Indsamling og vurdering af data til risikovurdering i JAGG-modellen

Transkript

1 Indsamling og vurdering af data til risikovurdering i JAGG-modellen Teknik og Administration Nr

2 2

3 Indhold 1 Indledning Fugacitetsprincippet Relative volumenandele af luft V L, vand V V og jord V J Kornrumvægten d Bulkmassefylden ρ b Indholdet af organisk kulstof - f oc Damptrykket p Vandopløseligheden S Fordelingsforholdet oktanol/vand K ow og organisk kulstof/vand K oc Sammenfatning Grundvand Trin 1a Nettonedbøren - N Forureningens areal A Forureningens bredde B Kildestyrkekoncentrationen - C Baggrundskoncentrationen C g Hydraulisk ledningsevne k Hydraulisk gradient i Sammenfatning trin 1a Trin 2a Den effektive porøsitet - e eff Maksimal tykkelse af grundvandsmagasinet max-d m Opblandingstykkelsen d m Trin Nedbrydningskonstanten - k Den vandmættede porøsitet e w Bulkmassefylden ρ b Indholdet af organisk kulstof - f oc Sammenfatning trin 3a Trin 1b Den målte forureningskoncentration - C 1, målt Den effektive filterlængde l...39

4 4 Udeluft Trin Jordens materialekonstant - N Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l Dybden til forureningen - X Baggrundskoncentrationen på stedet - C o Længden af det forurenede område i vindretningen - l Opblandingshøjden i atmosfæren - h Vindhastigheden - v Sammenfatning, trin Trin Trin Trin Indeluft Trin Jordens materialekonstant - N Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l Dybden til forureningen - X Revnevidde w Total revnelængde l tot Variationer af revnelængde og revnevidde Trykforskel over betondækket P Tykkelsen af betondækket h b Materialekonstant for betondækket N b Baggrundskoncentrationen på stedet - C o Loftshøjde af bygning - L h Luftskifte i bygning - L s Sammenfatning, trin Trin Trin Trin Lossepladsgas Gasproduktion Halveringstiden t½ Den totale gasproduktion - P tot Gaskonvektion fra losseplads til en bygning Atmosfæretrykket P atm

5 6.2.2 Poreluftkoncentrationen - C p Overtryk i lossepladsen - P s Den dynamiske viskositet µ Luftpermeabiliteten k Luftporøsiteten E a Loftshøjde af bygning - l Luftskifte i bygning L Afstanden x Referenceliste

6 6

7 1. Indledning I 1998 udgav Miljøstyrelsen vejledningen: Oprydning på forurenede lokaliteter /30, 31/. I forlængelse af vejledningen udarbejdede GEO i 1999 for Miljøstyrelsen regnearket JAGG, som kan anvendes til udførelse af risikovurderinger på offentligt finansierede oprydninger. JAGG er baseret på vejledningen og kan vanskeligt benyttes uden et grundigt kendskab til vejledningen. Med henblik på at støtte brugen af risikovurderinger har Amternes Videncenter for Jordforurening (AVJ) bedt GEO om at udarbejde et kodex for dataindsamling og vurdering af inputparametre til regnearket JAGG. Baggrund Regnearket JAGG kan bruges til at risikovurdere forurenede lokaliteter ud fra den fremgangsmåde, som er beskrevet i vejledningerne om oprydning på forurenede lokaliteter. Regnearket er udformet så der er mulighed for selv at tilføje data til de forskellige valgtabeller. Regnearket er blevet opdateret flere gange, og forventes også opdateret i fremtiden. Nyeste version af regnearket kan findes på Miljøstyrelsens hjemmeside: Anvendelse af regnearket er beskrevet i Miljøstyrelsens vejledning Oprydning på forurenede lokaliteter /30, 31/, i regnearkets hjælpefunktioner (hjælpknapperne) og i manualen til regnearket /35/. Men der har herudover vist sig behov for en lettere tilgængelig beskrivelse af dataindsamling og vurdering af inputparametre. Nærværende rapport er tænkt som en beskrivelse af, hvorfra inputdata kan skaffes, hvilke inputparametre som er mest usikkert bestemt, og hvilke inputdata som er vigtigst i forbindelse med en følsomhedsvurdering. Læsevejledning Vi har tilstræbt, at denne rapport kan benyttes som et opslagsværk i forbindelse med gennemførelse af en risikovurdering i JAGG. Rapporten følger derfor JAGG s afsnitsopdeling, ligesom inputparametrene alle steder har de samme betegnelser som i de pågældende afsnit i regnearket. Hvor der i rapportteksten henvises til vejledningen menes, med mindre andet er specificeret, Miljøstyrelsens vejledninger nr. 7 og 8 fra 1998: Oprydning på forurenede lokaliteter (henholdsvis hovedbind og appendikser). 7

8 8

9 2. Fugacitetsprincippet Baggrund For en forurening i jorden, som ikke forekommer i fri fase, gælder, at den kan forekomme i tre faser: I luftform i poreluften, opløst i porevandet og bundet til jordpartiklerne. Fugacitetsprincippet beskriver, hvordan man kan beregne forureningens fordeling på de tre faser. Princippet i beregningen er, at man ud fra mætningskoncentrationerne i luft og vand samt forureningens fordelingsforhold imellem vand og jordpartikler beregner jordens maksimale kapacitet for forureningskomponenter, dvs. hvor meget forurening der kan være i faserne, uden at der forekommer fri fase. Det antages, at forholdet imellem de tre faser er det samme ved lavere koncentrationsforhold. Overordnede principper I sin simpleste udgave, udgaven som kan beregnes med JAGG, forudsætter ligevægtsberegninger efter fugacitetsprincippet, at der er stationære forhold, at forureningskomponenter i luftfasen opfører sig som ideelle gasser, og at forureningskomponenter i vandfasen opfører sig som en ideelt fortyndet opløsning. Der findes dog modeller, som kan tage højde for, at der ikke er indtruffet ligevægt, og at der sker omsætning eller transport af stof, samt at der ikke er tale om ideelle gasser, hvilket vil sige, at forurenings-enkeltkomponenter kan påvirke hinanden i luftfasen, f.eks. ved at kunne opløses i hinanden eller ved at reagere kemisk med hinanden. Den forurening, som binder sig til jorden, antages i JAGG-beregningerne alene at binde sig til organisk kulstof. I fugacitetsberegningerne og i beregningerne af sorptionens betydning (retardationen) for transporthastigheden af forureningskomponenter benyttes blandt andet Abduls formel, som har et begrænset anvendelsesområde. Formelsættet bør ikke benyttes for jorde med et indhold af organisk kulstof på under 0,1 %. Lavere indhold af organisk kulstof kan godt findes i grundvandsmagasiner i Danmark /5/. I disse tilfælde bør JAGG ikke benyttes til fugacitets- eller sorptionsberegninger. Er indholdet af organisk kulstof i jorden meget under 0,1 %, kan beregningerne udføres med lommeregner, som angivet i afsnit 2.7. Hvis forureningen findes i grundvandet, kan koncentrationen i poreluften lige over grundvandsspejlet findes ud fra forholdet mellem forureningskomponenternes partialtryk i luft og opløseligheden i vand (Henry s lov). Igen er ligevægt imellem de to faser forudsat. Det skal bemærkes, at diffusion i vand er 9

10 flere størrelsesordener mindre end i luftfasen, og at diffusionen i vandfasen derfor principielt kan være begrænsende for afdampningen fra grundvandsspejlet til poreluften i den umættede zone. Dette tages der ikke højde for i beregningerne. Ved forurening med produkter bestående af flere komponenter (f.eks. olie og tjære), vil enkeltkomponenterne kunne påvirke hinanden, f.eks. ved at komponenterne opløses i eller reagere kemisk med hinanden. Dette påvirker både damptrykket, opløseligheden og adsorptionen af den enkelte komponent. For blandinger af neutrale komponenter (f.eks. olie) vil denne afvigelse dog kun være lille i forhold til de øvrige usikkerheder ved beregningerne. Hvis der indgår organiske syrer i beregningerne (som f.eks. fenol i tjære), vil afvigelsen, specielt for den organiske syre, være af en betydelig størrelse (for fenol i tjære vil den resulterende dampkoncentration typisk være en faktor 10 mindre alene på grund af blandingen). Dette kan der i princippet tages højde for i beregningerne ved at medtage aktivitetskoefficienter i ligevægtsudtrykkene i den aktuelle blanding for de enkelte komponenter. Beregningerne i JAGG tager ikke højde herfor. Ved beregninger på blandinger skal der i alle tilfælde tages højde for blandingsforholdet ved at inddrage molbrøken for den enkelte komponent og i de enkelte faser. Henvisninger til vejledningen Fugacitetsprincippet er beskrevet i vejledningens appendiks 5.3 side Formelsættet til beregningerne er gennemgået i appendiks 5.3 side Et eksempel på en fugacitetsberegning af poreluftkoncentrationen ud fra koncentrationen i jorden findes i appendiks 5.4 side , mens et eksempel på beregning af porevandskoncentrationen ud fra koncentrationen i jorden findes som appendiks 5.9, side I regneeksemplerne gennemgås formelsættet og de enkelte trin i beregingerne nøje. JAGG-modellen Fasefordelingen, dvs. fordelingen af forureningen på luftform, opløst i grundvandet og bundet til jordpartiklerne beregnes i JAGG-modellen under en række forudsætninger, bl.a. at der er indtrådt ligevægt mellem faserne, at den forurening, som findes bundet til jorden, alene er bundet til organisk kulstof, og at de forskellige forureningskomponenter ikke påvirker hinanden kemisk. I en konkret beregning vil forudsætningerne i JAGG ofte være tilnærmelsesvist opfyldt, men ikke altid. Eventuelle brist i forudsætningerne kan medføre bety- 10

11 delige beregningsmæssige afvigelser. Store brist i de opstillede forudsætninger kan medføre langt større afvigelser end de afvigelser, der normalt ses som følge af usikkerheder på inputparametrene, hvoraf de fleste kan bestemmes med stor sikkerhed. Inputparametrene til fugacitetsberegningerne gennemgås i følgende afsnit. 2.1 Relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j Jordens totale volumen kan betragtes som summen af jordfasernes volumener: V l + V v + V j = 1 hvor: V l = den relative volumenandel af luft i jorden V v = den relative volumenandel af vand i jorden V j = den relative volumenandel af jordpartikler i jorden. Her er V l + V v lig med total-porøsiteten. Ud fra den valgte jordtype giver JAGG forslag til værdier af den relative volumenandel af henholdsvis luft og vand i jorden. Mere sikre beregninger fås naturligvis ved aktuel bestemmelse af de relative volumenandele af luft og vand. Den totale (eller den vandmættede porøsitet) kan bestemmes af et laboratorium ved vejning af en jordprøve efter henholdsvis vandmætning og udtørring, se også afsnit om den effektive porøsitet og afsnit om den vandmættede porøsitet. Jordens vandindhold kan bestemmes ved udtørring af en jordprøve kombineret med vejning før og efter udtørringen. Vandindholdet kan bestemmes i henhold til DS /32/. Her er vandindholdet defineret som massetabet af en prøve, der udtørres ved 105 C, udtrykt i procent af materialets masse efter tørringen. Den totale porøsitet ligger i danske jordtyper typisk på 0,4-0,5 og varierer ikke meget. I jordens umættede zone, og i overgangen mellem umættet og mættet zone, kan der imidlertid være store variationer i et jordlags vandindhold, dvs. i fordelingen af de relative volumenandele af jorden, som er henholdsvis lufteller vandfyldte. Dette kan medføre store variationer af koncentrationerne i 11

12 henholdsvis luft og vand. Størrelsen af variationerne vil være stærkt afhængige af forureningskomponentens kemiske egenskaber, om stoffet er svagt eller let flygtigt, og hvor opløseligt stoffet er i vand. 2.2 Kornrumvægten d For en given jordtype giver JAGG en typisk kornrumvægt. Kornrumvægten er sat til mellem 2,6 og 2,7 kg/l, alt efter jordtype. Alternativt kan kornrumvægten bestemmes af et laboratorium ved vejning (tørvægt) og korrektion for luftindholdet (totalporøsiteten), som kan bestemmes ud fra en vejning af prøven, også under vandmættede forhold. Kornrumvægten varierer meget lidt mellem de forskellige jordtyper (undtaget jordtyper med meget stort organisk indhold, som f.eks. tørv og gytje). JAGG beregningerne er ikke særligt følsomme over for normale udsving i kornrumvægten. 2.3 Bulkmassefylden ρb Ud fra jordtyperne giver JAGG typiske bulkmassefylder. Bulkmassefylderne er beregnet ud fra kornrumvægten (d) og de relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j. Man skal ikke ændre de beregnede bulkmassefylder. Svarer bulkmassefylden ikke til det forventede, er det med stor sikkerhed, fordi størrelsen af relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j ikke svarer til det forventede. Man bør derfor ændre fordelingen mellem volumenandele i stedet for at ændre bulkmassefylden. Bulkmassefylden kan bestemmes af et laboratorium ved udtørring og vejning af prøven. Bulkmassefylder (tør-bulkmassefylder) ligger for typiske danske jordtyper i intervallet 1,4 1,7 kg/l. Variationer inden for dette interval medfører typiske variationer i den resulterende forureningskoncentration C 3 på nogle få procent. Beregningerne er således ikke særligt følsomme over for normale udsving i bulkmassefylderne. 12

13 2.4 Indholdet af organisk kulstof - f oc I danske aflejringer varierer jordens indhold af organisk kulstof fra ca. 10 % i organiske jorde ned til under 0,01 % i visse sandede smeltevandslag (aquifermaterialer). I JAGG findes standardværdier for indholdet af organisk kulstof i forskellige jordtyper (lermuld, sandmuld, ler og sand). Værdierne stammer fra undersøgelser i den umættede zone. Fra undersøgelser i sandede aquifermaterialer findes indhold af organisk kulstof at variere mellem 0,5 % og 0,01 % med et gennemsnit på godt 0,1 % /16, 17/. Standardværdierne er således ikke strikt konservative i forbindelse med risikovurdering. Som alternativ kan man bestemme indholdet af organisk kulstof på den aktuelle lokalitet. Indholdet måles f.eks. i en oxygen-atmosfære ved 800 ºC i en kulstof- og svovl-analysator efter decarbonisering med H 2 SO 3 /18/. Indholdet af organisk kulstof kan som nævnt variere flere størrelsesordener. Dette medfører, at også koncentrationer på henholdsvis luft- og vandfasen kan variere med flere størrelsesordener. Indholdet af organisk kulstof er således en af de inputparametre, som har størst betydning for fugacitetsberegningerne og dermed på fordelingen af stof mellem de faser. 2.5 Damptrykket p Et stofs damptryk (p) er en stofspecifik kemisk konstant, som er bestemt ud fra en række laboratorieforsøg. I JAGG anvendes kemiske konstanter, som stammer fra Miljøstyrelsens teknologiprojekt Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand /5/. Damptrykket varierer med temperaturen. I JAGG udføres alle beregninger ved 25 ºC (298 K), hvilket skyldes, at der kendes flest sikkert bestemte konstanter ved denne temperatur. 13

14 Damptrykket er lavere ved normal jordtemperatur end ved 25 ºC, ændringen i damptrykket sker eksponentielt med den absolutte temperatur (dvs. temperaturen i Kelvin). Dette betyder, at den maksimale mængde af stoffet i poreluften overestimeres, og beregningerne er dermed konservative. Kun efter nøje overvejelse skal man ændre JAGG s default-værdier til værdier bestemt ved andre temperaturer, idet temperaturen har betydning for f.eks. opløseligheden og endvidere indgår i JAGG s interne beregninger (idealgasligningen). Alt i alt er damptrykket ret sikkert bestemt for de fleste forureningskomponenter. 2.6 Vandopløseligheden S Vandopløseligheden S er (ved en given temperatur) en stofspecifik kemisk konstant, ligesom damptrykket (p). Vandopløseligheden er bestemt ved laboratorieforsøg. I JAGG anvendes kemiske konstanter som stammer fra Miljøstyrelsens teknologiprojekt: Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand /5/. Ligesom damptrykket varierer vandopløseligheden med temperaturen. I JAGG udføres alle beregninger ved 25 ºC (298 K), hvilket skyldes, at der kendes flest sikkert bestemte konstanter ved denne temperatur. Vandopløseligheden er lavere ved normal jordtemperatur end ved 25 ºC. Dette betyder, at den maksimale mængde af stoffet i poreluften overestimeres, og beregningerne er dermed konservative. Kun efter nøje overvejelse skal man ændre JAGG s default-værdier til værdier bestemt ved andre temperaturer, idet temperaturen har betydning for f.eks. damptrykket og endvidere indgår i JAGG s interne beregninger (idealgasligningen). Alt i alt er vandopløseligheden ret sikkert bestemt for de fleste forureningskomponenter. 14

15 2.7 Fordelingsforholdet oktanol/vand K ow og organisk kulstof/vand K oc I fugacitetsberegningerne har man brug for at bestemme forureningskomponenternes fordeling mellem organisk kulstof og vand K oc (det er forudsat at forureningskomponenten alene sorberer til organisk kulstof). Dette fordelingsforhold kan estimeres ud fra oktanol/vand fordelingsforholdet (K ow ) ved hjælp af en empirisk formel (Abduls formel): log K oc = 1,04 log K ow 0,84 Abduls formels definitionsområde er K ow <5 og f oc >0,1 %. I danske grundvandsmagasiner er indholdet af organisk kulstof ikke altid over 0,1 %. Er indholdet langt uden for definitionsområdet, kan der med lommeregner gennemføres en fugacitetsberegning efter samme princip, som det er angivet i Oprydning på forurenede lokaliteter. Vejledning fra Miljøstyrelsen. Nr. 7, 1998, appendiks 5.3 afsnit 3 og/eller appendiks 5.9 /31/. I beregningen skal sorptionen til jorden (dvs. fordelingen af forureningskomponenter bundet til henholdsvis jorden og vandet) beregnes efter en anden formel end Abduls formel, som benyttes i JAGG. Et udvalg af formler findes opstillet for forskellige forureningskomponenter med anvendelsesområde inden for varierende intervaller for indholdet af organisk stof /5/. I langt de fleste tilfælde vurderes beregningerne af K oc ud fra Abduls formel dog at være ret sikkert bestemt. 2.8 Sammenfatning Som opsummering på afsnittet om fugacitet kan det konkluderes, at den parameter, der typisk er den mest usikkert bestemte og samtidig har størst indflydelse på fordelingen af stoffet mellem jord, vand og luft, er det organiske stofindhold f oc. I tabel 2.1 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Bestemmelsen af usikkerheden udarbejdet på baggrund af en Montecarlo simulering /36/ af parametrene V l,v v,v j og foc med de angivne variabiliteter og forskellige stoffers data i en sandjord. 15

16 Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter V j, V l,v v % < 10 % 2 % Kornrumvægt, d 10 %* < 10 % 3 % f oc % % ** 10 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 50 % * Undtaget meget organiske jorde. ** Analyseusikkerhed, variabilitet i jorden og dermed i prøveudtagningen sandsynligvis i størrelsen 100 % eller mere. Tabel 2.1 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i fugacitetsberegningerne, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 16

17 3. Grundvand Baggrund Baggrunden for JAGG s grundvandsmodel er, at grundvandet skal kunne overholde grundvandskvalitetskriterierne i et beregningspunkt, som ligger i en nedstrøms afstand fra forureningskilden svarende til den afstand, som grundvandet strømmer på ét år. Hvis grundvandets strømningshastighed er større end 100 m/år, skal grundvandskvalitetskriterierne dog være overholdt 100 m nedstrøms for den forurening, som vurderes. Afstandskravet er fastsat ud fra en overvejelse om, at grundvandsressourcen skal bevares ren, og at et forureningsproblem skal fjernes/afværges ved forureningskilden. Overordnede principper Den opstillede metodik er kun anvendelig for opløste forureninger, som spredes med vandets strømning. Tilstedeværelse af fri fase vil oftest udgøre en risiko, og bør, hvor det udgør en risiko, medføre iværksættelse af afværgeforanstaltninger. Undtagelsen er stoffer (f.eks. svær fyringsolie, PAH er mv.), der dels findes som fri fase ved relativt lave jordkoncentrationer, og dels er meget lidt mobile. Idet der kun regnes på opløsninger i vand kan man tillade sig at se bort fra problematikken med, at nogle forureningskomponenter i fri fase er lettere (f.eks. olie) eller tungere (chlorerede opløsningsmidler) end vand, hvorfor de henholdsvis flyder ovenpå grundvandsspejlet eller synker til bunden af grundvandsmagasinet. Risikovurderingen består i at bestemme bidraget af forurening fra en forureningskilde i den umættede zone til grundvandet, beregne den resulterende koncentration i grundvandet og sammenligne koncentrationen med grundvandskvalitetskriterierne. Hvis grundvandskvalitetskriterierne er overskredet, udgør forureningen en risiko. Resultatet af en risikovurdering skal altid vurderes i forhold til de lokale forhold, repræsentativiteten, kvaliteten og robustheden af valgte data. Fremgangsmåden ved risikovurderingen er, at området med den højeste forureningskoncentration vurderes, da det forudsættes, at dette område giver det største forureningsbidrag til grundvandet. Vurderingen skal ske under hensyntagen til orienteringen af det forurenede areal i forhold til grundvandets strømningsretning. I risikovurderingen skelnes mellem miljøfremmede stoffer og stoffer, som naturligt forekommer i grundvandet, eksempelvis metaller. Når der er tale om 17

18 jordforurening med et naturligt forekommende stof, skal baggrundsniveauet indgå i risikovurderingen. Betragtningen er, at størrelsen af det bidrag fra en jordforurening, som ikke resulterer i en risiko, vil variere alt efter størrelsen af det naturlige niveau. Jo højere baggrundsniveau, jo mindre bidrag kan accepteres fra jordforureningen. For miljøfremmede stoffer gør det omvendte sig gældende. Her skal en eventuel påvirkning af grundvandet fra en anden forurenet lokalitet ikke indgå. Betragtningen er, at dette ikke er afgørende for, om den forurening, som risikovurderes, skal afværges eller ej. Desuden sikrer dette princip, at forureningen fra hver enkelt forurenet lokalitet vurderes i forhold til, om grundvandskvalitetskriterierne kan overholdes. JAGG-modellen Den risikovurdering af en jordforurenings påvirkning af grundvandet, som udføres med JAGG, kan opdeles i tre trin, som baserer sig på flere og flere data, hvilket gør vurderingen mindre og mindre konservativ. Det er ikke nødvendigt at gennemføre et efterfølgende trin, hvis resultatet viser, at forureningen ikke udgør nogen risiko. Trin 1 er en kildenær opblandingsmodel, hvor der regnes med opblanding i de øverste 0,25 m i det magasin, som risikovurderes. I trin 2 og 3 vurderes den resulterende forureningskoncentration i større afstand fra forureningskilden. Trin 2 er en opblandingsmodel, hvor opblandingstykkelsen dm beregnes ud fra dispersiviteten, porevandshastigheden og opblandingstiden. Trin 3 er en opblandingsmodel, som trin 2, men der regnes med reduktion af forureningskoncentrationen som følge af sorption, dispersion og nedbrydning i mættet zone. Da nedbrydningsraten er lokalspecifik, kan den ikke bestemmes alene ved tabelopslag (anvendelse af standardværdier), men skal verificeres ved målinger på den aktuelle lokalitet. Risikovurderingen er opdelt i et beregningsafsnit, hvor der enten kan tages udgangspunkt i kildestyrkekoncentrationen (a-modellen), eller hvor udgangspunktet er vandprøver udtaget i toppen af grundvandsmagasinet (b-modellen). Henvisninger til vejledningen JAGG s tretrins risikovurdering er beskrevet i vejledningens afsnit 5.4.2, side Beregningsformler er gennemgået i appendiks 5.6, side Standarddata til anvendelse i forbindelse med risikovurdering af grundvand er samlet i appendiks 5.8, side

19 I forbindelse med en udførelse af en konkret risikovurdering af en jordforurenings påvirkning af en grundvandsressource, kan der være nyttig viden at hente i de eksempler, som er gennemregnet i vejledningens appendiks 5.7, side Trin 1a Trin 1a er en kildenær opblandingsmodel, hvor forureningspåvirkningen beregnes umiddelbart under forureningskilden i de øverste 0,25 m i grundvandsmagasinet. Beregningen baseres på, at porevandskoncentrationen i den umættede zone bestemmes ved direkte måling, beregning eller estimering. Herefter foretages en beregning af den resulterende forureningskoncentration C 1 baseret på en massebalance mellem fluxen af stof i det infiltrerende vand og fluxen af indstrømmende grundvand under det forurenede areal, og den beregnede koncentration sammenlignes med grundvandskvalitetskriteriet. Den resulterende forureningskoncentration C 1 (mg/l) beregnes ud fra udtrykket: C = 1 A N C 0 + B 0,25 A N + B 0,25 [ m] k i [ m] k i C g eller (idet A = L B) omskrevet til: C = 1 L N C 0 + 0,25 L N + 0,25 [ m] k i [ m] k i C g hvor: = kildestyrkekoncentrationen (mg/l) = baggrundskoncentrationen (mg/l) A = størrelsen af det forurenede areal (m 2 ) N = nettonedbøren (mm/år) B = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen) (m) L = Længden (strømningsafstanden) som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal (m) K = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) i = den hydrauliske gradient (ubenævnt). C 0 C g 19

20 Inputparametrene til trin 1a gennemgås i følgende afsnit Nettonedbøren - N Som nedbørsmængde skal der angives den mængde, der siver ned gennem den forurenede jord og videre ned til det grundvandsmagasin, som vi betragter. Som standard input-parameter angiver JAGG nettonedbøren fra perioden /1/, se også nedbørskortet i vejledningens appendiks 5.8. Det er den nyeste periode, hvorfra der er offentliggjort værdier af nettonedbøren. Nettonedbøren er i JAGG angivet på kommuneniveau. Det må bemærkes, at der gennem årene sker ændringer i nedbørsmængden. I de senere år har der været en tendens til stigende nedbørsmængder. Anvendelse af nettonedbøren er i de fleste tilfælde en konservativ vurdering af den vandmængde, som siver ned til det grundvandsmagasin, der risikovurderes, idet der hermed ikke regnes med overfladeafløb og afdræning på lokaliteten. Der findes dog lokaliteter, hvortil der sker overfladetilløb og/eller vertikal transport (f.eks. på oversiden af et lerlag) gennem jorden til lokaliteten, i disse tilfælde er det naturligvis ikke konservativt at benytte nettonedbøren. Hvor der findes befæstede arealer, kan der ske så stor en overfladeafstrømning, f.eks. på asfalterede områder, at en underliggende forurening ikke medfører nogen risiko for grundvandsressourcen. I risikovurderingen skal der imidlertid ikke tages hensyn til en befæstelse, idet denne jo ikke nødvendigvis er permanent, men vil kunne fjernes eller ødelægges ved f.eks. utilstrækkelig vedligeholdelse. Man kan således ikke undlade at kortlægge en lokalitet i henhold til en JAGG-beregning med ringe nedbørsnedsivning som følge af en asfaltbefæstelse, hvis en eventuel fjernelse af asfaltbelægningen medfører en risiko for grundvandsressourcen. I øvrigt skal man også nøje overveje, om en befæstelse i virkeligheden er særlig vandtæt. Danske forsøg har vist, at infiltrationen gennem ældre (i forsøgene år gamle) SF-belægninger typisk kan stabilisere sig på 4-10 mm/time, efter en indsvingsperiode, hvor porerne og flisemellemrummene fyldes op /2/. Tyske forsøg synes at vise endnu større infiltration gennem flisebelægninger (dog formentlig infiltration gennem nylagte flisebelægninger) /2, 3/. Underlaget under flisebelægningen er naturligvis af stor betydning for gennemsivningen til et grundvandsmagasin. Ved impermeable lag under flisebelægningen vil infiltrationen naturligvis aftage, efter at fuger og afretningslag er blevet vandfyldte. 20

21 Hvis der er udarbejdet detaljerede grundvandsmodeller for området omkring lokaliteten, kan man få et bedre bud på den nedbørsmængde, som nedsiver over den pågældende lokalitet. Men man skal naturligvis huske at benytte den relevante infiltration til det grundvandsmagasin, der aktuelt risikovurderes. Man skal således ikke benytte grundvandsdannelsen til et dybtliggende primært grundvandsmagasin, hvis man er i gang med at gennemføre en risikovurdering af et terrænnært sekundært grundvandsmagasin. Det skønnes, at den nedsivende vandmængde vil ligge inden for +50 % til 100 % af regnearkets standardværdier. Nettonedbøren indgår normalt groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration. En overestimering af nettoinfiltrationen på f.eks. 20 % medfører således en overestimering af den resulterende forureningskoncentration på typisk % i det grundvandsmagasin, som risikovurderes. Ved meget små grundvandshastigheder eller meget store forurenede arealer er størrelsen af nettonedbøren dog uden betydning for risikovurderingen Forureningens areal A Den resulterende forureningskoncentration C 1 er i virkeligheden ikke direkte afhængig af, hverken størrelsen A eller af bredden B af det forurenede areal, men alene af strømningsafstanden gennem det forurenede areal (dvs. den længde som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal), se formlerne i starten af afsnit 3.1. Ved udarbejdelsen af JAGG blev det imidlertid valgt at beregne strømningsafstanden L ud fra arealet A og bredden B af forureningen. Det forurenede areal bestemmes ud fra en kortlægning af forureningen. Jo mere detaljeret kortlægningen er udført, jo bedre kan det forurenede areal bestemmes, og jo mindre konservativ bliver risikovurderingen. Hvis der arealmæssigt er tale om små forureninger, kan man benytte hele det forurenede areal i sine beregninger. Hvor der er tale om arealmæssigt store forureninger, kan man ud fra en betragtning om, at zonen med den højeste forureningskoncentration i grundvandet skal kunne overholde grundvandskvalitetskriteriet, foretage risikovurderingen alene for det kraftigst forurenede areal. Vurderingen af størrelsen af det areal, som benyttes i beregningerne hænger 21

22 således nært sammen med forureningskoncentrationen (og især variationen i koncentrationerne) over hele det forurenede areal. Det forurenede areal A indgår i mange tilfælde groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration C 1. Underestimeres det forurenede areal A f.eks. med 20 %, vil dette medføre et underestimat af den resulterende forureningskoncentration C 1 med typisk %. Denne betragtning forudsætter dog, at det forurenede areal A er en inputparameter, som er uafhængig af de andre inputparametre. Dette er ikke tilfældet, idet der ses en sammenhæng mellem størrelsen af det forurenede areal A og forureningens bredde B. Hvor input-parametrene er afhængige variable, vil en underestimering af en af parametrene medføre en mindre underestimering af den resulterende forureningskoncentration end ovenfor angivet. Ved meget små grundvandshastigheder bestemmes den resulterende forureningskoncentration ud fra det forurenede areal A divideret med forureningens bredde B, hvorved alene længden af det forurenede areal er bestemmende for den resulterende forureningskoncentration C Forureningens bredde B Den resulterende forureningskoncentration C 1 er i virkeligheden ikke direkte afhængig af hverken størrelsen A eller af bredden B af det forurenede areal, men alene af strømningsafstanden gennem det forurenede areal (dvs. den længde som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal), se formlerne i starten af afsnit 3.1. Ved udarbejdelsen af JAGG blev det imidlertid valgt at beregne strømningsafstanden L ud fra arealet A og bredden B af forureningen. Forureningens bredde B måles vinkelret på strømningsretningen i det øverste grundvandsmagasin. For at bestemme bredden af forureningen, må der således være gennemført tilstrækkelige miljøundersøgelser til, at forureningen kan kortlægges. Forureningens bredde B indgår i mange tilfælde groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration C 1. Overvurderes forureningens bredde B f.eks. med 20 %, vil dette medføre en undervurdering af den resulterende forureningskoncentration C 1 med typisk %. 22

23 Denne betragtning forudsætter dog, at forureningens bredde B er en inputparameter, som er uafhængig af de andre inputparametre. Dette er ikke tilfældet, idet der ses en sammenhæng mellem størrelsen af det forurenede areal A og forureningens bredde B. Hvor input-parametrene er afhængige variable, vil en underestimering af en af parametrene medføre en mindre underestimering af den resulterende forureningskoncentration end ovenfor angivet. Ved meget små grundvandshastigheder bestemmes den resulterende forureningskoncentration ud fra det forurenede areal A divideret med forureningens bredde B, hvorved alene længden af det forurenede areal er bestemmende for den resulterende forureningskoncentration C Kildestyrkekoncentrationen - C 0 Kildestyrkekoncentrationen er den maksimale koncentration af forureningskomponenter, som findes i porevandet på lokaliteten, til et givet tidspunkt. Anvendelse af kildestyrkekoncentrationen i forbindelse med risikovurdering er naturligvis en konservativ betragtning. Der findes en række metoder, som kan benyttes til at bestemme kildestyrkekoncentrationen: Anvendelse af det aktuelle stofs maksimale opløselighed i vand. Metoden vil ofte given en væsentlig overestimering af kildestyrkekoncentrationen. Måling af koncentrationen i porevand fra små magasiner i den umættede zone, f.eks. i en ledningsgrav eller i en tankgrav. Jordprøvetagning med efterfølgende jordanalyser og ligevægtsberegninger af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet. Beregningerne kan gennemføres i JAGG (regnearket Fugacitet ). Jordprøvetagning med efterfølgende udcentrifugering af jordvand og analyse af vandet. Metoden har i praksis vist sig uanvendelig, da det har vist sig overordentlig vanskeligt at udcentrifugere tilstrækkelige vandmængder. Opsamling af porevand i sugeceller lavet af henholdsvis PTFE/kvarts og stål med efterfølgende analyse af den opsamlede væske. Opsamling af poreluft med efterfølgende analyse og ligevægtsberegning af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet. Beregningerne kan gennemføres i JAGG (regnearket Fugacitet ). 23

24 Jordprøvetagning med efterfølgende udvaskningstest (vandig udvaskning), analyse af eluatet og omregning til porevandskoncentration ved ligevægtsberegninger med anvendelse af fugacitetsprincippet. Som standard input-parameter giver JAGG den aktuelle forureningskomponents maksimale opløselighed i vand, hvilket naturligvis er en konservativ betragtning. Normalt vil man ønske at benytte en mindre konservativ kildestyrkekoncentration i sine beregninger, hvorfor man må benytte en anden metode til bestemmelse af kildestyrkekoncentrationen. Udtagning af jordprøver med tilhørende beregning af porevandskoncentrationen ud fra fugacitetsprincippet er en meget anvendt metode til beregning af kildestyrkekoncentrationen. Beregningen har traditionelt været anset som et overestimat af forureningspåvirkningen. I nyere forsøg undervurderede metoden imidlertid i flere tilfælde porevandskoncentrationerne /4/. Samme forsøg indikerede, at standardanalyse af udtagne jordprøver, med efterfølgende ligevægtsberegning af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet, kan anvendes til forudsigelse af kildestyrkekoncentrationen ved forureninger med TCE og MTBE, mens metoden giver store underestimater for benzin og phenanthren. Konklusionen fra forsøgene var, at dette skyldtes, at pentan-ekstraktion, som anvendes ved standardanalyserne, er utilstrækkelig for benzin og phenanthren. Sammenfattende kan man konkludere, at udtagning af jordprøver med efterfølgende beregning af porevandskoncentrationen ud fra fugacitetsprincippet er en anvendelig og relativt simpel metode. Ved anvendelse af metoden skal man imidlertid være opmærksom på, at der kan være ekstrationsproblemer forbundet med pentanekstration af kulbrinter. Man kan overveje, om der som alternativ til standardmetoderne kan udføres ekstration med andre midler (f.eks. en blanding af pentan med acetone) eller f.eks. anvendes purge&trap-analyser, idet der ved disse metoder ekstraheres en større del af kulbrinterne ud. For blandingsprodukter som diesel og benzin har man endvidere et beregningsproblem, idet man ikke umiddelbart kan gennemføre fugacitetsberegninger på en blandingforurening, som f.eks. indholdet af total-kulbrinter. I stedet bliver man nødt til at udvælge en enkeltkomponent, hvis kemiske konstanter kan benyttes i beregningen. Man skal helst benytte en komponent, som er mere flygtig end flertallet af enkeltkomponenter i blandingen, hvilket vurderes ud fra analysens kromattogram. Miljøstyrelsen har igangsat forsøg til optimering af fugacitetsberegninger af f.eks. kulbrinteindhold ud fra opdeling af indholdet i fraktioner og beregning af type-komponenter fra hver enkelt fraktion. Miljøstyrelsen har endvidere igang- 24

25 sat udvikling af forbedrede udvaskningstest for kulbrinter, herunder inddrages eventuelt nye analysemetoder (i stedet for GC-analyse efter ekstraktion med pentan). Sammenfattende gælder, at det anbefales at bestemme kildestyrkekoncentrationen ud fra vandprøver udtaget fra små magasiner i den umættede zone, f.eks. fra lednings- eller tankgrave, hvor dette er muligt. Herudover kan man benytte analyse af jordprøver med tilhørende fugacitetsberegninger, idet man dog skal være opmærksom på de tidligere nævnte metodeproblemer. Udtagning af porevand med stål-sugeceller vil formentlig give mere rigtige porevandskoncentrationer /4/, men metoden er ret omkostningstung, giver meget lokale data og har desuden hidtil kun været anvendt som forsøgsmetode. I de normalt forekommende situationer er baggrundskoncentrationen (C g ) lille i forhold til kildestyrkekoncentrationen (C 0 ). I disse tilfælde gælder, at kildestyrkekoncentrationen indgår næsten lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration (C 1 ). En formindskelse af kildestyrkekoncentrationen (C 0 ) med 50 % giver således også en formindskelse af den resulterende forureningskoncentration i toppen af grundvandsmagasinet (C 1 ) med ca. 50 %. Anvendelse af maksimal opløselighed som kildestyrkekoncentration kan for f.eks. benzen og MTBE give koncentrationer, som ligger størrelsesordener over den aktuelle kildestyrkekoncentration. De øvrige metoder (bortset fra udcentrifugering af jordvand, der har vist sig umulig i praksis, og udtagelse af poreluft, som i forsøg har vist for usikre resultater /4/), vurderes normalt at give kildestyrkekoncentrationer inden for samme størrelsesorden. Den største usikkerhed ved valg af prøve er usikkerheden på, om prøven repræsenterer den maksimale koncentration på lokaliteten til et givet tidspunkt Baggrundskoncentrationen C g Hvis de forurenende stoffer også er naturligt forekommende, som f.eks. mange metaller, skal det naturlige baggrundsniveau indgå i risikovurderingen. Dette medfører, at der kan accepteres et lavere bidrag fra forurening, idet grundvandskvalitetskriteriet skal overholdes. Hvis der fra en anden lokalitet allerede forekommer påvirkning af grundvandet med miljøfremmede stoffer på den aktuelle lokalitet, skal dette ikke indgå i risikovurderingen. En forurening fra en anden kilde, end den som aktuelt risikovurderes, skal således ikke tages i betragtning. 25

26 En risikovurdering skal ikke gøres mere lempelig, selv om magasinet allerede er forurenet /30, 31/. Selv hvor et grundvandsmagasin allerede er kraftigt forurenet og dermed ubrugeligt som indvindingsressource, kan det ikke accepteres, at forureningsbidraget fra en ny forurening overskrider grundvandskvalitetskriteriet. Det er vanskeligt at følsomhedsvurdere baggrundskoncentrationen, idet der vil være meget store udsving afhængigt af især kildestyrkekoncentrationen C 0, vandets Darcy-hastighed V D (V D = k (den hydrauliske ledningsevne) i (den hydrauliske gradient)) samt baggrundskoncentrationen C g. Ofte ses, at variationer i baggrundskoncentrationen medfører en relativt stor variation i den resulterende forureningskoncentration. En stigning i baggrundskoncentration på 40 % vil f.eks. ofte kunne medføre en stigning i resulterende forureningskoncentration på % Hydraulisk ledningsevne k I JAGG er der i tabelform angivet typiske standardværdier for forskellige danske jordtyper. Typiske værdier af den hydrauliske ledningsevne for andre jordtyper kan findes i litteraturen /5, 6, 7/. Sådanne værdier, herunder værdier for lokalspecifikke jordtyper, kan indsættes i JAGG s standardtabel. Et problem ved anvendelse af standardværdier er, at den hydrauliske ledningsevne for et materiale kan variere flere størrelsesordener. Den hydrauliske ledningsevne kan selv lokalt nemt variere med en faktor 100, for lerjord endog betydeligt mere. Det er derfor ønskeligt at få en bedre bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne, end der fås ved tabelopslag. Et tilsvarende problem kan opstå, hvis lokalt bestemte værdier benyttes regionalt eller generelt i større områder, end der hvor data er genereret. Empiriske formler Der findes en række empiriske formler, som kan benyttes til beregning af den hydrauliske lednigsevne ud fra kornstørrelsesfordeling, gennemsnitlig korndiameter eller porøsiteten /7, 8, 9/. Ofte anvendes f.eks. Hazens formel til bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne: k = 0,01 (d 10 ) 2, 26

27 hvor d 10 bestemmes ud fra en kornfordelingskurve (bestemt ved sigtning) som den sigtestørrelse, hvor 10 % af kornene er finere end d 10 -værdien, og 90 % er grovere /10/. Metoden giver naturligvis kun information om den hydrauliske ledningsevne i den aktuelle sigteprøve, og er derfor bedst, hvor der er tale om meget homogene og ikke lagdelte magasiner. Slug-test Vandspejlsmålinger i et borehul, efter en hurtigt tilsat kendt (mindre) vandmængde eller efter at have fortrængt vand (f.eks ved hjælp af et faldlod), betegnes som en slug-test. Indledningsvis måles vandspejlet, og efter tilsætning af vand (udløsning af faldloddet) måles vandrejsningen (vandsænkningen) løbende. Ud fra vandstandskurven kan den hydrauliske ledningsevne bestemmes, eventuelt ved anvendelse af EDB-tolkning /7, 8/. Metoden giver oplysninger om den hydrauliske ledningsevne i formationen umiddelbart uden for boringens filtersætning. Prøvepumpning Den bedste bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne fås ud fra prøvepumpninger /7, 11, 12, 13/. Prøvepumpninger udføres normalt med konstant pumpekapacitet, men de kan være af forskellig varighed. En korttidsprøvepumpning med en varighed fra en time til et døgn giver kun oplysninger om boringen og dens nærmeste omgivelser. En langtidsprøvepumpning med en varighed på 2-8 uger giver tillige oplysninger om strømningsforholdet i grundvandsmagasinet. En langtidsprøvepumpning med samtidig observation af sænkningen i pumpeboringen og omkringliggende boringer kan bruges til bestemmelse af de hydrauliske parametre, herunder den hydrauliske ledningsevne. På baggrund af langtigsprøvepumpninger kan det også være muligt at bestemme permeabiliteten af mindre permeable lag over eller under det vandførende lag (lækagekoefficienten). Spredningen i standard-værdierne (tabelværdier) viser, at den hydrauliske ledningsevne (k) kan variere flere størrelsesordener for tilsyneladende ensartede grundvandsmagasiner. Den hydrauliske ledningsevne er dermed en af de mest usikkert bestemte parametre, som indgår i risikovurderingen. 27

28 Man kan imidlertid bestemme den hydrauliske ledningsevne ud fra kornstørrelsesfordelingen, slug-test eller prøvepumpning. Prøvepumpningen giver en meget sikker bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne i grundvandsmagasinet, men hvis der vælges repræsentative jordprøver, og hvis der midles over flere prøver (f.eks. logaritmisk middel over 2-4 prøver), så kan også bestemmelse ud fra kornstørrelsesfordelingen give ganske fornuftige resultater. En forøgelse af den hydrauliske ledningsevne med 20 % vil typisk medføre en reduktion i den resulterende forureningskoncentration med 5-10 %. Ved meget store forurenede arealer, eller ved meget små hydrauliske gradienter (i) er størrelsen af den hydrauliske ledningsevne uden væsentlig betydning for risikovurderingen, da det forurenede areal i dette tilfælde dækker en meget væsentlig del af grundvandets strømningsafstand inden for et år (eventuelt hele strømningsafstanden) Hydraulisk gradient i Den hydrauliske gradient i et grundvandsmagasin, kan bestemmes ud fra grundvandsspejlet i en række boringer, som er filtersat i det pågældende grundvandsmagasin, hvor der er tale om et frit grundvandsspejl, kan den hydrauliske gradient betegnes som grundvandsspejlets hældning. Amterne har udarbejdet regionale potentialekort for primære grundvandsmagasiner. Da grundvandsspejlet hele tiden ændrer sig, og da potentialekortene ikke detaljeret tager hensyn til grundvandssænkninger ved indvindinger m.v., kan potentialekortene ikke alle steder give en sikker værdi af den hydrauliske gradient i det primære grundvandsmagasin. Ofte ønskes der udført en risikovurdering for et sekundært grundvandsmagasin. I disse tilfælde kan de regionale potentialekort ikke anvendes, men der må udarbejdes potentialekort for det aktuelle sekundære magasin ud fra pejling af boringer til dette magasin. Der skal mindst pejles tre boringer for at kunne bestemme den hydrauliske gradient. På en lokalitet kan strømningsretningen i et sekundært magasin være helt anderledes end strømningsretningen i det primære grundvandsmagasin. Strømninger i terrænnære sekundære grundvandsmagasiner er ofte styret af terrænforhold som højdedrag, søer (lavninger), slugter (vandløb), dræning m.v. Hvis der er tale om et primært grundvandsmagasin vurderes den hydrauliske gradient i de fleste tilfælde at kunne bestemmes inden for 50 % til +100 % af 28

29 den gradient, som kan aflæses på regionale kort over grundvandspotentialer i det primære magasin. For sekundære magasiner må den hydrauliske gradient bestemmes lokalt. Ud fra tre optimalt placerede pejleboringer vurderes også dette at kunne gøres med en sikkerhed på 50 % til +100 %. En variationsregning på udtrykket for den resulterende forureningskoncentration (se afsnit 3.1) viser, at en forøgelse af den hydrauliske gradient med f.eks. 20 % typisk vil medføre en reduktion i den resulterende forureningskoncentration med omkring 10 %. Ved meget stor længde af forureningen, eller ved meget små hydrauliske ledningsevner, er størrelsen af den hydrauliske gradient uden væsentlig betydning for risikovurderingen, da de led i beregningsudtrykket, hvor den hydrauliske gradient indgår, vil være små i forhold til beregningsudtrykkets øvrige led. 3.2 Sammenfatning trin 1a Som opsummering på afsnittet om grundvandsrisiko, trin 1A kan det konkluderes, at den parameter, der er størst måleusikkerhed og naturlig variabilitet på er den hydrauliske ledningsevne k. Herudover er kildestyrkekoncentrationen direkte bestemmende for resultatet af beregningen. I tabel 3.1 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Bestemmelsen af usikkerheden udarbejdet på baggrund af en simulering af parametrene N, A, B, C 0, k og I med de angivne variabiliteter /36/. Som udgangspunkt for usikkerhedsberegningen er der valgt en nettonedbør på 300 mm/år, et areal på 100 m², et tværsnit på 10 m, en hydraulisk ledningsevne på m/s og en gradient på 0,

30 Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Nettonedbør, N 50 % % 1 % Areal, A 20 % 20 % 1 % Bredde, B 20 % 20 % 1 % Kildestyrkekonc, C 0 50 % 10 %* 25 % Hydraulisk ledningsevne, % % 1 % k Gradient, I 100 % % 1 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 50 % * Analyseusikkerhed, variabilitet i jorden og dermed i prøveudtagningen sandsynligvis i størrelsen 100 % eller mere. Tabel 3.1 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i risikovurdering af grundvand trin 1a, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 3.3 Trin 2a Trin 2a er en kildefjern opblanding, hvor den resulterende forureningskoncentration i grundvandet bestemmes i en afstand fra forureningskilden svarende til ét års grundvandsstrømning, dog maksimalt en afstand på 100 m. Beregningsprincippet er identisk med princippet i trin I, forskellen består i, at opblandingszonen, hvor der strømmer grundvand ind og opblandes med den nedsivende forurening, bliver større end de 0,25 m, som antages at være gældende i trin I. Betragtningen, som ligger til baggrund for at antage, at opblandingstykkelsen vokser med strømningsafstanden, er, at jo hurtigere og dermed jo længere vandet strømmer, jo større er dispersionen og dermed fortyndingen. Modificeringen betyder, at opblandingstykkelsen i en afstand på 100 m maksimalt kan være ca. 1,8 m. I trin 2a beregnes den resulterende forureningskoncentration ud fra udtrykket: 30

31 C 2 = A N C 0 + B d A N + B d m m k i C k i g eller (idet A = L B) omskrevet til: C 2 = L N C 0 + L N + d d m m k i C k i g hvor: C 0 = kildestyrkekoncentrationen (mg/l) C g = baggrundskoncentrationen (mg/l) A = størrelsen af det forurenede areal (m 2 ) N = nettonedbøren (mm/år) B = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen) (m) L = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen (m) K = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) i = den hydrauliske gradient (ubenævnt) d m = opblandingstykkelsen (m) i et fiktivt beregningspunkt, som ligger i en nedstrøms afstand fra forureningen, som svarer til et års grundvandstransport, dog maksimalt 100 m nedstrøms for forureningen. For at bestemme afstanden Af (m) til det fiktive beregningspunkt er det nødvendigt at bestemme grundvandets gennemsnitlige porevandshastighed V p. Af bestemmes af udtrykket: hvor: Af = t V p = t (k i) / e eff, idet Af dog maksimalt kan være 100 m, t k i e eff = transporttiden (s) = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) = den hydrauliske gradient (ubenævnt) = den effektive porøsitet (ubenævnt). Inputparametrene til trin 2a gennemgås i følgende afsnit. Inputparametre, som er beskrevet tidligere, er dog ikke medtaget. 31

32 3.3.1 Den effektive porøsitet - e eff Generelt om porøsiteter En jordprøve består af mineralkorn og hulrum (porer). Den volumetriske fraktion af prøven, som består af porer (luft- eller vandfyldte), kaldes porøsiteten /7/. Ofte taler man om den vandmættede porøsitet (e W ), fordi porøsiteten bestemmes ud fra vejning af prøven efter henholdsvis vandmætning og udtørring. I det teoretiske grænsetilfælde, hvor porøsiteten bestemmes ud fra henholdsvis fuldstændig vandmætning af porerne og fuldstændig udtørring af porerne, fås den totale porøsitet e. I afsnit 2.1 blev den relative volumenandel af luft i jorden betegnet V L og den relative volumendel af vand i jorden betegnet V V. Den totale porøsitet e er lig med summen af de relative voluminer af henholdsvis luft og vand; e = V L + V V. Ikke alle prøvens porer er imidlertid sammenhængende. Den del af en jordprøve, som udgøres af det sammenhængende porevolumen, kaldes den effektive porøsitet e eff. Via de sammenhængende porer kan der effektivt ske transport af stof. Mellem porøsiteterne gælder følgende udtryk: 1 > e > e w > e eff > 0 Den effektive porøsitet, som indgår i beregningen af porevandshastigheden, kan ikke bestemmes på simpel vis (der skal udføres strømningsforsøg), hvorfor man som udgangspunkt er nødt til at anvende standardværdier fra JAGG eller litteraturen /6, 7, 14/. For grove materialer (groft sand og grus) er den effektive porøsitet kun lidt mindre end den vandmættede porøsitet. For fine materialer (silt og ler) kan forskellen være mere end en størrelsesorden. For sand/grus ligger den aktuelle effektive porøsitet som udgangspunkt inden for ± 50 % af JAGG s standardværdier. For ler og kalk kan afvigelsen være større. Hvis den effektive porøsitet øges med f.eks. 20 %, så vokser den resulterende forureningskoncentration (C 1 ) typisk med 5-20 %. 32

33 3.3.2 Maksimal tykkelse af grundvandsmagasinet max-d m Ud fra porevandshastigheden (V p ) og dermed den afstand fra forureningskilden, hvori grundvandskvalitetskriteriet skal overholdes, beregner JAGG opblandingsdybden. Opblandingsdybden er ca. 1,8 m i en afstand på 100 m fra forureningskilden. Undtagelsesvist kan man imidlertid komme ud for, at grundvandsmagasinets tykkelse er mindre end den beregnede opblandingstykkelse. Man kan selvfølgelig højst blande forureningen op i hele grundvandsmagasinet. Man skal derfor indtaste den maksimalt mulige opblandingstykkelse (max-d m ), dvs. magasintykkelsen. JAGG anvender herefter den mindste værdi (enten den beregnede opblandingsdybde d m eller den indtastede max-d m ) i risikovurderingen. Så snart max-d m er større end opblandingsdybden (d m ), ser JAGG bort fra max-d m. Da opblandingsdybden er ca. 1,8 m i en afstand på 100 m fra forureningskilden, er det ligegyldigt, om man som max-d m indtaster 2 m eller 200 m, idet begge værdier er større end den maksimale opblandingstykkelse Opblandingstykkelsen d m I JAGG er opblandingstykkelsen d m ikke en inputparameter, idet regnearket selv beregner opblandingstykkelsen. Opblandingstykkelsen er med den anvendte beregningsmetode alene en funktion af afstanden. Beregningerne er beskrevet i vejledningens appendiks Sammenfatning trin 2a I princippet er de samme parametre, som for trin 1a er styrende for usikkerheden på resultatet i trin 2a. Se afsnit Sammenfatning Trin 1a. Der kan således beregnes en samlet usikkerhed på beregningerne på i gennemsnit ca. 50 % opgivet som standardafvigelse. 3.4 Trin 3 Trin 3 er en kildefjern opblanding, som trin 2a, men inddrager sorption og naturlig nedbrygning. Det forudsættes, at den lokale geologi og hydrogeologi er godt kendt, så forureningens udbredelse kan forudsiges, at forureningen har nået grundvandet umiddelbart under forureningskilden, og at redoxforholdene giver mulighed for nedbrydning af det pågældende stof. Nedbrydningen forventes som udgangspunkt at forløbe efter en 1.-ordens nedbrydningskinetik. Når man har beregnet tiden, hvor nedbrygningen finder sted, 33

34 og når nedbrydningskonstanten kendes, kan reduktionen af forureningskoncentrationen i forhold til trin II bestemmes af udtrykket: hvor C 3 = C 2 exp(-k 1 t) C 2 = den resulterende forureningskoncentration beregnet i den kildefjerne opblandingsmodel (mg/l) k 1 = 1.-ordens nedbrydningskonstanten i den mættede zone (dage -1 ) t = den tid hvori nedbrydningen foregår (dage). Nedbrydningsrater er lokalspecifikke. Hvis risikovurderingen viser, at grundvandskvalitetskriteriet overholdes, skal der derfor ifølge Miljøstyrelsens vejledning /30, 31/ foretages en monitering til beregning af den aktuelle, lokalspecifikke nedbrydningskonstant, som kan afvige kraftigt fra tabelværdierne. Der skal ret omfattende undersøgelser til for at bestemme en lokalspecifik nedbrygningskonstant, disse undersøgelser er beskrevet i vejledningens appendiks 5.6. Når den aktuelle lokalspecifikke nedbrydningsrate er bestemt, skal den sammenholdes med den anvendte nedbrydningsrate. Hvis den aktuelle nedbrydningsrate afviger fra den anvendte rate, må risikovurderingen justeres. I forbindelse med en vurdering af, hvor lang tid forureningskomponenterne er udsat for nedbrydning, kan der tages højde for sorption. Dette gøres ved at regne med, at forureningskomponenterne bevæger sig til det teoretiske beregningspunkt med hastigheden V s (sorptionshastigheden) givet ved: hvor: V s = V p / R, R > 1, V p R = Den gennemsnitlige porevandshastighed (m/år) = Retardationskoefficienten (ubenævnt). En effekt af sorption er, at forureningen er længere tid (mere end et år) om at nå det teoretiske beregningspunkt, og at nedbrydningen får længere tid til at virke i. Den såkaldte retardationskoefficient R er ikke input-parameter i JAGG, idet regnearket beregner retardationskoefficienten ud fra det organiske indhold i jorden (f oc ), jordens bulkmassefylde (ρ b ), jordens vandmættede porøsitet (e w ) samt forureningskomponentens oktanol-vand fordelingskoefficient (K ow ), som er en konstant, der gælder for den specifikke forureningskomponent. Beregningerne foretages ved hjælp af Abduls formel /5/, der blandt andet forudsætter, at indholdet 34

35 af organisk stof i grundvandsmagasinet (f oc ) er større end 0,1 %. I Danmark findes grundvandsmagasiner, hvor dette ikke er overholdt. I disse tilfælde må man manuelt beregne retardationskoefficienten R ud fra andre formler /5/. Inputparametrene til trin III gennemgås i følgende afsnit. Inputparametre som er beskrevet tidligere, er dog ikke medtaget Nedbrydningskonstanten - k 1 Nedbrydningskonstanter er stofspecifikke og desuden stærkt afhængige af de geologiske, hydrologiske og geokemiske forhold. Nedbrydningskonstanter er f.eks. ofte stærkt afhængige af redoxforholdene. For mange forureningskomponenter er nedbrydningshastigheden størst under aerobe forhold, andre forureningkomponenter nedbrydes alene under anaerobe forhold, og nogle komponenter nedbrydes udelukkende under methanogene forhold. Nedbrydningen antages i JAGG at kunne beskrives som en 1.-ordens nedbrydning. Der findes kun meget få eksempler på nedbrydningskonstanter, som er bestemt under feltforhold, og disse nedbrydningskonstanter varierer i størrelse med flere størrelsesordener /15/. I JAGG findes som standard-værdier en række 1.-ordens nedbrydningskonstanter, som vurderes at være repræsentative for danske forhold under henholdsvis arobe og anaerobe forhold. Risikovurderingens trin 3, hvor der regnes med nedbrydning, er ikke strikt konservativ. Hvor en risikovurdering viser, at naturlig nedbrydning af forureningskomponenterne medfører, at kvalitetskriterierne for grundvand kan overholdes, skal der derfor udføres monitering til kontrol af, at nedbrydningen forløber som forudsat. Og der skal ved monitering skaffes data, som kan danne grundlag for beregning af den aktuelle lokalspecifikke 1.-ordens nedbrygningsrate. Denne beregning kan f.eks. udføres ved hjælp af JAGG vha. regnearksdelen via tracer. Nedbrydningskonstanten er nok den input-parameter, som har den største følsomhed i forhold til risikovurderingen af grundvandet. En ændring i nedbrydningskonstanten på f.eks. 10 % kan medføre ændringer i den beregnede forureningskoncentration på flere størrelsesordener. Det er derfor meget vigtigt, at den lokalspecifikke nedbrygningsrate bestemmes for den aktuelle lokalitet, som krævet i Miljøstyrelsens vejledning /30,31/. 35

36 3.4.2 Den vandmættede porøsitet e w Generelt om porøsiteter (gentagelse fra afsnit 3.2.1) En jordprøve består af mineralkorn og hulrum (porer). Den volumetriske fraktion af prøven, som består af porer (luft- eller vandfyldte), kaldes porøsiteten /7/. Ofte taler man om den vandmættede porøsitet (e W ), fordi porøsiteten bestemmes ud fra vejning af prøven efter henholdsvis vandmætning og udtørring. I det teoretiske grænsetilfælde, hvor porøsiteten bestemmes ud fra henholdsvis fuldstændig vandmætning af porerne og fuldstændig udtørring af porerne, fås den totale porøsitet e. I afsnit 2.1 blev den relative volumenandel af luft i jorden betegnet V L og den relative volumendel af vand i jorden betegnet V V. Den totale porøsitet e er lig med summen af de relative voluminer af henholdsvis luft og vand; e = V L + V V. Ikke alle prøvens porer er imidlertid sammenhængende. Den del af en jordprøve, som udgøres af det sammenhængende porevolumen, kaldes den effektive porøsitet e eff. Via de sammenhængende porer kan der effektivt ske transport af stof. Mellem porøsiteterne gælder følgende udtryk: 1 > e > e w > e eff > 0 Ud fra jordtypen giver regnearket JAGG typiske vandmættede porøsiteter. Alternativt kan den vandmættede porøsitet e w bestemmes af et laboratorium ved vejning af en jordprøve efter henholdsvis vandmætning og udtørring. Den vandmættede porøsitet e w ligger for forskellige danske jordtyper typisk mellem 0,35 og 0,45. Variationen inden for dette interval medfører typisk kun variation i den resulterende forureningskoncentration C 3 på nogle få procent. Beregningerne er således ikke særligt følsomme over for normale udsving i størrelsen af den vandmættede porøsitet Bulkmassefylden ρ b Se afsnit

37 3.4.4 Indholdet af organisk kulstof - f oc Se afsnit 2.4. Indholdet af organisk kulstof benyttes i beregningen af den tid, der er til rådighed for nedbrydning. Denne nedbrydningstid indgår eksponentielt i beregningen af den resulterende forureningskoncentration (C 3 ). En ændring i indholdet af organisk kulstof (f oc ) på 10 % vil således medføre en ændring af den resulterende forureningskoncentration (C 3 ) med typisk %. 3.5 Sammenfatning trin 3a Som opsummering på afsnittet om grundvandsrisiko, trin 3a, kan det konkluderes, at den parameter, der er har størst indflydelse på beregningen er nedbrydningsraten k 1, primært på grund af den store naturlige variabilitet. I tabel 3.2 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Beregningen af usikkerheden er foretaget på baggrund af en Montecarlo simulering af parametrene k 1, e w, ρ b og f oc med de angivne variabiliteter. Som udgangspunkt er valgt beregningsscenariet angivet i tabel

38 Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Nedbrydningsrate, % % 6 % k 1 Vandfyldt porøsitet, % < 10 % 2 % e w Bulkmassefylde, ρ b % < 10 % 2 % Organisk indhold, % %* 2 % f oc Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 40 % * Analyseusikkerhed, variabilitet i jorden og dermed i prøveudtagningen sandsynligvis i størrelsen 100 % eller mere. Tabel 3.2 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i grundvandsrisiko trin 3a, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 3.6 Trin 1b Den resulterende forureningskoncentration i de øverste 0,25 m af den mættede zone kan også bestemmes ved direkte analyse af grundvand udtaget fra et filter (med filterlængde på 0,25 m) nedsat i toppen af grundvandsmagasinet. I forbindelse med en risikovurdering benyttes den højeste af de målte forureningskoncentrationer. Man skal være opmærksom på, at udførelsen af en filterboring med 0,25 m filter kræver præcist kendskab til grundvandsspejlets beliggenhed, idet filtret ellers ikke kan placeres nøjagtigt. Til måling af den resulterende forureningskoncentration i toppen af grundvandsmagasinet kan man anvende et filter med større effektiv filterlængde end 0,25 m, hvis prøvetagningen sker med en meget lav pumpeydelse, således at der ikke skabes nogen sænkningstragt af betydning. Hvor der benyttes filter med større filterlængde end 0,25 m, skal den resulterende forureningskoncentration C 1 i magasinets øverste 0,25 m beregnes ved: 38

39 C 1 = (C 1, målt l) / 0,25 m hvor C 1, målt = den målte forureningskoncentration (mg/l) l = den effektive filterlængde (målt i m). Inputparametrene til trin Ib beskrives i det følgende Den målte forureningskoncentration - C 1, målt Koncentrationen i vandprøven bestemmes ved relevant analyse. Variationerne i analyseresultater kan typisk være op til %. I udtrykket for den resulterende forureningskoncentration C 1 indgår inputparametrene lineært. En ændring på 5 % i den målte forureningskoncentration vil derfor også give en ændring i den resulterende forureningskoncentration med 5 % Den effektive filterlængde l Den effektive filterlængde er den del af filterstrækningen, som der hentes vand fra under prøvetagningen. Normalt vil det være den del af filtret, som er under vand, dvs. hele filterlængden fraregnet den del af filtret, som stikker over grundvandsspejlet. Isættes packere (oppustelige propper ) i boringen, eller udføres der f.eks. separationspumpning, skal man være meget opmærksom på at bestemme den effektive filterlængde. I udtrykket for den resulterende forureningskoncentration C 1 indgår inputparametrene lineært. En ændring på 5 % af den effektive filterlængde vil derfor også give en ændring i den resulterende forureningskoncentration med 5 %. 39

40 40

41 4. Udeluft Baggrund Baggrunden for JAGG s udeluftsmodel er, at afdampningen fra en forurening til den ovenstående luft ikke må overstige afdampningskriteriet. Ud fra Miljøstyrelsens erfaringer anses afdampningskriteriet at være opfyldt, hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 10 gange afdampningskriteriet. Hvis poreluftkoncentrationen er større end 10 gange afdampningskriteriet, skal der gennemføres en trinvis risikovurdering. Overordnede principper Det er de flygtige stoffer, der kan give anledning til et uacceptabelt bidrag til udeluften. Risikoen er størst for forureninger med let flygtige organiske opløsningsmidler, herunder chlorerede opløsningsmidler. Det diffusive bidrag til koncentrationen i udeluften beregnes ud fra fluxen til jordoverfladen og en opblanding i luften af den afdampede forureningskomponent inden for en vis højde over terræn. Denne højde afhænger af vindhastigheden, og af i hvilket punkt koncentrationen ønskes beregnet. Det forudsættes, at den højeste koncentration forekommer for enden af det forurenede område, nedstrøms vindretningen. Risikovurderingen består i at bestemme bidraget fra jordens indhold af forureningskomponenter, fordampning herfra og transport til udeluften. Inden der tages endelig beslutning om gennemførelse af afværgeindgreb, skal det i det konkrete tilfælde sandsynliggøres, at den forhøjede udeluftkoncentration skyldes jord- eller grundvandsforurening. Dette kan f.eks. gøres ved sammenligning med udeluftmålinger på (uforurenede) naboarealer. JAGG-modellen Den risikovurdering, der udføres med JAGG, kan opdeles i fire trin, som baserer sig på flere og flere data, hvilket gør vurderingen mindre og mindre konservativ. Det er ikke nødvendigt at gennemføre et efterfølgende trin, hvis man i det aktuelle trin vurderer, at forureningen ikke udgør nogen risiko. Modellen opererer, med udgangspunkt i analyseresultater af jord- og/eller vandprøver, med fire forskellige trin: 1) Beregning af poreluft- og udeluftkoncentrationen 2) Måling af poreluftkoncentrationen 41

42 3) Beregning af udeluftkoncentrationen 4) Udførelse af udeluftmålinger. Hvert vurderingstrin vil enten føre til, at forureningen betragtes som uproblematisk eller føre til næste trin i risikovurderingen. Nedenfor følger en vejledning til de enkelte trin i risikovurderingen. I trin 1 beregnes poreluftkoncentrationen ved en jord- eller grundvandsforurening ved hjælp af fugacitetsprincippet, jf. afsnit 2. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 10 gange afdampningskriteriet, udgør forureningen ikke en risiko. Hvis poreluftkoncentrationen er større end 10 gange afdampningskriteriet, beregnes forureningens bidrag til udeluftkoncentrationen. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. I trin 2 måles poreluftkoncentrationen. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 10 gange afdampningskriteriet, udgør forureningen ikke en risiko. Hvis den målte poreluftkoncentration er større end 10 gange afdampningskriteriet, udføres trin 3, hvor forureningens bidrag til udeluftkoncentrationen beregnes. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. I trin 4 måles udeluftkoncentrationen. Er denne større end afdampningskriteriet, kan det ikke udelukkes, at den underliggende forurening udgør et problem, som der skal afværges mod. Det skal dog bemærkes, at f.eks. tæt trafikerede by- eller industriområder kan have et meget højt baggrundsniveau. Desuden er udeluftmålinger behæftet med stor usikkerhed på grund af meget varierende vejrforhold. Henvisninger til vejledningen JAGG s risikovurdering af udeluften er beskrevet i vejledningens afsnit 5.3.1, side Beregningsformler er gennemgået i appendiks 5.3, side Standarddata til anvendelse i forbindelse med risikovurdering af udeluft er samlet i appendiks 5.3, side Udvalgte forureningskomponenters fysiske og kemiske data fremgår af vejledningens appendiks 5.5, side I forbindelse med en udførelse af en konkret risikovurdering af en forurenings påvirkning af udeluften, kan der være nyttig viden at hente i det eksempel, som er gennemregnet i vejledningens appendiks 5.4, side

43 4.1 Trin 1 I trin 1 beregnes poreluftkoncentrationen ved en jord- eller grundvandsforurening ved hjælp af fugacitetsprincippet, jf. afsnit 2. Herefter beregnes forureningens flux J op gennem jorden ved Fick s lov: J = N D C o - C L X L hvor: J = flux (afdampning) (mg/(m 2 s)) N = materialekonstant (ubenævnt) D L = forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft (m 2 /s) X = dybden svarende til koncentrationen C L (m) C L = poreluftkoncentrationen ved forureningen (mg/m 3 ) C o = baggrundskoncentrationen på stedet (mg/m 3 ), kan sættes til 0, hvis den er meget mindre end C L. For at udeluftkoncentrationen C u kan sammenlignes med afdampningskriteriet for et stof, skal vindhastigheden v i princippet være lig den hastighed, der kan måles på det pågældende sted - angivet som 1 % fraktilen. Erfaringsmæssigt vil opblandingshøjden h, ved sådanne lave vindhastigheder (v < 2 m/s) kunne sættes til 0,08 gange længden af det forurenede område, 1: h = 0,08 l hvor: l = længde af det forurenede område i vindretningen (m) h = opblandingshøjde i atmosfæren for enden af det forurenede område, nedstrøms vindretningen (m). Udeluftkoncentrationen C u kan således beregnes ud fra følgende formel: Cu = J v 0,08 hvor: C u = diffusive forureningsbidrag til udeluften (mg/m 3 ) v = vindhastigheden (m/s). Inputparametrene gennemgås i følgende afsnit. 43

44 4.1.1 Jordens materialekonstant - N Jordens materialekonstant er et mål for, hvor nemt et forureningsstof kan diffundere gennem jorden. Hvis en jord er meget tør og højporøs, kan der ske et stor diffusion gennem jorden. Omvendt, hvis jorden er næsten vandmættet eller meget lavporøs, er diffusionen gennem jordens poreluft meget lille. Materialekonstanten for jord beregnes ud fra følgende formel opstillet af Millington /19/: N = (V L 3,33 / (V L + V V ) 2 ) hvor: V L = den relative volumenandel af luft i jorden V V = den relative volumenandel af vand i jorden. Desuden henvises til afsnit og for en generel omtale om porøsiteter. Da den relative volumenandel af vand i jorden, V L, kan variere fra næsten 0 svarende til en helt tør jord og op til jordens totalporøsitet for en helt vandmættet jord, kan der være en stor variation på materialekonstanten. I JAGG er der angivet standardværdier for 4 forskellige jordtyper. I tabel 4.1 er det vist, hvor stor materialekonstanten kan blive, når det forudsættes, at jordtypens totalporøsitet er konstant. Standardværdier Maksimal materialekonstant Luftandel Vandandel Materialekonstant Luftandel Vandandel Materialekonstant Sand 0,3 0,15 0,092 0,45 ~0 0,35 Ler 0,1 0,3 0,0029 0,4 ~0 0,30 Sandmuld 0,1 0,35 0,0023 0,45 ~0 0,35 Lermuld 0,1 0,3 0,0029 0,4 ~0 0,30 Tabel 4.1 Standardværdier og maksimale værdier af materialekonstanter. Selvom jorden aldrig bliver helt tør, viser tabellen, at jordens materialekonstant ved meget lave vandindhold kan blive væsentlig større, end hvis regnearkets standardværdier benyttes. Materialekonstanten skønnes at være bestemt indenfor en usikkerhed på 25 % til +25 %. Materialekonstanten indgår omtrent lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed også ved beregningen af udeluftkoncentrationen. En over- 44

45 estimering af materialekonstanten på f.eks. 20 % medfører således en overestimering af den resulterende forureningskoncentration på omkring 20 % Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l Diffusionskoefficienter for de mest almindelige forureningskomponenter fremgår af vejledningens appendiks 5.5, side Hvis diffusionskoefficienten ikke fremgår af vejledningens tabeller kan den måske findes i en artikel af Lugg /20/ eller estimeres ud fra et stofs kendte diffusionskoefficient og følgende formel /21/: D = D 2 1 m m 1 2 hvor: D 1 og D 2 = forureningskomponenternes diffusionskoefficienter i luft (m 2 /s) m 1 og m 2 = forureningskomponenternes molvægte (g/mol). Diffusionskoefficienten er rimeligt godt bestemt for de mest almindelige forureningskomponenter. Desuden varierer diffusionskoefficienten ikke væsentligt de forskellige forureningskomponenter imellem. Diffusionskoefficienten indgår lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed ved beregningen af udeluftkoncentrationen. En overestimering af diffusionskoefficienten på f.eks. 20 % medfører således en overestimering af den resulterende forureningskoncentration på 20 % Dybden til forureningen - X Dybden til forureningen, svarende til poreluftkoncentrationen C L, bør kunne bestemmes med relativ stor nøjagtighed. Hvis der er tale om en grundvandstransporteret forurening, benyttes dybden til grundvandsspejlet, idet poreluftskoncentrationen C L beregnes lige over grundvandsspejlet. Hvis det er en jordforurening, kan der være usikkerhed omkring, hvor dybt de højeste koncentrationer er beliggende. Dybden til forureningen indgår omtrent lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed ved beregningen af udeluftkoncentrationen. En over- 45

46 estimering af dybden på f.eks. 20 % medfører således en underestimering af den resulterende forureningskoncentration på omkring 20 % Baggrundskoncentrationen på stedet - C o Baggrundskoncentrationen på stedet kan sættes til 0, hvis den er meget mindre end C L. Alternativ kan der udføres udeluftmålinger til bestemmelse af baggrundskoncentrationen. Udeluftmålinger er dog behæftet med stor usikkerhed på grund af meget varierende vejrforhold. Målinger bør udføres under vindstille forhold samt i perioder med høje temperaturer. Det skal endvidere bemærkes, at tæt trafikerede by- eller industriområder kan have et meget højt baggrundsniveau af specielt aromatiske forbindelser. Differensen mellem poreluftkoncentrationen og baggrundskoncentrationen i udeluften indgår lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed i beregningen af udeluftkoncentrationen. Da poreluftskoncentrationen som hovedregel er væsentlig større end baggrundskoncentrationen, er selv relativt store variationer i baggrundskoncentrationen i udeluften ikke betydende. Hvis f.eks. poreluftkoncentrationen er 100 gange større end baggrundskoncentrationen i udeluften, vil overestimering af baggrundskoncentrationen på 100 % kun medføre en underestimering af den resulterende forureningskoncentration på under 1 % Længden af det forurenede område i vindretningen - l Se afsnit Opblandingshøjden i atmosfæren h Længden af det forurenede område indgår lineært i bestemmelsen af det diffusive bidrag til udeluften. En overestimering af længden på f.eks. 20 % medfører således en overestimering af den resulterende forureningskoncentration på 20 % Opblandingshøjden i atmosfæren - h Erfaringsmæssigt vil opblandingshøjden h, ved lave vindhastigheder, kunne sættes til 0,08 gange længden af det forurenede område, 1. 46

47 h = 0,08 l Det betyder, at det er uden betydning, hvor stort det forurenede område er, da forureningen bliver fortyndet op i en tilsvarende større opblandingshøjde. I praksis kan der dog komme specielle tilfælde, hvor der kan være en maksimal opblandingshøjde, f.eks. ved overdækkede terrasser. I disse tilfælde indsættes de aktuelle værdier for opblandingshøjden, h, og længden af det forurenede område, 1. Opblandingshøjden i atmosfæren indgår lineært i bestemmelsen af det diffusive bidrag til udeluften. En overestimering af opblandingshøjden på f.eks. 20 % medfører således en underestimering af den resulterende forureningskoncentration på 20 % Vindhastigheden - v Vindhastigheden, v, skal i princippet være lig den hastighed, der kan måles på det pågældende sted - angivet som 1 %-fraktilen. I JAGG benyttes automatisk en vindhastighed på 0,1 m/s svarende til vindstille forhold. Dog benyttes en vindhastighed på 1 m/s for stoffer, hvor acceptkriteriet er fastlagt på basis af langtidseffekter, herunder kræftfremkaldende stoffer. 4.2 Sammenfatning trin 1 Sammenfattende kan det konkluderes, at den mest betydende parameter for risikoen for udeluften er vandindholdet i jorden. Selv ved moderate ændringer bliver den effektive diffusionskoefficient ændret relativt meget. Poreluftkoncentrationen i jorden og dybden til kilden indgår lineært i beregningerne. I tabel 4.2 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Beregningen af usikkerheden er foretaget på baggrund af en Montecarlo simulering af parametrene V l og V v til belysning af usikkerheden på den beregnede udeluftkoncentration. 47

48 Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Poreluftkoncentration, % 25 % C 0 Dybde til kilde, m % < 10 % 20 % V l % < 10 % 110 % V v % < 10 % 37 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 70 % Tabel 4.2 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i udeluftrisiko trin 1, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af den samlede usikkerhed på beregningerne. 4.3 Trin 2 Hvis der er stor usikkerhed ved beregningen af poreluftkoncentrationen vha. fugacitetsprincippet, kan poreluftkoncentrationen i stedet for måles ved forureningen. På grund af visse stoffers, bl.a. chlorerede opløsningsmidler, meget flygtige egenskaber har det ofte vist sig at være muligt at påvise forureninger i poreluften, uden at forureningen f.eks. kan genfindes i jordprøver. Derfor indgår poreluftmålinger som standard i en lang række undersøgelser. Det skal bemærkes, at resultaterne fra et udviklingsprojekt indikerer, at usikkerhederne på poreluftmålinger kan være meget stor /4/. De tilsvarende usikkerheder på jord- og grundvandsprøver er ikke vurderet. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 10 gange afdampningskriteriet, udgør forureningen ikke en risiko. 4.4 Trin 3 Hvis den målte poreluftkoncentration er større end 10 gange afdampningskriteriet, udføres trin 3, hvor forureningens bidrag til udeluftkoncentrationen beregnes. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. 48

49 Beregningerne er helt identiske med beregningerne i trin 1, hvor udgangspunktet ikke var en målt poreluftkoncentration, men en poreluftkoncentration, som var beregnet ved hjælp af fugacitetsprincippet. 4.5 Trin 4 I trin 4 måles udeluftkoncentrationen. Er denne større end afdampningskriteriet kan det ikke udelukkes, at den underliggende forurening udgør et problem, som der skal afværges mod. Det skal dog bemærkes, at f.eks. tæt trafikerede by- eller industriområder kan have et meget højt baggrundsniveau. Desuden er udeluftmålinger behæftet med stor usikkerhed, bl.a. på grund af meget varierende vejrforhold. 49

50 50

51 5. Indeluft Baggrund Baggrunden for JAGG s indeluftmodel er, at afdampningen fra en forurening til indeluften ikke må overstige afdampningskriteriet. Ud fra Miljøstyrelsens erfaringer anses afdampningskriteriet at være opfyldt, hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 100 gange afdampningskriteriet, såfremt bygningen har et betongulv uden synlige revner. Hvis poreluftkoncentrationen er større end 100 gange afdampningskriteriet, skal der gennemføres en trinvis risikovurdering. Hvis gulvet ikke er udført af beton uden synlige revner, kan en reduktionsfaktor på mindst 100 ikke bruges. Hvis der er synlige revner i betongulvet, kan disse opmåles (se afsnittene og 5.1.5). Herefter kan de målte revnelængder og revnevidder benyttes i de beregninger, som hører til den trinvise risikovurdering. Hvis gulvet er af træ, må det forventes, at der ikke er en væsentlig reduktion af poreluftkoncentrationen ved transport gennem gulvet. Reduktionen i koncentrationen i indeluften i forhold til poreluften skyldes således opblanding med ren udeluft i rummet. Overordnede principper Ligesom for udeluften er det de flygtige stoffer, der kan give anledning til et uacceptabelt bidrag til indeluften. Risikoen er størst for forureninger med letflygtige organiske opløsningsmidler, herunder chlorerede opløsningsmidler. Indeluftbidraget udgøres af to bidrag, et diffusivt bidrag og et konvektivt bidrag. Det diffusive bidrag skyldes den forskel, der er mellem koncentration i poreluften under gulvet og i indeluften. Det er i modellen forudsat, at der ikke sker en egentlig gasproduktion, som giver et overtryk i jorden i forhold til trykket inde i bygningen. Modellen kan således ikke benyttes på gasproducerende lossepladser. Det konvektive bidrag skyldes primært temperaturforskelle mellem inde og ude og i mindre omfang variationer i barometerstanden samt vindpåvirkningen af bygningen. Oftest vil det medføre, at der er undertryk i bygningen i forhold til poreluften under bygningen. På grund af revner eller andre utætheder er der således risiko for, at undertrykket i bygningen kan suge forureningen ind i bygningen via utætheder og sprækker. 51

52 Hvis forureningen ikke er beliggende umiddelbart under gulv, er det i modellen forudsat, at der sker en diffusiv transport fra forureningen til lige under gulv, og herefter både en diffusiv og konvektiv transport igennem gulvet til indeluften. Risikovurderingen består i at bestemme bidraget fra jordens indhold af forureningskomponenter, fordampning herfra og transport til indeluften. Inden der tages endelig beslutning om gennemførelse af afværgeindgreb, skal det i det konkrete tilfælde sandsynliggøres, at den forhøjede indeluftkoncentration skyldes jord- eller grundvandsforurening. Dette kan f.eks. gøres ved sammenligning med indeluftmålinger i bygninger på (uforurenede) naboarealer. JAGG-modellen Den risikovurdering, som udføres med JAGG, kan opdeles i fire trin, som baserer sig på flere og flere data, hvilket gør vurderingen mindre og mindre konservativ. Det er ikke nødvendigt at gennemføre et efterfølgende trin, hvis vurderingen i det aktuelle trin viser, at forureningen ikke udgør nogen risiko. Modellen opererer med udgangspunkt i analyseresultater af jord- og/eller vandprøver med fire forskellige trin: 1) Beregning af poreluftkoncentration og afdampning til indeluften 2) Måling af poreluftkoncentration 3) Beregning af koncentrationsbidrag til indeluften 4) Udførelse af indeluftmålinger. Som for udeluft vil hvert vurderingstrin enten føre til, at forureningen betragtes som uproblematisk eller føre til næste trin i risikovurderingen. Nedenfor følger en vejledning til de enkelte trin i risikovurderingen. I trin 1 beregnes poreluftkoncentrationen ved en jord- eller grundvandsforurening ved hjælp af fugacitetsprincippet, jf. afsnit 2. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 100 gange afdampningskriteriet, udgør forureningen ikke en risiko, hvis gulvet er udført af beton uden synlige revner. Hvis poreluftkoncentrationen er større end 100 gange afdampningskriteriet, beregnes forureningens bidrag til udeluftkoncentrationen. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. I trin 2 måles poreluftkoncentrationen. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 100 gange afdampningskriteriet udgør forureningen ikke en risiko, igen hvis bygningens gulv er udført af beton uden synlige revner. 52

53 På grund af visse stoffers, bl.a. chlorerede opløsningsmidler, meget flygtige egenskab har det ofte vist sig at være muligt at påvise forureninger i poreluften, uden at forureningen f.eks. kan genfindes i jordprøver. Derfor indgår poreluftmålinger som standard i en lang række undersøgelser. De tilsvarende usikkerheder på jord- og grundvandsprøver er ikke vurderet. Det skal bemærkes, at resultaterne fra et udviklingsprojekt indikerer, at usikkerhederne på poreluftmålinger kan være meget store /4/. Hvis den målte poreluftkoncentration er større end 100 gange afdampningskriteriet, udføres trin 3, hvor forureningens bidrag til indeluftkoncentrationen beregnes. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. I trin 4 måles indeluftkoncentrationen. Er denne større end afdampningskriteriet kan det ikke udelukkes, at den underliggende forurening udgør et problem, som der skal afværges mod. Det skal dog bemærkes, at f.eks. tæt trafikerede by- eller industriområder kan have et meget højt baggrundsniveau, samt at der kan være mange forureningskilder i bygningen, som f.eks. nymalede vægge eller rygning m.m. Henvisninger til vejledningen JAGG s risikovurdering af indeluften er beskrevet i vejledningens afsnit 5.3.2, side Beregningsformler er gennemgået i appendiks 5.3, side Standarddata til anvendelse i forbindelse med risikovurdering af indeluft er samlet i appendiks 5.3, side Udvalgte forureningskomponenters fysiske og kemisk data fremgår af vejledningens appendiks 5.5, side I forbindelse med en udførelse af en konkret risikovurdering af en forurenings påvirkning af indeluft, kan der være nyttig viden at hente i det eksempel, som er gennemregnet i vejledningens appendiks 5.4, side Trin 1 I trin 1 beregnes poreluftkoncentrationen ved en jord- eller grundvandsforurening ved hjælp af fugacitetsprincippet (jf. afsnit 2), herefter kan forureningens flux J op gennem jorden beregnes ved Fick s lov: J = N D L Cug - C X hvor: J = flux (afdampning) (mg/(m 2 s)) N = materialekonstant (ubenævnt) L 53

54 D L = forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft (m 2 /s) X = dybden svarende til koncentrationen C L (m) C L = poreluftkoncentrationen ved forureningen (mg/m 3 ) C ug = koncentrationen under gulv (mg/m 3 ). Koncentrationen under gulv C ug kendes sjældent. I stedet beregnes som oftest det totale bidrag til indeluften, C k. Når forureningen er diffunderet op til undersiden af betondækket på bygningen, vil der ske en diffusiv og konvektiv indtrængning til bygningen. Konvektionen af forureningskomponenter foregår gennem revner i betondæk samt gennem utætte fuger, utætheder ved rørgennemføringer og i hulmure m.v. Beregninger af svindrevner og -længder hidhørende fra udtørringssvind kan udføres efter formler og angivelser i den danske norm for betonkonstruktioner DS411 /23/ og i Beton-Bogen /24/. Beregning af lufttransporten gennem revner er udført, som beskrevet af Baker, Sharples & Ward /25/. Disse beregninger er beskrevet detaljeret i vejledningen. Det bemærkes, at konvektion igennem utætte fuger, hulmure osv. ikke indgår i JAGG s beregninger. Hvis poreluftkoncentrationen ved en jord- eller grundvandsforurening er beregnet ved hjælp af fugacitetsprincippet (jf. afsnit 2), kan det samlede indeluftbidrag (diffusion + konvektion), C K beregnes således: C K = L h L S + N b N b D L q + C L x b x 1 L h L S N b D + x N x b 1 b L q + x 1 N 1 L h D L L S hvor: L h = bygningens loftshøjde (m) L s = luftskifte i bygning (s -1 ) N b = materialekonstant for betondækket (ubenævnt) x b = betondækkets tykkelse (m) N 1 = jordens materialekonstant (ubenævnt) x 1 = jordlagets tykkelse (m) D L = forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft (m 2 /s) q = volumenstrømmen (konvektion gennem gulvets revner) pr. m 2 gulvareal. Såfremt poreluftkoncentrationen C P er måles direkte under gulv, kan forureningsbidraget C K ' til indeluften beregnes ved hjælp af følgende formel: 54

55 C ' K = Nb D L CP q + x b Nb DL Lh LS + x b hvor ' C K = forureningsbidraget beregnet ud fra en målt poreluftkoncentration (mg/m 3 ). Volumenstrømmen (konvektion gennem gulvets revner) pr. m 2 gulvareal beregnes ud fra følgende formel: q = 3 1tot w P µ hb Ag -6 hvor : l tot = total revnelængde (m) w = revnevidden (mm) P = trykforskellen over betondækket (Pa) h b = tykkelsen af betondækket (mm) µ = den dynamiske viskositet af luften i poresystemet (kg/(m s)) A g = arealet af gulvfladen (m 2 ) = l l l b. Som alternativ til beregning af fluxen til indeluften er det muligt at vha. foliemetoden at udføre direkte målinger /29/. Inputparametrene gennemgås i følgende afsnit Jordens materialekonstant - N Se afsnit Da den relative volumenandel af vand i jorden, V L, kan variere fra næsten 0 svarende til en helt tør jord og op til jordens total-porøsitet for en helt vandmættet jord, kan der være en stor variation på materialekonstanten. I JAGG er der angivet standardværdier for 4 forskellige jordtyper. I tabel 5.1 er det vist, hvor stor materialekonstanten kan blive, når det forudsættes at jordtypens totalporøsitet er konstant. 55

56 Standardværdier Maksimal materialekonstant Luftandel Vandandel Materialekonstant Luftandel Vandandel Materialekonstant Sand 0,3 0,15 0,092 0,45 ~0 0,35 Ler 0,1 0,3 0,0029 0,4 ~0 0,30 Sandmuld 0,1 0,35 0,0023 0,45 ~0 0,35 Lermuld 0,1 0,3 0,0029 0,4 ~0 0,30 Tabel 5.1 Standardværdier og maksimale værdier af materialekonstanter. Selvom jorden aldrig bliver helt tør, viser tabellen, at jordens materialekonstant, ved meget lave vandindhold, kan blive væsentlig større, end hvis regnearkets standardværdier benyttes. Materialekonstanten skønnes at være bestemt inden for en usikkerhed på 25 % til +25 %. Materialekonstanten indgår omtrent lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed også ved beregningen af det diffusive indeklimabidrag. Når der også tages hensyn til det konvektive bidrag er betydningen af jordens materialekonstant lidt mindre, men stadig væsentlig, da den er styrende for diffusionen op gennem jorden til underside af betondæk Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l Se afsnit Diffusionskoefficienten er rimelig godt bestemt for de mest almindelige forureningskomponenter. Desuden varierer diffusionskoefficienten ikke væsentlig de forskellige forureningskomponenter imellem. Diffusionskoefficienten for de enkelte forureningskomponenter skønnes at være bestemt inden for en usikkerhed på 5 % til +5 %. Diffusionskoefficienten indgår lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed ved beregningen af det diffusive indeluftbidrag. Når der også tages hensyn til det konvektive bidrag, er betydningen af diffusionskonstanten lidt mindre, men stadig væsentlig, da den er styrende for diffusionen op gennem jorden til undersiden af betondækket. 56

57 5.1.3 Dybden til forureningen - X Dybden til forureningen svarende til poreluftkoncentrationen C L, bør kunne bestemmes med relativ stor nøjagtighed. Hvis der er tale om en grundvandstransporteret forurening, benyttes dybden til grundvandsspejlet, idet poreluftskoncentrationen C L beregnes lige over grundvandsspejlet. Hvis det er en jordforurening, kan der være usikkerhed omkring, hvor dybt de højeste koncentrationer er beliggende. Dybden til forureningen indgår omtrent lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden og dermed også ved beregningen af det diffusive indeluftbidrag. Som for jordens materialekonstant og diffusionskoefficienten bliver betydningen af dybden til forureningen mindre, når der også tages hensyn til det konvektive bidrag, men er stadig væsentlig, da den er styrende for diffusionen op gennem jorden til underside af betondækket Revnevidde w Der findes forskellige metoder til registrering/opmåling af revner, jf. vejledning fra Bygge- og Boligstyrelsen om lufttæthed i bygningskonstruktioner /26/. Heraf kan nævnes: Søgerblad og søgetråd til opmåling af revnedybde Konisk dorn til opmåling af revnebredde Optisk revneviddemåler, lup eller mikroskop med indlagte måleskalaer Spejl, lygte, lup mv. (anvendes ved svært tilgængelige steder) Røgampuller til sporing af utætheder med lufttransport og sporgas til registrering af lufttransport mellem rum, f.eks. etageadskillelser. Et eksempel på et optisk revneviddemåler er vist i figur 1. Figur 1 Optisk revneviddemåler. 57

58 Det er selvfølgelig en forudsætning for opmåling af revnevidden, at gulvet er visuelt tilgængeligt. Revnevidden indgår i 3. potens ved beregningen af luftstrømningen igennem betondækket. Revnefordelingen i et betondæk er primært afhængig af armeringen. Dette betyder, for en bygning med standardparemetre, hvor forureningen er beliggende 1 m under gulv, at en fordobling af revnevidden kun vil medføre en øgning af indeluftbidraget med 60 %, da revnelængden bliver reduceret. Hvis man derimod ikke tager hensyn til ændring af revnelængden, f.eks. ved en sammenligning med en anden betontype, vil en fordobling af revnevidden betyde en øgning af indeluftbidraget med 100 %, hvis forureningen er beliggende 1 m under gulv og med næsten 700 %, hvis forureningen er beliggende lige under gulv Total revnelængde l tot Den totale revnelængde bestemmes samtidigt med revnevidden. Revnelængden kan bestemmes ved simpel opmåling. Som for revnevidden gælder, at en forudsætning for opmåling af revnelængden er, at gulvet er visuelt tilgængeligt. Hvis det ikke er muligt at foretage opmålinger af revnevidder og længder, kan disse estimeres ud fra data om betondækkets sammensætning og armering. Disse beregninger er detaljeret beskrevet i risikovejledningen /30, 31/. Som beskrevet for revnevidden vil en øgning af revnelængden, alt andet lige, betyde en reduktion af revnevidden, da det totale areal af revner er nogenlunde konstant for en given betontype. Hvis man derimod ikke tager hensyn til ændring af revnevidden, f.eks. ved en fejlopmåling, vil en fordobling af revnelængden, betyde en øgning af indeluftbidraget med ca. 20 %, hvis forureningen er beliggende 1 m under gulv, og med næsten ca. 85 %, hvis forureningen er beliggende lige under gulv Variationer af revnelængde og revnevidde Det er ikke altid muligt at foretage en opmåling af revnelængder og revnervidder i betongulvet, f.eks. hvis der er udlagt trægulv oven på betongulvet. I JAGG er det muligt at foretage en teoretisk beregning af revnelængder og vidder ud fra en lang række betontekniske data, som f.eks. svindarmeringen 58

59 (diameter, type og afstand), betontypen (cementindhold og vand/cement-tal) m.m. Den parameter, som umiddelbart er mest betydende for revnestørrelsen. er svindtiden, dvs. hvor gammelt betondækket er. På figur 2 er vist reduktionsfaktoren (forholdet mellem koncentrationen under og over betongulvet) som funktion af svindtiden. For andre parametre er der benyttet standardværdier, og det er forudsat, at forureningen er beliggende lige under gulv. På figuren er ligeledes markeret 20 år, som er JAGG s standardværdi for svindtiden. Det ses, at den teoretiske reduktionsfaktor falder med årene, og at den er væsentligt større det første år end ved JAGGs standardværdi efter 20 år. Det skyldes, at der går en vis tid, før revnerne i betondækket udvikles, bl.a. pga. udtørring af betonen. 59

60 Reduktionsfaktor År efter udstøbning Figur 2 Variationer i reduktionsfaktoren som funktion af svindtiden. Man skal derfor være meget opmærksom på, at indeluftmålinger, som udføres i bygningens første år, kan være misvisende, da forureningsfluxen med tiden kan blive større, når betondækkets revner er færdigudviklet. Dette forudsætter selvfølgelig, at forureningskilden under gulv er nogenlunde konstant i styrke og omfang. Men da 20 år for revneudvikling i beton er en kort tidshorisont i forhold til jordforureningsproblematikken, er det væsentligt at være opmærksom på problematikken med revneudvikling over tiden Trykforskel over betondækket P Trykforskellen over betongulvet afhænger dels af, om der er revner i betonen og størrelsen af disse revner, dels af de meteorologiske forhold og atmosfæres adgang til over/under betongulvet, f.eks. om gulvet er udlagt på et lerlag eller på et udluftet kapillarbrydende lag. Erfaringsmæssigt ligger trykforskellen over betongulve mellem 1 og 5 Pa i normalt passivt ventilerede bygninger. I mekanisk ventilerede bygninger kan trykforskellen være Pa. Da trykforskellen er meget lille, er det sjældent nøjagtigt nok at måle det absolutte tryk, henholdvis over og under gulvet. Derimod benyttes en differenstrykmåler til måling af trykforskellen. Ved modelberegningerne anvendes en trykforskel over gulv på 5 Pa. Denne trykforskel er i overkanten af, hvad der normalt måles i Danmark. En fordobling af trykforskellen vil betyde en øgning af indeklimabidraget med ca. 20 %, 60

61 hvis forureningen er beliggende 1 m under gulv og med næsten ca. 85 %, hvis forureningen er beliggende lige under gulv Tykkelsen af betondækket h b Tykkelsen af betondækket kan bestemmes med stor nøjagtighed. Fra bygningstegninger og ved simpel opmåling. Ved modelberegningerne anvendes en standardværdi for tykkelsen af betondæk på 80 mm. I regnearket bruges denne parameter også ved beregning af revnelængder og -vidder. Hvis det forudsættes, at revnelængder og -vidder opmåles samtidig med tykkelsen af betondækket, vil en fejlmåling af denne på 100 % ligeledes betyde en fejlestimering af indeklimabidraget på 100 %, hvis forureningen er beliggende lige under gulv og med ca. 30 %, hvis forureningen er beliggende 1 m under gulv Materialekonstant for betondækket N b Der er kun meget lidt viden om materialekonstanten for beton. Bygge- og boligstyrelsen fik i 1992 udført forsøg på 2 forskellige betontyper /28/. Den ene type var en beton i passiv miljøklasse med højt vand-/cementforhold og porøse tilslagsmaterialer. Den anden type var formentlig en beton i aggressiv miljøklasse, lavt vand-/cementforhold og tilslagsmaterialer med lav porøsitet. Forsøgene viste, at en forskel i diffusionen gennem betonen på mellem 20 til 60 gange. Da betonen i forsøgende var lige tykke, kunne forskellen direkte henføres til forskelle i materialekonstanten. Betonen i passiv miljøklasse, med højt vand-/cementforhold og porøse tilslagsmaterialer, havde ved forsøgene en materialekonstant på 0,0018, mens betonen i aggressiv miljøklasse, havde lavt vand-/cementforhold og tilslagsmaterialer med lav porøsitet, havde en materialekonstant, som varierede mellem 2, og 9, Da de fleste betongulve udstøbes i en kvalitet svarende til passiv miljøklasse og med højt vand-/cementforhold, er der i vejledningen konservativt benyttet en materialekonstant på 0,002. Ved modelberegningerne anvendes en materialekonstant for betondækket på 0,002. En fordobling af materialekonstanten vil betyde en øgning af indeklimabidraget med ca. 5 %, hvis forureningen er beliggende 1 m under gulv, og med ca. 15 %, hvis forureningen er beliggende lige under gulv. Denne parameter er således ikke særlig følsom for estimering af indeklimabidraget, men omvendt 61

62 er den meget vanskelig at bestemme, og størrelsen af materialekonstanten kan variere med flere størrelsesordener Baggrundskoncentrationen på stedet - C o Baggrundskoncentrationen på stedet kan sættes til 0, hvis den er meget mindre end C L. Alternativ kan der udføres indeluftmålinger til bestemmelse af baggrundskoncentrationen. Indeluftmålinger kan dog være behæftet med stor usikkerhed på grund af forureningskilder i selve bygningen. Indeluften vil naturligvis også indeholde fordampningsbidrag fra eventuelle underliggende forureninger. Differensen mellem poreluftkoncentrationen og baggrundskoncentrationen i indeluften indgår lineært i bestemmelsen af fluxen gennem jorden. Da poreluftskoncentrationen som hovedregel er væsentlig større end baggrundskoncentrationen, er selv store variationer i baggrundskoncentrationen i indeluften ikke betydende. Hvis f.eks. poreluftkoncentrationen er 100 gange større end baggrundskoncentrationen i indeluften, vil overestimering af baggrundskoncentrationen på 100 % kun medfører en underestimering af den resulterende forureningskoncentration på under 1 % Loftshøjde af bygning - L h Loftshøjden af bygningen kan bestemmes med stor nøjagtighed ved simpel opmåling. Loftshøjden af bygningen indgår lineært ved bestemmelsen af indeluftbidrag, dvs. at en fordobling af loftshøjden vil betyde en halvering af indeluftbidraget fra forurening beliggende under bygningen Luftskifte i bygning - L s Metoder for luftskiftemålinger findes i en publikation fra Bygge- og Boligstyrelsen /22/ og i rapporten Indeklimapåvirkning fra forurenede grunde fra AVJ /27/. Størsteparten af dansk bolig- og institutionsbyggeri har som minimum et passivt luftskifte af størrelsesorden ca. 0,3 gange i timen for boliger og ca. 2,0 gange i timen for institutioner (for institutioner ofte aktiv ventilation). 62

63 Korttidsmålinger af luftskiftet foretages ved sporgasteknik. En sporgas spredes i rummet, og efter opblanding måles koncentrationen med direkte visende måleteknikker. Ud fra henfaldskurven beregnes luftskiftet. Måling af det gennemsnitlige luftskifte over en længere periode kan gennemføres med en passiv teknik, som er baseret på emission af organiske mikroforureninger fra kilder, der placeres i rummet. Ved efterfølgende at analysere et antal adsorbere, som har været opsat i samme rum i samme periode, kan tilførslen af luft til rummet beregnes. Metoden kan også anvendes til at beregne tilførslen af luft fra de enkelte rum, som omgiver en måleposition. Metoden er p.t. ikke særligt udbredt i Danmark. Luftskiftet i bygningen indgår omtrent lineært ved bestemmelsen af indeluftbidraget, dvs. at en fordobling af luftskiftet omtrent medfører en halvering af indeluftbidraget fra forurening beliggende under bygningen. 5.2 Sammenfatning trin 1 I forhold til beregning af indeklimabidraget fra en poreluftforurening direkte under gulvkonstruktionen er betonparametrene de mest betydende parameter. Luftskifte, udgangskoncentration og gulvtykkelse har en næsten proportional effekt. I praksis er der en række potentielle bidrag der ikke regnes med i JAGG modellen, hvilket sandsynligvis bidrager til en langt større usikkerhed end usikkerheden på parameterbestemmelsen. I tabel 5.2 er vist den vurderede usikkerhed på de indgående parametre samt den vurderede usikkerhed på laboratorium/feltmålinger af de enkelte parametre. Der er udført en Montecarlo simulering /36/, hvor indeklimabidraget er beregnet ved at variere de indgående data tilfældigt med de angivne usikkerheder til beregning af den samlede typiske usikkerhed. Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Poreluftkoncentration, % 25 % C 0 Betontykkelse, h b 25 % < 5 % 31 % Armeringstværsnit, d a 10 % < 5 % 9 % Armeringskonstant, k 10 %? 7 % Afstand armering, b 20 % < 10 % 8 % 63

64 Relativ fugtighed, RF 20 % < 10 % 52 % Cementindhold, CM 10 % < 10 % 80 % Vand/cement, v/c 10 % < 10 % 182 % Svindtid, t s 10 % < 5 % 1 % Elasticitet stål, E s 5 %? 78 % Elasticitet beton, E b 5 %? 1 % Loftshøjde, L h 10 % < 5 % 21 % Luftskifte, L s 25 % < 10 % 20 % Trykforskel, P 40 % < 10 % 21 % Materialekonstant, N 25 % Måles ikke umiddelbart 4 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 120 % Tabel 5.2 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i indeklimabidragsberegningen trin 1, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 5.3 Trin 2 Hvis der er stor usikkerhed ved beregningen af poreluftkoncentrationen vha. fugacitetsprincippet, kan poreluftkoncentrationen i stedet for måles ved forureningen. Hvis poreluftkoncentrationen er mindre end 100 gange afdampningskriteriet, udgør forureningen ikke en risiko, såfremt der i huset er et betongulv uden synlige revner. 5.4 Trin 3 Hvis den målte poreluftkoncentration er større end 100 gange afdampningskriteriet, udføres trin 3, hvor forureningens bidrag til indeluften beregnes. Dette bidrag skal overholde afdampningskriteriet. Beregningerne er helt identiske med beregningerne i trin 1, hvor udgangspunktet ikke var en målt poreluftkoncentration, men en poreluftkoncentration som var beregnet ved hjælp af fugacitetsprincippet. 64

65 5.5 Trin 4 I trin 4 måles indeluftkoncentrationen. Er denne større end afdampningskriteriet, kan det ikke udelukkes, at den underliggende forurening udgør et problem, som der skal afværges mod. Det skal dog bemærkes, at f.eks. tæt trafikerede by- eller industriområder kan have et meget højt baggrundsniveau, samt at der kan være mange forureningskilder i bygningen, som f.eks. nymalede vægge eller rygning m.m. 65

66 66

67 6 Lossepladsgas Baggrund Baggrunden for JAGG s regneark om lossepladsgas er et ønske om at beregne, om udsivning af lossepladsgas (methan) til en nærtliggende bygning kan medføre eksplosionsfare i bygningen. Opblandet i luft er methan eksplosionsfarlig i koncentrationer på 5-15 vol. %. Indeluftkoncentrationen bør dog ikke overstige 1 vol. %, som er den typiske alarmeringsgrænse for gasalarmer. Overordnede principper Gasproduktion i en losseplads aftager med tiden. Herudover afhænger kildestyrken af en række faktorer, hvoraf affaldssammensætning og affaldsmængde er de vigtigste. Vurderingen af eksplosionsfare på grund af gasindtrængning i bygninger foretages på baggrund af kildestyrken, geologi og byggetekniske forhold omkring bygningerne. Som udgangspunkt tager man i risikovurderinger udgangspunkt i en worst case situation, hvor jordoverfladen er forseglet, f.eks. på grund af en længerevarende frostperiode, og at al den dannede methangas transporteres hen under den bygning, som risikovurderes. Endvidere tages der udgangspunkt i, at methanindholdet i lossepladsens poreluft i en worst case situation er 100 vol. %. Vurderingerne er således meget konservative. JAGG-modellen Der er opstillet en konvektionsmodel, som kan beregne forholdet α mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen. Med et methanindhold i poreluften på 100 vol. % og en alarmeringsgrænse på 1 vol. % må forholdet α mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen ikke overstige 1/100 = 0,01. Hvis beregningerne viser α > 1/100 er der dog ikke nødvendigvis en eksplosionsrisiko. Det kan vise sig, at den tid, som det tager at etablere trykgradienten, τssp eller ligevægtskoncentrationen τssc, er så stor (f.eks. adskillige måneder), at det er urealistisk med en så lang worst case periode, f.eks. en så lang frostperiode. 67

68 Beregningen af α tager heller ikke hensyn til, om der produceres gas nok i lossepladsen til at opretholde trykgradient og ligevægtskoncentration i hele worstcase perioden. Derfor skal gasproduktionen i lossepladsen beregnes (dette kan gøres i JAGG), hvorefter der skal gennemføres en opblandingsberegning af den producerede gas i husets indeluft (dette kan ikke gøres i JAGG, men må udføres manuelt). En sådan massebalance vil ofte vise, at lossepladsen ikke producerer så meget gas, at det udgør nogen risiko for den betragtede bygning. Henvisninger til vejledningen Vurdering af eksplosionsfare fra udsivende lossepladsgas omtales i vejledningens afsnit 4.3, side samt i afsnit 5.3, side 51 og Formler til beregning af gasproduktionen findes i appendiks 5.1, side En konvektionsmodel for gasindtrængning i omkringliggende bygninger gennemgås i appendiks 5.2, side Gasproduktion Gasproduktionen (gasproduktionsraten) bestemmes ved udtrykket: dp dt = P tot k e -kt hvor: dp/dt = den årlige gasproduktion (Nm 3 /t år) Ptot = den totale gasproduktion (Nm 3 /t) k = nedbrydningskonstanten (år -1 ) t = tiden (år). Inputparametrene gennemgås i følgende afsnit. Nedbrydningskonstanten er givet ved følgende udtryk k = ln2/t ½ hvor: k = ln2 = halveringstiden. t 1/ Halveringstiden t ½ Halveringstiden kan ikke umiddelbart bestemmes ved måling på lossepladsen. Der kan anvendes tabelværdier, som f.eks. angivet i tabel

69 Affaldstype Dagrenovation /33/ Slam /33/ Erhvervsaffald /33/ Storskrald /33/ Bygge- og anlægsaffald /33/ Let omsætteligt affald /34/ Moderat omsætteligt affald /34/ Halveringstid, t½ (år) , Tabel 6.1 Halveringstider for forskellige affaldstyper. Bestemmelse af halveringstider er forbundet med stor usikkerhed. Dels er det svært at karakterisere affaldet i en losseplads (og dermed at bestemme hvilken halveringstid der skal anvendes), dels angiver tabelværdier de halveringstider, som er gældende under gunstige nedbrydningsforhold. Dele af den aktuelle losseplads kan være sådan kompakteret eller sådan sammensat, at affaldsnedbrydningen hæmmes, og methandannelsen svækkes. En stor usikkerhed på halveringstiden medfører en meget stor usikkerhed på gasproduktionen, idet gasproduktionen henfalder eksponentielt med halveringstiden som henfaldskonstant Den totale gasproduktion - P tot Den totale gasproduktion angiver den mængde methan, som produceres i forbindelse med nedbrydning af 1 ton affald. Den totale gasproduktion kan ikke bestemmes simpelt, men må estimeres ud fra laboratorium- og/eller feltforsøg. Under de mest ideelle betingelser ligger den totale gasproduktion ifølge litteraturen i intervallet Nm 3 pr. ton affald. I praksis vil den totale gasproduktion dog være væsentlig mindre. I danske lossepladser er der målt værdier på Nm 3 pr. ton affald for den totale gasproduktion. Denne værdi understøttes af svenske og tyske beregninger. 69

70 Som udgangspunkt bør man derfor anvende en total gasproduktion på 200 Nm 3 pr. ton affald. Dette antages at være en forholdsvis sikkert bestemt størrelse Gaskonvektion fra losseplads til en bygning Der er opstillet en konvektionsmodel, som kan beregne forholdet α mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen. For ligevægtssituationen gælder: hvor: α Ci = Cp k Ps = µ x l L α = Forholdet mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen. k = Luftpermeabiliteten (m 2 ) Ps = Overtrykket i lossepladsen (Pa) µ = Dynamisk viskositet (kg/m s) x = Afstanden (m) l = Lofthøjden (m) L = Luftskiftet (s -1 ). Tiden for etablering af henholdsvis trykgradient τssp (ligning 2) og ligevægtskoncentration τssc (ligning 3) er givet ved τ ssp = µ E k P a x atm 2 τ ssc = µ Ea x k Ps 2 hvor: Ea = luftporøsiteten (ubenævnt) Patm = atmosfæretrykket (Pa) Inputparametrene gennemgås i følgende afsnit Atmosfæretrykket P atm Opbygning af en trykgradient væk fra lossepladsen tager nogen tid, og reelt skal der derfor, som atmosfæretryk, anvendes en middelværdi over perioden. Atmosfæretrykket måles simpelt med et barometer. 70

71 Det gælder at 1,0 Atm. (det normale atmosfæretryk) er lig med Pa. Atmosfæretrykket i Danmark varierer typisk mellem og Pa. Der er altså tale om små variationer. Da trykgradient og ligevægtskoncentrationen opbygges over en periode, skal atmosfæretrykket også midles over en periode. Herved vil det atmosfæretryk, som skal anvendes, ligge meget tæt på normaltrykket ( Pa), hvilket således bliver en meget sikkert bestemt parameter Poreluftkoncentrationen - C p Da der normalt vil være tale om en risikovurdering af en tænkt worst-case situation, anvendes en poreluftkoncentration (C p ) på 100 vol. % methan Overtryk i lossepladsen - P s Fra litteraturen kendes overtryk i lossepladser på Pa. Hvis der, i den aktuelle losseplads, er målt overtryk over en længere tidsperiode, kan man konservativt anvende et overtryk, som ligger over den højst målte værdi. Foreligger der ikke data fra lossepladsen, kan man benytte et overtryk på Pa, idet denne størrelse må betragtes som klart konservativ. Overtrykket i lossepladsen (P s ) indgår lineært i beregningen af forholdet α mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen. En positiv afvigelse af P s med 10 % medfører også en positiv afvigelse på α med 10 % Den dynamiske viskositet µ Den dynamiske viskositet µ er stofspecifik, se tabel

72 Medie Dynamisk viskositet, µ kg/(m s) Luft Methan Kuldioxid 1, , , Tabel 6.2 Dynamiske viskositeter for forskellige medier. For f.eks. methan (100 vol. % methan) er den dynamiske viskositet 1, kg/(m s) og for luft 1, kg/(m s). For en blanding kan den dynamiske viskositet som udgangspunkt beregnes ved forholdsregning. Den dynamiske viskositet er en sikkert bestemt størrelse Luftpermeabiliteten k Luftpermeabiliteten k er en materialkonstant for den enkelte jordtype. Typiske luftpermeabiliteter er for nogle jordtyper angivet i tabel 6.3. Medie Moræneler * Fint sand Groft sand Luftpermeabilitet, k m * Skønnet værdi. Tabel 6.3 Luftpermeabiliteter for forskellige medier. I forbindelse med vurdering af lossepladsgasproblematikken bestemmer man normalt ikke luftpermeabiliteten, og der findes ikke nogen standardmetode til en sådan bestemmelse. Luftpermeabiliteten kan estimeres ud fra vandpermeabiliteten (den mættede permeabilitet), som bestemmes ved flow-test. Luftpermeabiliteten viser hysterese, dvs. at permeabiliteten afhænger af tidligere afdræning og opfugtning af jorden. 72

73 Luftpermeabiliteten indgår lineært i beregningen af α, forholdet mellem indeluftkoncentrationen i bygningen og poreluftkoncentrationen i lossepladsen. En overestimering af luftpermeabiliteten på f.eks. 40 % vil derfor også medføre en overestimering af indeluftkoncentrationen på 40 %. Da usikkerheden på luftpermeabiliteten er relativt stor, medfører dette også relativt store usikkerheder på indeluftkoncentrationerne Luftporøsiteten E a Luftporøsiteten E a, svarende til den relative volumenandel af luft i jorden (se afsnit 2.1) er afhængig af jordtypen. Jordens totale porøsitet, dvs. summen af luft og vandvoluminer i jorden, ligger i danske jordtyper typisk på 0,4-0,5, og varierer ikke meget. I jordens umættede zone, og i overgangen mellem den mættede og den umættede zone, kan der imidlertid være store variationer i et jordlags vandindhold, dvs. i fordelingen af de relative volumenandele af jorden, der er henholdsvis luft- eller vandfyldte. En ide om luftporøsiteters størrelse er for nogle jordtyper angivet i tabel 6.4. Medie Lermuld Sandmuld Ler Sand Luftporøsitet, Ea (ubenævnt) 0,1 0,1 0,1 0,3 Tabel 6.4 Mulige luftporøsiteter for forskellige medier. Luftporøsiteten indgår lineært i beregningen af tiden for etablering af henholdsvis trykgradient τssp og ligevægtskoncentration τssc. En overestimering af luftpermeabiliteten på f.eks. 40 % vil derfor også medføre en overestimering af indeluftkoncentrationen på 40 %. 73

74 6.2.7 Loftshøjde af bygning - l Loftshøjde af bygningen kan bestemmes med stor nøjagtighed ved simpel opmåling. Loftshøjden af bygningen indgår lineært i beregningen af methankoncentrationen i indeluften. En fordobling af loftshøjden, vil betyde en halvering af methankoncentrationen i indeluften Luftskifte i bygning L Se afsnit Luftskiftet i bygningen indgår lineært i beregningen af methankoncentrationen i indeluften. En fordobling af luftskiftet vil betyde en halvering af methankoncentrationen i indeluften Afstanden x Afstanden x mellem det lossepladsgas-producerende område, og den bygning som skal risikovurderes, bestemmes ved simpel opmåling. Problemet er, at bestemme afgrænsningen af det gasproducerende område, der defineres som det område, hvor methanindholdet i poreluften er større end 1 vol. %. Det gasproducerende område kan afgrænses ved monitering i et system af gasmålepunkter. Afstanden x mellem det gasproducerende område, og den bygning som skal risikovurderes, indgår lineært i beregningen af methankoncentrationen i indeluften. En fordobling af afstanden x, vil derfor betyde en halvering af methankoncentrationen i indeluften. 6.3 Sammenfatning, gasberegning I beregningen af gasmængden der trænger ind i bygninger er luftpermeabiliteten underlagt særlig stor variabilitet sammenholdt med de øvrige para- 74

75 metre. I tabel 6.5 er den vurderede variabilitet på parametrene vist. Der er lavet en Montecarlo simulering /36/, hvor de indgående parametre P atm, C p, P s, µ, k, E a, l,l og x er varieret tilfældigt omkring et fastpunkt for at se den gennemsnitlige usikkerhed på beregningerne. Resultatet er vist i tabellen sammen med en følsomhedsberegning på de enkelte parametre. Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Atmosfæretryk, P atm 3 % < 1 % 0 % Poreluftkoncentration, % < 10 % 25 % C p Overtryk, P s 30-50% < 10 % 25 % Dynamisk viskositet, 20 % Måles normalt 20 % µ ikke Permeabilitet, k % % 25 % Luftporøsitet, E a 30 % 10 % 0 % Loftshøjde, l 10 % < 10 % 20 % Luftskifte, L % % 20 % Afstand, x 10-20% < 10 % 20 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 320 % Tabel 6.5 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i gasberegningen, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 75

76 76

77 7. Referenceliste /1/ Nettonedbør. H. Mikkelsen, Statens Planteavlsforsøg. /2/ Moderne betonbelægninger. Quist, P. S. og Kirk, J. S. Institut for Veje, Trafik og Byplan, DTU, Notat /3/ Entwicklung von methoden zur aufrechterhaltung der natürlichen versickerung von wasser. Berliner Wasserwerke, /4/ Kvantificering af porevandskoncentrationen; Kjærgaard, M. et al.; Indlæg på ATV s vintermøde om jord- og grundvandsforurening afholdt på Vingstedcentret marts /5/ Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. Projekt om jord og grundvand, Nr. 20, Miljøstyrelsen, /6/ Technical protocol for evaluating natural attenuation of chlorinated solvents in groundwater. Wiedemeier, T. H. et al; 1996: Air Force Centre for Environmental Excellence, Technology Transfer Division, Brooks Air Force Base, San Antonio, Texas. /7/ Physical and Chemical Hydrogeology. Domenico, P. A. & Schwartz, F. W, John Wiley & Sons, Inc. /8/ MTBE s spredning i grundvand. Miljøprojekt, Nr. 740, Miljøstyrelsen, /9/ Norm for dræning af bygværker mv. Dansk Standard, DS435, december /10/ Kornstørrelsesfordeling bestemt ved sigteanalyse. DS 405.9, Dansk Standard, /11/ Vandforsyning, redigeret af Karlby, H. og Sørensen, I. Teknisk Forlag

78 /12/ Stationær og ikke-stationær grundvandsstrømning. Bai, W., 1982, Laboratoriet for Geoteknik, Ingeniørhøjskolen, Horsens Teknikum. /13/ Non-steady state radial flow in an infinite leaky aquifer; Hantush, M. S. and Jacob, C. E. Am. Geophys. Un. Trans., 36, /14/ Subsurface Migration of Hazardous Wastes; Devinny, J. S.; Everett, L. G.; Liu, J. C. S. and Stoller, R. L VNR, New York. /15/ Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand. Kjærgaard, M., Ringsted, J. P., Albrechtsen, H. J. og Bjerg, P. Miljøprojekt, Nr. 540, Miljøstyrelsen, /16/ Cadmium and nickel distribution coefficients for sandy aquifer materials. Christensen, T. H.; Lehmann, N.; Jackson, T. and Holm, P. E. Journal of Contaminant Hydrology 24 (1996) /17/ Geology and sediment geochemistry of a landfill leachate contaminated aquifer (Grindsted, Denmark). Heron, G. et al. Journal of Contaminant Hydrology 29 (1998) /18/ Determination of non-volatile organic carbon in aquifer solids after carbonate removal by sulfurous acid. Heron, G.; Barcelona, M. J.; Andersen. M. L. and Christensen, T. H. Groundwater 35 (1997) /19/ Millington, R.J. Gas Diffusion in Porous Media, Science, 130, /20/ Lugg, G.A. Diffusion Coefficients of Some Organic and Other Vapor in Air, Analytical Chemestry, 40, /21/ Miljøstyrelsen. Projekt on jord om grundvand nr. 20, Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. /22/ Bygge- og Boligstyrelsen. Vejledning i måling af stoffer i indeluften fra forurening i jorden /23/ Dansk Ingeniørforenings norm for betonkonstruktioner, Dansk Standard DS

79 /24/ Herholdt, A.D., Justesen, C.F.P., Nepper Christensen, P. og Nielsen, A Beton-Bogen. /25/ Baker, P.H., Sharples, S. & Ward I.C. Air Flow Through Cracks. Building and Environment, vol. 22, no /26/ Undersøgelse af lufttæthed i bygningskonstruktioner. Bygge- og Boligstyrelsen, /27/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Indeklimapåvirkning fra forurenede grunde. Modelberegninger og indeklimamålinger. Teknik og Administration, Nr /28/ Bygge- og Boligstyrelsen Diffusionsforsøg, betongulve. /29/ Miljøstyrelsen. Miljøprojekt, 646. Måling af indtrængningen af gasformige forbindelser fra forurenet jord til indeluften. Foliemetoden. /30/ Oprydning på forurende lokaliteter hovedbind. Vejledning fra Miljøstyrelsen, Nr. 6, /31/ Oprydning på forurenede lokaliteter appendikser. Vejledning fra Miljøstyrelsen, Nr. 7, /32/ Prøvetagningsmetoder for sand-, grus- og stenmaterialer. Vandindhold. DS Dansk Standard, februar /33/ Gas i lossepladser. ATV-møde, marts /34/ Noter om: Kontrollerede lossepladser. Thomas H. Christensen, m.fl. Teknisk forlag, /35/ Manual for program til risikovurderinger JAGG (Jord, Afdampning, Gas, Grundvand). Miljøstyrelsen, juni /36/ Robert and G. Casella. Monte Carlo Statistical Methods (second edition). New York. Springer-Verlag,