, at information om projektet kommer ud til borgerne og andre interessenter. Borgerne i Grindsted er, som det fremgår af figur 5, en form for gidsler for projektet, idet de har lille indflydelse på projektet, men projektet kan have stor indflydelse på dem. For at imødegå denne uvished hos borgerne, afholdt Region Syddanmark i oktober 2008 et informationsmøde i Grindsted, hvor regionens planer for undersøgelser osv. blev fremlagt for borgerne. STATUS OVER SAGEN Den dybe boring centralt i Grindsted er udført og pumpeforsøg opstartes snarest. Første version af den geologiske model er færdig, og når pumpeforsøget er udført, vil der blive opstillet en hydrogeologisk model. Som grundlag for de tekniske undersøgelser af forureninger afstedkommet fra Grindstedværkets produktion, har Region Syddanmark besluttet, at der skal udarbejdes en redegørelse over de kemiske stoffer, som har været benyttet på Grindstedværket i hele fabrikkens driftsperiode. Opgaven har til formål at indsamle oplysninger om de, på Grindstedværket, benyttede stoffer, og ud fra disse stoffers fysisk/kemiske og toksikologiske egenskaber at foretage en individuel vurdering af den potentielle risiko i forhold til afdampning og spredning i jord og grundvand. Litteraturstudiet skal bruges til at udpege problemstofferne i banegravsdepotet, men studiet skal også kunne bruges i forbindelse med undersøgelser på andre depoter med relation til Grindstedværket også Kærgård Plantage, hvor det skal verificeres, at vi analyserer for de rigtige stoffer. Litteraturstudiet er i udbud. Monitering af terrænnært grundvand er udført og resultaterne er ved at blive vurderet. Opgaven omkring verificering af V2-kortlægning vil blive udført i løbet af 2009.

162

163 VVM-REDEGØRELSER - HVAD HAR DET MED JORDFORURENING AT GØRE? Civilingeniør Birgitte Østergaard Hansen Civilingeniør Tage V. Bote Cand.scient. Annelise N. Madsen Seniorprojektleder Lena Nilausen COWI A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

164

165 RESUMÉ Indlægget belyser, hvordan jord- og grundvandsforureningsproblematikken typisk inddrages og håndteres i forbindelse med VVM redegørelser af større bygge- og anlægsprojekter, beskri-ver samarbejdet og interaktionen med myndighederne og projekternes øvrige fagdiscipliner, og illustrerer en række af de dilemmaer, man kan støde på under indsamling og behandling af data. Der er ikke ny og banebrydende viden involveret i dette indlæg men en perspektivering af, hvordan vores til tider trivielle kortlægningsarbejde har betydning for bl.a. de motorveje og jernbaneforbindelser, som mange af os bruger dagligt. INDLEDNING Vurdering af virkninger på miljøet (VVM) for anlægsprojekter som f.eks. motorveje, havneanlæg, broer, jernbaneforbindelser og ny byområder er ikke noget, man umiddelbart vil forbinde med jord- og grundvandsforurening, men måske snarere med flora og fauna og bevaringsværdige bygninger. Ikke desto mindre er håndteringen af jord- og grundvandsforureninger en del af opgavepaletten i større bygge- og anlægsopgaver, hvorfor fagdisciplinerne skal inddrages ved den multidisciplinære gennemgang af projektet i VVM-arbejdet. HVAD ER EN VVM, OG HVORNÅR SKAL DEN LAVES? VVM er en proces, der dækker over både forundersøgelser, udredninger, høringsfaser og selve VVM-redegørelsen. Formålet med en VVM-redegørelse er, at kende/forudsige de miljømæssige påvirkninger og konsekvenser af anlægget, inden det besluttes sammenligne alternativer undgå, mindske eller kompensere for negative miljøpåvirkninger gennem indarbejdelse af afværgeforanstaltninger inddrage offentligheden i beslutningsprocessen Derved sikres det, at der vælges en integreret projektløsning, som tilgodeser miljøet på tværs af fagdiscipliner samtidig med, at den overordnede projektøkonomi præciseres. VVM-redegørelsen er således et politisk beslutningsdokument eller plandokument. En VVM-redegørelse vil derfor indeholde en vurdering af flere mulige alternativer for anlægs-projektet. Alternativerne er fremkommet ved forudgående analyser af behov og rammer i form af normer og økonomi for projektet. 0-alternativet, dvs. det ikke at gennemføre anlægsprojek-tet, er altid med som alternativ. I redegørelsen indgår blandt andet en beskrivelse af projektet, en oversigt over undersøgte alternativer samt en beskrivelse af alternativernes kortsigtede og langsigtede påvirkning af

166 miljøet. Resultatet af VVM er bl.a. en systematisk redegørelse for alle tænkelige miljøpåvirkninger af et givent anlæg. En mulig VVM-proces er skitseret i figur 1. Skal man drage en parallel til terminologien indenfor jordforureningsfagområdet, så kan en VVM-redegørelse i grove træk sammenlignes med et afværgeprogram. Planlægningsfase Foroffentlighedsfase Undersøgelsesfase Redegørelsesfase Politisk 1. behandling VVM screening og scoping Indkaldelse af ideer og forslag Afgrænsning af projekt, baseline-studie, udpegning af hovedforslag og alternativer, definition af beregningsgrundlag Kvantificering af miljøeffekter, udarbejdelse af VVMredegørelse Politisk 1. behandling af forslag til kommuneplantillæg 2. offentlighedsfase Indkaldelse af indsigelser og bemærkninger Beslutningsfase Behandling af indsigelser, endelig politisk vedtagelse Figur 1 Procesbeskrivelse for hvordan en VVM-proces kan se ud Lovgrundlaget I Danmark er lovgrundlaget for VVM udarbejdelse VVM-bekendtgørelsen (p.t. bekendtgørelse nr af 6. december 2006 om vurdering af visse offentlige og private anlægs virkning på miljøet (VVM) i medfør af lov om planlægning). For søterritoriet gælder særlige regler for VVM. VVM-bekendtgørelsen bygger på EU-direktiv 97/11/EC af 3 marts 1997 om ændring af direktiv 85/337/EØF om vurdering af visse offentlige og private projekters indvirkning på miljøet. VVM-processen kan helt springes over, hvis Folketinget vedtager en anlægslov for projektet. I praksis vil der dog ofte efterfølgende blive gennemført en VVM-proces alligevel, således at offentligheden kan blive hørt, som det eksempelvis er sket for Cityringen. VVM-bekendtgørelsen stiller krav om, at der laves VVM af større anlæg, inden de besluttes. VVM-pligten afgøres ved en såkaldt VVM-screening. De anlægstyper, som altid er omfattet af VVM-pligt, fremgår af VVM-bekendtgørelsens bilag I. Udvidelse af en motorvej eller motortrafikvej, udvidelse eller anlæg af jernbaneforbindelser, bro-forbindelser, metroer, havneanlæg eller etablering af depoter er alle projekter, der påvirker omgivelserne og miljøet og som derfor er VVM-pligtige.

167 Hvem udarbejder og finansierer VVM? VVM-pligten afgøres af planmyndigheden, som efter strukturreformen er kommunerne for små anlæg og statens miljøcentre for store anlæg og anlæg, hvor der f.eks. kræves kommuneplantillæg i mere end 2 kommuner. Ved større vejanlæg er Vejdirektoratet planmyndighed. VVM-redegørelsen udarbejdes af planmyndigheden. Det er anlægsbygherre/ansøger, der skal levere oplysninger til VVM. Sædvanligvis er det anlægsbygherren, der finansierer VVMredegørelsen. Rådgivere leverer på bygherrens eller planmyndighedens vegne de tekniske/- faglige input til VVM-redegørelsen, som myndighederne så vurderer i redegørelsen. VVM-redegørelsens indhold VVM-bekendtgørelsen stiller krav til, hvad en VVM-redegørelse som minimum skal indeholde. Der skal bl.a. være en beskrivelse af anlægget og de væsentligste alternativer (herunder 0- alternativet). Der skal også være en beskrivelse af omgivelser, der kan blive påvirket. Der skal desuden være en vurdering af projektets kort- og langsigtede, direkte, indirekte og kumulative virkninger på miljøforhold. Afværgeforanstaltninger overfor miljøpåvirkninger skal være beskrevet. De miljøforhold, der skal undersøges, tilpasses det enkelte projekt, men omfatter generelt: Befolkning, fauna og flora Jordbund, vand, luft, klimatiske forhold, affald og råstoffer Omfanget af transport Materielle goder og kulturarv Landskabet og offentlighedens adgang hertil Afledte socioøkonomiske forhold (samfund og erhverv) Samspillet mellem ovennævnte faktorer Der undersøges i forhold til både etablering og drift. I det følgende er der primært fokuseret på forhold vedrørende etablering. HVOR KOMMER JORD- OG GRUNDVANDSFORURENING IND I BILLEDET? Jord- og grundvandsforurening hører under vurderingen af jord, der skal håndteres i etableringsfasen og grundvand, der skal håndteres i etableringsfasen og måske også driftsfasen. Derudover kan etableringen og driften af anlægget skabe jord- og grundvandsforurening af omgivelserne. Eksempelvis kan anlæg af en motorvej bidrage til trafikskabt diffus jordforurening i nærområdet af motorvejen, og spild og uheld kan give punktkildeforurening langs strækningen. Der håndteres sjældent jord i driftsfasen af et anlæg, men ofte store mængder jord i forbindelse med etablering af et anlæg. Opgravning af jord påvirker omgivelserne direkte i form af støj og luftforurening fra maskinel. Jordens forureningsgrad og geotekniske egenskaber afgør sammen med projektets øvrige rammer, om jorden kan genanvendes. Anvendelse af opgravet jord i projektet, som eksempelvis i støjvolde langs en motorvej, kan miljømæssigt påvirke de

168 Arealer, overskudsjorden placeres på. Mængden af overskudsjord og forureningsgraden af overskudsjorden har betydning for planlægning af jordmodtagekapacitet både indenfor og udenfor projektet. Forureningsgraden af overskudsjord kan have betydning for, hvor langt den skal transporteres og dermed indirekte for trafikpåvirkning, transportstøj og luftforurening. Anlæggets fysiske placering kan hindre eller fordyre fremtidig offentlig indsats overfor jordforurening, hvis det placeres på arealer med jordforurening, eller kan medvirke til oprensning af forurenede arealer gennem opgravningen. Endelig har omkostninger til håndteringen af den opgravede jord har en vis indvirkning på projektets økonomi. Grundvand skal ofte håndteres i etableringsfasen på et anlægsprojekt ved eksempelvis tørholdelse af udgravninger. Det oppumpede grundvand skal enten bortledes eller reinfiltreres. Både oppumpning, reinfiltration og bortledning af forurenet grundvand kan have indvirkning på miljøet i form af forureningsspredning. Bortledning eller reinfiltration af forurenet grundvand kræver tilladelser og kan kræve vandbehandling. Bortledning af vand stiller krav til kapaciteten i afløbssystemer og recipienter. Vandbehandlingsanlæg stiller krav til pladsforholdene. Anlægsprojektets fysiske placering kan hindre eller fordyre fremtidig offentlig indsats overfor grundvandsforurening, hvis det placeres på arealer, hvor der er konstateret grundvandsforurening. Anlæg, der placeres i en dybde, hvorfra der foregår vandindvinding, kan påvirke indvindingen. Mængderne af oppumpet grundvand fra et anlægsprojekt kan have indvirkning på nærliggende grundvandsindvindinger. I indre by, København, har myndighederne besluttet, at grundvandsstanden ikke må sænkes. Dette betyder, at oppumpet grundvand skal reinfiltreres lokalt. Ved både oppumpning og reinfiltrering skal det sikres, at der ikke sker en forureningsspredning, og dette kræver kendskab til beliggenheden af lokale forureninger. Samspil mellem indgående parter Udarbejdelsen af VVM kræver samspil og samarbejde mellem bygherre, rådgiver og myndighed. Samspillet med myndighederne har eksempelvis til formål at skaffe data til vidensgrundlaget og at forhåndsafklare hovedlinjer i projektet så som genindbygning, genanvendelse og jordmodtagekapacitet. På grundvandsområdet kan der være behov for at forhåndsafklare de overordnede rammer for oppumpning, udledning, reinfiltration og rensning. Endvidere kan der være behov for at afklare om jord- eller grundvandsforurening under anlægsdybden skal fjernes, før et anlæg etableres på et givent areal og afklare, hvem der betaler for oprensningen i sådanne tilfælde. Ved nogle VVM-redegørelser afholdes løbende møder mellem de involverede parter for at facilitere udarbejdelsen. METODIK Vidensgrundlaget for en VVM mht. forurenet jord og grundvand består i tilgængelige oplysninger vedrørende forurenede arealer i myndighedernes arkiver, samt af resultater fra diverse forundersøgelser udført under eller før VVM-processen.

169 De data, der er tilgængelige, omhandler: arealer, der er kortlagt iht. jordforureningsloven på V1 og V2 arealer, der er taget ud af kortlægning efter oprensning eller undersøgelse områdeklassificerede arealer myndighedsdatabaseoplysninger om forurening på ikke kortlagte ejendomme planlovning/lokalplaner (beliggenhed af industriområder og blandet bolig/erhverv) Målebordsblade og flyfoto til identifikation af opfyldte områder og nedlagte moseområder o.l., der kan være potentielt opfyldte kort over grundvandsinteresser, indvindingsboringer og arealer med følsomt grundvand/dæklagstykkelse placering af afværgeanlæg i forhold til grundvand Data søges i de kommunale byggesager og miljøsager, i de regionale miljøsager, hos miljøcentrene, i diverse GIS systemer, hos KMS osv. Typisk vil man starte dataudvælgelsen med at definere et areal indenfor hvilket, der ønskes oplysninger om forurening. Ved et linjeformet anlæg som eksempelvis Cityringen, Motorring 3 og København-Ringsted forbindelsen vælges arealet som en korridor omkring linjeføringen. Arealet for oplysninger vælges typisk mindre for jordforurening end for grundvandsforurening. Det vil være forskelligt fra anlæg til anlæg hvilke data, det giver mening at inddrage. Nogle anlægsprojekter kræver håndtering af jord og grundvand indtil en dybde af 3 m u.t. mens andre kræver håndtering af jord og grundvand til dybder af 30 m u.t. Ved nogle projekter er det primært overfladeforurening, der er af interesse, mens det ved anlæg, hvor der f.eks. skal oppumpes store grundvandsmængder, er nødvendigt at indhente data fra større arealer. For udvidelsen af Motorring 3 er der opereret med en korridor på 100 m på begge sider af linjeføringen for grundvandsforurening, mens der for jordforurening primært er set på selve gravearealet umiddelbart op til linjeføringen. For København-Ringsted banen er der opereret med en korridor på 200 m for jord og på 500 m for grundvand. For Cityringen er der indledningsvis indhentet forureningsoplysninger for indre by. Linjeføringen ville løbe mellem 20 og 30 m under terræn, og der vil ikke skulle foretages tørholdelse af tunnellen. Efterfølgende er det vurderet, at det så kun ville være de områder på linjeføringen, hvor der skulle graves fra terræn og ned til tunnelniveau, at jord og grundvand kunne være påvirket af forurening. Omkring alle stationer og skakte er der derfor opereret med en radius på 50 m for kendt jordforurening og 100 m for kendt grundvandsforurening. Afstandene er valgt ud fra en antagelse om, hvor lang væk et forurenet areal skal ligge fra et graveområde, før den jord, man graver i, eller det grundvand, man pumper op, ikke vil være påvirket af forureningsspredning fra det forurenede areal. Oplysninger om beliggenheden af forurenede lokaliteter langs en påtænkt linjeføring indhentes indenfor det udvalgte areal ofte som GIS-baseret kortmateriale fra regionerne (før

170 kommunalreformen fra amterne). Videngrundlaget for en VVM baseres således på et øjebliksbillede af omfanget af kortlægning i det pågældende område. Ved indhentning af data er rådgivere typisk under et tidspres, som vi som rådgivere ikke altid selv har indflydelse på. Anlægsprojektet kan eksempelvis være udmeldt i pressen som værende skudt i gang, eller datoerne for VVM-høringerne kan være lagt i kalenderen i det politiske system. Når rådgivere eksempelvis beder regionerne om oplysninger om kortlagte arealer til brug for VVM-redegørelser, er det derfor ofte med ønske om, at oplysningerne leveres indenfor kort tid. Rådgiverne skal derpå selv indenfor kort tid foretage en indledende gennemgang af de kortlagte arealer for at vurdere, hvor der er behov for at indhente detailoplysninger om forurening. Derpå skal rådgiver anmode om detaljerede forureningsoplysninger fra eksempelvis de kommunale arkiver, og have tid til at gennemgå og vurdere alle de indhentede forureningsoplysninger. De forureningsoplysninger, der kan have interesse, er oplysninger omkring typen af forureningen, om der er tale om en mobil forurening, som kan spredes, og om der derved er risiko for grundvandsforurening eller om en immobil forurening, som hovedsageligt vil være knyttet til jorden. Påviste og potentielle forureningskomponenter er af interesse. Ved etablering af anlæg i det åbne land bør man være særlig opmærksom på mulighed for fund af fyld eller lossepladsfyld i tidligere vådområder eller i områder, hvor der er foretaget terrænregulering/opfyldning. Forureningsoplysningerne bruges til at vurdere, om der evt. skal foregå vandbehandling af oppumpet grundvand og til at vurdere hvilken jorddybde, der kan antages forureningsfri. Endvidere bruges de til at vurdere, om det i nogle områder vil være nødvendigt at analysere for særlige forureningskomponenter ved feltundersøgelser af jord og grundvand og ved kommende forklassificeringsundersøgelser af den jord, der skal håndteres. Derudover bruges de indhentede oplysninger til at vurdere, om anlæggets placering kan hindre en kommende offentlig afværgeindsats, eller om grundvandssænkning i anlægs- eller driftsfasen kan trække forurening til fra tilstødende arealer. I byområder i de større byer i Danmark har miljømyndigheden oftest lavet en vurdering af fyldjordens overordnede fordeling på forureningsklasser. I landområder og generelt i forhold til forureningspunktkilder kan det være nødvendigt at vurdere forureningsgraden af den opgra-vede jord ud fra viden om arealanvendelsen på de kortlagte arealer og branchebeskrivelser fra det tidligere AVJ. Forureningsoplysninger kombineres med oplysninger fra anlæggets designfolk omkring mængden af jord og grundvand, der skal håndteres. For jordens vedkommende udarbejdes der overslag over, hvor stor en mængde jord, der skal håndteres. Miljømedarbejdere foretager herefter en vurdering af fordelingen af jordmængder indenfor de forskellige forureningsklasser. Derpå beskrives genanvendelses- og deponeringsmuligheder. Selve jordhåndteringen

171 er et gennemreguleret område, hvor reguleringerne i sig selv fungerer som afværgeforanstaltninger i forhold til potentielle påvirkninger af miljøet fra jordhåndteringen. For grundvandets vedkommende udarbejdes der ligeledes vurderinger af, hvor store mængder vand, der skal håndteres, og om der skal udføres grundvandssænkning. Områder, hvor det kan komme på tale med vandbehandling i forhold til forurening, identificeres. Vandbehandlingsteknikker som afværgetiltag i forhold til grundvandsforurening er ligeledes oftest velkendte og gennemafprøvede. Ufuldstændigt datagrundlag VVM-processen udføres på et tidspunkt i anlægsforløbet, hvor datagrundlaget for anlægget ikke er fuldstændigt, og hvor designet af selve anlægget ikke er afklaret til fulde endnu. Eksempelvis kan indledende og screenende geotekniske og hydrogeologiske undersøgelsesboringer til hjælp for beslutning om placering af anlægsalternativer udføres forud for VVMprocessen. Efter VVM-processen suppleres vidensgrundlaget om geologien, hydrogeologi og forureningsforhold med flere boringer ved/omkring det planlagte anlæg. Hvis boringerne viser, at der ikke er de rette geotekniske og hydrologiske forhold til stede for at kunne udføre anlægget, så kan det blive nødvendigt at justere placeringen af anlægget i forhold til de eksisterende forhold. Ved udvidelsen af Motorring 3 blev der i forbindelse med geotekniske boringer påtruffet et område med lossepladsfyld. Dette resulterede i, at et planlagt regnvandsbassin blev flyttet til et andet areal. Oftest vil justeringer i projektet efter VVM-fasen dog være nogenlunde dækket størrelsesordensmæssigt af de mængder, der er beregnet i VVM-redegørelsen. Hver gang der justeres på anlæggets design, skal der justeres indenfor de forskellige fagdiscipliner, der indgår i projektet. Hvis der f.eks. justeres på placeringen af en station på Cityringen, som følge af eksempelvis nytilkomne geotekniske oplysninger, kan dette betyde, at datagrundlaget må udvides. Der kan blive behov for at lave supplerende boringer ved den ny stationsplacering, indhente supplerende oplysninger om forurening ved den ny placering, gennemføre revurdering af behovet for vandbehandling på oppumpet grundvand, udføre opdateringer af hydrologiske modeller, geologiske modeller og støjsimuleringer. Eventuelt skal der foretages supplerende vurdering af muligheden for sætningsskader i bygninger omkring den ny stationsplacering, revurdering af transportmuligheder for materialer til og fra stationsplaceringen, opdatering af luftforureningsberegninger osv. Endvidere kan der gå lang tid imellem udførelsen af VVM-redegørelsen og etableringen af selve anlægget. I den mellemliggende tidsperiode kan forureningsbilledet, og de love og regulativer, der er gældende ved VVM-redegørelsens udarbejdelse, ændres. ANDRE RELEVANTE FORHOLD OG PROBLEMSTILLINGER Konsekvenser af mangelfuldt videngrundlag Konsekvenserne af at have udført VVM-arbejdet på et utilstrækkeligt eller mangelfuldt videngrundlag kan være flere. Vigtigst er, at der med et fuldstændigt videngrundlag kunne have været truffet beslutning om et af de andre projektalternativer, dvs. at det muligvis er det for-

172 kerte projekt, der er blevet besluttet. Dernæst er at de uforudsete forhold kan have betyd-ning for etableringsfasens tidsplan, når der f.eks. skal tages stilling til afværgeforanstaltninger eller ændring af anlægsdesign midt i etableringsfasen. Det kan betyde, at der dukker omkostninger op, som ikke var forudsete ved projektstart, men som burde have været en del af det samlede budget. Hvis anlægsentreprenørerne bliver tvunget til at holde pause i arbejdet pga. uforudsete forhold, kan dette afstedkomme dagsbøder ud over forsinkelser i tidsplanen. Forsinkelser i tidsplanen er til gene for borgere, der benytter arealerne omkring anlægget. På forureningsområdet vil uforudsete forureninger, der dukker op i etableringsfasen, kunne udløse krav om arbejdsstop ( 71 i Jordforureningsloven) og måske betyde, at der skal indhentes udledningstilladelser fra myndighederne eller indhentes 19-tilladelser til genanvendelse af forurenede materialer. Myndighederne kan risikere pludselig at skulle tage stilling til, om anlæggets etablering hindrer eller fordyrer en senere offentlig indsats ved eksempelvis oprensning af forurening. Planlagt deponikapacitet kan vise sig at være utilstrækkelig, eller jordens faktiske forureningsgrad kan gøre den uanvendelig til genindbygning. Forureningsoplysninger Nogle af de dilemmaer, man kan støde på i forbindelse med indhentning af oplysninger om forureninger, er eksempelvis, om man kan medtage oplysninger om forurening eller potentiel forurening fra myndighedsdatabaserne, når de pågældende oplysninger ikke er sagsbehandlet endnu eller ikke er kortlagt iht. Jordforureningsloven. Kortlægningspraksis kan være forskellig fra myndighed til myndighed og kan have ændret sig over tiden. På områder uden drikkevandsinteresser eller med begrænsede drikkevandsinteresser har nogle myndigheder kun kortlagt påvist forurening, hvis forureningen har betydning for arealanvendelse. Dette betyder, at dybereliggende jordforurening eller grundvandsforurening ikke kortlægges, fordi det ikke er af betydning for ejendommens anvendelse, hvilket naturligvis er pragmatisk i forhold til grundejeren. Men forureningen er der stadig den dag, der skal graves dybt på arealet. Grundvandsforureninger kortlægges oftest ikke, hvis der er tale om arealer, hvor kilden til grundvandsforureningen findes på en anden ejendom. Beliggenheden af grundvandsfaner og dybereliggende forureninger kan således ikke altid ses på kort. Hvis datasystemerne hos myndighederne ikke er opdaterede på det tidspunkt, hvor man foretager sin søgning, så er der data, som ikke kommer med i vidensgrundlaget. Forskellige aktørers interesser Dagsordenen for de involverede parter bygherre, myndighed og rådgivere kan være både sammenfaldende og forskellige afhængig af projektets art. Rådgiveren er ofte underlagt nogle stramme deadlines fra bygherrens side og kan have fokus på de tekniske detaljer og på at forudsige så mange problemstillinger som muligt, således at selve projektet kan planlægges til at forløbe problemfrit. Myndighederne er ikke underlagt bygherrens deadlines for projektet. Myndighederne skal overholde deres egne servicemål og varetage deres egne økonomiske interesser. Myndighedsapparatet sigter i dag flere steder på at servicere borgerne i den rækkefølge ansøgningerne lander på deres bord og har ikke mulighed

173 for at planlægge bemanding til rådighed for sagsbehandling efter, hvornår der forventes en stor mængde ansøgninger fra et givent projekt eller rettes henvendelse om datalevering fra store arealer. Som rådgiver kan man måske få en opfattelse af, at myndighederne mangler forståelse for nødvendigheden af planlægning, og som myndighed kan man måske få den opfattelse, at rådgivere problematiserer i unødvendigt omfang og er unødigt meget fokuseret på detaljer. Forskelle og ligheder mellem de forskellige indgående aktørers interesser kan derfor imødegås ved dialog og samarbejde mellem de indgående parter allerede tidligt i projektet.

174

175 OMRÅDEKLASSIFICERING Advokat Mads Kobberø Bech-Bruun Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

176

177 RESUMÉ I denne artikel redegøres der for regelsættet om områdeklassificering, og således at regelsættet indledningsvis sættes ind i en bredere sammenhæng. Reglerne om områdeklassificering kan ses som udtryk for en indsnævring af det særdeles omfattende kortlægningsomfang, der blev lagt op til i forbindelse med jordforureningslovens vedtagelse i 1999, og udgør på denne vis for et stort antal ejendomme et egentligt paradigmeskifte på kortlægningsområdet. INDLEDNING Medio 2006 blev der vedtaget en række lovændringer til jordforureningsloven, herunder et nyt regelsæt om områdeklassificering. Samtidig blev der indsat bestemmelser i jordforureningsloven om lettere forurenet jord og om kortlægningsnuancering. Hovedtemaet for denne artikel og mit indlæg på ATV Jord og Grundvands Vintermøde den 10. marts 2009 knytter sig til områdeklassificering. BAGGRUNDEN FOR REGELÆNDRINGERNE Som en baggrund til forståelse af regelsættet om områdeklassificering er det relevant at notere sig de to ovennævnte øvrige ændringer, der samtidig skete med jordforureningsloven, det vil sige lovændringerne om lettere forurenet jord og kortlægningsnuancering. Da jordforureningsloven i juni 1999 blev vedtaget (til ikrafttræden 1. januar 2000), var en af hovedintentionerne med loven, at man ville gøre op med det hidtidige system, hvorefter det kun var visse forureninger, der blev registreret, nemlig (kort fortalt) ældre punkkildeforureninger. Både hensynet til styring af jordstrømmene, den overordnede grundvandsindsats og grundejers/grundkøbers ønske om at få information i videst muligt omfang tilsagde, at oplysninger om jordforurening var tilgængelige uafhængig af, hvornår, hvordan og hvorfor en jordforurening var opstået. Ikke nok med at jordforureningsloven fastlagde, at alle kendte forureninger skulle kortlægges. Med introduktion af kortlægning på vidensniveau 1 blev det fastlagt, at selv på arealer, hvor der ikke var konstateret nogen forurening, men hvor der begrundet i viden om aktuel eller historisk aktivitet på ejendommen var en væsentlig risiko for, at der var en forurening på ejendommen, skulle der ske kortlægning. Fra lovbemærkningerne kan følgende citat gengives: Lovforslaget muliggør en udbygning af amternes igangværende jordforureningskortlægning. I modsætning til tidligere vil alle jordforureninger, uanset hvordan eller hvornår forureningen er sket, være omfattet, med undtagelse af

178 jord påvirket af jordbrugsmæssig spredning af slam, gødning og pesticider m.v. Lovforslaget fastlægger miljømyndighedernes pligt til at gennemføre en ensartet kortlægning, således at der tilvejebringes et overblik, som kan danne grundlag for den efterfølgende prioritering af den offentlige indsats. FORARBEJDET TIL REGELSÆTTET OM OMRÅDEKLASSIFICERING Som opfølgning på jordforureningsloven afgav miljøministeren i december 2003 en redegørelse om jordforureningsloven til Folketingets Miljø- og Planlægningsudvalg. På baggrund af en anbefaling i denne redegørelse blev der nedsat to arbejdsgrupper (kriteriegruppen og jordforureningsgruppen). Kriteriegruppens rapport fremkom december Heri anbefalede arbejdsgruppen blandt andet, at de diffuse jordforureninger fremover skulle kortlægges via områdeklassificering. Konsekvensen heraf blev estimeret til at betyde, at ca ejendomme ville kunne udgå af kortlægningen for i stedet at blive omfattet af et områdeklassificeringssystem. Alene besparelsen i relation til sparede udgifter til kortlægning blev i rapporten estimeret til mio. kr. På denne vis er det rimeligt at betragte de nyere regler om områdeklassificering (samt de tilknyttede regler om lettere forurenet jord) og reglen i jordforureningslovens 12a om kortlægningsnuancering som regler, der alt efter temperament skruer lidt ned for ambitionsniveauet på kortlægningsområdet i forhold til, hvad der blev lagt ud med, da jordforureningsloven blev vedtaget i 1999, eller som et forsøg på at gøre kortlægningsregelsættet mere tidssvarende, smidigt og mindre bureaukratisk. JORDFORURENINGSLOVENS 2 Jordforureningslovens 2 har efter 2006-lovændringen følgende ordlyd: Loven omfatter jord der på grund af menneskelig påvirkning kan have skadelig virkning på grundvand, menneskers sundhed og miljøet i øvrigt. Stk. 2. Miljøministeren fastsætter regler om, hvad der i denne lov forstås ved lettere forurenet jord. Stk. 3. Loven omfatter ikke jord påvirket af jordbrugsmæssig spredning af slam, gødning og pesticider m.v. Såvel i relation til jordforureningspåbud som i relation til kortlægning er kriteriet i stk. 1 blevet fortolket restriktivt i den forstand, at selv forholdsvis begrænsede forureninger er betragtet omfattet af jordforureningsloven. I relation til påbud har klageinstanserne således været utilbøjelige til at afvise, at der forelå et påbudsgrundlag med henvisning til en forurenings begrænsede karakter, hvorimod forureningens karakter og omfang indgår som et led i proportionalitetsvurderingen.

179 Tilsvarende i relation til kortlægning, hvor Østre Landsret i MAD Ø gav et amt medhold i, at en kortlægning var berettiget, også selv om den eneste risiko, der syntes at knytte sig til forureningen, ville være i forbindelse med en jordflytning: Det ligger inden for jordforureningslovens rammer, at der ved vurdering af om forurening skal kortlægges, skal lægges vægt på den fremtidige forureningsrisiko ved blandt andet jordflytning LETTERE FORURENET JORD Henvisningen i jordforureningslovens 2, stk. 2, skal læses i sammenhæng med lovens 3, stk. 3: Arealer, hvor der alene forefindes lettere forurenet jord, kortlægges ikke. Arealer kortlægges dog, hvis den lettere forurenede jord i særlige tilfælde kan have skadelig virkning på grundvand eller indeklima. Definitionen af lettere forurenet jord er udfyldt ved bekendtgørelse 1519 af 14. december Her fastsættes der grænseværdier for primært en række metaller. Der er således tale om lettere forurenet jord, hvor jorden udelukkende er forurenet med et af de ni stoffer, som er omfattet af bekendtgørelsen, og hvor ingen af grænseværdierne for de pågældende stoffer overskrides. OMRÅDEKLASSIFICERING Som nævnt blev der samtidig med lovændringerne i 2002 vedrørende netop forurenet jord og områdeklassificering indsat en bestemmelse i jordforureningslovens 12a, stk. 1, om kortlægningsnuancering: I forbindelse med en afgørelse om kortlægning på vidensniveau 2 af et areal, der anvendes til bolig, skal regionsrådet ud fra den foreliggende viden nuancere kortlægningen på baggrund af den risiko, den kortlagte forurening udgør eller kan udgøre for den aktuelle anvendelse til boligformål, som 1F0: Forureningen udgør ingen risiko ved ejendommens aktuelle anvendelse som bolig, 2F1: Forureningen udgør ingen risiko ved ejendommens aktuelle anvendelse til boligformål, hvis simpel rådgivning om ejendommens anvendelse efterleves, eller 3F2: Forureningen udgør eller kan udgøre en risiko ved ejendommens aktuelle anvendelse til bolig, eller der foreligger ikke viden nok til at nuancere kortlægningen. Hensigten bag regelsættet er entydig, nemlig at hjælpe boligejere til at kunne købe/sælge/belåne en forurenet boligejendom, når konsekvenserne af forureningen er meget begrænsede. Hvor de nye regler om lettere forurenet jord/områdeklassificering såle-

180 des indebærer en reel begrænsning i kortlægningsomfanget, ændrer nuanceringsreglen ikke ved selve kortlægningens omfang, men søger, hvor dette er muligt, at tage brodden af de værste konsekvenser knyttet til kortlægningen. Det bemærkes, at nuanceringsreglen kun gælder i relation til boligejendomme. Som anført ovenfor vil arealer, der udelukkende er lettere forurenede som defineret i den tilknyttede bekendtgørelse, ikke længere skulle kortlægges. Det har primært betydning for en række diffust forurenede byområder. Til gengæld blev der med jordforureningslovens 50a indført et regelsæt om områdeklassificering. Den centrale bestemmelse er jordforureningslovens 50a, stk. 1, hvorefter der fastlægges et udgangspunkt om, at hele byzonen områdeklassificeres, det vil sige som udgangspunkt betragtes som værende lettere forurenet. Byzonen skal fortolkes i overensstemmelse med planlovens 34. Planlovens 34 har en tredeling imellem byzoner, sommerhusområder og landzoner, og hvor byzoner er defineret som områder, der i en lokalplan (byudviklingsplan, bygningsvedtægt eller byplanvedtægt) er overført/udlagt til byzone. Et sommerhusområde er tilsvarende et område, der i en lokalplan/byplanvedtægt er udlagt til sommerhusområde. Landzonen defineres som områder, der hverken er udlagt til byzone eller sommerhusområde. Fra udgangspunktet om, at hele byzonen, men til gengæld også kun byzonen, områdeklassificeres, kan kommunen i regulativform gøre undtagelser. Modifikationen kan ske både i udvidende og begrænsende form. I begge tilfælde sker modifikationen i regulativform. Hvad angår kriterierne for at udvide/begrænse i forhold til udgangspunktet kan der henvises til vejledningen om områdeklassificering (Miljøstyrelsens vejledning 3/2007). Hvad angår muligheden for at begrænse området, der områdeklassificeres, det vil sige muligheden for at udtage et byzoneområde fra områdeklassificeringen, fremgår den af jordforureningslovens 50a, stk. 2: Hvis kommunalbestyrelsen har viden om, at et større sammenhængende område inden for byzone ikke er lettere forurenet, skal kommunalbestyrelsen gennem et regulativ udtage området fra klassificering. Hvad angår kriteriet større sammenhængende område, anføres følgende i lovbemærkningerne: Med større, sammenhængende område af byzone tænkes der typisk på kvarterer i en by eller lignende arealer med mange enkeltejendomme, der for eksempel er afgrænset af et vejnet eller andre fysiske forhold. I den førnævnte vejledning 3/2007 går man lidt tættere på med følgende citat:

181 Med større områder menes således områder, som i størrelsesorden for eksempel omfatter mere end ca. 200 ejendomme eller et areal større end ca. 20 ha. I mindre bysamfund kan i stedet anvendes en vejledende mindstestørrelse for et område svarende til ca. 1/5 af det pågældende bysamfunds byzoneareal. Med de ovennævnte citater er det klart markeret, at det ikke er hensigten, at enkelte grundejere, uanset hvor veldokumenteret det er, at de pågældendes ejendomme ikke er lettere forurenede, skal kunne udvirke en udtagelse af enkelt-ejendomme fra områdeklassificeringen, eller at omvendt det forhold, at der måtte være viden om, at enkelte ejendomme i et område kan være lettere forurenede, skal kunne føre til, at området fastholdes i en områdeklassificering, hvis kriterierne for områdeklassificeringen i øvrigt ikke er opfyldte. Kriterierne for at blive udtaget af områdeklassificeringen fremgår i øvrigt af vejledningens kapitel 5. Et af de i den forbindelse væsentlige kriterier anføres i vejledningens pkt. 5.4 under overskriften Nye bydele. Der henvises her til nogle undersøgelser, der er gennemført af Miljøstyrelsen, der har vist, at bydele etableret senere end ca med rimelighed kan forventes ikke at være lettere forurenede. Fra dette tidsmæssige udgangspunkt kan der naturligvis være nogle konkrete forhold, der taler imod udgangspunktet, fx større industrianlæg med luftbårne emissioner og lignende. På samme vis som der er hjemmel til at begrænse områdeklassificeringen, indeholder jordforureningslovens 50a, stk. 3, hjemmel til at udvide med arealer uden for byzonen (sommerhusområde eller landzone): Hvis kommunalbestyrelsen har viden om, at et større sammenhængende område uden for byzone er lettere forurenet, skal kommunalbestyrelsen gennem et regulativ inddrage området som omfattet af klassificeringen. Også her er der i lovbemærkningerne og vejledningen nogle fortolkende bemærkninger. Fra lovbemærkningerne følgende: Disse områder kan typisk ligge i nærheden af særligt forurenende virksomheder, trafikerede vejstrækninger eller være områder med jordfyld eller lignende. Og fra vejledningen: Med større områder menes således områder, som i størrelsesordenen for eksempel har et areal større end ca. 20 ha.

182 Bemærk i øvrigt, at der for så vidt angår både udtagelse og inddragelse tales om, at kommunens regulativ skal fastlægges på baggrund af den viden, kommunalbestyrelsen har. Med denne formulering sigtes der til, at det er foreliggende viden, der skal bruges, og at der således ikke foreligger nogen pligt for kommunalbestyrelsen til at igangsætte særlige undersøgelser med henblik på at skaffe sig viden om forhold, der kan begrunde udtagelse/inddragelse under områdeklassificeringen. Det anføres således i lovbemærkningerne: Det er forudsat, at kommuner kun skal anvende eksisterende data ved udpegning af områderne. Der skal ikke analyseres nye jordprøver for at gennemføre områdeklassificeringen Områdeklassificering er således ikke en præcis afgrænsning af de lettere forurenede områder, men udpegning af områder, som ud fra generel viden kan forventes at være diffus forurenede. Som anført ovenfor kræver udtagelse/inddragelse af de større sammenhængende områder, at der er vedtaget et regulativ. Det betyder således også, at hvis der inddrages et nyt område under byzonen i forbindelse med ny lokalplan, bliver området automatisk omfattet af områdeklassificeringen. Dette vil ofte fremtræde som uhensigtsmæssigt, fx i de situationer, hvor der er tale om landbrugsjord, der inddrages i en traditionel byudvikling. I den situation vil det således være hensigtsmæssigt, om kommunen samtidig med vedtagelsen af lokalplanen får ændret regulativet, så det nye byområde undtages fra områdeklassificeringen. Hvad angår selve regulativprocessen er der ikke fastsat særlige regler herom, idet en hjemmel i jordforureningslovens 50a, stk. 7, der bemyndiger ministeren til at fastsætte nærmere regler om regulativudarbejdelsen, ikke er udnyttet. De eneste formelle krav, der således p.t. foreligger, kan udledes af jordforureningslovens 50a, stk. 3 og 4, hvoraf det fremgår, at der skal være en offentlighedsfase forud for regulativfastsættelsen, og at det endeligt vedtagne regulativ skal offentliggøres ved annoncering og på kommunens hjemmeside. I den forbindelse skal kommunalbestyrelsen også oplyse om de sundhedsmæssige konsekvenser, der knytter sig til arealer med lettere forurening. KONSEKVENSER AF, AT ET AREAL ER OMRÅDEKLASSIFICERET At et område er omfattet af områdeklassificering pålægger ikke grundejeren nogen forpligtelse til at oprense forureningen. Regelsættet om områdeklassificering pålægger heller ikke grundejeren nogen begrænsninger i den hidtidige adgang til at udnytte ejendommen. Den eneste regulatoriske begrænsning, regelsættet pålægger grundejeren, knytter sig til jordflytning. Det fremgår således af jordforureningslovens 50, stk. 2, at enhver opgravning og flytning af jord fra en ejendom omfattet af områdeklassificering skal anmeldes til kommunalbestyrelsen. De nærmere regler i den forbindelse er udmøntet i bekendtgørelse nr af 12. december 2007.

183 Der er i den forbindelse blandt andet i bekendtgørelsens 10 regler om, at jorden skal være analyseret og kategoriseret efter en bestemt procedure og i forhold til bestemte stoffer. Det gælder dog ikke ved jordpartier under 1 m3, ligesom pligten ved jordflytning til godkendte modtageanlæg kan overtages af modtageanlægget. For så vidt angår jordflytning fra områdeklassificerede ejendomme skal kommunerne i overensstemmelse med bekendtgørelsens 14 fastsætte i et regulativ, at jorden under visse situationer skal anses som opfyldende dokumentationskravene i bekendtgørelsens 10.

184

185 OMRÅDEKLASSIFICERING ANNO 1 STATUS OG ERFARINGER Geolog Bjarke Korsager Geolog Jacob Steffensen Grontmij Carl Bro A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

186

187 RESUMÉ Med baggrund i en landsdækkende spørgeskemaundersøgelse og rådgivningsindsats i kommunerne, præsenteres hermed status og erfaringer for områdeklassificeringen ét år efter bestemmelsens ikrafttrædelse og to år efter offentliggørelsen. To tredjedele af landets kommuner har udført en nuanceret områdeklassificering. Det har vist sig, at vejledningen om områdeklassificering har været et relevant udgangspunkt, men også at det har været nødvendigt at opstille kritierier for ikke omtalte problematikker, samt at den mest anvendte datatype har overrasket. Overordnet set indikerer kommunernes tilbagemeldinger, at jo bedre mulighederne i de nye regler udnyttes, desto mere vil regelsættet vise sin berettigelse og værdi for aktørerne indenfor området. INDLEDNING Områdeklassificeringsopgaven som kommunerne har fået i forbindelse med revidering af jordforureningsloven har vist sig at være en stor opgave for de fleste kommuner. Cirka en tredjedel af kommunerne har endnu ikke påbegyndt denne opgave, hvilket primært kan være af ressourcemæssige årsager, eller fordi belastningen med administration af opgaven ikke opfattes som et problem. De kommuner, der har prioriteret opgaven med at udføre en nuanceret områdeklassificering, har enten fundet ressourcerne internt i kommunen, udført opgaven i samarbejde med en rådgiver eller overladt hele opgaven til en rådgiver. Der er under alle omstændigheder oftest tale om en investering. Der er indikationer på, at afkastet er mærkbare reduktioner i ressourceforbruget til administration af jordflytningsreglerne og at denne lettelse kan mærkes allerede kort tid efter, at der er blevet udtaget delområder fra områdeklassificeringen. I dette indlæg præsenteres en status for kommunernes løsning af opgaven med områdeklassificering og der gives eksempler på hvordan problematikker vedrørende valg af data og valg af kriterier har været håndteret. LOVMÆSSIG BAGGRUND Områdeklassificering er beskrevet i 50 a i lovbekendtgørelse nr. 282 af 22. marts 2007 af lov om forurenet jord. Med lovændringen bliver byzone, jf. planlovens 34, klassificeret som områder, der som udgangspunkt er lettere forurenet /1/. Gennem udarbejdelse af kommunale regulativer, jf. 50 a, stk. 2 og 3, kan de klassificerede områder henholdsvis reduceres inden for byzonen og udvides uden for byzonen. Kommunen kan således justere størrelsen af de områder, der er omfattet af reglerne i /2/ for anmeldepligt for flytning af jord, så de svarer til de områder, hvor der efter den foreliggende viden er en lettere jordforurening. De klassificerede områder er administrative geografiske enheder. Inden for disse arealer er der anmeldepligt for flytning af jord /2/. Områdeklassificeringen fordrer ikke et detaljeret kend-

188 skab til faktiske forureningsforhold og sigter ikke mod at udpege enkeltejendomme som forurenede /3/. FORMÅL MED OMRÅDEKLASSIFICERINGEN Formålet med områdeklassificeringen er at udpege og klassificere de områder, hvor det vurderes, at overfladejorden er lettere forurenet for herigennem at undgå, at lettere forurenet jord utilsigtet bliver kørt bort til deponering eller genanvendelse på uforurenede arealer. Ligeledes betyder områdeklassificeringen, at kommunen får mulighed for at målrette generel rådgivning om at bo og opholde sig på lettere forurenet jord. Endelig er formålet med områdeklassificeringen at gøre det enklere for grundejere, entreprenører og myndigheder at administrere flytning af overskudsjord fra byggearbejder i byområderne, eftersom der i forhold til tidligere er et bedre forhåndskendskab til jordens forureningsgrad. Den nye lovgivning medfører ligeledes, at en række ejendomme, der var lettere forurenede og tidligere var forureningskortlagte, nu i stedet vil blive områdeklassificerede og derved ikke på samme måde vil være registrerede og pålagt forskellige restriktioner. GRONTMIJ CARL BRO A/S ERFARINGER MED OMRÅDEKLASSIFICERINGSOPGAVEN Grontmij Carl Bro har gennem sine mange områdeklassificeringsopgaver for kommunerne dannet sig et overblik over, hvor langt kommunerne er med opgaven, hvilke erfaringer man har gjort sig undervejs, og hvad de nye regler har betydet for kommunerne. Den løsningsmodel for opgaven, som Grontmij Carl Bro har tilbudt kommunerne, er en nuanceret områdeklassificering. Ved en nuanceret områdeklassificering forstås: En gennemgang i hele kommunens geografiske udbredelse, hvor der inddrages områder udenfor byzonen i områdeklassificeringen og/eller undtages områder indenfor byzonen fra områdeklassificeringen.

189 Figur 1 Eksempel på nuanceret områdeklassificering. Blovstrøds gamle bykerne er bibeholdt i områdeklassificeringen mens de omkringliggende yngre bydele er undtaget. Længst til venstre ses den sydøstlige del af Allerød, der i en lang periode har været benyttet af flere savværker. På en stor del af området er der dokumenteret lettere forurening af overfladejorden og der er tillige en større udbredelse af fyldmaterialer, hvis oprindelse og forureningsgrad ikke kan dokumenteres. Ovenstående forslag har været fremlagt til politisk godkendelse men har endnu ikke været i høring. Kilde: Allerød Kommune og Grontmij Carl Bro. Baggrundskort er copyright KMS. Opgavens opbygning Områdeklassificeringsopgaven er gennemført som en faseopdelt proces tilpasset den enkelte kommunes behov og ressourcer. Der er dog visse faser der er gennemgående i de fleste opgaveløsninger. I den 1. fase fastlægges de ønskede datakilder, herunder hvilke data kommunen allerede har, og hvilke data der skal skaffes. Der opstilles de kriterier, som kommunen vil benytte i forbindelse med undtagelse og inddragelse fra områdeklassificeringen. Denne fase udføres ofte som en workshop med kommunens miljømedarbejdere. Kriterierne samles og anskueliggøres i et notat, der i de senere faser kan tjene som dokumentation og beslutningsgrundlag for undtagelse og inddragelse i forhold til områdeklassificeringen.

190 I den 2. fase indsamles og struktureres alt det ønskede datamateriale. De data, der ikke er i et GIS- format, konverteres typisk. GIS anvendes som hovedregel som primært datastyringsværktøj ved opgaveløsningen. I den 3. fase gennemgås det indsamlede materiale. Herunder foretages en vurdering af, om sammenhængende områder i byzonen kan undtages fra områdeklassificeringen, eller områder uden for byzonen skal inddrages i områdeklassificeringen ud fra de i fase 1 fastsatte kriterier. Denne del udføres bedst en byzone ad gangen. I større byer vil gennemgangen være opdelt i kvarterer, mens mindre byer kan vurderes samlet. I denne fase har vi typisk tidligt i forløbet afholdt en workshop, hvor kommunen og Grontmij Carl Bro sammen har vurderet enkeltområder i detaljen, og derved har kommunen selv været med i den til tider vanskelige beslutningsproces om inddragelse og undtagelse ud fra de tilgængelige data. Denne fremgangsmåde har efter vores erfaringer øget kommunens ejerskab til de endelige beslutninger. I den 4. fase fremlægges det endelige oplæg til områdeklassificeringen i form af skriftlig dokumentation i form af tekst og kortbilag. Områdeklassificeringen fremlægges politisk og sendes efterfølgende i høring. I 5. fase gennemgås høringssvarene og der tages stilling til, om høringssvarene skal føre til ændringer i områdeklassificeringen. I den 6. fase træder områdeklassificeringen i kraft og der udarbejdes informationsmateriale til de borgere, der bor i de områdeklassificerede områder. Ejerskab De endelige beslutninger om grænsedragninger og områdeklassificeringesstatus for de enkelte områder er, som nævnt under 3. fase, truffet i fællesskab mellem kommune og rådgiver i forbindelse med en workshop samt gennem en løbende kommentering af vore fremsendte forslag. Kommunernes medarbejdere har selv udtrykt et stort behov for at være rustet til at forsvare disse beslutninger i forbindelse med henvendelser fra borgere og politikere. Denne fremgangsmåde har efter vores erfaringer øget kommunens ejerskab til de endelige beslutninger samt kommunens fortrolighed med det fremtidige administrationsgrundlag. Fremgangsmåden sikrer tillige, at Grontmij Carl Bro har delt den viden med kommunens medarbejdere, som er nødvendig, for at kommunen kan gennemføre fremtidige opdateringer af områdeklassificeringen. INTERESSANTE ERFARINGER FRA OMRÅDEKLASSIFICERINGSINDSATSEN I 14 KOMMUNER De erfaringer, der sammenfattes i dette afsnit, er indhentet gennem Grontmij Carl Bros rådgivningsindsats i de 14 kommuner, fordelt over det meste af landet, hvor vi haft kontrakt på samarbejdet.

191 Datavalg Miljøstyrelsen har i sin vejledning /3/ foreslået en række mulige datasæt og lavet en forhåndsvurdering af betydningen af disse. I vort rådgivningsarbejde for kommunerne har vi haft lejlighed til at vurdere anvendeligheden af en række datasæt, og der er dukket et par overraskelser op i forhold til vejledningens forslag. Vi har også kunnet konstatere, at der er dukket problemstillinger op, som ikke berøres uddybende i vejledningen. Når kommunerne har skullet udvælge, hvilke data man har ønsket at lægge til grund for vurdering af forekomsten af lettere forurening, har det først og fremmest været afgørende, at hvert datasæt kan bidrage med oplysninger til en samlet vurdering af forekomsten af diffus, lettere forurening i overfladejorden. Valget afgøres dernæst af henholdsvis kvaliteten og tilgængeligheden af datasættet. Nogle data kan direkte indeholde sådanne oplysninger, og andre gør det indirekte. Oplysninger fra en jordflytning med analyseresultater er et eksempel på direkte oplysninger. Alderen af en bydel eller et beboelseskvarter indeholder derimod indirekte oplysninger om dette delområdes belastning af forskellige kilders bidrag til diffus forurening af jorden, eftersom alderen kan afspejle bidrag fra brændsel til opvarmning og bidrag fra udstødningsgasser fra trafik. BBR-data I vejledningen blev det vurderet, at det kun i sjældne tilfælde ville være muligt med afsæt i BBR at kunne udpege hele og sammenhængende områder af den nuværende byzone, hvor bebyggelsen med sikkerhed kunne tidsfæstes som værende yngre end et givent årstal. Vi har med en enkelt kommune som undtagelse kunnet konstatere, at udtræk af bygningers opførelsesår fra BBR er af god kvalitet og giver gode muligheder for at drage grænser for delområderne, der følger naturlige topografiske elementer såsom veje, ubebyggede områder, m.v. Det er naturligvis vigtigt at afprøve datasættets kvalitet ved at sammenholde det med oplysningerne fra flyfotos, topografiske kort eller andre oplysninger om historien for byens udvikling. Det skal tilføjes, at en vis fejlmargin er fuldt ud acceptabel, da fejl typisk vil forekomme på bygnings- eller matrikelniveau. Ved områdeklassificering er opgaven jo netop at operere med den brede pensel og vurderer på større, sammenhængende områder. Alderskriteriet Alderskriteriet anvendes til at udpege de områder af byzonen, som ikke var en del af den oprindelige bykerne, som den fremstod omkring et valgt skæringsår. I Miljøstyrelsens vejledning /3/ beskrives det hvordan undersøgelser af diffus forurening har vist, at bydele etableret før ca med rimelighed kan forventes at være lettere forurenet. Ejendomme etableret efter ca kan tilsvarende med rimelighed ikke forventes at være lettere forurenet. Dette gælder selvsagt ikke, hvis der i områder etableret efter ca har været andre kilder til forurening, som f.eks. industri, stærkt befærdede veje, anvendelse af faste brændsler, eller at der er foretaget terrænregulering ved tilkørsel af lettere forurenet jord.

192 Det kan bemærkes, at der er tre hyppigt forekommende argumenter for at vælge et andet og senere årstal. I visse kommuner kunne det ved en indledende analyse konstateres, at der ikke var sket en nævneværdig areamæssig udvikling af byerne i tidsrummet 1940 til 1954, og i praksis vil valget af 1954 derfor ikke have betydning for størrelsen og afgrænsningen af de områdeklassificerede arealer. Det har vist sig, at netop historien for anvendelsen af brændsler i de fleste kommuner, som vi har rådgivet om opgaven, ikke ændrer sig nævneværdigt før i slutningen af 1950 erne eller starten af 1960 erne. Det betyder, at opvarmning af private boliger indtil dette tidspunkt overvejende er sket decentralt med faste brændsler i form af kul og koks. Af denne grund er der en tæt relation mellem alderskriteriet og brændelshistorien i forhold til påvirkning af overfladejorden med diffuse forureningskomponenter. Konsekvensen af denne sammenhæng er, at man i flere kommuner har valgt enten 1954 eller 1960 som alderskriterium. Cirka halvdelen af de kommuner, vi har rådgivet, har valgt 1940 som alderskriterium. Når årstallet 1954 som alderskriterium går igen i det ovenstående og i et stort antal kommuner skyldes det også, at der netop det år blev optaget en landdækkende flyfotoserie af høj kvalitet. Flyfotos anvendes sjældent som den eneste kilde til alderen på bebyggelse, men de kan være vigtige i bedømmelse af kvaliteten af BBR-registerets oplysninger om bygningers opførelsesår. Håndtering af industri/erhvervsområder Flere kommuner har i starten af processen med den nuancerede områdeklassificering haft en formodning om, at alle kommunens industri-/erhvervsområder skulle områdeklassificeres, idet industri generelt vurderes at afgive store mængder diffus forurening. Kommunerne har typisk tidligt i projektforløbet alligevel valgt at lave en individuel gennemgang af industri-/erhvervsområder, idet industri-/erhvervsområder af nyere dato og med få virksomheder, der kan bidrage med diffus forurening, ikke vurderes at bidrage med væsentligt diffus forurening til et konkret delområde. Kommunernes målsætning om en individuel gennemgang af industri-/erhvervsområder har foranlediget mange henvendelser om muligheden for at vurdere spredningsradius og mængden af spredt diffus forurening fra en given virksomhed over en længere årrække. Dette er yderst vanskeligt og forbundet med stor usikkerhed. Som følge heraf vil en acceptabel præcision i sådanne vurderinger tillige være ret tidskrævende. I stedet for at vurdere på enkeltvirksomheders spredning af diffus forurening i et givent område, har vi i vores rådgivningsindsats typisk valgt at lave en overordnet inddeling af alle kommunens virksomheder i to kategorier: en kategori, hvor virksomhederne potentielt kan være diffust forurenende og en kategori, hvor sandsynligheden for diffus forurening er lille. Desuden har vi vurderet på industri-/erhvervsområdets alder. Når alderen inddrages i vurderingen, er det naturligvis nødvendigt at være opmærksom på, at områderne skal revurderes ved senere opdateringer af områdeklassificeringen.

193 Det har ud fra denne tilgang været muligt med et rimeligt ressourceforbrug at gennemgå virksomheder individuelt samt for de enkelte industri-/erhvervsområder at skabe et samlet overblik over virksomhedernes potentiale for diffus forurening. Kriterium for vurdering af mindre byområder I en del sammenlagte kommuner har mindre byområder udenfor hovedbyerne været håndteret forskelligt for hver af de tidligere kommuner i forhold til om de er planlagt som by- eller landzone. Den nuværende fordeling af mindre byområder i sådanne kommuner er derfor ikke umiddelbart anvendelig i forhold til vurdering af diffus lettere forurening, eftersom der kan have fundet vidt forskellig byudvikling sted, både i forhold til tidspunkter for udvidelse og anvendelse. I flere af de kommuner, hvor Grontmij Carl Bro har rådgivet om områdeklassificering, er der anvendt en fremgangsmåde for udvælgelse af, hvilke af de mindre byområder der burde vurderes i forhold til områdeklassificering. Metoden består i fastsættelse af et størrelseskriterium i forhold til bebyggelsens udbredelse i det skæringsår, der er valgt som alderskriterium. Størrelseskriteriet svarer typisk til gennemsnitsstørrelsen i skæringsåret for de 3 mindste bymæssige bebyggelser. Et typisk eksempel på et kriterium for, hvornår mindre byområder skal vurderes, kan med denne fremgangsmåde være de byområder, der er større end 0,2 km 2 i Fremgangsmåden sikrer, at der anvendes et kriterium, der relaterer sig til alderen og dermed sandsynligheden for diffus lettere jordforurening fremfor en simpel betragtning i forhold til zonestatus. Det kan her bemærkes, at ovenstående problematik ikke omtales specifikt i vejledningen for områdeklassificering, hvor det vurderes, at områder i landzone, der vil blive inddraget i områdeklassificeringen, typisk vil ligge i nærheden af særligt forurenende virksomheder, trafikerede vejstrækninger eller områder med lettere forurenet jordfyld eller lignende. STATUS PÅ KOMMUNERNES OMRÅDEKLASSIFICERINGSINDSATS For at opnå et repræsentativt overblik over kommunernes områdeklassificeringsindsats har Grontmij Carl Bro rundsendt en spørgeskemaundersøgelse til miljøafdelingerne i alle landets kommuner. Spørgeskemaundersøgelsen er afsluttet ultimo januar 2009 og resultaterne fremgår af tabel 1 og 2 herunder. I det følgende vil vi desuden supplere med oplysninger fra de kommuner, hvor vi har udført rådgivningsindsats vedrørende områdeklassificering.

194 Spørgsmål: Har Har ikke Ved ikke Alle kommuner - Hvor mange kommuner har udført en nuanceret områdeklassificering? 65% 35% 0% Alle kommuner - Hvor mange kommuner har lagt deres områdeklassificering på Miljøportalen? Kommuner der har udført en nuanceret områdeklassificering - Hvor mange har inddraget områder uden for byzonen? Kommuner der har udført en nuanceret områdeklassificering - Hvor mange har undtaget områder inden for byzonen? Kommuner der ikke har udført en nuanceret områdeklassificering - Hvor mange har planer om at udføre en i 2009? Alle kommuner - Hvor mange kommuner indført analysefri områder jf. 14 i Jordflytningsbekendtgørelsen? Alle kommuner - Hvor mange kommuner har i 2009 planer om at indføre analysefri områder jf. 14 i Jordflytningsbekendtgørelsen? Kommuner der ikke har udført en nuanceret områdeklassificering Hvor mange kommuner har oplevet en lettere myndighedshåndtering af flytning af jord efter de nye jordflytningsregler er indført? Kommuner der har udført en nuanceret områdeklassificering Hvor mange kommuner har oplevet en lettere myndighedshåndtering af flytning af jord efter de nye jordflytningsregler er indført? Alle kommuner Hvor mange kommuner har oplevet en lettere myndighedshåndtering af flytning af jord efter de nye jordflytningsregler er indført? Alle kommuner Hvor mange kommuner har oplevet at de nye jordflytningsregler har medført en stigning i antallet af anmeldelser af jordflytninger? 63% 37% 0% 47% 53% 0% 100% 0% 0% 36% 36% 28% 10% 90% 0% 10% 78% 12% 5% 95% 0% 43% 46% 11% 29% 64% 7% 88% 10% 2% Tabel 1: Resultat af spørgeskemaundersøgelse vedrørende områdeklassificering i kommunerne. Statistikken for det første spørgsmål er baseret på besvarelser fra i alt 69 besvarelser. Statistikken for de øvrige spørgsmål er baseret på i alt 59 besvarelser. Det statistiske grundlag udgøres således af henholdsvist 60 og 70 % af landets kommuner.

195 Nuanceret områdeklassificering - Undersøgelsen viser, at 2/3 af kommunerne har gennemført en nuanceret områdeklassificering. - Alle de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har undtaget områder indenfor byzonen. Cirka halvdelen af de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har også inddraget områder uden for byzone i områdeklassificeringen. - 1/3 af de kommuner, der ikke har udført en nuanceret områdeklassificering, har planer om at gøre dette i En anden tredjedel har ingen planer om dette og den sidste tredjedel ved ikke. Analysefri områder - Ingen af de kommuner, der ikke har udført en nuanceret områdeklassificering, har indført analysefri områder jf. 14 i Jordflytningsbekendtgørelsen /2/. - Ganske få af de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har indført analysefri områder jf Blandt alle kommunerne nævner mange, at indførelse af analysefri områder jf. 14 ikke vil blive overvejet, før Regionen meddeler, at den systematiske kortlægningsindsats er afsluttet. Danmarks Miljøportal - 2 ud af 3 af de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har lagt et GIS-tema for afgrænsningen af områdeklassificeringen ind på Danmarks Miljøportal. Belastning som følge af de nye regler - Flere kommuner har tilkendegivet, at antallet af jordflytninger er steget endog temmelig meget siden indførelse af de nye jordflytningsregler. - Meget få af de kommuner, der ikke har udført en nuanceret områdeklassificering, har oplevet en lettere myndighedshåndtering efter indførelse af de nye jordflytningsregler. - Lige under halvdelen af de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har oplevet en lettere myndighedshåndtering efter indførelse af de nye jordflytningsregler. - Flere kommuner oplever, at antallet af jordflytninger er faldet, efter de har udført en nuanceret områdeklassificering. Statistik på typen af data anvendt ved en nuanceret områdeklassificering I ovennævnte spørgeskemaundersøgelse er der ligeledes spurgt til, hvilke data de kommuner, der har udført en nuanceret områdeklassificering, har benyttet.

196 Datatype Kommuner der har benyttet denne type data BBR-udtræk 70% Luftfotos 60% Kort (nyere topografiske kort og/eller målebordsblade) 60% Lokal- og kommuneplaner 54% Lokalkendskab (interviews med ældre kommunale 43% medarbejdere, borgere, lokalhistorisk arkiv, o.l.) Data fra regionen (typisk kortlagte arealer) 32% Analyseresultater fra jordflytninger 24% Boringsdata (typisk fra Jupiter-databasen) 22% Vurdering af virksomhedernes diffuse forurening 22% (typisk data fra kommunens miljøtilsyns- register) Brand og nedbrydningsdata 3% Tabel 2 Data der er anvendt af kommunerne i den nuancerede områdeklassificering. Af statistikken kan det aflæses, at mange kommuner har anvendt mange forskellige datatyper til den nuancerede områdeklassificering. Det kan desuden konkluderes, at BBR-data er en mest benyttede datatype. Det betyder, at kommunerne har tillagt BBR-data stor betydning for vurdering af forureningsgrad, samt at det er vurderet, at disse data har været af tilstrækkelig høj kvalitet. Dette blev ikke forudsagt i vejledningen. KONKLUSION Efter at områdeklassificeringsreglerne har været kendt i to år, har ca. 2/3 af landets kommuner udført en nuanceret områdeklassificering. Statistikken viser, at de kommuner der mener, at myndighedshåndtering af flytning af jord efter de nye jordflytningsregler er blevet lettere, også er dem, der har fokuseret meget på opgaven og f.eks. udført en nuanceret områdeklassificering. Dette indikerer, at jo bedre udnyttelsen af mulighederne i de nye regler sker, desto mere vil regelsættet vise sin berettigelse og værdi for aktørerne indenfor området. REFERENCER /1/ Miljøministeriet: Bekendtgørelse af lov om forurenet jord, nr. 282 af 22. marts /2/ Miljøministeriet: Bekendtgørelse om anmeldelse og dokumentation i forbindelse med flytning af jord (Jordflytningsbekendtgørelsen), nr af 12. december /3/ Miljøministeriet: Vejledning om områdeklassificering. Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 3, 2007.

197 HÅNDTERING AF OVERSKUDSJORD MED ET NATURLIGT INDHOLD AF METALLER, DER OVERSKRIDER MST S KVALITETSKRITERIER Geolog Jens Peter Sørensen Orbicon A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

198

199 RESUMÉ Ved udarbejdelse af en jordhåndteringsplan i forbindelse med et byggemodningsprojekt blev der påvist høje indhold af nikkel i jomfruelig jord. Under de supplerende undersøgelser blev der påvist en sammenhæng mellem aflejringstype og indhold af nikkel. Således udviste tilstedeværelse af eocæn ler høje indhold af nikkel, mens glacial moræneler viste mindre indhold af nikkel. Områdets bjergarter blev kortlagt ved hjælp af Dual-EM suppleret med korte håndboringer, jordprøvetagning og beskrivelse samt laboratorieanalyser. Idet det vurderes, at det påviste indhold af nikkel i jorden skyldes naturlige forhold og stamme fra aflejringens oprindelse, gælder jordforureningsloven ikke for jorden, idet der i 2, stk. 1 fastlægges at Loven omfatter jord, der på grund af menneskelig påvirkning kan have skadelig virkning på grundvandet, menneskers sundhed og miljøet i øvrigt. Så længe jorden derfor ligger uberørt, er indholdet af nikkel ikke juridisk reguleret efter jordforureningsloven. INDLEDNING Dette projekt omhandler undersøgelser af nikkelindhold i jord i forbindelse med udstykning og byggemodning ved Rønde Vest. Undersøgelsen er udført af Orbicon for Syddjurs Kommune. Baggrund I forbindelse med byggemodning af Lokalplan nr. 66, Rønde Vest, er der gennemført geotekniske og miljøtekniske boringer og jordprøvetagninger i 2005 og Resultaterne er rapporteret i en geoteknisk rapport fra det rådgivende ingeniørfirma Carl Bro, 2005 /1/, samt tre notater fra det rådgivende ingeniørfirma Orbicon i 2007 /2,3,4/. Sidstnævnte omfatter en beskrivelse af prøver udtaget af overjorden, en rapport der beskriver et antal miljøtekniske boringer i området samt et notat, der beskriver en undersøgelse af muligheden for deponering af affaldsjord i området /2,3,4/. Sammenstilles resultaterne af de rapporterede undersøgelser er der påvist eocæn ler, som udgør et bånd hen over et bakkeplateau i byggemodningsfeltet omfattet af lokalplan nr. 66, Rønde Vest. Den eocæne ler er omgivet af moræneler, og jordanalyser af de to forskellige aflejringer har påvist tilstedeværelsen af høje nikkelkoncentrationer associeret med den eocæne ler. Koncentrationen af nikkel i den eocæne aflejring er markant forhøjet i forhold til den omgivende moræneler og vurderes at stamme fra aflejringernes dannelsesforhold og skal derfor betragtes som et naturligt indhold. Områdets beliggenhed er vist i figur 1.

200 Udsnit af byggemodningsfeltet Figur 1 Kortudsnit af det berørte område. Indholdet af nikkel overstiger i de fleste jordprøver af eocænt ler Miljøstyrelsens kvalitetskriterium for nikkel på 30 mg/kg. I den omkringliggende moræneler er indholdet af nikkel betydeligt mindre. Syddjurs Kommune har ønsket en nærmere beskrivelse af fordeling af nikkelindholdet i jorden. Idet høje nikkelindhold i området er knyttet til tilstedeværelse af eocæn ler, er opgaven at forsøge at kortlægge udbredelsen af eocænt ler i byggemodningsfeltet, da det indirekte er udtryk for tilstedeværelse af høje koncentrationer af nikkel, suppleret med jordprøvetagning og analyse for nikkel. Figur 2 Oversigtsfoto taget i østlig retning fra højdepartiet i områdets centrale del.

201 FORMÅL Formålet med denne undersøgelse er at kortlægge omfanget af naturligt forekommende eocæne leraflejringer med et højt nikkelindhold, der overstiger Miljøstyrelsens kvalitetskriterium. Undersøgelsen udføres indenfor et område, der i øjeblikket er under byggemodning og er omfattet af Lokalplan nr. 66, Rønde Vest. Kortlægningen udføres som en kombination af geofysisk kortlægning og udtagning af jordprøver til kemisk analyse. METODE Geofysik Den geofysiske kortlægning tager udgangspunkt i, at den elektriske ledningsevne er væsentlig forskellig for henholdsvis moræneler og eocæn ler. Den fede eocæne ler har en høj elektrisk ledningsevne, mens ledningsevnen i moræneler sædvanligvis er markant lavere, og dermed kan en kortlægning af variationerne i den elektriske ledningsevne give information om grænsen mellem de to aflejringer. Der er dog ikke på forhånd en fast grænse mellem ledningsevnerne for de to aflejringer, ligesom der også stedvist kan være opblandinger, så derfor skal resultatet efterfølgende kalibreres ved håndboringer. Som geofysisk metode er anvendt Dual-EM, jf. figur 3. Dual-EM er en elektromagnetisk induktiv metode, som kortlægger variationer i jordens elektriske ledningsevne ned til ca. 1 meters dybde. Instrumentet er monteret i en slæde, der trækkes efter en 4-hjulet motorcykel. Som en integreret del af måleproceduren bestemmes positionen for målingen med differentiel GPS. Figur 3 Dual-EM instrumentet monteret på en slæde. GPS antennen ses placeret øverst på de sorte buer.

202 Geologi og geokemi Den geofysiske kortlægning resulterer i en optegning af fordelingen af den elektriske ledningsevne i området. Med henblik på at korrelere disse målinger til aflejringstyper er det nødvendigt at udtage jordprøver til en bestemmelse af aflejringstyperne. De udtagne jordprøver analyseres samtidig for nikkel for at opnå et kendskab til fordelingen af nikkel i aflejringerne. Prøverne er udtaget i to niveauer, henholdsvis 0,25 og 0,75 m under terræn (m u.t.). FELTARBEJDE Det berørte område udgøres af en afrundet bakkeside, som skråner nedad i vestlig retning, jf. figur 1 og 2. Midten af område har plateaulignende karakter, før bakken fortsætter stigningen i vestlig retning. Området var delvist berørt af byggemodningsprojektet, og der fandtes dynger af opgravet jord såvel som udgravede vej-traceer. Enkelte steder var der allerede anlagt grusveje og kloaker. Den geofysiske opmåling blev gennemført den 1. november Dataindsamling med Dual-EM metoden foregik med instrumentet monteret i en slæde, der blev trukket efter en 4-hjulet motorcykel, jf. figur 4. Mens instrumentet slæbes henover jorden, registrerer instrumentet jordens elektriske ledningsevne samtidig med, at instrumentets position måles med differentiel GPS. Opmålingen blev gennemført som en arealdækkende kortlægning, idet området er dækket af målelinier med en indbyrdes linieafstand på ca. 5 meter. Stedvist var det dog ikke muligt at opretholde den planlagte linieafstand på grund af anlægsaktiviteterne i området. Omfanget af kortlægningen fremgår af bilag 1. Resultatet af kortlægningen beskrives nærmere i et efterfølgende afsnit. Figur 4 Feltarbejde med Dual-EM instrumentet monteret på en slæde, der trækkes af en 4-hjulet motorcykel. I baggrunden ses nogle af de jordbunker, hvor der ikke kunne kortlægges.

203 På baggrund af en indledende vurdering af de målte værdier sammenholdt med de tidligere analyserede jordprøver i området /2/, blev der fastsat en grænseværdi i elektrisk ledningsevne, der svarede til den fundne grænse mellem eocæn ler og morænelersaflejringer. Den 13. november 2007 blev der gennemført den første bore- og prøvetagningsrunder i byggemodningsfeltet. Placeringen af boringerne ved første borerunde blev baseret på den vurderede grænse mellem eocæn ler og morænelersaflejringer beskrevet ovenfor, og prøvetagningspunkterne blev så snævert som muligt placeret på hver sin side heraf. I alt blev der gennemført ca. 30 korte håndboringer til ca. 1 m u.t. med prøvebeskrivelse og jordprøveudtagning i to niveauer, hhv. ca. 0,25 og 0,75 m u.t. i alt 63 prøver. På baggrund af analyserne af de udtagne jordprøver blev det nødvendigt at foretage en fornyet vurdering af sammenhængen mellem målte ledningsevne og hhv. eocæn ler og moræneler. En supplerende bore- og prøvetagningsrunde blev derfor udført den 28. november i den østlige del af feltet. Prøvetagningspunkterne blev udvalgt således, at de repræsenterede 4 traverser fra tidligere punkter med høje indhold af nikkel og ud i områder med forventede lave indhold af nikkel og lave værdier af elektrisk ledningsevne, der forventeligt repræsenterer moræneaflejringer. RESULTATER Geofysik Omfanget af de geofysiske målinger samt de målte værdier for den elektriske ledningsevne i området fremgår af bilag 1. Af bilaget fremgår det, at det under feltarbejdet er lykkedes at få en detaljeret dækning af størstedelen af området, idet det dog ikke var muligt at måle i enkelte centrale dele på grund af udgravninger og oplagt jord. Til trods herfor er der dog opnået en tilfredsstillende dækning af området. De målte elektriske ledningsevner spænder over et meget bredt spektre, og der ses en tydelig zonering mellem henholdsvis områder med høje og lave værdier. På baggrund af de to bore- og prøvetagningsrunder er der udarbejdet en farveskala, således røde/mørk grå farvenuancer repræsenterer områder med høj elektrisk ledningsevne, der tolkes at være eocæn ler, mens blå/grå farver repræsenterer områder med lavere ledningsevner, der tolkes fortrinsvis at være moræneler. Grænsen mellem de to aflejringer er imidlertid ikke knivskarp, idet der stedvist er sket en opblanding af de to lertyper. Dette er søgt repræsenteret i kortlægningsresultatet ved at indlægge en overgangszone med gul/lys grå farve.

204 De geofysiske resultater udpeger således et centralt nordøst-sydvest gående strøg gennem kortlægningsområdet med markant høje ledningsevner, hvilket på baggrund af ovenstående er sammenfaldende med en tolket udbredelse af eocæn ler indenfor den første meter af lagserien. Geokemi Analyseresultaterne af de udtagne prøver er vist i bilag 2. Tabel 1 og tabel 2 i bilag 2 er resultaterne af analyse for nikkel af jordprøver fra de gennemførte håndboringer i november 2007 fra henholdsvis den 13. og den 26. november. Analyseresultater der er markeret som røde er værdier der overskrider Miljøstyrelsens kvalitetskriterier for nikkel i jord på 30 mg/kg. Analyserapporter af jordprøver fra laboratoriet udtaget den 13. og 28. november er vedlagt denne rapport i bilag 4. I denne supplerende geokemiske undersøgelse blev der udført en geologisk beskrivelse af det opborede materiale fra den første borerunde den 13. november En differentiering mellem eocæn ler og moræneler (fremgår af tabel 3 som en navngivning som henholdsvis eo og mo ) blev udført under feltarbejdet. DISKUSSION Analyseresultater af jordprøver i det berørte område viser en stor variation i indhold af nikkel. Analyseresultaterne bekræfter, at de højeste nikkelindhold er knyttet til de aflejringer, der udviser de mindste modstande/højeste ledningsevne. Aflejringerne med de mindste modstande/højeste ledningsevne vurderes tillige at repræsentere den eocæne ler. Mellem de to aflejringstyper, den eocæne ler og moræneaflejringerne, findes en overgangszone, hvor der er en opblanding mellem de to aflejringstyper. Opblandingen kan skyldes forhold i aflejringssituationen samt efterfølgende processer som nedskyldning af jord, flydejord, og kulturelt betinget opblanding som f.eks. følge af pløjning. To prøver udtaget den 13. november henholdsvis Eocæn ref og Moræne ref er bemærkelsesværdig. Prøverne er udtaget på hver sin side af, hvor der i en lille skrænt tydeligt kunne iagttages en grænse mellem eocæn ler og moræneaflejringer. Prøverne er udtaget som blandprøver over hele profilet fra boringer ført til 1 m u.t.. Som det fremgår af tabel 3 i bilag 2 blev der i begge prøver påvist betydelige indhold af nikkel i begge typer bjergarter, hhv. 250 mg /kg i den eocæne ler og 120 mg /kg i moræneaflejringerne. Sammenholdes analyseresultaterne med geologiske observationer er det således visuelt vanskeligt at skelne mellem aflejringer med høje indhold af nikkel, som optræder i både eocæn ler og morænelersaflejringer. Resultaterne indikerer, at jo større afstand der til grænsezonen mellem aflejringer med lav/høj modstand ses også et aftagende indhold af nikkel, jf. figur 5.

205 Figur5 Udsnit af bilag 2, som viser indholdet af nikkel i jordprøver og elektrisk ledningsevne i de geologiske aflejringer Prøver, der er udtaget i eller nær det, der i den geofysiske præsentation er valgt at definere som grænsezonen (markeret med gul/lys grå farve på situationsplanen) og i aflejring med lav ledningsevne (market med blå/grå farver på situationsplan), viser tillige indhold af nikkel på niveau med eller mindre end Miljøstyrelsens kvalitetskriterium for indhold af nikkel i jord på 30 mg /kg jord. KONKLUSION Undersøgelsen har vist, at det er muligt at iagttage en sammenhæng mellem aflejringer med høj elektrisk ledningsevne (eocæn ler) og højt indhold af nikkel. Den geofysiske kortlægning tyder desuden på, at der mellem områder med henholdsvis høje og lave elektriske ledningsevner findes en meter bred grænsezone, hvor der er en opblanding mellem de to aflejringstyper. I grænsezonen findes stedvis indhold af nikkel over Miljøstyrelsens kvalitetskriterium for nikkel i jord på 30 mg/kg, mens der uden for grænsezonen ind i aflejringer med lavere ledningsevne findes lavt indhold af nikkel i koncentrationer under Miljøstyrelsens kvalitetskriterium. Grænsezonen er i bilag 1 markeret med gul/lys grå farve. Grænsezonen skal ikke anvendes som en absolut afgrænsning mellem eocæn ler og moræneaflejringer, men betragtes som en zone, hvori der kan forventes at kunne findes ler med et naturligt højt indhold af nikkel. Uden for denne zone viser undersøgelserne, at det er mindre sandsynligt at finde højt indhold af nikkel, men det kan ikke fuldstændigt udelukkes. MULIGHEDER En af opgaverne i forbindelse med byggemodningsprojektet er bortskaffelse af overskudsjord fra forskellige anlægsarbejder. Idet det vurderes, at det påviste indhold af nikkel i jorden skyldes naturlige forhold og stamme fra aflejringens oprindelse, gælder jordforureningsloven ikke for jorden, idet der i 2, stk. 1 fastlægges, at Loven omfatter jord, der på grund af menneskelig påvirkning kan have skadelig virkning på grundvandet, menneskers sundhed og miljøet i øvrigt. Så længe jorden derfor ligger uberørt, er indholdet af nikkel ikke juridisk reguleret efter jordforureningsloven.

206 Når jorden opgraves og skal lægges en andet sted på området, kan det overvejes at lade arbejdet være reguleret af 19 i Miljøbeskyttelsesloven, hvori det hedder, at stoffer, produkter og materialer, der kan forurene grundvand, jord og undergrund, må ikke uden tilladelse 1) nedgraves i jorden, 2) udledes eller oplægges på jorden eller... Lægges jorden imidlertid på en del af det undersøgte område, hvor der findes samme type jord med sammenlignelige høje indhold af nikkel, er det ikke sandsynligt, at oplag af jorden vil give anledning til en forøget risiko for jord og grundvand, hvorfor udarbejdelse af en 19 tilladelse vurderes uproblematisk. En mulig disponering kan være som terrænregulering på en del af det berørte område med forhøjet nikkelindhold. Genanvendelsesbekendtgørerelsen omhandler forurenet jord med tungmetaller. Det er imidlertid ikke klart, om de høje nikkelindhold klassificerer jorden som forurenet, idet indholdet har et naturligt ophav. Jorden vil i henhold til genanvendelsesbekendtgørelsen være kategoriseret som klasse 2 og 3 og kan derfor anvendes under veje, stier, pladser med fast belægning. REFERENCER /1/ Rønde Kommune, 2005, Geoteknisk rapport nr. 1: Rønde Vest Byggemodning, December 2005, udført af Carl Bro as /2/ Korrespondance, af 30. maj 2007: Anvisning af overskudsjord med indhold af nikkel, byggemodning Rønde Vest, Udført af Orbicon A/S /3/ Syddjurs Kommune, 2007, Notat, Byggemodning Rønde Vest, 19. Juni 2007, udført af Orbicon A/S /4/ Syddjurs Kommune, 2007, Notat, Byggemodning, Rønde Vest, 10. Oktober 2007, udført af Orbicon A/S

207 Bilag 1

208 Bilag 2 Prøve nr. Dybde Ni mg/kg Prøve nr. Dybde Ni mg/kg 1 mo 0, mo 0, mo 0, eo 0, momo 0, eo 0, momo 0, mo 0, eo 0, mo 0, eo 0, eo 0, mo 0, eo 0, mo 0, mo 0, eo 0, mo 0, eo 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, momo 0, eo 0, momo 0, eo 0, eo 0, mo 0, eo 0, mo 0, mo 0, eo 0, mo 0, eo 0, eo 0, mo 0, eo 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, eo 0, eo 0, eo 0, eo 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, eo 0, mo3 0, eo 0, mo3 0, mo 0, mo 0, mo 0, mo 0, eo 0, Eocæn ref eo 0, Moræneref mo 0, Prøve nr. Dybde Ni mg/kg Prøve nr. Dybde Ni mg/kg 20 0, , , , , , , , , , , , , , , , ,25 9,3 33 0, ,75 8,7 34 0, , , , , , , , , , , , , , , ,75 9,8 38 0, , ,75 17 Table 2: Håndboringer: Analyseresultater af jordprøver udtaget 28. november 2007 Table 1: Håndboringer: Analyseresultater af jordprøver udtaget 13. november 2007

209 KRITERIER FOR GENANVENDELSE AF JORD Civilingeniør, ph.d. Jette Bjerre Hansen Chefingeniør Ole Hjelmar Chefingeniør Erik Aagaard Hansen MSc. Anke Oberender DHI Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

210

211 RESUMÉ Ønsket om at fastholde den nuværende praksis for anvisning af jord til genanvendelse alene baseret på faststofanalyser er stort, men det er ønsket om at beskytte grundvandet også. Det blev derfor vurderet, om hhv. jordkvalitetskriterierne og afskæringskriterierne vil kunne anvendes som grænseværdier for kategori 1- og kategori 2-jord og samtidig sikre en tilstrækkelig beskyttelse af grundvand og overfladevand. Vurderingerne blev baseret på eksisterende viden om stofudvaskning. Tilgængelige data for faststofindhold og udvaskning fra jord blev indsamlet for en række forskellige jordprøver og efterfølgende suppleret med nye data. For kategori 1-jord blev det sandsynliggjort, at jordkvalitetskriteriet for de fleste forureningsstoffer vil kunne yde en tilstrækkelig beskyttelse af grundvandet, dog med undtagelser for bly og kulbrinterne. Det viste sig at være nødvendigt med supplerende overvejelser for bly, og for kulbrinterne er datagrundlaget utilstrækkeligt til, at det er rimeligt at træffe endelig beslutning om eventuel fastsættelse af en grænseværdi, der er lavere end jordkvalitetskriteriet. For kategori 2-jord blev det vist, at der ikke med tilstrækkelig høj sikkerhed for grundvand kan opstilles grænseværdier baseret på faststofanalyser. Grænseværdier for genanvendelse af kategori 2-jord bør således baseres på bestemmelse af stofudvaskning. BAGGRUND Områdeklassificeringen trådte i kraft den 1. januar 2008 /1/, og det betyder, at der er anmeldepligt, når jord flyttes fra byområder, der ikke er udtaget af klassificeringen. Der flyttes hvert år betydelige jordmængder inden for områdeklassificeringen, og for 2008 forventedes det således, at der skulle disponeres ca. otte millioner tons jord. Det skønnes, at ca. ¾ af den jord, der anmeldes, vil være uforurenet eller lettere forurenet (i henhold til /2/) og som sådan egnet til genanvendelse, hvis dette kan ske på en miljømæssig forsvarlig måde. Når jord genanvendes, sker det oftest i forbindelse med bygge- og anlægsarbejder, f.eks. til støjvolde langs motorveje, opfyldninger, anlæg af skibakker o.lign. Jorden genanvendes generelt til formål, hvor der ikke er risiko for, at mennesker kommer i kontakt med jorden, når først arbejdet er afsluttet. Den største risikofaktor i forbindelse med genanvendelse af lettere forurenet jord er derfor risikoen for, at jorden kan forårsage en uacceptabel påvirkning af grundvand og overfladevand. Det er i dag velkendt og accepteret, at forurenet jords påvirkning af overflade- og grundvand bedst vurderes ud fra viden om forureningsstoffernes udvaskelighed, eventuelt i kombination med stedsspecifikke scenarieberegninger for transport og spredning af forureningsstoffer. For mange forureningsstoffer både organiske og uorganiske er det kun en mindre andel af faststofindholdet, som er tilgængeligt for udvaskning. Samtidig vil udvaskningen af stofferne i høj grad afhænge af den specifikke jords egenskaber til at binde stofferne. Der er således ikke nogen direkte sammenhæng mellem stoffrigivelsen fra jorden og det totale indhold i jorden. Risikovurdering af grundvand og overfladevand bør derfor baseres på principper, der inddrager stoffrigivelsen. Praksis i dag ligger dog langt fra dette koncept, idet jord anvises til genanvendelse alene på baggrund af en vurdering af forureningsgraden baseret på faststofindholdet. Ud fra faststof-

212 indholdet inddeles jorden i forureningsklasser, som er afgørende for, hvordan jorden anvises. Denne praksis, som har været anvendt gennem mange år, er billig og hurtig og anses derfor som operationelt velfungerende. Det er derfor et oplagt spørgsmål, om det er muligt fremover at bevare denne velkendte praksis, som vi har i dag, og samtidig sikre, at overflade- og grundvand er tilstrækkeligt beskyttet ved genanvendelse af jord. Miljøstyrelsen er i gang med at revidere reglerne for genanvendelse af jord, og samtidig er EU s Rådsbeslutning om opstilling af kriterier og procedurer for modtagelse af affald på deponeringsanlæg /3/ under implementering i Danmark. Det betyder, at hele regelsættet for disponering af opgravet jord er under revision. Det er således vigtigt, at de kommende regler baseres på relevante risikovurderinger, og at der er en logisk sammenhæng mellem reglerne for genanvendelse og deponering. Denne præsentation er baseret på et arbejde, som DHI udfører for Miljøstyrelsen /4-6/, og indeholder kun uddrag fra arbejdet. Det er her valgt at fokusere på vurderingen af muligheden for at anvende grænseværdier baseret på faststofanalyser. FORMÅL Formålet med denne artikel er at vurdere, om det er muligt at fastholde den nuværende praksis for genanvendelse af forurenet jord alene baseret på analyse af faststofindholdet og samtidig sikre, at grundvand og overfladevand er tilstrækkeligt beskyttet. Vurderingen foretages på baggrund af eksisterende erfaringsdata for jord, som både indeholder information om udvaskningsegenskaber og faststofindhold. Sammenhæng til de kommende regler for deponering vil blive inddraget i diskussionen. BESKRIVELSE AF METODER OG MATERIALER Princip Miljøstyrelsen har udtrykt et ønske om, at jord til genanvendelse skal inddeles i to kategorier, defineret enten på baggrund af faststofindhold eller på baggrund af udvaskningsegenskaber. Kategori 1-jord, som har det laveste indhold eller den laveste udvaskelighed af forureningsstoffer, tænkes frit anvendt i bygge- og anlægsarbejder, mens kategori 2-jord tænkes genanvendt under mere restriktive former, f.eks. ved at der stilles krav til genanvendelsesprojektets fysiske udformning. Arbejdet vil kunne inddeles i to dele, hvor indholdet i denne artikel er udført under punkt 1: 1. Vurdering af muligheden for fastsættelse af grænseværdier baseret på analyse af faststofindhold 2. Vurdering af muligheden for fastsættelse af grænseværdier baseret på udvaskningstest (behandles ikke yderligere i denne artikel, men der henvises til /6/) Til fastsættelse af grænseværdier baseret på faststofindhold har Miljøstyrelsen ønsket, at jordkvalitetskriterierne skulle kunne anvendes som grænseværdier for kategori 1-jord og afskæringskriterierne som grænseværdier for kategori 2-jord, hvorfor disse værdier er udgangs-

213 punktet for vurderingerne. Der blev endvidere opstillet en række kriterier for at fastsætte grænseværdier for de to kategorier af jord, se tabel 1. Tabel 1 Principper for vurdering af muligheden for at fastsætte grænseværdier baseret på faststofindhold, som i tilstrækkelig grad beskytter grundvand. Egenskab/grundlag Kategori 1- jord Kategori 2-jord Kendetegn Lavt indhold af forureningsstoffer Begrænset indhold af forureningsstoffer Grænseværdier til vurdering Jordkvalitetskriterier Afskæringskriterierne Vurderingspunkt (POC) Umiddelbart under genanvendel- 30 m fra genanvendelsesprojektet Vurderingsprincip sesprojektet Porevandskoncentrationen af forureningsstoffer skal for 75% af jorden være mindre end grundvandskvalitetskriteriet, og for 95% af jorden skal porevandskoncentrationen være mindre end 10 gange grundvandskvalitetskriteriet Grundvandskvalitetskriterierne skal være overholdt 100% i en afstand af 30 m fra POC Datagrundlag Tilgængelige data bestående af sammenhørende værdier for stofudvaskning og faststofindhold blev indsamlet. For organiske stoffer og for visse uorganiske stoffer var det eksisterende datamateriale meget sparsomt, og der blev derfor gennemført en supplerende undersøgelse, hvor såvel faststofindhold som stofudvaskningen blev bestemt /5/. Så vidt muligt blev også oplysninger om jordtype og forureningstype registreret. I hvilket omfang, det indsamlede datasæt er repræsentativt for danske jordtyper, er ikke muligt at afgøre. For de uorganiske stoffer er de indsamlede data for udvaskning baseret på batchudvaskningstest udført ved L/S = 2 l/kg /7/, og for de organiske stoffer er udvaskningsdata baseret på ligevægtskolonnetest /8, 9/. Der er i alt indsamlet data for mellem 25 og 168 jordprøver afhængigt af, hvilken parameter der er tale om. Data er indhentet fra en række forskellige kilder /8-13/. I vurderingen indgår følgende parametre: Uorganiske: As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn Organiske: Olie-komponenter, PAH, naphthalen benz(a)pyren, dibenz(a,h)anthracen For at sikre konsistens med de kommende regler for deponering /3/ har DHI anbefalet, at stofferne Ba, Mo, Se og Sb som udgangspunkt medtages i vurderingerne. Med hensyn til oliekomponenter blev det undervejs i projektet besluttet af Miljøstyrelsen, at kommende grænseværdier for olie i jord om muligt skulle baseres på de nye kriterier, der blev introduceret i januar 2008 /14/. Det betød, at dele af datamaterialet for udvaskning af olie-komponenter ikke kunne anvendes til fastsættelse af grænseværdier for olie i jord. DHI har endvidere anbefalet, at der ikke opstilles en grænseværdi for TOC i jord, da størstedelen af TOC i jord består af naturligt forekommende organisk stof som humusstoffer, som vil interferere med en grænseværdi.

214 Til brug ved vurdering af grænseværdier for kategori 1-jord blev resultaterne fra udvaskningstest ved L/S = 2 l/kg omregnet til en estimeret porevandskoncentration ved L/S = 0,27 l/kg. Til vurdering af grænseværdier for kategori 2-jord blev der opstillet et begrænset antal genanvendelsesscenarier for lettere forurenet jord, og for disse scenarier blev der gennemført modelberegninger i overensstemmelse med de principper, der er anvendt i forbindelse med EU s Rådsbeslutning om opstilling af kriterier og procedurer for modtagelse af affald på deponeringsanlæg /3/. For en nærmere beskrivelse af principperne henvises til /4, 15/. RESULTATER I det følgende præsenteres grafisk de indsamlede data for faststofindhold og stofudvaskning som vist i figur 1 for kobber. For hver jordprøve afbildes den estimerede porevandskoncentration som funktion af faststofindholdet. Hvert punkt i grafen repræsenterer således en jordprøve, hvorpå der er udført faststofanalyse og udvaskningstest. Figur 1 Eksempel på præsentation og vurdering af de indsamlede data for en række forskellige jordprøver. For hver parameter, der indgår i undersøgelsen, er data samlet og vist på lignende måde. Dette udgør grundlaget for at vurdere, om hhv. jordkvalitetskriteriet og afskæringskriteriet for hver enkelt parameter kan anvendes for kategori 1- og kategori 2-jord og samtidig yde tilstrækkelig beskyttelse af grundvandet. Grænseværdier for kategori 1-jord baseret på faststofanalyser Til vurdering af grænseværdi baseret på faststofanalyse for kategori 1-jord indtegnes jordkvalitetskriteriet i graferne som lodrette stiplede linjer. I denne vurdering vil data, som ligger til venstre for linjen, betragtes som kategori 1-jord og derfor indgå i vurderingen, mens data, som ligger til højre for linjen, vil betragtes som kategori 2-jord (eller højere). Disse data indgår ikke i vurderingen for kategori 1-jord.

215 Kriteriet for at acceptere, at jordkvalitetskriteriet yder tilstrækkelig beskyttelse af grundvandet og dermed kan anvendes som grænseværdi for kategori 1-jord, er, at for mere end 75% af jordprøverne med et faststofindhold mindre end jordkvalitetskriteriet skal porevandskoncentrationen være mindre end grundvandskvalitetskriteriet, og 95% af prøverne skal overholde 10 gange grundvandskvalitetskriteriet. Grundvandskvalitetskriteriet og 10 gange grundvandskvalitetskriteriet vises med vandrette linjer i graferne, se figur 2. For hvert enkelt parameter kan det nu beregnes, hvor stor en andel af jordprøverne med et faststofindhold mindre end jordkvalitetskriteriet der har en estimeret porevandskoncentration, som overholder grundvandskvalitetskriteriet. På den baggrund afgøres det, om jordkvalitetskriteriet med rimelighed kan siges at sikre grundvandskvaliteten tilstrækkeligt. Vurdering af datamaterialet blev kun foretaget på de jordprøver, hvor ph-værdien i udvaskningstesten var større end 6 og mindre end 9. Princippet i vurderingen er illustreret i figur 2 for Cu. Figur 2 Eksempel på præsentation og vurdering af de indsamlede data for en række forskellige jordprøver. Resultater, der er anvendt til vurdering af kategori 1-grænseværdi for hhv. bly og benz(a) pyren, er vist i figur 3 og 4.

216 Pb-udvaskning fra jord 6 < ph < 9 Estimeret porevandskonc (mg/l) SNV-Kemakta DK-forurenet DK-uforurenet DK-nye data Jordkvalitetskrit. GVK GVK x Indhold i jord (mg/kg) Figur 3 Estimeret porevandskoncentration vs. faststofindhold for Pb. De vandrette linjer viser hhv. grundvandskvalitetskriteriet (GVK) og 10 gange GVK. Den lodrette stiplede linje er jordkvalitetskriteriet Benz(a)pyren - udvaskning fra jord Estimeret porevandskonc (mg/l) Jordkvalitetskrit. GVK (mg/l) GVK x 10 (mg/l) MST/DHI 2006 DHI DHI/DTU MST/DHI Indhold i jord (mg/kg) Figur 4 Estimeret porevandskoncentration vs. faststofindhold for benz(a)pyren. De vandrette linjer viser hhv. grundvandskvalitetskriteriet (GVK) og 10 gange GVK. Den lodrette stiplede linje er jordkvalitetskriteriet.

217 Tabel 2 Samlet vurdering af jordkvalitetskriteriet (JKK) som grænseværdi for kategori 1-jord baseret på de valgte vurderingsprincipper. JKK kan med rimelighed anvendes som grænseværdi As, Ba, Cd, Cu, Hg, Ni, Zn Sum af PAH, naphthalen, benz(a)pyren, dibenz(a,h)anthracen Grænseværdi skal sættes lavere end JKK Kulbrintefraktionen: C 20 -C 40 Der kan ikke fastsættes en grænseværdi på baggrund af det valgte princip Pb, Mo, Sb Kulbrintefraktionerne: C 6 -C 10, C 10 -C 15, C 15 -C 20 Grænseværdier for kategori 2 jord baseret på faststofanalyser Til vurdering af grænseværdier for kategori 2-jord anvendes i princippet den samme måde at betragte data på, men i stedet for at omregne udvaskningstestsresultater for den enkelte jordprøve er modelberegningerne foretaget således, at der kan opstilles en grænseværdi baseret på stofudvaskning, som sandsynliggør, at grundvandskvalitetskriteriet i en afstand af 30 m fra genanvendelsen overholdes. For hvert genanvendelsesscenarium er der således beregnet et kriterium for udvaskning, som er tegnet ind i graferne som vandrette linjer, se figur 5. Der er i figur 5 vist kriterier for genanvendelsesscenarium 4 (en 100 m lang og 1 m høj genanvendelse) og for genanvendelsesscenarium 6 (en 100 m lang og 5 m høj genanvendelse). Cu: L/S = 2 l/kg 100 Udvasket mængde (mg/kg) Faststofindhold (mg/kg) SNV-Kemakta DK-forurenet DK-uforurenet Scen 4: 100 m L 30 m POC Scen 6: 100 m L 30 m POC, 5 m H MST-forslag DK-nye data Figur 5 Udvasket mængde ved L/S = 2 l/kg vs. faststofindhold af Cu for jordprøver. De vandrette linjer er kriterier for udvaskning, der sikrer, at grundvandskvalitetskriteriet i en afstand på 30 m er overholdt. Der er her vist kriterier for to genanvendelsesscenarier.

218 Hvis et datapunkt ligger under en given vandret linje, overholder den pågældende jordprøve udvaskningskriteriet for den pågældende parameter under forudsætning af, at jorden udlægges i overensstemmelse med det scenarium, som ligger til grund for beregningen af udvaskningskriteriet. Hvis alle datapunkter til venstre for den lodrette linje ligger under en given vandret linje, kan det med de usikkerheder, der generelt ligger i betragtningerne siges at være sandsynliggjort, at den foreslåede grænseværdi for faststofindhold vil kunne sikre en overholdelse af grundvandskvalitetskriteriet i en afstand af 30 m fra genanvendelsen. Som udgangspunkt afprøves det, om afskæringskriterierne kan accepteres som grænseværdi for kategori 2- jord. Dette blev gjort ved at vurdere, hvor store genanvendelsesprojekter der vil kunne gives tilladelse til at gennemføre med kategori 2 jord, når det skal sikres, at grundvandskvalitetskriteriet i en afstand af 30 m er overholdt. Det blev forudsat, at alle jordprøver i dette tilfælde skal overholde udvaskningskriteriet for det pågældende scenarium, idet modelberegningerne tager højde for faktorer som stoftilbageholdelse og fortynding. Tabel 3 viser for udvalgte scenarieberegninger, for hvilke parametre det forventes, at udvaskningskriteriet for scenariet kan overholdes for alle jordprøver. Tabel 3 Vurdering af muligheden for at anvende afskæringskriterier som grænseværdi for forskellige størrelser af genanvendelsesprojekter 1. Anlægsstørrelse Højde: 10 m Længde: 140 m Bredde: 140 m Højde: 10 m Længde: 12 m Bredde: 12 m Højde: 4 m Længde: 4 m Bredde: 4 m Parametre, der overholder udvaskningsgrænseværdien As, Ba, Cu As, Ba Cd, Cr, Cu, Hg As, Ba Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Sum PAH, Naphthalen, Benz(a)pyren, Dibenz(a,h)anthracen, tungere kulbrintefraktioner 2 Parametre, der ikke overholder udvaskningsgrænseværdien Cd, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn, Sum PAH, Naphthalen, Benz(a)pyren, Dibenz(a,h)anthracen, alle kulbrintefraktioner Ni, Pb, Zn, Sum PAH, Naphthalen, Benz(a)pyren, Dibenz(a,h)anthracen, alle kulbrintefraktioner Zn, letteste kulbrintefraktion (C 6 - C 10 ) 1 Stofferne Mo, Sb og Se er ikke medtaget i denne opsummering. 2 For kulbrinter foreligger der pt. kun et forslag til afskæringskriterium /16/. Det er derfor ikke muligt at vurdere de enkelte fraktioner i forhold til et afskæringskriterium. DISKUSSION Generelt er datamaterialet for de uorganiske stoffer langt mere omfattende end for de organiske stoffer, dog med få undtagelser (Mo, Sb og Se). Det betyder naturligvis, at vurderingerne for de uorganiske stoffer kan tillægges en større sikkerhed end vurderingerne for de organiske stoffer.

219 Grænseværdier for kategori 1-jord Med det forhåndenværende datamateriale kan de kriterier, der er sat op for at kunne acceptere jordkvalitetskriterierne som grænseværdi, opfyldes for As, Ba, Cd, Cu, Hg, Ni og Zn samt for PAH er. For kulbrintefraktioner vil det være nødvendigt at foreslå en lavere grænseværdi end jordkvalitetskriterierne. For fraktionerne C 6 -C 10, C 10 C 15 og C 15 C 20 skal grænseværdien sættes så lavt, at de bliver lig den analytiske detektionsgrænse, for at kravene kan overholdes. For den tunge fraktion af kulbrinterne vil det være nødvendigt at sætte grænseværdien for kategori 1-jord en smule lavere end jordkvalitetskriteriet på 150 mg/kg TS, men da datagrundlaget er for spinkelt, foreslås det at forbedre datagrundlaget, før der fastsættes en grænseværdi, som afviger fra et jordkvalitetskriterium. For Mo, Pb og Sb er ikke muligt at foreslå en grænseværdi, hvor de i tabel 1 viste principper for fastsættelse af acceptable grænseværdier for kategori 1-jord er overholdt. Dette skyldes, at udvaskningen for mere end 25% af jordprøverne vil overstige grundvandskvalitetskriteriet, uanset hvor grænseværdien for faststofindholdet sættes. For Mo og Sb er dette måske mindre kritisk, da disse ikke er blandt de stoffer, som Miljøstyrelsen i første omgang påtænker at fastsætte grænseværdier for i forbindelse med genanvendelse af kategori 1-jord. Det skal dog bemærkes, at der ved deponering af jord vil blive opstillet kriterier også for disse stoffer, jf. Rådsbeslutningen /3/. Situationen er derimod mere problematisk for Pb, der vides at forekomme i forhøjede koncentrationer, blandt andet i diffust forurenet jord. Pb er et stof, der under normale forhold tilbageholdes i jorden. Dette fremgår blandt andet af, at Pb ikke er et typisk grundvandsforureningsproblem, jf. grundvandsovervågningsrapport fra /17/. I forbindelse med fastsættelse af en grænseværdi for Pb i kategori 1-jord ville det derfor være rimeligt at overveje et andet vurderingsprincip, der også tager hensyn til stoffets fysiske og kemiske egenskaber, herunder sorption i forbindelse med transporten til grundvand eller overfladevand. Grænseværdier for kategori 2-jord Princippet for at vurdere muligheden af at anvende afskæringskriterierne som grænseværdier for kategori 2-jord er en smule anderledes end for kategori 1-jord. Der er i denne vurdering lagt vægt på at vurdere, hvor store genanvendelsesprojekter der kan gives tilladelse til at gennemføre, når det skal være sandsynliggjort, at grundvandskvalitetskriteriet i en afstand af 30 m (POC = 30) fra projektet skal være overholdt. Data for både kategori 1 og kategori 2-jord indgår i vurderingen. Resultaterne af vurderingen viser, at jo større genanvendelsesprojekterne bliver, jo flere stoffer viser sig at være kritiske i forhold til at overholde grundvandskvalitetskriteriet i POC. Selv for ganske små klatter jord udgør enkelte stoffer tilsyneladende et problem (se tabel 3). Når der er tale om så små mængder af kategori 2-jord, der må anvendes i et genanvendelsesprojekt, er det administrative arbejde med styring, registrering og kontrol formentlig for stort til, at det på de præmisser kan betale sig at genanvende jorden. Resultaterne af vurderingen viser således, at det ikke kan sandsynliggøres, at anvendelsen af afskæringskriterier som grænseværdi for kategori 2-jord udgør en tilstrækkelig beskyttelse af grundvandet ved realistiske genanvendelsesprojekter. Anvendelsen af grænseværdier for kategori 2-jord baseret på faststofanalyser er derfor ikke hensigtsmæssig, når det drejer sig om beskyttelse af grundvand. En bedre egnet tilgang vil i denne sammenhæng være at opstille grænseværdier for kategori 2-jord baseret på stofudvask-

220 ning. Denne type af kriterier vil kunne sikre, at kun jord, der overholder de opstillede grænseværdier for udvaskning, vil blive genanvendt. Anvendelsen af udvaskningsbaserede kriterier for genanvendelse af kategori 2-jord kan formuleres på to måder: 1. enten i form af grænseværdier for stofudvaskning, hvor der samtidig vil være restriktioner på genanvendelsesprojektets størrelse 2. eller i form af et krav om gennemførelse af en specifik risikovurdering baseret på stofudvaskning og modelberegninger efter bestemte retningslinjer. Dette vil typisk være relevant for større genanvendelsesprojekter. Grænseværdier baseret på stofudvaskning for kategori 2-jord vil formentlig betyde, at den måde jorden i dag håndteres på i praksis, vil skulle tilpasses. Leveringstiden for resultater af udvaskningstest vil formentlig være længere end leveringstiden for et faststofanalyseresultat, og der vil derfor opstå et behov for at kunne oplagre jorden midlertidigt, indtil den kan disponeres. Dette åbner imidlertid for andre muligheder, som ikke er tilladt i dag nemlig, at jord kan samles i passende mængder, som testes og disponeres samlet. I forhold til grundvandets kvalitet er det jo den samlede stofbelastning fra jorden, som er interessant. Dette vil selvfølgelig kræve en debat og politisk beslutning, men måske er det på tide at tænke i nye baner. KONKLUSION Jord til genanvendelse ønskes opdelt i to kategorier: Kategori 1-jord tænkes frit genanvendt i bygge- og anlægsarbejder, mens kategori 2-jord vil kunne anvendes under mere restriktiv former. På baggrund af information om faststofindhold af forureningsstoffer i jord og udvaskning af disse er der foretaget en vurdering af mulighederne for at opstille grænseværdier for genanvendelse af jord baseret på faststofindholdet. For kategori 1-jord blev det vurderet, om jordkvalitetskriterierne vil kunne anvendes som grænseværdier, idet det ønskedes sandsynliggjort, at overholdelse af disse vil give en tilstrækkelig beskyttelse af overflade- og grundvand. Grundlaget for vurderingen er den indsamlede information om stofudvaskning fra jord. For kategori 1-jord kan det konkluderes, at: jordkvalitetskriteriet kan anvendes som grænseværdi for stofferne As, Ba, Cd, Cu, Hg, Ni og Zn samt for PAH er. Konklusionerne er baseret på en forudsætning om, at det kan accepteres, at op til 25% af jordprøverne kan have udvaskningsegenskaber, som overskrider grundvandskvalitetskriteriet, men at overskridelsen for 95% af prøverne er mindre end 10 gange grundvandskvalitetskriteriet grænseværdien for kulbrinter skal formentlig sættes lavere end jordkvalitetskriteriet, men det anbefales, at datagrundlaget forbedres, før der træffes en beslutning herom for Mo, Pb og Sb kan der ikke fastsættes en grænseværdi, som opfylder kriteriet om, at højst 25% af jordprøverne må have udvaskningsegenskaber, der overskrider grundvandskvalitetskriteriet. For Pb bør der lægges andre overvejelser til grund for fastsættelse af et kriterium, f.eks. bør stoftilbageholdelse i jorden inddrages.

221 For kategori 2-jord blev det vurderet, hvor store genanvendelsesprojekter der kunne tillades, hvis afskæringskriterierne anvendes som grænseværdier. Kriterierne for vurderingen var, at alle jordprøver skulle kunne overholde udvaskningskriterierne, som er fremkommet ud fra modelberegninger, og et ønske om at overholde grundvandskvalitetskriteriet i en afstand af 30 meter fra genanvendelsesprojektet. For kategori 2-jord kan det konkluderes, at: det ikke er sandsynliggjort, at afskæringskriterierne udgør en tilstrækkelig beskyttelse af grundvandet, hvis de anvendes som grænseværdier for kategori 2-jord grænseværdier for kategori 2-jord bør baseres på stofudvaskning som alternativ til anvendelse af grænseværdier bør der være mulighed for at gennemføre stedsspecifikke risikovurderinger, som til gengæld skal være baseret på stofudvaskning EFTERSKRIFT Denne artikel er baseret på et arbejde, som DHI udfører for Miljøstyrelsen. Det skal understreges, at det alene er forfatternes holdninger og konklusioner, der er udtrykt i artiklen. Miljøstyrelsen kan således ikke tages til indtægt for alle synspunkter i artiklen. REFERENCER 1. LBK 282:2007. Bekendtgørelse af lov om forurenet jord. Nr. 282 af 22 marts BEK 1519:2006 Bekendtgørelse nr af 14. december 2006 om definition af lettere forurenet jord 3. CEC (2003): Rådets beslutning 2003/33/EF af 19. december 2002 om opstilling af kriterier og procedurer for modtagelse af affald på deponeringsanlæg i henhold til artikel 16 og bilag II i direktiv 1999/31/EF (berigtigelse bragt i Den Europæiske Unions Tidende ) 4. Håndtering af lettere forurenet jord. Hjelmar O., Holm J., Oberender A., Hansen E., Hansen JB Udkast til slutrapport juni Håndtering af lettere forurenet jord Supplerende data for udvaskning af uorganiske og organiske stoffer fra jord. Hansen JB., Oberender A., Hjelmar O., Asmussen O., Klem S. (2008). Slutrapport februar Håndtering af lettere forurenet jord Konsekvensvurdering. Hansen JB., Hjelmar O., Hansen EA., Oberender A. (2009). Slutrapport februar EN :2002 Karakterisering af affald stofudvaskning overensstemmelsestest til undersøgelse af stofudvaskning fra granulære affaldsmaterialer og slam Del 1: ét-trins batchtest ved et væskefaststofforhold på 2 l/kg 8. Leaching tests for non-volatile organic compounds developemt and testing. Hansen, J.B., Grøn, C., Hjelmar, O., Asmussen, O.W., Klem, S., Mizutani, S., Gamst, J., Wahlström, M., Håkansson, K. and Bredweld, G. (2004). Teknisk Rapport, Nordtest 9. Udvaskning af organiske stoffer fra jord: Udvikling og afprøvning af testmetoder. DHI, Miljø & Ressourcer, Eurofins A/S (2003) Slutrapport januar Laktester för riskbedömning av förorenade områden Underlagsrapport 3: Sammenställning av underlagsdata och använding av modeller för tolkning av laktester. Fanger, G., Elert, M., Höglund, L.O. & Jones, C. (2006): Rapport 5558, Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering, Naturvårdsverket, Stockholm, Sverige. 11. Tilpasning af metode til testning af udvaskningen af uorganiske forureningskomponenter fra jord og etablering af en database med udvaskningsdata for jord. Lehmann, N.K.J., Hjelmar, O. & Spliid, H. (2002). Rapport fra DHI til Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen, København. 12. Testning af danske affaldstyper. Hansen, J.B., Hjelmar, O., Oberender, A., Asmussen, A., Klem, S. (2006): Teknisk Notat til Miljøstyrelsen, København. 13. Oral bioaccessibility and leaching tests for soil risk assessment, Hansen, J.B., Ooment, A.G., Edelgaard, I. and Grøn, C. (2007). Eng.Life Sci. 7, No 2,

222 Implementation of the EU waste acceptance criterea for landfilling in Denmark. Hjelmar O., Holm J., Hansen J.G. Dahlstrøm K. (2005). In: Cossu and Stegmann (eds). Sardinia 2005, Proceedings of 10 th International Waste Management and Landfill Symposium, CISA, Cagliari, Italy, p Olie i jord forslag til analysemetode og justering af jordkvalitetskriterier, samt grundlag for afskæringskriterier. Grøn C., Borling P., Andersen L., Cohr KH., Hansen JB, Oberender A. (2008). Miljøprojekt nr. 1225, GEUS (2007) Grundvand Status og udvikling

223 ADMINISTRATION AF REGLERNE I PRAKSIS. HVAD ER STATUS, OG ER KVALITETEN BLEVET HØJERE? Miljøsagsbehandler Jane Immerkær Odense Kommune Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

224

225 RESUMÉ Med indførelse af begrebet områdeklassificering fik kommuner, bygherrer, entreprenører og modtageanlæg flere opgaver i forbindelse med flytning af jord. Reglerne har betydet, at der analyseres langt flere jordprøver end hidtil og at mere jord håndteres som lettere forurenet. Det internetbaserede anmeldesystem har lettet arbejdsbyrden for alle parter. Selv om antallet af anmeldelser er tredoblet, kan vi anvise langt de fleste sager inden for 1-2 dage. Det er vigtigt med et godt samarbejde mellem kommunen og de professionelle aktører på jordflytningsområdet. Via orienteringsmøder og telefonisk guidning har vi introduceret dem for reglerne, anvendelse af kort på hjemmesiden og anmeldelse via jordweb. INDLEDNING Med ændringerne i jordforureningsloven og tilføjelsen af 50 a om klassificering af byzoner som områder, der kan være lettere forurenet, blev anmeldepligten for flytning af jord udvidet væsentligt pr. 1. januar Tidligere havde der kun været anmeldepligt for forurenet jord, jord fra kortlagte arealer og offentlige vejarealer. Miljøstyrelsens hensigt med at udpege og klassificere de lettere forurenede områder er følgende: Undgå at lettere forurenet jord genanvendes eller deponeres på uforurenede arealer Give kommunerne mulighed for generel rådgivning om at bo og opholde sig på lettere forurenet jord Gøre det enklere for grundejere, entreprenører og myndigheder at administrere flytning af overskudsjord Via regulativer skal kommunerne reducere de klassificerede områder i byzonen og inddrage områder i landzone, hvor der er viden om områdernes forureningsniveau. Anmeldelser om jordflytning og krav til dokumentation i forbindelse hermed reguleres af bekendtgørelse nr af 12. december Begrebet lettere forurenet jord er defineret i bekendtgørelse nr af 14. december 2006, for en række lavmobile stoffer, som niveauet mellem jordkvalitetskriterierne og afskæringskriterierne. IMPLEMENTERING AF DE NYE REGLER Vi havde en forventning om, at antallet af anmeldelser om jordflytninger ville øges væsentligt pr. 1. januar For at være rustet til opgaven og opnå så smidig en sagsbehandling på jordflytningsområdet som muligt, havde vi i efteråret 2007 og foråret 2008 stor fokus på at få: reduceret de klassificerede områder i byzonen vurderet, om der var behov for inddragelse af områder i landzone

226 udarbejdet et digitalt kort over de klassificerede områder vedtaget regulativet for jordflytning kort og information om jordflytningsreglerne på hjemmesiden information om det at bo og opholde sig på lettere forurenet jord på hjemmesiden implementeret et digitalt anmeldesystem til jordflytning informeret borgere, ejendomsmæglere, entreprenører, byggerådgivere og modtageanlæg om de nye regler OMRÅDEKLASSIFICERING, REGULATIV, BORGERMØDER OG JORDWEB Vi arbejdede koncentreret med områdeklassificering i efteråret 2007 og resultatet heraf blev, at 55 % af byzonen er områdeklassificeret. Der blev ikke inddraget områder i landzone. For at få udbredt kendskabet til de nye regler, tog vi kontakt til Fyens Stiftstidende og opfordrede dem til at skrive en artikel. Ideen blev vel modtaget, en journalist kom på besøg og den 28. november 2007 var artiklen i avisen med overskriften Dyrt at slippe af med villajorden. Vi fik budskabet om, at reglerne ville medføre øgede omkostninger for jordflyttere frem, men artiklen gav ikke anledning til mange henvendelser. I forbindelse med den offentlige høring af regulativet holdt vi borgermøde. Mads Kobberø fra Bech Bruun fortalte om lovgrundlaget og Peter Hannenov fra Realkredit Danmark havde et indlæg om, at reglerne om områdeklassificering ikke har betydning for grundejernes kreditmuligheder. Der mødte kun ganske få borgere op til mødet. Til gengæld var der en del ejendomsmæglere og miljørådgivere. Det digitale kort over de områdeklassificerede områder var tilgængeligt i høringsperioden sammen med information om jordflytningsreglerne. Vi havde dagligt henvendelser fra entreprenører, bygherrer, vognmænd og borgere om hvad der var i vente, så der var meget travlt ved telefonerne. Regulativet blev vedtaget af Byrådet den 31. januar 2008.

227 I årene før områdeklassificeringen havde vi behandlet omkring 200 jordflytninger årligt. Anmeldelserne var skriftlige eller elektroniske, og det var ret tidskrævende at scanne, journalisere, maile eller sende de mange anmeldelser. I forventning om at antallet af anmeldelser ville stige voldsomt, var vi meget motiverede for et digitalt anmeldesystem. Udbudet af digitale anmeldesystemer var begrænset, og valget faldt på der er udviklet i et samarbejde mellem RGS90 og Grontmij Carl Bro A/S. Systemet fungerer tilfredsstillende som anmeldesystem og har lettet arbejdsgangen væsentligt. I 2008 fik vi 600 anmeldelser om jordflytning, en tredobling i forhold til tidligere år, men fordi al kommunikation foregår via jordweb, kan vi behandle størstedelen af anmeldelserne inden for 1-2 dage. Ressourceforbruget hertil er 1 årsværk. I samarbejde med Orbicon og de øvrige fynske kommuner holdt vi i februar 2008 et velbesøgt informationsmøde for de professionelle jordflyttere. Her gennemgik vi reglerne, anvendelsen af kort på hjemmesiden og anmeldelse via jordweb punkt for punkt. Der var livlig debat og en rigtig god stemning omkring det fælles projekt med at få anmeldesystemet til at fungere i praksis, så det kan varmt anbefales at invitere de daglige brugere af systemet til møde.

228 RESULTATER Vi har god kontakt til entreprenører og vognmænd, og derigennem er det vores fornemmelse, at langt det meste anmeldepligtige jord analyseres, anmeldes og afleveres på godkendte modtageanlæg. Vognmændene er blevet opmærksomme på det ansvar, de har i forbindelse med bortskaffelse af jord, så vi tror, at transporterne til landbrugsområderne er begrænsede. Vi har desværre ikke en samlet opgørelse over anmeldte og afleverede mængder ren og forurenet jord i Odense Kommune, så vi kan ikke vurdere, om der er flyttet mere eller mindre ren eller forurenet jord end hidtil. Antallet af anmeldelser, som er tredoblet på et år, er sandsynligvis et udtryk for, at en større mængde af den jord, der flyttes, anmeldes og klassificeres. Odense Nord Miljøcenter, som er et af de store modtageanlæg på Fyn, oplyser, at de i 2008 havde 38 % færre sager vedrørende modtagelse af ren jord i forhold til 2007, mens antallet af sager vedrørende lettere forurenet jord steg med 19 %. Samlet set faldt antallet af sager dog med 33 %. Mængden af ren jord faldt med 34 %, mens mængden af lettere forurenet jord var uændret selv om den samlede jordmængde på modtageanlægget faldt med 34 %. Antallet af sager på jordhotel steg fra nærmest nul i 2007 til 100 i løbet af Opgørelserne indikerer, at der konstateres og anmeldes mere lettere forurenet jord end hidtil. Dels fordi der er krav om analyser i de klassificerede områder, og dels fordi jorden i de klassificerede områder rent faktisk også er lettere forurenet. Tidligere blev jorden i de klassificerede områder afleveret som ren jord uden analyser. På genbrugsstationerne kan borgere aflevere op til 1 m 3 jord uden anmeldelse. Alle containere med jord fra genbrugsstationerne transporteres til Odense Nord Miljøcenter, hvor det analyseres med 1 prøve pr. 30 tons. Odense Nord Miljøcenter har oplyst, at jordmængderne på genbrugsstationerne ikke er steget fra 2007 til FORSLAG TIL FORBEDRINGER AF JORDFLYTNINGSREGLERNE Vi har nu et års erfaring med de nye jordflytningsregler. I forbindelse med et temamøde den 27. november 2008 i Envina, som er Foreningen af miljø-, plan- og naturmedarbejdere i det offentlige, evaluerede vi bekendtgørelsen og sendt bl.a. følgende bemærkninger og forslag til ændringer til Miljøstyrelsen: Hjemmel til at stille krav om, at prøvetagning skal foretages af en faglig kompetent og uvildig person. Kommunerne vil gerne kunne afvise, at prøvetagning foretages af grundejer, bygherren osv. Analyseresultater svækkes af tvivl om kvaliteten af prøvetagning. Vi ser et stort behov for en national vejledning "Jordplan Danmark" til afløsning for bl.a. Jordplan Fyn og Jordplan Sjælland.

229 Vi ser et stort behov for harmonisering mellem begreber og grænseværdier i modtageanlæggenes godkendelser og jordflytningsbekendtgørelsen. Kommunerne vil gerne have mulighed for at acceptere jordhåndteringsplaner i områdeklassificerede områder. Ikke fordi der i hver enkelt sag skal fastsættes prøveantal, men i store sager, hvor vi får flere hundrede analyseresultater, kan det være fornuftigt at acceptere en lavere prøvefrekvens. Hvad er ren jord til 3 områder, landbrugsområder og områder med særligt drikkevand. Vi har behov for en udmelding fra Miljøstyrelsen vedrørende (super) ren jord til de følsomme arealer. Hjemmel til at stille krav til modtageanlæggene om at fremsende analyserapporter på karteringsjord i forbindelse med at sagerne lukkes (elektronisk). KONKLUSION Jordflytningsreglerne er blevet implementeret både i kommunen og hos rigtig mange af de professionelle aktører på jordflytningsområdet. Der har været tale om en stor informationsopgave, som har krævet meget tid, tålmodighed og engagement, men vi synes, at vi har opnået et godt samarbejde med aktørerne. Oplysningerne om jordmængder fra Odense Nord Miljøcenter indikerer, at vi er på rette vej i forhold til Miljøstyrelsens hensigt om at undgå, at lettere forurenet jord genanvendes eller deponeres på uforurenede arealer. På kommunens hjemmeside rådgiver vi om at bo og opholde sig på lettere forurenet jord. I samarbejde med Børne- og Ungeforvaltningen har vi udarbejdet en rådgivningspjece til de børnehaver, som ligger inden for de klassificerede områder. Selv om pjecen kan virke lidt skræmmende, har den ikke givet anledning til mange henvendelser fra bekymrede forældre. Der er nok ikke mange af aktørerne på jordflytningsområdet, der mener, at de nye regler kan betragtes som en forenkling af jordflytningsreglerne. Dels fordi alle hele tiden skal orientere sig om, hvorvidt en konkret ejendom er områdeklassificeret (eller kortlagt), og dels fordi reglerne om prøveudtagning og analyse er sort snak for mange grundejere. Vi oplever dog stor forståelse for reglerne de fleste steder, når kravene om prøveudtagning og analyse følges op af en forklaring om, at reglerne skal sikre, at lettere forurenet jord ikke skal deponeres på landbrugsjord eller som kælkebakke i en børnehave. Vi vil gerne kunne benytte de mange analyser i det fremadrettede arbejde med områdeklassificering. Vi håber, at vi får udviklet en MapInfoapplikation, som kan automatisere processen med indlæsning af analyserapporterne fra jordweb. Det største problem i den sammenhæng er, at analyserapporterne er uploadede som pdf-filer, som ikke umiddelbart kan anvendes aktivt.

230

231 GODE OG MINDRE GODE ERFARINGER MED DE NYE REGLER. EKSEMPLER FRA DEN VIRKELIGE VERDEN Projektleder Anne Krag COWI A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

232

233 RESUMÉ Indførelsen af de ændrede jordhåndteringsregler pr. 1. januar 2008 har i mange tilfælde gjort sagsgangen hurtigere, men det er ikke nødvendigvis blevet enklere at håndtere forurenet og muligt forurenet jord. I en del tilfælde har kravene til prøvetagningstæthed gjort det dyrere at være bygherre. Konkrete sager viser, at analysetætheden i flere tilfælde er berettiget, mens den i andre virker uberettiget. Der mangler forsat regler og vejledning om genanvendelse af forurenet jord, og der mangler muligheder for kommunerne at kan dispensere eller på anden måde nedsætte analysefrekvensen i konkrete sager. INDLEDNING/BAGGRUND Med ændringerne af Jordforureningsloven og udstedelsen af den tilhørende jordflytningsbekendtgørelse blev regelsættet på jordhåndteringsområdet væsentligt udvidet pr. 1. januar En af de største ændringer var indførelsen af områdeklassificering af byzoner og større lettere forurenede områder udenfor byzonen og den tilhørende anmeldepligt indenfor disse områder. En del af formålet med udstedelsen af jordflytningsbekendtgørelsen var at forenkle reglerne. Det er således i mange tilfælde blevet muligt at flytte jord umiddelbart efter anmeldelse, ligesom der er mulighed for at anmelde mange jordflytninger samlet og mulighed for at lade modtage-anlæggene foretage de nødvendige analyser af jorden. Ifølge Miljøstyrelsen var det desuden planen, at der i tilknytning til de ændrede jordhåndteringsregler skulle komme nye regler om genanvendelse af lettere forurenet jord. Disse er dog ikke kommet i skrivende stund. Men er det så blevet enklere at håndtere jord? Har miljøet fået det bedre? Og hvad med økonomien? Dette indlæg giver en kort præsentation af fordele og ulemper ved de ændrede regler præsenteret ved en række eksempler fra den virkelige verden. FORDELE OG ULEMPER VED DE ÆNDREDE REGLER Selvom en af Miljøstyrelsens intentioner ved ændringen af regelsættet var at forenkle reglerne, opleves reglerne ikke altid som enkle. For mange, specielt bygherre, grundejer og andre uden mange års erfaring med jordhåndtering, kan det være vanskeligt at differentiere mellem de mange forskellige termer, der anvendes. Er jorden f.eks. ren, lettere forurenet eller forurenet, er arealet hvorfra jorden kommer kortlagt eller ikke kortlagt, områdeklassificeret eller omfattet af analysefri zone og anvender kommunen en lokal/regional jordplan, som supplement til reglerne. Hertil kommer lokal praksis ved genanvendelse af forurenet jord. Selv om de mange termer til tider kan være forvirrende, er der efter godt et års arbejde med jordhåndtering efter de nye regler en del oplagte fordele ved disse. Når jeg gør status set fra min side af bordet, er de største fordele er at:

234 Det er blevet hurtigere og lettere at anmelde jordflytninger, særligt i de kommuner som anvender jordweb. Det er blevet hurtigere og lettere at gå i gang med en mindre sag, da man ikke behøver at afvente en nærmere vurdering af behovet for analyser, da omfanget heraf er entydigt beskrevet i bekendtgørelsen Udgangspunktet er i princippet ens for alle. De entydige krav til analysetæthed i jordflytningsbekendtgørelsen sætter et ensartet udgangspunkt for alle aktører og nedsætter dermed risikoen for, at der er for store forskelle i kravene fra kommune til kommune. Der er en større sikkerhed for slutmodtager af byjord end tidligere Der er dog også ulemper forbundet med de nye regler, de største set fra min side af bordet er at: Der er en ikke uvæsentlig økonomisk omkostning ved at skulle opfylde analysekravene i de områdeklassificerede områder. Dokumentation af ren jord til bortskaffelse med en jordprøve pr. 30 tons jord udtaget af en blandeprøve á 5 nedstik giver rigtig mange jordprøver med tilhørende stort tidsforbrug til prøvetagning og omkostninger til analyser i en stor sag. På arealer, der både er områdeklassificerede og kortlagte, kan det være vanskeligt at skelne mellem "kortlagt og områdeklassificeret jord", og det virker på disse arealer uhensigtsmæssigt, at en kortlægning kan betyde, at man får mulighed for at få nedsat analysefrekvensen via en jordhåndteringsplan, mens dette ikke er muligt, hvis arealet alene var områdeklassificeret. Der er forsat ikke kommet ændrede regler om genanvendelse af forurenet jord eller vejledningsmateriale hertil. Det er i løbet af 2008 COWI s oplevelse, at det ensartede udgangspunkt, som jordflytningsbekendtgørelsen udgør, betyder, at sagsbehandlingen i den enkelte kommuner ikke længere er så stor, som det tidligere kunne være tilfældet. I de sager, COWI har været rådgiver på i 2008, er det mere reglen end undtagelsen, at der træffes en blanding af ren, lettere forurenet og i nogen tilfælde forurenet jord. Det er derfor vores erfaring, at kravet om den nævnte analysetæthed i de områdeklassificerede arealer i mange tilfælde er helt berettiget. Kravet om 1 jordprøve pr. 30 tons jord eller det, der svarer til omtrent en jordprøve pr. vognlæs jord, der skal bortskaffes eller genanvendes som ren, virker derfor ofte yderst rimeligt. Der er dog situationer, hvor ikke virker hensigtsmæssigt, at kommunerne ikke har mulighed for at dispensere for reglerne, således at analysetætheden f.eks. kunne nedsættes, hvis et antal indledende jordprøver ikke viser tegn på forurening. Der er da også kommuner, som i sager, hvor det virker helt berettiget, vælger at dispensere fra reglerne, uagtet at jordflytningsbekendtgørelsen ikke giver mulighed herfor i de områdeklassificerede områder.

235 EKSEMPLER Et udpluk af nogen af de efter COWI s vurdering største fordele og ulemper ved de ændrede regler er illustreret ved 3 eksempler, som kort er beskrevet herunder. Alle eksemplerne bekræfter det velkendte, nemlig at strategien for undersøgelser og jordhåndtering skal være veltilrettelagt og afstemt med kommunen, inden projektet sættes i gang, og at der skal være forholdsvis god tid til undersøgelserne, hvilket indimellem desværre er mere undtagelsen end reglen i bygge- og anlægsprojekter. Eksempel 1 Eksempel 1 omhandler et knap m 2 stort projektareal, beliggende i den ydre del af et havneområde. På arealet skal der opføres en ny værkstedsbygning med tilhørende belægninger, og i den forbindelse skal der afgraves fyldjord til intakte aflejringer ca. 0,7 meter under terræn (m u.t.). Det forventes, at der i alt skal afgraves i størrelsesordenen m 3 fyldjord, svarende til tons fyldjord. Projektarealet omfatter 2 matrikler, som på grund af den bynære beliggenhed begge er omfattet af områdeklassificeringen. Geotekniske undersøgelser udført inden projektopstart viser, at der generelt er udlagt ca. 0,7 meter fyldjord på begge matrikler. På den nordlige matrikel har der været asfaltfabrik fra 1951 til 1963 og oliedepot fra ca til ca På baggrund af tidligere undersøgelser er den nordlige matrikel kortlagt på vidensniveau 2, idet der blev truffet forurening med olie-og tjærestoffer. Der er ikke påvist forurening af fyldlaget i forbindelse med nogen af de tidligere undersøgelser. Den sydlige matrikel var ikke kortlagt ved projektopstart. I den konkrete sag var den overordnede strategi, på baggrund af bygherres ønsker, at genanvende en del af den områdeklassificerede fyldjord til terrænregulering indenfor projektarealet, mens den resterende overskudsjord skulle bortskaffes. Af hensyn til økonomien ville bygherre naturligvis foretrække alene at skulle bortskaffe ren overskudsjord. Kommunes havde ingen bemærkninger til den overordnede strategi og stillede ingen supplerende krav om analyser af fyldjorden, som skulle genanvendes, så længe jorden blev holdt inden for projektarealet, og jord indenfor og udenfor det V2-kortlagte areal ikke blev blandet sammen. Kommunen vurderede også, at det ikke var nødvendigt at behandle genanvendelse af fyldjorden efter Miljøbeskyttelseslovens 19. Da bygherre ønskede at nedsætte risikoen for at skulle standse projektet undervejs i anlægsfasen på grund af konstatering af forurening under gravearbejdet, og da projektet ville generere en del overskudsjord, ønskede bygherre at udføre en indledende undersøgelse af fyldjorden inden projektopstart. Ved den indledende undersøgelse blev der efter aftale med kommunen udtaget 2 blandeprøver af 5 nedstik hhv. 0-0,35 og 0,35-0,7 m u.t. i felter af knap 200 m 2, svarende til omtrent en blandeprøve pr. 120 tons.

236 Valget af analysetæthed blev gjort ud fra en antagelse om, at i hvert fald en del af jorden ville være lettere forurenet. Da det også var forventet at træffe ren jord, blev det også overvejet at underopdele det 200 m 2 store felt i delfelter ca. 50 m 2 således at hver enkelt jordprøve alene repræsenterede 30 tons, men i så fald kunne kommunen alene acceptere at denne jord, og ikke jord fra nabofelter, håndteres på baggrund af undersøgelsen, også selvom jorden bortskaffes som lettere forurenet. Da størstedelen (ca. 90 %) af den analyserede fyldjord viste sig at være ren, var det i den konkrete sag ærgerligt, at jordprøverne fra den indledende undersøgelse ikke kunne anvendes som en del af dokumentationen af den rene overskudsjord. Kommunens argumentation var, at de indledende jordprøver dækkede et større areal, end hvis jordprøverne skulle have været udtaget med en frekvens på 1 jordprøve pr. 30 tons, og efterfølgende udtagelse af yderligere 3 jordprøver i hvert af felterne ikke gav en ensartet dækning af feltet med henblik på at bortskaffe jorden som ren. I den konkrete sag var det en stor lettelse for bygherre, at kommunen ikke stillede krav om ansøgning efter Miljøbeskyttelseslovens 19 for den jord, som blev genanvendt indenfor projektarealet. At de indledende jordprøver ikke kunne anvendes som en del af dokumentationen af den rene jord var ærgerligt. Naturligvis har kommunen principielt ret i deres betragtning om, at 3 supplerende prøver fra de store felter ikke giver en ensartet dækning af feltet, men da erfaringen ofte har vist, at den områdeklassificerede jord er diffust forurenet, synes det som en ikke uvæsentlig merudgift for bygherre at skulle udtage og analysere de ekstra prøver. Eksempel 2 Eksempel 2 omhandler et byggeprojekt kaldet Bo Horsens, som COWI har udført for Region Midtjylland. Projektet omhandler opførelse af i alt 50 boliger med tilhørende vej- og parkeringsarealer. Undersøgelser af punktkilder og økonomiske prisoverslag blev udført i 2006, mens selve bygge- og anlægsprojektet af forskellige årsager først blev igangsat i Der blev ved undersøgelse af punktkilderne i 2006 ikke konstateret jordforurening. Ud fra det gældende regelsæt i 2006 var der derfor ingen krav om analyser i forbindelse med deponering af overskudsjorden, som i den konkrete sag udgjorde i størrelsesordenen tons jord. Der var heller ikke krav om at dokumentere, at den øverste halve meter jord var ren. Af forskellige årsager, som intet havde med miljø at gøre, blev bygge- og anlægsprojektet først igangsat i Projektarealet var derfor i mellemtiden blevet omfattet af områdeklassificeringen, hvilket medførte et krav om en jordprøve pr. 30 tons af overjord/fyldjord, som skulle bortskaffes som ren. Da alt jorden i denne sag som udgangspunkt blev betragtet som ren, betød dette, at der som udgangspunkt skulle udtages i størrelsesordenen 750 jordprøver. Kommunen mente ikke, at der var muligt af dispensere for analysekravet eller på anden måde at nedsætte analysefrekvensen. Selvom man ofte kan forhandle en rimelig pris med analyselaboratoriet, når der skal analyseres så mange jordprøver, er en stk. pris pr. analyse på i størrelsesordenen ca. 700 kr. ikke

237 urealistisk. I det konkrete projekt giver områdeklassificeringen derfor en merudgift alene grundet analyseomkostningerne på i størrelsesordenen kr. ekskl. moms. Hertil kommer udgifter til udtagning af jordprøverne som blandeprøver á 5 nedstik (dvs. i alt nedstik) samt vurdering af analyseresultaterne. Samlet medførte områdeklassificeringen i det konkrete projekt derfor nogle ikke uvæsentlige merudgifter i forhold til, hvis projektet var blevet gennemført i Set fra den miljømæssige side af sagen viste ca. 80 % af overskudsjorden sig i praksis at være ren, mens ca. 15 % viste sig at være lettere forurenet og knap 5 % at være forurenet. Områdeklassificeringen fangede derfor de knap 20 % af jorden, som ikke var ren. Eksempel 3 Eksempel 3 omhandler et byggeprojekt, hvor COWI har været rådgiver for bygherre. Projektet omfattede nedrivning af en gammel gård i landzone og efterfølgende opførelse af ældreboliger på arealet. Da projektarealet lå i landzone, krævede opførelsen af ældreboliger en ændring af områdets lokalplan, bl.a. blev arealets status ændret fra landzone til byzone. Ændringen i zonestatus medførte at hele projektarealet automatisk blev omfattet områdeklassificeringen. Kommunen så ingen mulighed for at komme udenom reglerne i jordflytningsbekendtgørelsen, herunder heller ikke kravet om dokumentation af ren overskudsjord med en jordprøve pr. 30 tons jord. Dette medførte en ikke uvæsentlig meromkostning for bygherre, hvilket ikke umiddelbart synes rimeligt set i forhold til arealets historik. Ved gennemførsel af projektet blev der truffet en mindre mængde forurenet jord, svarende til maksimalt 5 % af den samlede mængde overskudsjord, som blev bortkørt. DISKUSSION - ER DER BEHOV FOR ÆNDRING AF REGLERNE? Med områdeklassificeringen er der kommet en større sikkerhed end tidligere for slutbruger/ slutdisponeringssted. I nogle tilfælde betyder områdeklassificeringen væsentlige merudgifter for bygherre i form af større analyseomkostninger samt udgifter til udtagning og vurdering af jordprøver. Set fra min side af bordet kan det brede regelsæt og den tilhørende praksis i kommunerne gøres bedre ved ændringer visse steder: Der bør allerede tidligt i forbindelse med lokalplanlægning, ved inddragelse af et areal i landzone til byzone, og dermed områdeklassificeret område, påbegyndes en proces med at udtage arealet af områdeklassificeringen og samtidig sikre at der ikke er punktkilder på arealet, som regionen skal kortlægge. Alternativt kunne loven åbne mulighed for dispensation i de tilfælde, hvor det alene er den rent administrative ændring af arealets status fra landzone til byzone, som udløser område-klassificeringens ana-

238 lysekrav, således at der alene stilles krav om analyser, hvis en historisk gennemgang viser, at der tidligere har været punktkilder på arealer. Kommunerne bør have mulighed for at dispensere for analysetætheden i de områdeklassificerede områder, f.eks. på baggrund af en jordhåndteringsplan. Med henblik på at sikre en mere ensartet praksis ved håndtering af jord bør der udarbejdes en "Jordplan Danmark", som erstatter de forskellige jordplaner, der forsat anvendes rundt omkring i landet. Med henblik på at øge mængden af lettere jord som genanvendes, bør der udstikkes regler for genanvendelse af områdeklassificeret jord, særligt indenfor andre områdeklassificerede områder. Ifølge Miljøstyrelsen er der nye regler/ ændringer på vej, men det er vigtigt, at reglerne følges af en vejledning, som sikrer en mere ensartet praksis ved kommunerne. KONKLUSSION Der er både fordele og ulemper forbundet med de nye jordhåndteringsregler. De største fordele er det ensartede udgangspunkt, de hurtige behandlinger af anmeldelser og den større sikkerhed slutmodtager har, for at jorden er klassificeret korrekt i forhånd til det reelle forureningsindhold i jorden. Der er dog stadig plads til forbedringer, særligt med hensyn til analyseantallet i de store sager og landsdækkende retningslinjer for bl.a. genanvendelse af lettere forurenet jord.

239 KVALITETSSTYRINGSSYSTEM - HVORDAN ET SYSTEM KAN BLIVE ENKELT OG SAMTIDIG CERTIFICERES Markedschef - offentlig sektor Jens Peter Høiseth Det Norske Veritas Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

240

241 Kommuner i Danmark skal jf. Lov om et kvalitetsstyringssystem for den kommunale sagsbehandling på natur- og miljøområdet certificeres. Certificering skal være opnået første gang inden den 1. januar 2010 og skal som minimum vedligeholdes ved certificeringsorganets gennemførelse af årlige audits og re-certificering mindst hvert 4. år. CERTIFICERING MED RISK BASED CERTIFICATION TM Vi forestiller os, at jeres udfordring med kvalitetsledelsessystemet er at skabe: Et system som er et værktøj for både ledelse og medarbejdere. Relevante kvalitetsmål Et ledelsessystem, som styrer jer imod målene. Et ledelsessystem, som understøtter effektivitet, læring, ensartet sagsbehandling, forbedring af den faglige kvalitet, afgørelser til tiden og som bidrager til, at jeres kommunikation er effektiv og forståelig. Meningsfulde kvalitetsmålinger, som beviser jeres fremskridt og løbende forbedringer både for ledelsen, medarbejderne og omverdenen. Vi kan hjælpe jer gennem anvendelse af vores certificeringsmetode Risk Based Certification TM. Risk Based Certification er mere end en traditionel certificering. Med Risk Based Certification TM er auditeringsprocessen specielt designet til, at der ved alle audits analyseres og evalueres af ét eller flere fokusområder, som identificeres af jer. Fokus Områder er de vigtigste områder i ledelsessystemet hvor effektiv ledelse er mest vigtig for at I når jeres mål (på det pågældende tidspunkt) Mål Risici System Fokusområder Hvad er jeres vigtigste mål? Hvad er de mest vigtige risici? Hvordan styres de i ledelsessystemet? Hvad skal der sættes fokus på i næste audit? Høj Fokus Områder; I vil få en ledelseskonklusion og rating som angiver positive forhold og mulighederne for forbedringer inden for hvert fokusområde. Lav Grad af styring Fokusområder er de områder i ledelsessystemet, hvor effektiv ledelse er mest vigtig for at nå målene. DNV vil sideløbende med vurderingen af opfyldelse af kravene i loven og Bekendtgørelsen evaluere styrken af styringen af fokusområder. Inden vi starter en audit, fastlægger vi i fællesskab fokusområderne. Vi kalder det et indledende risk-check. Vore auditprogrammer skræddersyes, så de er afstemt med jeres fokusom-

242 råder, og audit sætter fokusområderne i centrum for alle interviews. Alle audits rapporteres med en ledelseskonklusion og en rating af styrken af styring for hvert fokusområde. Ved at samarbejde med DNV om Risk Based Certification TM får I en udviklende og proaktiv partner, som hjælper jer med at opretholde og udvikle jeres ledelses-system. Vi har nedenunder beskrevet hver aktivitet i audit-forløbet, og I kan se, hvad vores bidrag er og hvilken værdi I opnår. HVAD ER EN AUDIT? En audit er en systematisk måde at planlægge og gennemføre interviews af nøglepersoner i systemet. Man kan gennem audit kun gennemføre stikprøvekontroller af implementeringen af et system, hvorfor planlægning er vigtig, så man sikrer, at alle de væsentligste områder og personer bliver omfattet. Gennem interviews og gennemsyn af faktiske dokumenter bekræftes, at menneskene i systemet gør, som systemet forventer og/eller forlanger. Skulle der observeres situationer, hvor dette ikke er tilfældet, vil man under audit holde fast i det objektive faktum og overlade det til jer at vurdere, hvad en relevant løsning vil være. ET 4-ÅRIGT CERTIFICERINGSFORLØB Præ-audit Screening (ikke obligatorisk) Certificeringsaudit Periodisk audit Re-certificeringsaudit Dokumentgennemgang, indledende besøg, certificeringsaudit, Lukning af evt. afvigelser og certifikatudstedelse Gennemførelse af periodisk audit på virksomheden for at sikre et effektivt ledelsessystem. Fornyelse af certifikat efter fire år. DNV anbefaler at gennemføre præaudits. En præaudit er en (tynd) stikprøveundersøgelse af systemets implementering inden den formelle certificeringsproces påbegyndes. En præaudit er udbytterig, fordi den giver et godt billede af, hvor langt man er fra at opfylde standardens krav. Samtidig viser den, hvilke opgaver der skal gennemføres for at leve op til standardens krav. En præaudit er med til at målrette og effektivisere projektarbejdet. Præaudit kan gennemføres for hele ledelsessystemet eller for dele af systemet. Omfanget aftales individuelt og DNV s tidsforbrug afpasses til behovet. CERTIFICERINGSAUDIT Nedenfor er forløbet for den først kommende certificering angivet.

243 Certificeringsaudit fase 1 Dokumentgennemgang Indledende besøg Lukning af evt. afvigelser Certificeringsaudit fase 2 Risk Check/planlægning Gennemførelse Rapportering Afslutning Lukning af evt. afvigelser Slutkontrol Certifikatudstedelse Audit fase 1 gennemføres for at sikre, at systemet er klar til den egentlige certificeringsaudit og for at sikre, at der findes den nødvendige forståelse af jeres system til at planlægningen af certificeringsaudit bliver relevant og effektiv. Efter fase 1 gennemføres den egentlige audit af systemet, og resultatet rapporteres til jer. Skulle der være forhold, som ikke lever op til lovens eller bekendtgørelsens krav, vil DNV rapportere det som en afvigelse. I må efterfølgende rette/forbedre de forhold, der er identificeret, så de i fremtiden lever op til kravene. DNV verificerer jeres rettelser og efter vores interne kvalitetskontrol udsteder vi jeres certifikat. DNV anbefaler at certificeringsprocessen igangsættes senest den 1. oktober, 2009 for at sikre certifikatudstedelse inden ET ENKELT LEDELSESSYSTEM Vore tolkninger af loven og bekendtgørelsen er opbygget efter det traditionelle kvalitetsværktøj - PDCA-hjulet eller forbedringshjulet.

244 Plan Act Do Check Teorien bag dette værktøj er, at ledelse gennemgår fire faser Plan; Hvor retning, politik, formål og mål fastlægges Do; Hvor aktiviteter gennemføres både i praksis og som dokumentation Check; Hvor der sker en måling og vurdering af, hvor effektivt aktiviteter gennemføres (bl.a. audit og brugerundersøgelser) Act; Hvor der handles på baggrund af målinger særligt ledelsens evaluering Som en håndregel forventer DNV, at kommunen har gennemført aktiviteter omkring de tværgående procedurer før certificering, da deadline for implementering af disse aktiviteter var i Vi vil i det følgende gennemgå lovens og bekendtgørelsens krav og forventninger i rammerne af forbedringshjulet.

245 PLAN Som det fremgår, skal kvalitetsstyringssystemet udelukkende omfatte sagsbehandlingen på natur- og miljøområdet inden for områder beskrevet i 2 i loven. DNV forventer således, at alle disse lovområder er omfattet af ledelsessystemet ved certiicering inden Systemet skal sikre faglig kvalitet, effektivitet og ensartethed i sagsbehandlingen. Faglig kvalitet kan f.eks. fortolkes som, at indholdet i sagsbehandlingen er faglig korrekt. Effektivitet kan f.eks. fortolkes som, at sagsbehandlingen gennemføres til aftalt tid. Endelige kan Ensartethed tolkes således, at det sikres, at der ikke sker forskelsbehandling. DNV forventer, at der er en ensartet opfattelse af disse tre kvalitetsbegreber, så organisationen arbejder i samme retning. Systemet skal sikre borgernes og virksomhedernes tillid til og tilfredshed med sagsbehandlingen. Borgerne og virksomhederne er i kvalitetsmæssig sammenhæng kunder, der modtaget produkter af sagsbehandlingen i form af afgørelser, påbud, forbud, indskærpelser, godkendelser, breve osv. Tillid og tilfredshed handler i høj grad om at kommunen tydeligør, hvad borgere og virksomheder kan forvente og efterfølgende leverer i forhold til det forventede. En samlet model for systemet kan se således ud: Input Sagsbehandling Output Borgernes og virkomshederens tillid og tilfredshed Effektivitet Ensartethed Faglig kvalitet Loven og bekendtgørelser Systemet skal løbende forbedres. Forbedringen kan f.eks. hænge tæt sammen med kvalitetsmålene, som beskrives senere. Det kan også være andre elementer i kvalitetsstyringssystemet som forbedres. Kvalitetspolitik og -mål Kvalitetspolitikken skal adressere elementerne i ovenstående model. Politikken skal være tilpasset den enkelte kommune, og den skal være kendt af alle medarbejdere. Det er en fordel at gøre politikken så kortfattet, konkret og vedkommende som miligt.

246 Det er også vigtigt at gøre sig klart, at politikken skal være implementeret og omsat til praksis ved førstkommende audit. Med hensyn til kvalitetsmål er der ikke krav til antallet og omfanget af mål. Kriteriet jf. loven er således, at der minimum er ét målbart mål. Der er i øvrigt ikke noget krav til, at kommunen skal nå målet. Kravet om forbedring er relateret til selve kvalitetsstyringssystemet. Målbare mål er centralt, hvis kommunen ønsker at få den fulde værdi af ledelsessystemet. Sammenhængen mellem måling og forbedringer er illustreret nedenfor. Hvis du ikke kan måle den, kan du ikke styre den. Hvis du ikke kan styre den, kan du ikke lede den. Hvis du ikke kan lede den, kan du ikke forbedre den. Målinger er derfor starten på forbedringer! Det er vanskeligt for en ledelse at styre, hvis man ikke får nogle indikationer på, om det går godt eller skidt. Det handler jo om at kunne justere, prioritere og forbedre, før borgerne og virksomheder oplever ringere tilfredshed/tillid. Målbare mål er netop det kvalitetsværktøj, som gør det muligt at måle og prioritere. Målbare mål hænger tæt sammen med ressourceallokering og prioritering og synliggørelse af konsekvenser, såvel op i det politiske system som ud til medarbejderne. Hvis organisationen tilføres flere opgaver uden flere ressourcer, kan de målbare kvalitetsmål anvendes til at synliggøre konsekvensen f.eks. i form af ringere kvalitet på områder, som nedprioriteres. Samtidig vil målbare mål kunne synliggøre, hvilken værdi kommunen får, når der allokeres flere ressourcer til et område. DNV anbefaler at formulere både indsats- og resultatetsmål, som eksemplificeret nedenfor. Det vil synliggøre sammenhæng mellem mål og midler.

247 Indsatsmål Resultatsmål Uddannelse Handlingsplaner Kommunikation Værktøjer Reduktion af sagsbehandlingstider Reduktion af tidsforbrug pr. tilsyn Øget tilfredshed hos borgerne DO Kvalitetshåndbog Der stilles krav om en håndbog. Kommunen fastlægger selv formen af denne håndbog. F.eks. i form af mappe, dokumenter på internet, ligesom håndbogen sagtens kan bestå af elementer fra andre ledelsesværktøjer f.eks. en personalehåndbog. Procedure Formål er hvad kommunen vil opnå f.eks. at sikre afgørelser til tiden. Gyldig-hedsområde er det område proceduren er gyldig for f.eks. tilsynsbehandling. Ansvar for opgaven er en beskrivelse af, hvem der har ansvaret. Der kan godt være flere aktører involveret i opgaven, men det skal være klart, hvem der har ansvar. Med ansvar forventer DNV også, at der følger et overblik over, hvor effektivt proceduren fungerer. Fremgangsmåde kan have mange udfordringer i praksis. Det kan være flow-charts, tekst, stikord i skemaform osv. Der er ingen krav til, hvor detaljeret fremgangsmåden skal beskrives. Det skal blot være relevant og tilstrækkeligt effektivt. Systemansvarlig samt ansvar og beføjelser Loven stiller krav om, at ansvar og beføjelser er fastlagt. DNV tolker ikke ovenstående som om, at der nødvendigvis skal være en eller flere procedurer for de systemansvarlige. DNV tolker ovenstående som, at det er tilstrækkeligt, at ovenstående ansvar og beføjelser er defineret i de enkelte procedurer. F.eks. i proceduren for intern audit, ledelsens evaluering osv. Et andet alternativt er at definere ovenstående ansvar i stillingsbekrivelser o.lign.

248 Sagsbehandling (og koordinering) Minimumskravet er jf. ovenstående, at ansvar og beføjelser skal være defineret for alle lovområderne, og så skal der være sammenhæng mellem politik, mål og indhold i sagsprocedurer. Der er ikke noget direkte krav om at have omfattende og meget detaljerede procedurer for alle de opgaver, som findes i de relevante love. Procedurer for sagsbehandlingen er således ikke nødvendigvis omfangsrige beskrivelser af hver eneste opgave, som kommunen har jf. de love, som er omfattet af certificering. Det kan være en fordel at tænke på systemet på tre niveauer; Niveau 1; Kvalitetspolitik og mål skal vise retning. Niveau 2; Procedurer Det skal være værktøjet for ledelsen til at skabe overblik, det skal være kortfattet og det skal vise ansvar, beføjelser og midler (dvs. kerneelementer i fremgangsmåden for at skabe sammenhæng til kvalitetspolitik og mål). Niveau 3; Instruktioner, brevskabeloner, checklister, IT-programmer, flowdiagrammer, vejledninger, opslagsværk osv. Det skal være værktøjet for medarbejderne til videnstyring, samle fælles erfaringer, kalibrere tolkninger osv. DNV anbefaler, at kommunen overvejer, hvordan der kan skabes overordnede procedurer til samlet styring af kerneprocessen Sagsbehandling. Denne procedure kan f.eks. beskrive følgende: Hvordan besluttes prioritering af de forskellige sagsbehandlingsområder? Hvilket kvalitetsmæssigt niveau er gældende inden for de forskellige sagsbehandlingsområder? Hvordan håndteres prioriteringer i praksis, når nye situationer opstår f.eks. politiske prioriteringer? Hvordan forebygges kvalitetssvigt i selve sagsbehandlingsprocessen? Hvordan måles udviklingen af kvaliteten? Hvordan skabes Early Warning, så tilløb til kvalitetssvigt opsamles, før det bliver et reelt problem? De få men nødvendige krav til styring i sagsbehandlingen. Loven og bekendtgørelsen beskriver også krav om en procedure til koordinering. Kommunen bestemmer selv, om den vil have en selvstændig procedure herfor, eller om den vil integrere koordinering i sagsproceduren(rne). Koordinering med andre myndigheder er meget sagsafhængigt, hvorfor det kan være naturligt at integrere dette.

249 Der er også krav til at få defineret ansvar og beføjelser omkring sagsbehandlingen. Her er det vigtigt, at ansvar og beføjelser beskrives for såvel topledelsen som medarbejderne. Der hvor kommunen definerer det øverste ansvar for kvalitet i sagsbehandlingen, skal det naturligvis også hænge sammen med reel praksis. Det er vigtigt for kommunen at afklare, i hvilket omfang ansvar og beføjelser kan uddelegeres. DNV forventer, at den øverst ansvarlig for Miljø og Natur-området er omfattet af systemet. Note: Der er en grundlæggende sammenhæng mellem kompetenceniveau og behovet for detaljeret styring f.eks. gennem beskrevne instruktioner - af processer (f.eks. sagsbehandling). Jo større krav I stiller til kompetencen af den person, der udfører en opgave, desto mindre behov er der for beskrevne instruktioner. Og vice versa naturligvis. Eksempel: Parallelparkering af en bil kan vel godt beskrives i en instruktion, men en person, der kun parkerer meget sjældent, vil typisk ikke få en god parkering ud af instruktionen. Vores kompensation for dette, at det er svært at beskrive, hvordan man gør, løser vi ved at sikre, at alle, der skal have kørekort, har lært gennem ikke nedskreven instruktion at parallelparkere. Kompetencen holdes ved lige gennem løbende anvendelse. Kompetencestyring Kompetencestyring er et central element i hele certificeringsordningen. I praksis findes der fem opgaver, som relaterer sig til dette krav; Opgavebehov - Kortlægge opgaver. Kompetencebehov - Kortlægge nødvendige kompetencer. Uddannelse Kompetencebehov skal sikres gennem uddannelse. Opgave løsning Kompetencebehov skal sikres ved opgaveløsning. Leverandørstyring Sikring af nødvendige kompetencer ved underleverandører. Der er mange måder at opfylde dette krav på. En simpel form vil være et skema, som viser sammenhængen mellem opgaver og kompetencer. Kommunen vil også kunne anvende eksisterende HR-systemer til at implementere dette krav. Et afgørende krav fra DNV vil være, at kommunen skal kunne dokumentere, at de personer (interne eller eksterne), som løser opgaver, til enhver tid har de nødvendige kompetencer. Se eventuelt igen noten under Sagsbehandling Der er også krav til leverandørstyring. Det er både kontrol og godkendelse af selve leverandøren samt kontrol på ydelsen. F.eks. kan kommunen umiddelbart godkende et firma, som den har lang erfaring med kan levere tilfredsstillende ydelser. Kommunen skal imidlertid også kontrollere levering af den enkelte ydelse i den

250 enkelte sag. Det kan f.eks. ske ved at leverandøren arbejder efter kommunens kvalitetssystem og registerer og dokumenterer derefter. Dokumentstyring og registreringer Der er mange metoder til at opfylde dette krav. F.eks. Liste over gældende dokumenter med angivelse af revisions-nummer Elektroniske dokumentstyringssystemer Intranet Lokal styring af dokumenter i de faglige grupper Fælles-drev Kommunen bestemmer selv, hvordan den vil styre dokumenterne. En god håndregel er at lade niveau 1 og 2 styres centralt, men niveau 3 kan styres af brugerne. Et centralt spørgsmål at få afklaret vil under alle omstændigheder være at få defineret, hvad der er omfattet af kravene til dokumentstyring, og hvad der ikke er. CHECK Intern audit En audit er en metode til at måle, hvor effektivt de forskellige procedurer er implementeret. Hele kvalitetsstyringssystemet skal være auditeret inden for perioden på fire år, og der skal ligge en plan herfor ved førstkommende certificeringsaudit. Der skal også være gennemført intern audit inden førstkommende certificering. Grundlæggende skal jeres eget auditeringssystem sikre, at I overholder alle relevante krav og intentioner. DNV s eksterne audit vil benytte resultater fra jeres interne audit som input til vores (stikprøvebaserede) audit-process. Brugertilfredshedsundersøgelser En brugertilfredshedsundersøgelse kan i praksis gennemføres på mange måder f.eks.: Spørgeskemaundersøgelse Ris-Ros mulighed via hjemmesiden Dybdeinterview Fokusgrupper Tilfredshedsundersøgelser ved afslutning af sager Det er vigtigt, at metoden til brugertilfredshedsundersøgelsen er effektiv og egnet til formålet. Undersøgelsen skal omfatte lovens formål, politikker og mål. Kommunen skal ved førstkommende certificering fremlægge en plan for, hvordan det tænkes implementeret.

251 Mangler, afhjælpende handlinger og korrigerende handlinger En mangel er, hvis kommunen ikke kan følge politikken, målene, procedurerne, instruktioner.m.. Disse mangler skal afhjælpes og korrigeres. Det vil være naturligt at lade det foregå på relevant niveau i organisationen. Det vil i praksis sige, at nogle mangler kan håndteres af sagsbehandlerne, mens andre kræver ledelsens involvering. Specielt hvis nogle regler skal fraviges. Der skal være et registreringssystem til at dokumentere manglerne, og hvordan de er afhjulpet og korrigeret. Dette registreringssystem kan være en fælles metode eller flere forskellige metoder. Det kan f.eks. være Registreringsskema Central database Mødereferater Sagsdokumenter Et vigtigt element er at sørge for, at der sker en læring i organisationen, så den samme mangel ikke gen-produceres. Det gøres ved, at den korrigerende handling har fokus på et område generelt (f.eks. alle miljøgodkendelsessager), mens den afhjælpende handling udelukkende har fokus på den enkelte sag (f.eks. den konkrete godkendelsessag). Potentielle mangler og forebyggende handlinger Dette område handler om at få registreret mangler, før de opstår. I praksis kan det gøres på mange måder og kommunen vælger igen selv fremgangsmåden. Det kan f.eks. gøres ved at lave en proaktiv handlingsplan. ACT Afhjælpende, korrigerende og forebyggende handlinger er beskrevet ovenfor. Ledelsens evaluering Der skal være gennemført ledelsesevaluering inden førstkommende certificering. Ideen med ledelsens evaluering er, at ledelsen gennemfører en overordnet evaluering af systemets egnethed og effektivitet. Det skal gøres på baggrund af de inputs, som systemet genererer (det vil sige registreringer og målinger). Det er ikke tilstrækkeligt, at evalueringen foregår på tro og fornemmelser. Det skal basseres på fakta omkring resultater og præsteret kvalitetsniveau. Input hertil kan være Brugertilfredshedsundersøgelse Audit Registrering af mangler Registrering af potentielle mangler Registreing af afhjælpende, korrigerende og forebyggende handlinger Registreringer i forhold til kvalitetsmål (indsatsmål og resultatsmål)

252 Det er ledelsen der efter vurdering af disse inputs beslutter nødvendige ændringer/forbedringer af systemet (i sin helhed) og sikrer, at de gennemføres. Hermed er vi tilbage ved en fornyet PLAN. Lovens og bekendtgørelsens overskrifter kan som resumé sættes ind i forbedringshjulet på den følgende måde: Analyse Beslutning Actions Act Kvalitetspolitik Kvalitetsmål Plan Check Do Audit Mangler Potentielle mangler Brugertilfredshedsundersøgelser Kvalitetshåndbog Procedurer Sagsbehandling Koordinering Kompetencestyring Systemansvarlig Dokumentstyring Registreringer DNV ønsker jer god arbejdslyst!

253 SIKRING AF ENSARTET SAGSBEHANDLING OG KVALITET I PROJEKT MED EKSTERNE KONSULENTER Seniorprojektleder Brian Tang Vestergaard Grontmij Carl Bro Miljømedarbejder Sune D. Lillie Miljømedarbejder Hasse Milter Geolog Malu Cordius Region Sjælland Projektleder Maybrit Jannerup Skude & Jacobsen Chefkonsulent Astrid Zeuthen Jeppesen ALECTIA A/S Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

254

255 RESUMÉ Pga. de ændrede afskæringskriterier for tjærestoffer og visse tungmetaller, iværksatte Region Sjælland i december 2007 et projekt med henblik på revurdering af lokaliteter kortlagt på baggrund af tjærestoffer og tungmetaller. Da opgaven skulle løftes udover den daglige drift og indenfor en lovbestemt tidsfrist, blev det besluttet, at sagsbehandlingen i projektet skulle udføres af eksterne konsulenter. Der har derfor været stort fokus på at sikre ensartet sagsbehandling af høj kvalitet i projektet, og som projektet skred frem, er procedurer og arbejdsgange løbende blevet evalueret og ændret i takt med vores erfaringer. Vores erfaringer med at løse en stor opgave i et projekt med eksterne konsulenter har overvejende været positive. BAGGRUND Som følge af ændringen af afskæringskriterier for tjærestoffer og visse tungmetaller, iværksatte Region Sjælland ved udgangen af 2007 et projekt med henblik på revurdering af gamle V2-kortlægninger. Inden den egentlige sagsbehandling startede i projektet, var der fra regionens side sørget for udarbejdelse af procedurer, brevskabeloner, vejledninger etc. Disse blev løbende rettet og tilpasset. I løbet af sommeren 2008, besluttede regionen at anvende den etablerede projektorganisation til afvikling af yderligere kortlægningsopgaver, der ikke var blevet afsluttet af de tidligere amter. Der blev derfor afsat ressourcer til at udvide og videreføre projektet resten af Gennem projektet har rådgivernes opgaver udviklet sig fra sagsbehandling og kvalitetssikring til også at omfatte: Forberedelse af alle afgørelser. Udarbejdelse af kortbilag. Registrering af data i GeoEnviron. Støtte til projektledelsen. Bidrag til udarbejdelse af procedurer for sagsbehandlingen. Bidrag til udarbejdelse af kvalitetsskemaer til brug for sagsbehandlingen. Bidrag til udarbejdelse af brevskabeloner. Den endelige kvalitetssikring af afgørelser har været udført af regionens medarbejdere. Region Sjælland opstillede følgende succeskriterier for arbejdet: Sagerne skulle behandles indenfor den fastsatte ramme (tid, ressourcer). Sagsbehandlingen skulle være ensartet og udført i henhold til regionens retningslinier.

256 Derudover var det et stort ønske fra Region Sjællands side, at den viden og erfaring, som konsulenterne opbyggede ved sagsbehandlingen, i videst muligt omfang skulle overføres til regionens egne medarbejdere. PROJEKTORGANISATION En effektiv løsning af opgaverne er efter vores opfattelse betinget af et tæt samarbejde på tværs af de involverede firmaer i form af hyppig udveksling af information og gensidig støtte til opgaveløsningen. For at understøtte dette blev projektdeltagerne fra start fysisk placeret i samme lokale, så det under det daglige arbejde ville være let at sparre og hjælpe hinanden med praktiske problemer. Som det fremgår af figur 1, blev den første kvalitetssikring af afgørelserne i starten af projektet, foretaget af en projektansvarlig fra det firma, hvis medarbejder havde udført sagsbehandlingen. Formålet med denne organisering var blandt andet, at det blev muligt at sammenligne de involverede firmaers produktivitet og kvaliteten af det udførte arbejde. Funktionschef Overordnet ledelse, ressourcefordeling, faglig sparring og principielle faglige beslutninger (1 person) Projektleder Administration, koordinering og endelig kvalitetssikring (1 person) Servicefunktion Opdatering af systemer og forsendelse (2 personer) RS projektdeltager Facilitering, udarbejdelse af retningslinier, systemhåndtering, sagsforberedelse, og endelig kvalitetssikring (2-4 personer) Firma A Firma B Firma C Ekstern projektledelse Ekstern projektledelse Ekstern projektledelse Koordinering af egne medarbejdere og indledende kvalitetssikring (1 person) Koordinering af egne medarbejdere og indledende kvalitetssikring (1 person) Koordinering af egne medarbejdere og indledende kvalitetssikring (1 person) Eksterne ressourcepersoner Eksterne ressourcepersoner Eksterne ressourcepersoner Sagsbehandling (4 personer) Sagsbehandling (5 personer) Sagsbehandling (2 personer) Figur 1 Projektets organisation ved opstart (RS = Region Sjælland).

257 Det blev dog hurtigt klart, at denne måde at organisere kvalitetssikringen på gjorde det vanskeligt at ramme samme niveau og kvalitet i sagsbehandlingen hos konsulenterne fra de forskellige firmaer, der var involverede i projektet. Det blev desuden vurderet, at en daglig konkurrencesituation firmaerne imellem i værste fald kunne påvirke udvekslingen af informationer og konsulenternes lyst til gensidigt at hjælpe og støtte hinanden i negativ retning. Et turbulent forår for de rådgivende firmaer medførte desuden firmaskift for en del af de konsulenter, der var tilknyttet projektet. For at imødegå disse udfordringer, blev organisationen ændret, så den indledende kvalitetssikring af sagsbehandlingen blev centraliseret hos to erfarne konsulenter. Nye kontrakter kom herefter til at lyde på specifikke personer, så det blev lettere at fastholde dem ved jobskifte og derved beholde deres tillærte kompetencer i projektet. Der blev desuden nedsat en styregruppe, der havde til formål hurtigt at afklare spørgsmål om ressourcer, prioritering og principielle faglige problemstillinger. Denne projektorganisation har fungeret godt. Styregruppe Principielle faglige beslutninger, prioritering mellem sagstyper, opgavefordeling og ressourcefordeling (7 personer) Projektledelse Faglig og administrativ ledelse, koordinering af opgaver, facilitering (2 personer) Servicefunktion Indhentning af arkivmateriale, print, forsendelse og systemopdatering (4 personer) RS projektdeltager Udarbejdelse af procedurer, faglig sparring, kvalitetssikring, introduktion til regionens systemer (4-8 personer) Eksterne ressourcepersoner Faglig sparring med RS / eksterne sagsbehandlere, udarbejdelse af procedurer, indledende kvalitetssikring, støtte til projektledelse (2-3 personer) Sagsbehandling, systemopdatering (15 personer) Figur 2 Projektets organisation ved udgangen af 2008 (RS = Region Sjælland). Den faglige koordinering og sparring blev ligeledes centraliseret hos de samme to erfarne konsulenter, som skulle udføre den indledende kvalitetssikring af afgørelserne. De kom dermed til at fungere som bindeled mellem de sagsbehandlende konsulenter og regionens ansatte, der udførte den endelige kvalitetssikring. Denne ændring af organisationen var medvirkende til, at det arbejde, der blev udført af forskellige konsulenter i projektet, fik samme kvalitet.

258 Samtidig opfattede konsulenterne i projektet sig, i højere grad end tidligere, som en samlet gruppe med fælles mål frem for som repræsentanter for forskellige firmaer. Fra Region Sjælland blev der stillet krav om, at alle involverede rådgivere skulle arbejde på projektet minimum timer om ugen. Endvidere stillede regionen krav om, at hovedparten af arbejdet skulle udføres i regionshuset. Baggrunden for disse krav til arbejdets udførelse var et ønske om at sikre kontinuitet samt en vurdering af, at netop koordination af sagsbehandling, udveksling af information samt gensidig støtte og sparring i forbindelse med opgaveløsningen lettes af den dialog, man kun får, når man sidder sammen under arbejdet. KVALITETSSTYRING Kvalitetsstyringen i forbindelse med sagsbehandlingen blev primært søgt varetaget gennem: Udarbejdelse af procedurer for sagsbehandlingen. Udfyldelse af kvalitetssikringsskema i forbindelse med sagsbehandlingen af hver sag. Anvendelse af skabeloner til breve, afgørelser og kortbilag. Indledende central kvalitetssikring af alle afgørelser. Endelig KS hos RS-medarbejder Inden opstart af nye sagstyper blev der gennemført pilotprojekter med sager som blev behandlet ved hjælp af de udarbejdede procedurer, kvalitetssikringsskemaer, brevskabeloner mv. Formålet med pilotprojekterne var at teste, om der var fejl i de udarbejdede hjælpeværktøjer, som skulle rettes, inden den egentlige sagsbehandling blev startet i fuld skala. Gennem hele projektforløbet har der været et løbende behov for optimering af hjælpeværktøjer og arbejdsgange for hele tiden at gøre opgaveløsningen bedre og mere effektiv. Desuden var der fokus på at understøtte projektet gennem mere bløde tiltag, der havde til formål at sikre ejerskab, arbejdsglæde og motivation hos projektdeltagere. NØGLETAL I løbet af 2008 blev der i projektet afsluttet lidt mere end sager. Af disse var ca. 60 procent revurderingssager, hvor gamle kortlægninger skulle vurderes i forhold til de nye afskæringskriterier. Under behandlingen af disse sager blev alt foreliggende materiale på lokaliteten, herunder alle foreliggende undersøgelser og afrapporteringer, vurderet i forhold til Region Sjællands gældende retningslinjer for kortlægning, undersøgelser og afværge. Ca. 30 procent af sagerne var vurdering af V1-kortlægning på boligejendomme. De resterende ca. 10 procent af sagerne var vurdering af kortlægning i villaolietanksager, frivillige undersøgelser og -afværge samt kommunalt indberettede sager.

259 Regionens gennemsnitlige udgift per løst sag beløber sig til ca kr. Beløbet dækker over konsulenthonorar, anstilling, indkøb af materialer mv. samt forureningsundersøgelser på enkelte lokaliteter. Den gennemsnitlige sagsbehandlingstid var 14 timer for revurderings-sager, 5 timer for V1-kortlægninger og 14 timer for de øvrige sagstyper Igangsatte Afsluttede Rest 400 Antal sager maj juni maj juni juni januar september september november oktober december december december november april august august oktober juli juli 2008 Figur 3 Forløb for afvikling af de 600 revurderingssager. Det skal bemærkes, at der ikke er ført statistik over antallet af afviklede sager før april Stigningen i antallet af restsager (ikke behandlede sager) i slutningen af august 2008, skyldes tilførslen af nye sager til denne pulje. Tid Forløbet for afviklingen af sagerne, som det fremgår af figur 3, er typisk for de sagstyper, der på nuværende tidspunkt har været en del af projektet. I den første del af projektet er produktiviteten høj, og der afsluttes mange sager, hvorefter kurven flader mere og mere ud. Dette skyldes, at der ophobes sager, som enten er meget omfattende, eller hvor der mangler det nødvendige sagsmateriale, som skal hentes hos bl.a. kommunerne. Mod slutningen af projektet har der været løbende opfølgning med den enkelte konsulent for at sikre, at de påbegyndte sager blev afsluttet, og at der fortsat var fokus på høj kvalitet. FORDELE OG ULEMPER VED DEN VALGTE LØSNINGSMODEL Regionens eneste mulighed for at løse en opgave af denne størrelse, var at bemande projektet med eksterne konsulenter. Udover den åbenlyse gevinst; at vi dermed fik mulighed for effek-

260 tivt at rydde op i hængepartierne fra de tidligere amter, var der en række andre fordele forbundet med at benytte eksterne konsulenter. Men der har også været ulemper. Fordele Det er en effektiv måde at afvikle ensartede standardsager grundet stordriftsfordele. Afviklingen af mange sager virker som en katalysator for koordinationen af regionens retningslinier til sagsbehandling. Der udarbejdes procedure, brevskabeloner mv. som også kan bruges af regionens egne medarbejdere. Projektet skaber fokus på opdatering af data i GeoEnviron. Projektet genererer mange faglige diskussioner og løfter derved generelt det faglige niveau. Stor fleksibiliet med hensyn til at prioritere ressourcer og opgaver. Mulighed for oplæring af nye regionsmedarbejdere hos konsulenterne. Ulemper Et projekt af denne størrelse vil ofte kræve en omprioritering af ressourcerne, hvilket kan medføre interne spændinger og konflikter. Al den viden, der genereres i forbindelse med sagsbehandlingen, bliver ikke nødvendigvis overført til regionen - der mistes viden, når projektet slutter og konsulenterne forlader regionen. Det er omkostningskrævende, at regionen skal sættes ressourcer af til projektledelse, endelig kvalitetssikring af afgørelser, udarbejdelse af procedurer etc. Én af de store udfordringer, vi har fået øjnene op for i løbet af projektet, er, at den enkelte regionsmedarbejder i første omgang ikke har oplevet projektet som en lettelse, der fjerner hængepartier fra de tidligere amter men derimod har oplevet øget arbejdspres med kvalitetssikring, udarbejdelse af procedurer, skabeloner, retningslinier, introduktion af eksterne konsulenter til regionens systemer m.v. Dette har været opgaver, der skulle løftes oveni den daglige drift. En stor sidegevinst har dog været, at projektet har virket som en katalysator for at få ensrettet og forbedret regionens skabeloner, retningslinier m.v. på grund af det store antal sager, der blev behandlet i projektet. Resultatet har været bedre arbejdsredskaber for regionens egne ansatte. Dette, samt færre tilfælde af brandslukning på sager, der skulle have været afsluttet af de tidligere amter, mærkes dog relativt sent i projektet af regionens medarbejdere. KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING Overordnet set er vores erfaringer med hensyn til behandling af mange ensartede sager i et projekt bemandet med eksterne konsulenter positive. Det skyldes i høj grad, at der fra start i

261 projektet har været fokus på kvalitetsstyring og er lagt mange kræfter i at have brugbare procedurer, retningslinier m.v. klar inden projektstart. En anden væsentlig faktor er, at der har været vilje til at foretage ændringer i projektet, når der har været behov for det, samt at ledelsen i Region Sjælland har prioriteret projektet højt. På baggrund af projektets foreløbige succes fortsætter projektet og arbejdet med at afvikle hængepartier fra de tidligere amter i hele 2009, således at regionens egne ressources kan frigøres til den løbende sagsbehandling.

262

263 KVALITETSSTYRING I KOMMUNERNE PÅ JORDFORURENINGSOMRÅDET Civilingeniør Lone Egeris Holtegaard Morsø Kommune Vintermøde om jord- og grundvandsforurening Vingstedcentret marts 2009

264

265 RESUMÉ Kvalitetsstyring i kommunerne skal sikre og dokumentere en høj faglig kvalitet, effektivitet og ensartethed i sagsbehandlingen, samt at lovgivningens krav og god forvaltningsskik følges. Der er i kommunerne forskel på, hvordan opgaven gribes an, og hvordan kravene søges opfyldt. Overordnet set udarbejder kommunerne et antal procedurer, der beskriver arbejdsgangen for løsning af de givne opgaver. Foruden de faglige procedurer, skal kommunerne også angive, hvilke kompetencer, der er krævet for at løse opgaven, samt hvilke kompetencer medarbejderne besidder. I Morsø Kommune oprettes et system, som tager udgangspunkt i de enkelte fagområder, og er koblet til Schultz Informations lovtekster og -guider. BAGGRUND I forbindelse med kommunalreformen, der trådte i kraft den 1. januar 2007, blev en stor del af amternes opgaver på natur- og miljøområdet overført til kommunerne. For at sikre den faglige bæredygtighed i kommunerne blev det besluttet, at kommunerne skal etablere et kvalitetsstyringssystem. Kravene hertil er fastsat i "lov om et kvalitetsstyringssystem for den kommunale sagsbehandling på natur- og miljøområdet", lov nr. 506 af 7. juni 2006 (kvalitetsstyringsloven), og den tilhørende "bekendtgørelse, om krav til kvalitetsstyringssystem for den kommunale sagsbehandling på natur- og miljøområdet", bek. 661 af 14. juni De kommunale kvalitetsstyringssystemer skal certificeres af et akkrediteret certificeringsorgan inden udgangen af /1/ Sagsbehandling indenfor jordforureningsområdet er et af de lovområder, som ifølge kvalitetsstyringsloven skal omfattes af et kvalitetsstyringssystem. Der er i de enkelte kommuner forskel på, hvordan man har valgt at organisere sig, samt hvordan man opfylder kravene til etablering af et kvalitetsstyringssystem. Nærværende beskrivelse forsøger overordnet at belyse indholdet af kommunernes kvalitetsstyring på jordforureningsområdet. Som konkret eksempel vil Morsø Kommunes kvalitetsstyring på jordforureningsområdet til sidst blive kort beskrevet. FORMÅL Kommunernes kvalitetsstyringssystem på natur- og miljøområdet, herunder jordforureningsområdet, skal sikre, at: - borgere og virksomheder oplever, at kommunens opgavevaretagelse gennemføres og dokumenteres på en måde, som er kendetegnet ved: - høj målopfyldelse - faglig kvalitet - effektivitet - ensartethed - lovgivningens krav og almindelig god forvaltningsskik følges - der foretages regelmæssig evaluering og tilpasning

266 METODER OG VÆRKTØJER TIL KVALITETSSTYRING PÅ JORDFORURENINGSOMRÅDET Fremgangsmåden til sikring af opfyldelse af lovens krav til kvalitetsstyring varierer fra kommune til kommune. Overordnet set udarbejder kommunerne procedurer, der beskriver arbejdsgangen for løsning af de givne opgaver. Mange kommuner har desuden valgt at benytte et IT-system til styring af procedurerne og eventuelt de nødvendige kompetencer til opgaveløsningen. Endvidere findes der forskellige hjælpeprogrammer til støtte for sagsbehandlingen, f.eks. i forhold til lovgivning og dokumenthåndtering. Procedurer for sagsbehandling Kommunernes opgaver indenfor jordforureningsområdet vedrører primært: - jordforurening fra villaolietanke ( 48 og 49 i jordforureningsloven) - tilladelse til bygge- og anlægsarbejde (herunder frivillig oprydning) og ændret arealanvendelse efter jordforureningslovens 8 - områdeklassificering ( 50 a i jordforureningsloven) - jordflytning ( 50 i jordforureningsloven og jordflytningsbekendtgørelsen) - rådgivningspligten, lettere forurenet jord ( 72 a i jordforureningsloven) - 50 cm reglen ( 72 b i jordforureningsloven) - genanvendelse af forurenet jord (genanvendelsesbekendtgørelsen) - behandling af sager efter miljøbeskyttelseslovens 19 - påbud ved nye jordforureninger ( i jordforureningsloven) - påbud ved ældre jordforureninger ( 69 i miljøbeskyttelsesloven) En af udfordringerne ved den kommunale sagsbehandling på jordforureningsområdet er, at arbejdet ofte berører flere parter både internt og eksternt. Det er således ofte nødvendigt med koordinering mellem kommunens miljø- og byggesagsbehandlere, regionen, bygherre, rådgivere, entreprenører og borgere. Dette stiller store krav til kommunens håndtering af sagsbehandlingen, og fastlæggelse af procedurer for de enkelte opgaveområder, kan derfor være et vigtigt værktøj i det daglige arbejde. Antallet af procedurer til beskrivelse af sagsbehandlingen ved opgaver inden for jordforureningsområdet er forskellig fra kommune til kommune. Nogle tager udgangspunkt i under 10 overordnede sagsbehandlerprocedurer, der for eksempel blandt andet dækker områderne tilsyn, afgørelser og henvendelser. Andre kommuner tager udgangspunkt i Natur- og Miljøadministrationens organisering og/eller de enkelte lovområder, så der for hvert faglige team og/eller lovområde laves procedurer, der dækker områdets opgaver. Generelt forsøger kommunerne at holde antallet af procedurer nede, for at gøre systemet så simpelt og let at vedligeholde, som muligt. Dette skyldes blandt andet, at der er krav om, at alle sagsbehandlerprocedurer skal underkastes en intern auditering minimum hvert fjerde år. Et andet aspekt i forbindelse med kommunernes valg af antallet af procedurer er, at kvalitetsstyringssystemet gerne skal være en hjælp for den enkelte sagsbehandler i de konkrete sager. Procedurerne er i forlængelse heraf et vigtigt redskab i forhold til at opfylde kravene til faglig kvalitet, effektivitet og ensartethed i sagsbehandlingen.

267 Procedurerne skal indeholde angivelse af formål og gyldighedsområde, oplysning om ansvar for opgaven samt beskrivelse af forløbet fra en opgave igangsættes til den afsluttes. Som inspiration til det nærmere indhold, har KL, Amtsrådsforeningen og Miljøministeriet udarbejdet en såkaldt Startpakke, der ligger frit tilgængeligt på Miljøministeriets hjemmeside, I startpakken er der udarbejdet en række forslag til procedurer, herunder to der vedrører sagsbehandling for hhv. 8- og 19-tilladelser. Disse procedurer er dog langt fra dækkende for alle de kommunale opgaver på jordforureningsområdet, og de skal således som minimum suppleres med nogle, som kommunerne udarbejder selvstændigt. En anden mulighed for kommunerne for at få inspiration til procedurerne og støtte til selve sagsbehandlingen, er Schultz Informations såkaldte lovguider. Lovguiderne er en række fortolkningsrapporter med blandt andet direkte links til lovgrundlaget samt relevante tidligere domme og afgørelser. På miljøområdet er lovguiderne udarbejdet i et samarbejde med konsulenter fra en række kommuner, miljøcentre, den rådgivende ingeniørvirksomhed NIRAS og Miljøklagenævnet /2/. Anvendelsen af Schultz lovguider kræver indgåelse af abonnementsaftale med Schultz Information, hvilket nogle kommuner angiver som en hindring for anvendelse af produktet. Standarddokumenter Et vigtigt element, i forhold til at gøre kommunernes kvalitetsstyring medvirkende til at effektivisere og optimere sagsbehandlingen indenfor jordforureningsområdet, er anvendelsen af standarddokumenter. Mange kommuner tilknytter derfor standarddokumenter til de enkelte procedurer. Standarddokumenter kan for eksempel være brevskabeloner til udstedelse af påbud, der indeholder faste afsnit vedrørende lovhjemmel, klagevejledning og høringsberettigede. Hermed sparer den enkelte sagsbehandler tid på selve udformningen af breve samtidig med, at der sikres en vis ensartethed og kvalitet i sagsbehandlingen. Andre standarddokumenter, som tilknyttes procedurerne, kan være forskellige former for tjeklister. Sådanne lister kan medvirke til at øge kvaliteten og effektiviteten i sagsbehandlingen samtidig med, at det kan være et nyttigt hjælpedokument for sagsbehandleren. For eksempel er der i forbindelse med jordforurening fra villaolietanke en række forhold, der skal være opfyldt, for at der kan udstedes påbud i henhold til 48 og 49 i jordforureningsloven. Disse forhold kan med fordel være listet i en tjekliste, som anvendes både ved den indledende telefonsamtale med anmelder, samt ved et eventuelt efterfølgende tilsyn på ejendommen. Kompetencekrav ved sagsbehandling Foruden kravet om procedurer, der beskriver arbejdsgangen i sagsbehandlingen, stiller kvalitetsstyringsloven også krav om, at der etableres en procedure for kompetencestyring hvorved det sikres, at de rette og tilstrækkelige kompetencer er til rådighed og inddrages ved sagsbehandlingen. Kompetencekravene betyder blandt andet, at det skal kortlægges, hvilke kompetencer, der er nødvendige, for at løse givne opgaver. For eksempel kan kommunen opstille krav om, at op-

268 gaver omhandlende påbud ved jordforurening kræver en relevant faglig uddannelse og erfaring eller flere års sagsbehandlererfaring på området. Nogle kommuner vælger at definere kompetencekravene fordelt på de forskellige lovområder, mens andre knytter kravene til de specifikke opgaver. Foruden kravene til selve opgaverne, skal det også registreres, hvilke kompetencer samt uddannelse, de enkelte medarbejdere har. Det skal samtidig fremgå på hvilket niveau, medarbejderne, kan løse de forskellige opgaver. Dette kan gøres ved for eksempel at angive, om medarbejderen er ekspert, og kan løse opgaven selvstændigt, om medarbejderen har vis erfaring, men har brug for sparring, eller om medarbejderen ikke har erfaring med opgaveløsningen. Kommunen skal løbende uddanne medarbejderne med henblik på at opfylde kompetencebehovene. Flere kommuner forventer derfor at ville anvende kompetencestyringen som en del af de medarbejderudviklingssamtaler (MUS), der ofte gennemføres årligt og minimum hvert 2. år. Hvis kommunen tilkøber kompetencer, for eksempel rådgiverbistand, er der også i bekendtgørelsen til kvalitetsstyringsloven stillet krav til sikring af kvaliteten i leverandørens ydelser. Styringssystemer i forbindelse med kvalitetsstyring på jordforureningsområdet Til styring af procedurerne og eventuelt de tilknyttede standarddokumenter, herunder kompetenceskemaer, findes der forskellige kvalitetsstyringssystemer. Blandt de systemer, der anvendes i kommunerne kan nævnes Basal, D4 InfoNet, GeoEnviron Kvalitetsstyring, KMD Structura Miljø Kvalitetsstyringsmodul, Nitob og Schultz Informations CMS-editor. Endeligt kan det nævnes, at nogle kommuner har valgt at lave deres egen løsning. Kvalitetsstyringssystemerne kan være en hjælp til den rent administrative del, såsom at sikre, at det altid er den nyeste og godkendte version af procedurer, der anvendes, samt at procedurerne er let tilgængelige for medarbejderne. Derudover kan systemerne ofte også benyttes som et ledelsesværktøj, for eksempel til MUS og kompetencestyring. Ved nogle systemer er der desuden mulighed for at få overvåget procedurerne, således der automatisk gives besked, hvis der sker ændringer i de lovtekster, der er linket til, så det kan vurderes, om procedurebeskrivelserne skal opdateres /3/. Foruden selve kvalitetsstyringssystemerne findes der også forskellige styringssystemer, som kan være en hjælp på konkrete sagsområder. På jordforureningsområdet findes der således programmer til styring af anmeldelser og anvisninger vedrørende jordflytning. Af webbaserede programmer kan nævnes GeoEnvirons jordmodul samt programmet JordWeb udviklet af Grontmij Carl Bro. Ved anvendelsen af de web-baserede løsninger er det hensigten at effektivisere sagsbehandlingen for såvel kommunen som de forskellige eksterne aktører, såsom transportører og jordmodtagere. Desuden kan systemerne på sigt forhåbentlig være med til at øge overblikket og give en mere samlet viden, som kan anvendes i andre jordforureningssager, herunder ved jordflytninger fra ejendomme, som er omfattet af områdeklassificering. Lovinformation En vigtig del af enhver offentlig sagsbehandling er naturligvis, at det altid er den gældende

269 lovgivning, der administreres efter. Hvis der i procedurerne for sagsbehandling er henvist til love, bekendtgørelse m.v., ligger der en stor opgave i forbindelse med vedligeholdelsen af kvalitetsstyringssystemet, således det altid er den gældende lovgivning, der henvises til og administreres efter. Kommunerne benytter sig af forskellige kilder til lovinformation. En gratis adgang til love og regler er Retsinformation, Alternativt kan kommunerne indgå aftale med for eksempel Kommuneinformation eller Schultz Information om anvendelse af deres lovsystemer. Systemerne indeholder ajourførte lovtekster samt i forskellig grad andre relevante informationer, såsom vejledninger, fortolkningshjælp, domme og administrative afgørelser. KVALITETSSTYRING I MORSØ KOMMUNE Udgangspunktet for det samlede kvalitetsstyringssystem i Morsø Kommune er, at det ikke skal være en ekstra byrde, men et værktøj, der letter sagsbehandlingen. Et af målene hermed er at medarbejderne udnytter deres kompetencer bedst muligt og i videst muligt omfang får de faglige udfordringer i opgaveløsningen, som de efterspørger. Nedenfor vil det kort blive beskrevet, hvordan kvalitetsstyringen i Morsø Kommune forventes at blive på jordforure-ningsområdet. Systemerne og procedurerne er endnu ikke fuldt udarbejdede og implemen-terede, hvorfor der kan ske løbende justeringer frem mod den planlagte certificering i slut-ningen af Procedurer på jordforureningsområdet i Morsø Kommune Morsø Kommune har valgt at tage udgangspunkt i de enkelte fagområders opgaver ved udarbejdelsen af procedurer. Under de enkelte fagområder forsøges det at minimere antallet af procedurer mest muligt, men med størst vægt på, at procedurerne skal være en hjælp i den konkrete sagsbehandling. De procedurer, som Morsø Kommune har valgt at udarbejde på jordforureningsområdet, er angivet i nedenstående figur 1. Ident Proceduretitel V-J-1 Behandling af sager efter miljøbeskyttelseslovens 19 V-J-2 Tilladelse til bygge- og anlægsarbejde (herunder frivillig oprydning) og ændret arealanvendelse efter jordforureningslovens 8 V-J-3 Jordforurening fra villaolietanke ( 48 og 49 i JFL) V-J-4 Områdeklassificering V-J-5 Flytning af jord V-J-6 Genanvendelse af forurenet jord V-J-7 Påbud ved jordforureninger ( i JFL, 69 i MBL) V-J-8 Rådgivningspligten, lettere forurenet jord ( 72 a i JFL) V-J-9 50 cm reglen ( 72 b i JFL) Figur 1 Procedurer i Morsø Kommune på jordforureningsområdet. Som en del af procedurerne vil der blive linket direkte til relevante brevskabeloner og tjeklister. Hovedformålene med anvendelsen af standarddokumenter er at øge sikkerheden for en høj kvalitet, samt at der frigøres mere tid til den rent faglige del i sagsbehandlingen.

270 Med hensyn til den faglige del af sagsbehandlingen anvendes i Morsø Kommune blandt andet Schultz Informations Lovguider, som hjælpeværktøj. Lovguiderne forsøges i videst muligt omfang at indgå som links i kommunens procedurer. Procedurerne kan således i mange tilfælde blot beskrive den overordnede fremgangsmåde for sagens løsning, idet der for mere deltaljeret information vedrørende det faglige indhold ofte kan henvises direkte til de relevante lovguider på området. Lovguiderne på jordforureningsområdet er angivet i figur 2. Lovguider på jordforureningsområdet Jordforurening fra villaolietanke Områdeklassificering - JFL 50a Byggeri på forurenede grunde - 8-tilladelser Rådgivningspligten - JFL 72 a Påbud ved nye jordforureninger - JFL m.fl. Dispensation til jord i råstofgrave - 52 (regioner er myndighed) Påbud ved ældre jordforureninger - MBL 69 Tilladelser til anbringelse af forurenet jord, herunder støjvolde - MBL 19 Tilsyn og håndhævelse - JFL kap. 8 Standsningspligten - JFL cm reglen - JFL 72 b Jordflytning - JFL 50 og jordflytningsbekendtgørelsen Figur 2 Schultz Informations lovguider på jordforureningsområdet pr. 9. jan Af hensyn til ønsket om at minimere antallet af procedurer, udarbejdes der ikke en procedure for hver lovguide, hvilket også fremgår ved sammenholdning af figur 1 og 2. Morsø Kommunes procedure for påbud ved jordforureninger forventes således at dække de to lovguider for påbud ved hhv. nye og ældre jordforureninger. Foruden standarddokumenter og lovguider, linkes der i procedurerne også direkte til lovtekster og vejledninger. Disse dokumenter har Morsø Kommune også indgået aftale med Schultz Information om anvendelsen af. Styringssystemer i Morsø Kommune på jordforureningsområdet Til styring af selve kvalitetsstyringssystemet har Morsø Kommune valgt at anvende Schultz Informations CMS-editor. Dette er valgt ud fra den synergieffekt, der kan opnås ved at benytte deres system, idet både deres lovtekster og lovguider også anvendes, som nævnt i ovenstående afsnit. Med Schultz Informations samlede løsning, har alle medarbejdere altid adgang til opdaterede lovtekster med alle de seneste lovændringer indarbejdet. Desuden er relevante tidligere domme og afgørelser vist som noter til hver enkelt paragraf samt indarbejdet i de fagspecifikke lovguider. I kvalitetsstyringssystemet overvåges Morsø Kommunes procedurer, således der automatisk gives besked via mail, hvis der sker ændringer i de lovtekster, der er linket til. Dette er en stor hjælp til vedligeholdelsen af kommunens procedurer, så det bedst muligt sikres, at det altid er den nyeste lovgivning, der henvises til og sagsbehandles efter.

271 Morsø Kommune har valgt at opbygge styringssystemet, således det er den faglige organisering i Natur- og Miljøadministrationen, der er den overordnede indgang til at finde frem til den procedure, der skal anvendes ved løsningen af en given sag. Hermed er det søgt at gøre systemet så let og anvendeligt for sagsbehandlerne som muligt. På jordforureningsområdet anvender Morsø Kommune desuden det web-baserede program, JordWeb, udviklet af Grontmij Carl Bro, i forbindelse med anmeldepligtige jordflytninger. Anvendelsen af systemet er stadig i sin begyndelse, men efterhånden som flere og flere eksterne aktører, såsom transportører og jordmodtagere, anvender og blive fortrolige med systemet, vil løsningen lette den administrative del af sagsbehandlingen. Det er samtidig kommunens ambition, at systemet på sigt skal danne grundlag for at give et overblik over forureningsforholdene i bl.a. de områdeklassificerede bydele, således data aktivt kan anvendes i forhold til fastlæggelse af kravene til dokumentation ved jordflytninger. SAMMENFATNING Kvalitetsstyring i kommunerne på jordforureningsområdet skal indføres i henhold til lovgivningen. Formålet med kvalitetsstyringen er at sikre en høj faglig kvalitet, effektivitet og ensartethed i sagsbehandlingen, samt at lovgivningens krav og god forvaltningsskik følges. En af udfordringerne ved den kommunale sagsbehandling på jordforureningsområdet er, at arbejdet ofte berører flere parter både internt og eksternt. Det er således ofte nødvendigt med koordinering mellem kommunens miljø- og byggesagsbehandlere, regionen, bygherre, rådgivere, entreprenører og borgere. Dette stiller store krav til kommunens håndtering af sagsbehandlingen, og bør så vidt muligt indgå i kommunens procedurer på området. Et andet forhold, der bør tages hensyn til i forhold til kommunernes kvalitetsstyring på jordforureningsområdet, er, at de kommunale medarbejdere ofte skal være i stand til at løse opgaver, der spænder meget bredt fagligt. Med kommunalreformen er antallet af medarbej-dere på natur- og miljøområdet blevet øget, men for at sikre nogle gode faglige miljøer, og samtidig mindske sårbarheden ved f.eks. stillingsledighed, er der stadig ofte tale om, at samme sagsbehandler løser opgaver indenfor en række forskellige lovområder. Med baggrund i ovenstående forhold kan kommunernes kvalitetsstyring på jordforureningsområdet således blive en gevinst for såvel sagsbehandlerne som kommunerne, som helhed. REFERENCER /1/ Miljøministeriets hjemmeside d. 6. januar /2/ Schultz Informations hjemmeside d. 6. januar 2009, /3/ Schultz Informations hjemmeside d. 6. januar 2009,

272