ESBJERG KOMMUNE Kultur & Fritid MOTORSPORTSCENTER DANMARK

ESBJERG KOMMUNE Kultur & Fritid MOTORSPORTSCENTER DANMARK Baggrundsrapport ANVENDELSE AF LETTERE FORURENET JORD Oktober 2008 Johansson & Kalstrup A/S rådgivende ingeniører FRI Østervang 2, 6800 Varde Dokken 16A, 6700, Esbjerg

Indholdsfortegnelse Indholdsfortegnelse... 1 Indledning... 2 Beskrivelse af støjvolden... 2 Støjvolde... 3 Karakterisering af stofgrupper i jord, der forventes genanvendt... 3 Baggrund for beregningsmodellerne... 4 Grundvandets hastighed... 7 Nedbrydningen af organiske stoffer... 13 Alifaters nedbrydningsvej... 14 BTEX: nedbrydningsveje... 14 PAH: Nedbrydningsveje... 15 Resultat af udvaskningsberegninger... 16 Anvendelse af lettere forurenet jord i støjvoldene... 19 Bilag 1... 22 Jordens koncentration... 22 K ow... 22 K d... 22 Polyaromatiske kulbrinter (PAH)... 25 Benzin- og oliesammensætninger... 26 Porevandskoncentration... 27 Retardationsfaktor... 27 Nedbrydningskonstant... 28 Værdier for nedbrydningskonstanter... 28 Forsinkelse... 29 Reduktionsfaktor... 30 Jord- og grundvandskonstanter... 30 Bilag 2... 32 Redegørelse for de anvendte nedbrydningskonstanter og stoffernes nedbrydning... 32 Bilag 3 Jordklassificeringssystem... 35 Bilag 4: Nedbrydning af BTEX... 36 Bilag 5: Nedbrydning af PAH under aerobe forhold... 38 Restforurening i jorden... 39 Bilag 6. Referencer... 40 1

Indledning I det følgende materiale gennemføres en vurdering af den mulige påvirkning, der kan komme på henholdsvis grundvand og recipient, som følge af, at støjvoldene på det kommende Motorsportscenter Danmark ønskes opbygget af lettere forurenet jord. Vurderingen tager udgangspunkt i en opstillet beregningsmodel. Beskrivelse af støjvolden Rundt om Motorsportscenter Danmarks nye asfaltbane skal der etableres en støjvold, der får en udstrækning og beliggenhed, som vist med ternet signatur på fig. 1. Støjvoldene dækker tilsammen 300-400.000 m 2, når centeret er fuldt etableret. Topkoterne på støjvoldene tilpasses kravene til støjdæmpning i forhold til de omkringliggende boliger, hvor støjvoldene omkring den nye bilbane er højest. Støjberegninger på de øvrige baner har desuden vist, at det er nødvendigt at etablere forholdsvis høje støjvolde omkring Gokartbanen, Rallycrossbanen og Motocrossbanen. Der skal ligeledes ske forholdsvis små hævninger af de eksisterende støjvolde på speedwaybanerne. Figur 1. Plankort over Motorsportscenter Danmark 2

Støjvolde Der skal anvendes store mængder jord til etablering af de nødvendige støjvolde i forhold til afskærmning af de omkringliggende ejendomme. Støjvoldene forventes derfor opbygget ved brug af lettere forurenet jord. Nærværende redegørelse søger at belyse den genanvendte lettere forurenede jords forureningskomponenter, og hvorledes disse stoffer bevæger sig ved opstilling af en model baseret på stoffernes kemiske egenskaber. Karakterisering af stofgrupper i jord, der forventes genanvendt Kilderne til den forurenede jord forventes primært at blive jord fra diffust forurenede arealer som f.eks. jord fra gamle byområder og rabatjord samt jord med restforurening fra jordrensefirmaer. Herudover kan der eventuelt blive tale om anvendelse af restprodukter fra affaldsforbrænding, kraftvarmeværker og lignende, såfremt restprodukterne ligger inden for rammerne i forhold til de i nærværende redegørelse beskrevne stoffer. Den lettere forurenede jord vil typisk have et forureningsindhold omfattende organiske stoffer i form af olieprodukter, tjærestoffer og organiske opløsningsmidler, og for rabatjord ligeledes et forhøjet indhold af bly og polyaromatiske kulbrinter (PAH). Jord, der kan karakteriseres som lettere forurenet jord, kan have et meget varierende forureningsindhold, idet der dog overvejende vil være tale om de tungere komponenter. For at give det bedste grundlag ved risikoberegningerne er der foretaget en vurdering af et forholdsvist stort antal parametre, svarende til de styrende parametre ved klassificeringen af jorden. Det er på forhånd blevet vurderet, at følgende typer af forurenet jord vil være for problematiske at modtage, hvorfor der ikke er udført risikoberegninger på disse. Jord forurenet med flygtige komponenter som f.eks. chlorerede kulbrinter. Disse er problematiske både på grund af deres egen mobilitet og ved at gøre andre stofgrupper mere mobile. Kviksølvsforurenet jord, som dog forventes at være en sjælden forureningstype, er problematisk risikoberegningsmæssigt. Jord forurenet med BTEX erne (benzen, toluen, ethylen og xylen) og lettere kulbrinter (C 6 - C 10 ). Disse parametre er mobile og vil hurtigt blive tilført grundvandet. Da jord med disse forureninger forholdsvis let kan renses ned til et niveau, hvor jorden kan karakteriseres som ren vil jord med disse forureninger på et niveau over klasse 1 (ren jord) vil blive henvist til jordrensning. I karakteriseringen af jordens forurening anvendes faststofanalyser, selvom udvaskningstest med eluatanalyser vil give et meget bedre billede af risikoen for udvaskning af de forurenede stoffer. For langt de fleste stoffer er der ikke nogen enkel sammenhæng mellem faststofkoncentrationen og eluatkoncentrationen og det må forventes, at brugen af udvaskningstest i fremtiden vil blive mere udbredt i forbindelse med karakterisering af jord og vurdering af udvaskningsrisikoen. For nærværende er faststofanalyser dog det eneste mulige grundlag at lave risikovurderingen ud fra. Risikovurderingen vil danne baggrund for at vurdere om belastningen fra støjvoldene kan give problemer med at overholdelse af grundvandskvalitetskriterierne i en afstand på maksimalt 100 m fra støjvoldene. I JAGG-modellen er udgangspunktet, at grundvandet skal kunne overholde grundvandskvalitetskriterierne i et beregningspunkt, der ligger i en nedstrøms afstand fra forureningskilden svarende til den afstand, som grundvandet strømmer på ét år - dog max. 100 m. 3

Afstandskravet er her fastsat ud fra en overvejelse om, at grundvandsressourcen skal bevares ren, og at et forureningsproblem skal fjernes/afværges ved forureningskilden. Desuden skal vurderes, om belastningen fra støjvoldene kan give problemer med overholdelse af de nationale og EU-fællesskabs miljøkvalitetkrav i de tilstødende overfladerecipienter jf. bekendtgørelse nr. 1669 af 14. december 2006. Der redegøres i det følgende for den opstillede jordmodel, brugen af JAGG-modellen, de enkelte forureningsparametre og deres udvaskningskarakteristika. Baggrund for beregningsmodellerne I det følgende er baggrunden for risikoberegningerne beskrevet og der er udarbejdet skema med forskellige startscenarier af jordkoncentrationer. Der tages udgangspunkt i jordens koncentration [mg/kg TS] mht. de pågældende stoffer. Når regnvandet siver ned gennem den lettere forurenede jord, vil der ske en mere eller mindre opløsning af stofferne alt afhængigt af det enkelte stofs fysiske/kemiske egenskaber. Stofkoncentrationen i det nedsivende regnvand (porevandskoncentrationen) afhænger af det enkelte stofs adsorption til jordpartiklerne. Denne binding er beskrevet vha. en ligevægtsfordeling K d mellem jord og vand. Der benyttes forskellige modelberegninger til de forskellige forureningsgrupper. De organiske forureninger, benzin- og oliekomponenter, samt tjærekomponenterne har i større eller mindre grad en gasfase i jorden, således at de målte faststofkoncentrationer giver anledning til en stofspecifik fordeling af stoffet i poreluften, porevandet og bundet til jordpartiklernes organiske indhold. Til beskrivelse af denne fordeling benyttes Miljøstyrelsens JAGG-model, der i fugacitetsmodulet kan regne på disse 3 faser ved hjælp af en række fysiske-kemiske formler og konstanter. Den resulterende koncentration i porevandet videreføres i modellens grundvandsmoduler, hvori der kan indgå fortynding og nedbrydning af stofferne. JAGG-modellen regner dog kun frem til et teoretisk beregningspunkt, der ligger i ét års grundvandsstransportafstand fra forureningskilden dog maksimalt 100 m. Afstanden afhænger af grundvandspotentialehældningen og jordtypen. Ved tungmetallerne benyttes beregninger i en 2-fasemodel, der bygger på tilsvarende formler, som ligger i JAGG-modellens grundvandsmoduler. Tungmetallerne har ingen gasfase i jorden (på nær metallisk kviksølv, der er fravalgt af samme årsag) og JAGG modellen kan ikke beregne en porevandskoncentration ud fra faststofkoncentration i jorden. Porevandskoncentrationerne i 2- fasemodellen beregnes ud fra opløseligheden af stofferne og bindingsevnen til jordens organiske bestanddele. For en nærmere beskrivelse af 2-fasemodelen henvises til bilag 1. Samme opstillede 2-fasemodel kan benyttes til beregning af de organiske stofkoncentrationer i grundvandet, der ligger i en større afstand fra forureningskilden end den éne års grundvandstransportafstand, der beregnes i JAGG-modellen. Det er de samme formler, der ligger i 2-fasemodellen som i JAGG-modellens grundvandsmodul. 2-fasemodellen kan på baggrund af blandt andet grundvandshastigheden og nedbrydningskonstanten for stoffet beregne en porevandskoncentration i en valgt afstand fra forureningen. Modelforudsætninger Forudsætningerne for beregningerne er, at jorden indeholder 0,1 % organisk kulstof og at ph ikke er lavere end 5. Med hensyn til Arsen regnes dog med at ph i jorden ikke er højere end 7, idet Arsen i modsætning til de øvrige tungmetaller er mest mobil ved højere ph værdier. I modellerne 4

regnes desuden med, at jordtypen er sand eller mellemkornet sand, samt at hældningen på grundvandsspejlet i nærheden af depotet er 2. Grundvandspartiklernes veje til recipienterne er modelleret ved detaljering af Esbjerg Kommunes eksisterende grundvandsmodel af firmaet Grontmij Carl Bro. Den jord, der bliver anvendt til støjvoldene på Motorsportscenter Danmark, vil utvivlsomt have et væsentlig højere indhold af organisk kulstof end 0,1 %. Der kan være tale om mere end 2 % organisk kulstof. Det vil betyde, at forureningerne vil blive tilbageholdt meget længere og porevandskoncentrationen under støjvoldene i givet fald vil blive væsentlig lavere end forudsat i beregningerne. Der er ikke fundet referencer, der angiver et lavere indhold end 0,1 % organisk kulstof i jorden. Omvendt kan det ikke udelukkes at der er jordmatricer på vandpartiklernes vej fra støjvoldene til recipienten, der ikke indeholder 0,1 % organisk kulstof. Der er reelt ikke kendskab til jordmatricernes kulstofindhold og det vil ikke være muligt at få dette kendskab. Naturligt regnvand har en ph på ca. 5.65 og målingerne af ph i grundvandet under Korskrobanerne ligger på ca. 5,1, hvorfor de til tungmetalberegningerne fundne K d værdier så vidt muligt er omregnet til ph = 5. Derved er der taget hensyn til en mindre forsuring af jorden. Jord med en ph-værdi under 5,5 vil blive afvist eller henvist til kalkning inden modtagelse. Det må forventes, at grundvandet under landbrugsjord vil have en højere ph end under motorbanerne, idet landbrugsjord kalkes af hensyn til dyrkningen. Til underbygning af dette kan nævnes, at i Solbjerg-Lunde Bæk, der løber i et naboopland til Sadderup Bæk, er de vandkemiske forhold fulgt månedsvis over en årrække og her ligger ph typisk på omkring 6,5 i vinterperioden, hvor fotosyntesen ikke forventes at have nogen væsentlig betydning på måleresultaterne. Af 335 ph målinger er der kun 2 målinger, der ligger under 6,0 (5,8 og 5,9 i henholdsvis oktober og november 1998). Omregningen af K d ved ph 5 er kun gjort for metallerne, idet tilbageholdelsen af de organiske stoffer ikke i samme grad er påvirket af ph. I modellerne regnes der ikke med vertikal forsinkelse, dvs. at der ikke medregnes en nedbrydning ned gennem jordsøjlen. Derfor regnes porevandskoncentrationen for at være uændret, når det nedsivende regnvand rammer grundvandsspejlet. Sandsynligvis vil der både foregå en væsentlig tilbageholdelse af metallerne på grund af et forholdsvist højt indhold af organisk kulstof i støjvoldene og en væsentlig nedbrydning af de organiske stoffer, idet der må forventes et forholdsvist højt iltindhold i denne umættede zone. Samtidig vil der være rigeligt med næringsstoffer til stede til nedbrydningen. Ved stoftransporten til grundvand/recipient tages der højde for de organiske stoffers nedbrydning i den mættede zone (tungmetaller nedbrydes ikke). Grundvands- og recipientkoncentrationerne sammenholdes med grænseværdierne. Det antages, at de fundne nedbrydningskonstanter er gældende, dvs. det forudsættes, at der er tilstrækkelig mængder af næringsstoffer samt tilstrækkelige aerobe forhold, således at nedrydningsraten sker i overensstemmelse med de anvendte nedbrydningskonstanter. De forskellige størrelser, som indgår i jordmodellerne, er gennemgået i bilag 1. En udvidet redegørelse for valget af konstanter er givet i bilag 2. 5

Resultater af udvaskningsberegningerne i forhold til grundvandet Nedenstående er vist beregningerne af porevandkoncentrationerne umiddelbart under støjvoldene for de enkelte stoffer for henholdsvis grænseværdien for ren jord klasse 1 og for lettere forurenet jord klasse 2. Grænseværdierne er taget fra enten Bek. om lettere forurenet jord eller Jordplan Ribe Amt Januar 2006. Tungmetaller: Klasse 1 mg/kg TS Porevandskoncentration μg/l Klasse 2 mg/kg TS Porevandskoncentration μg/l Grundvandskvalitetskriterie μg/l Arsen 20 63,4 20 63,4 8 Cadmium 0,5 8,4 5 84 0,5 Chrom 500 1.584 1000 3.168 25 Kobber 500 1.584 1000 3.168 100 Nikkel 30 919 40 1.225 10 Bly 40 79,2 400 792 1 Zink 500 19.652 1000 39.305 100 Kulbrinter: Benzin- og oliekomponenter Benzen 0,1 580 1,5 8.730 1 Toluen 0,1 400 1,5 6.030 5 Xylener (ortho-) 0,1 260 1,5 3.860 5 Ethylbenzen 0,1 210 1,5 3.150 1 n-hexan (C 6 -C 10 ) 25 1.715 35 2.402 9 n-octan (C 10 -C 25 ) 50 846 75 1.270 9 n-dodecan (C 25 -C 35 ) 100 757 200 1.514 9 Tjærestoffer Naphtalen 0,5 900 1 1.790 1 Phenanthren 0,3 34,7 3 360 0,01 Flouranthen 0,3 7,7 3 77 0,1 Benz(bjk)flouranthen 0,3 0,30 3 3,0 0,01 Benz(a)pyren 0,3 0,36 3 3,6 0,01 Dibenz(a)antracen 0,3 0,018 3 0,18 0,01 Indeno(123cd)pyren 0,3 0,022 3 0,22 0,01 Tabel 1. Beregnede porevandskoncentrationer. Beregningerne er behæftet med meget større usikkerhed end antallet af betydende cifre antyder. Hvis de beregnede porevandskoncentrationer sammenlignes med grundvandskvalitetskriterierne, ses at disse ikke kan overholdes uden at der indregnes en fortynding og eventuel nedbrydning. Et års grundvandstransport i sand med ca. 2 fald er ikke mere end ca. 16 m, hvilket ikke giver nogen væsentlig fortynding, da Motorsportscenter Danmark ligger på toppen af et grundvandsskel og der derfor ikke kommer nævneværdige mængder grundvand til opstrøms fra. Det betyder, at selv med anvendelse af jord, der ligger lige under grænseværdien for ren jord, klasse 1, kan 6

grundvandskvalitetskriterierne ikke overholdes! Det samme gælder for de organiske stoffer, hvis kun fortyndingen indregnes. Med hensyn til de organiske stoffer, så vil indregning af nedbrydning af stofferne have forskellig betydning for de forskellige stoffer. Nedbrydningskonstanterne er dog bestemt med en væsentlig usikkerhed. Tabel 2 viser de beregnede porevandskoncentrationer i afstanden for ét års grundvandstransportafstand, fortynding, sorption og nedbrydning jf. JAGG-modellen. Kulbrinter: Benzin- og oliekomponenter Klasse 1 Sorptionstid Porevandskoncentration μg/l Klasse 2 Porevandskoncentration μg/l Grundvandskvalitetskriterie μg/l Benzen 0,1 391 døgn 12 1,5 174 1 Toluen 0,1 475 døgn 1,9*10-8 1,5 2,9*10-7 5 Xylener (ortho-) 0,1 652 døgn 5,6*10-4 1,5 8,4*10-3 5 Ethylbenzen 0,1 729 døgn 0,14 1,5 2,1 1 n-hexan (C 6 -C 10 ) 25 9,8 år 0,34 35 0,49 9 n-octan (C 10 -C 25 ) 50 115 år <1 * 10-300 75 <1 * 10-300 9 n-dodecan (C 25 -C 35 ) 100 345 år 1,7*10-55 200 3,3*10-55 9 Tjærestoffer Naphtalen 0,5 900 436 1 872 1 Phenanthren 0,3 27,5 år 4,8 3 48 0,01 Flouranthen 0,3 127 år 7,4*10-4 3 7,4*10-3 0,1 Benz(bjk)flouranthen 0,3 3.188 år 2,4*10-102 3 2,4*10-101 0,01 Benz(a)pyren 0,3 2.697 år 1,1*10-86 3 1,1*10-85 0,01 Dibenz(a)antracen 0,3 2.697 år 5,7*10-88 3 5,7*10-87 0,01 Indeno(123cd)pyren 0,3 43.361 år <1 * 10-300 3 <1 * 10-300 0,01 Tabel 2. Beregnede porevandskoncentrationer i en afstand på ca. 16 m fra forureningskilden (støjvold). I beregningerne indgår nedbrydning og en mindre fortynding. Sorptionstiden angiver den tid, den aktuelle parameter vil være om at tilbagelægge de ca. 16 m grundvandet bevæger sig på et år. Da de nævnte stoffer tilbageholdes i forskellig grad af jordens organiske stoffer, er der nogle stoffer, der vil være meget længe om at tilbagelægge afstanden. I den tid vil stofferne være udsat for nedbrydning i større eller mindre grad, der tilsammen giver den beregnede porevandskoncentration. Med hensyn til de faktorer, der indgår i beregningerne henvises til bilagene 1 og 2. Det ses, at benzinkomponenterne benzen og ethylbenzen og tjærestofferne naphtalen og phenanthren ikke kan overholde grundvandskriterierne, hverken for klasse 1 jord eller klasse 2 jord. Grundvandets hastighed Grundvandshastigheden og strømningsretningen varierer en del i området. Udregningsarbejdet over dette er udført af Grontmij Carl bro vha. en grundvandsmodel. Grundvandshastighederne er blevet anvendt i den opstillede beregningsmodel. 7

Grundvandshastigheder ud fra grundvandsmodellen Kendskabet til områdets geologi, vandløb og grundvandspejlinger er blevet benyttet til opstilling af grundvandsmodellen. Desuden er områder med støjvolde blevet indlagt jf. fig. 2 Grundvandsmodellen viser, at vandet fra de 5 støjvoldsområder på Motorsportscenter Danmark fordeler sig på 3 afstrømningsområder; Skærbæk mod nord - nordøst, Nebel Bæk mod vest og Gummesbæk mod sydøst. Fig. 2. Områder med støjvolde (partikelzoner) til grundvandsmodellen. En opdeling af støjvoldene på recipientoplandene kan gøres på følgende måde; Støjvoldsafsnit Recipient Transporttid minimum år Zone 1: De eksisterende baner og Gummesbæk 25 sydlige motocross/rallycross Zone 2: Vestligste støjvold langs Nebel bæk 30 Ølufvad Hovedvej Zone 3: Vestlige halvdel af nordvolden Alslev Å 65 Zone 4: Østlige halvdel af nordvolden Skærbæk 0-10 Zone 5: Østlige støjvold Sadderupbæk/Gummesbæk 25 Motorbanernes layout og støjvoldenes placeringer er blevet ændret siden grundvandsberegningerne blev foretaget, så zonerne dækker ikke støjvoldene fuldstændigt, men fordelingerne af grundvandspartiklerne på oplandene kan godt benyttes i forbindelse med risikovurderingerne. 8

Et markant resultat af grundvandsmodellen er, at stort set kun den østligste halvdel af den nordlige støjvold har Skærbæk som recipient. Det vil tage mellem 0 og 56 år for nettonedbøren fra zone 4 at nå frem til Skærbæk. Dette betyder i realiteten, at der ikke bør lægges lettere forurenet jord i zone 4, eller i givet fald kun forurenet jord med et indhold af særlige tungere forureningskomponenter. Dertil hører, at der ved kraftig indvinding af vand (50.000 m 3 /år) til markvanding fra boring 122.275 (se fig. 5) kunne være mulighed for at trække vand fra zone 4. Transporttiden til boringen vil dog være mellem 30 og 100 år, og der vil ske en væsentlig fortynding med vand andre steder fra, så selvom der blev benyttet forurenet jord vil vandkvalitetskravene sandsynligvis kunne overholdes. De nye baner på Motorsportscenter Danmark ligger på et grundvandsplateau, hvor nettonedbøren stort set kan bevæge sig i alle retninger. Det betyder, at grundvandshastighederne er små, da hældningen på grundvandsspejlet er lille. Ændringer i perkolationen af regnvand i området vil således også let kunne give sig udslag i ændringer i strømningsretningerne ud fra området. Det er dog hensigten at regnvandet skal nedsives i det område, hvor regnen falder. Fig. 3. Fordelingen af grundvandspartikler fra Motorsportscenter Danmark. De mørkeblå faner/prikker viser de største udbredelser efter 5 år Det ses, at de første vandpartikler har nået Skærbæk indenfor de første 5 år. 9

Fig. 4. Fordelingen af grundvandspartikler fra Motorsportscenter Danmark. De mørkeblå faner viser de største udbredelser efter 50 år. Grundvandsfanen fra den sydvestlige del af støjvoldene følger forløbet af Nebel Bæk, men i dybere lag. 10

Zone 5 og 1, der dækker henholdsvis den nye østlige støjvold omkring Asfaltbanen, de gamle baner og støjvolden syd for Rallycross og Motocross, strømmer i retning mod Sadderup Bæk og Gummesbæk. De hurtigste partikler når Sadderup Bæk på ca. 25 år. Disse partikler bevæger sig for størstedelen af vejen i en dybde, der ligger 40 m til 80 m under terræn. Fig. 5. Partikelbaner i dybden mod Gummesbæk. Maksimal dybde er ca. 80 m. Transportdybden viser, at sandsynligheden for at vandindvindinger vil kunne komme i kontakt med partikelfanerne ikke er så store, at der bør sættes en generel begrænsning på vandindvinding langs partikelvejen. Fig. 6. Partikelbaner i dybden mod Nebel Bæk. Den maksimale dybde er ca. 93 m. Signaturforklaringen er den samme som til fig. 5. Zone 2, der dækker hele den vestlige støjvold mod Ølufvad Hovedvej, strømmer mod Nebel Bæk. Partikelstrømmene går igennem et 40 m tykt lerlag, der utvivlsom vil forsinke forureningerne meget mere end forudsat i beregningerne. En del af partikelbanerne infilterer Nebel Bæk lige hvor bækken blive åben, mens en anden del først infilterer bækken meget længere nedstrøms. Zone 3, der dækker den vestlige halvdel af den nordligste støjvold, har Alslev Å som recipient. Der er dog ikke nogen partikelstrømme, der når til Alslev Å på 50 år. 11

Fig. 5. Modelberegning over indvindingsoplandene/-vejene til kendte markboringer i området omkring Motorsportscenter Danmark. De blå partikelstreger viser vejen for det indvundne vand, når der pumpes 50.000 m 3 /år. Esbjerg Kommune har oplyst, at boringerne i området har tilladelse til at indvinde følgende vandmængder pr. år: DGU.nr. Tilladelse (m3/år) 121.576 22.000 121.1036 18.000 122.835 16.000 122.1323 22.000 Derved passer de eksisterende indvindinger bedre til det beregningsscenarie, hvor der indvindes 20.000 m3/år (se fig. 6). Fig. 6. Partikelfaner for boringer med indvinding på 20.000 m 3 /år. 12

Der er således ingen af indvindingerne, der vil kunne indvinde vand fra de beregnede partikelfaner. Der er ikke registrerede grundvandsboringer, der ligger i en afstand fra partikelbanerne, der gør det muligt at oppumpe forurenet grundvand fra Motorsportscenter Danmark. Der er derfor ingen risiko for at drikkevandskriterierne vil blive overskredet i eksisterende boringer som følge af anvendelsen af forurenet jord på Motorsportscenter Danmark. Partikelbanernes dybde gør det usandsynligt, at der ville kunne oppumpes forurenet vand fra partikelfanen. Der bør dog ikke fremtidigt gives tilladelse til indvinding af drikkevand i partikelbanerne uden at der sættes krav til analyse af vandet. Ifølge vandindvindingsloven vil det være Motorsportscenter Danmark, der skal betale udgifterne til ekstra analyser, der nødvendiggøres af perkolat fra støjvoldene. Et totalt forbud skønnes der ikke at være grund til, idet det forventes, at koncentrationerne af forurenende stoffer i grundvandet reelt bliver meget lavere end beregnet. Grimstrup Vandværk har en indvindingstilladelse på 50.000 m 3 /år, men potentialkurverne og afstanden til vandværksboringerne gør, at vandværket selv med en dobbelt så stor indvinding ligger uden for influensområdet i forhold til at indvinde vand infiltreret på Motorsportscenter Danmark. Nedbrydningen af organiske stoffer I det følgende beskrives indledningsvist de generelle principper for aerob og anaerob nedbrydning, hvorefter der redegøres for evt. metabolitdannelse i de projektet deponerede stoffer. Årsagen hertil er at sikre at der ikke dannes giftigere stoffer end udgangspunktet. Mange organiske stoffer nedbrydes fuldstændigt til CO 2, vand og uorganiske salte jf. CH 2 O + elektronacceptor CO 2 + H 2 O + uorg. salte + energi Mikroorganismer skaffer sig således energi ved nedbrydning af organisk stof. Under aerob respiration anvendes O 2 som elektronacceptor, mens der under anaerobe forhold f.eks. forbruges NO 3 - eller SO 4 2-. Når der er ilt tilstede, vil mikroorganismerne udføre aerob respiration, da denne nedbrydningsproces giver det største energiudbytte. Når alt ilten er opbrugt vil nitratreduktionen foregå osv. jf. følgende skema. Processer med laveste ΔG 0 (W) foregår først. 13

Tabel 8. De forskellige muligheder for elektronacceptorer ved bakteriel nedbrydning Alifaters nedbrydningsvej Ligekædede alifater nedbrydes ved oxidation af en methylgruppe i den ene ende. Denne oxideres til en primær alkohol, videre til en aldehyd og afsluttes som en carboxylsyre. Herefter indgår den dannede fedtsyre i mikroorganismernes β-oxidation, hvorfra forbindelsen reduceres til 2 methylgrupper mindre under afgivelse af CO 2 og dannelse af acetyl coenzym-a som forbruges ved citronsyrecyklus. Nogenlunde samme mekanisme finder sted ved nedbrydning af de uligekædede alifater. Her inddrages dog den såkaldte ω-oxidation, hvor der sker en carboxylering i begge ender af molekylet. Herefter nedbrydes stoffet som før via β-oxidationen. Alkener forventes at nedbrydes efter samme mekanisme som alkanerne. Studier af 1-alkener viser at methylgruppen i den modsatte ende af dobbeltbindingen oxideres først og nedbrydes herfra som alkan. I nogle tilfælde kan dobbeltbindingen oxideres først, men førstnævnte princip er sandsynligvis den væsentligste nedbrydningsvej. Cykliske alifater nedbrydes via co-metabolisme (dvs. mikroorganismerne skaffer ikke energi og næringssstoffer via stoffet, men det nedbrydes som en sidereaktion), hvor stoffet oxideres til en alkohol og videre til en keton. Efter den indledende oxidation går nedbrydningen relativt let. De substituerede cykliske alifater nedbrydes hurtigere end de usubstituerede, specielt hvis sidegruppen er en n-alkan. Sidegruppen oxideres først, og nedbrydes som ved n-alkaner /1/. BTEX: nedbrydningsveje I bilag 2 er anført en mulig nedbrydningsvej for benzen. Benzen kan nedbrydes fuldstændigt til CO 2 og muligvis frigives nogle svage carboxylsyrer afhængigt af mikroorganisme-diversiteten. 14

Under anaerobe forhold angives at MonoAromatiskeHydrocarboner muligvis oxideres til phenoler hvor iltmolekylet i hydroxylgruppen er afledt fra vand. Den fortsatte nedbrydning af phenol under anaerobe forhold kan nedbrydes fuldstændigt til methan og CO 2. Der er fundet lignende nedbrydningsveje for toluen, hvor denne først oxideres til p-cresol og derefter nedbrydes via en såkaldt p-cresol-pathway under methanogene forhold. Lignende reaktionsveje findes sandsynligvis for de resterende BTEX er /1/. Som tidligere nævnt, vil der ikke blive modtaget BTEX-holdig jord over klasse 1. PAH: Nedbrydningsveje PAH er kan under aerobe forhold nedbrydes fuldstændigt til CO 2 jf. bilag 3. Afhængigt af hvilke mikroorganismer der er tilstede kan nedbrydningen være ufuldstændig, idet de forskellige bakterier og svampe indeholder forskellige enzymsystemer og dermed forskellige nedbrydningsveje samt dannede metabolitter. Generelt vil en oxidation til hydroxy-, oxo-grupper og lign. medføre en øget polaritet og dermed en øget vandopløselighed. Nogle udvalgte opløselighedsdata ( Gummibiblen, Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand ) Stof Opløselighed i vand Benzen 1.760 mg/l Toluen 550 mg/l Benzoesyre 3.400 mg/l Phenol 93.000 mg/l 2-methylphenol 25.000 mg/l Naphtalen 31 mg/l 1-Napthalensyre Uopløselig Naphtalendiol 1,5 naphtalendiol svagt opløselig. De fleste PAH er angives som uopløselige. Tabel 9. Udvalgte organiske stoffers opløselighed i vand Ud fra phenols nedbrydningskonstanter angivet i /6/ kan den som gennemsnit sættes til ca. 0,2 dage -1. Det indses heraf at nedbrydningskonstanten fordobles i forhold til benzen. Det antages at alt den deponerede benzin (3,42 mg/kg) omdannes til phenol. Det fremgår af opløselighedsdataene at opløseligheden øges med faktor 50 (phenol/benzen). Hvis det antages, at porevandskoncentrationen for benzin øges med faktor 50 for phenol, er det vha. beregningsmodellen undersøgt, at der på en afstand på 10 m stadigt vil ske en tilstrækkelig nedbrydning af phenol, således at grundvandskvalitetskriteriet overholdes. Det vurderes, at metabolitter af PAH til stadighed vil være meget immobile selvom disse er delvist oxiderede. I Naturlig nedbrydning af PAH i jord og grundvand angives desuden at der typisk observeres en videre nedbrydning af metabolitterne. Ved grundigt litteraturstudie er der desuden ikke fundet undersøgelser eller sager, som har givet anledning til en øget mobilitet/udvaskning af forureningen pga. metabolitdannelse. Der er ydermere ikke fundet oplysninger om, at metabolitter fra nedbrydning af PAH, alifater og BTEX er skulle være mere giftige end udgangsstofferne. Nedbrydningen af BTEX og PAH er beskrevet detaljeret i henholdsvis bilag 4 og 5. 15

Resultat af udvaskningsberegninger Der er opstillet forskellige scenarier i beregningsmodellen med nedbrydning af de organiske stoffer og med og uden fortynding fra oplande. Der anvendes kun ren jord til den del af støjvoldene, der ligger i Skærbæks opland. Perkolat fra de øvrige støjvolde vil være mindst 25 år om at nå til overfladerecepienterne Nebel Bæk, Sadderup Bæk og Gummesbæk. Recipienterne og de oplande, der er benyttet i forbindelse med fortyndingsberegningerne er vist på fig. 7. Fig. 7. De topografiske oplande til Nebel Bæk, Skærbæk og Sadderup Bæk. Grundvandsoplandene er væsentlig anderledes, idet Skærbæks opland reduceres kraftigt af de tilstødende vandløb. Dette fremgår af tydeligt af partikelbanerne på fig. 4. Nebel Bæk er ved den viste oplandsgrænse målsat som C: til afledning af vand. Den stiplede del af Nebel Bæk er rørlagt, hvorfor starten på den åbne del er valgt som udgangspunkt for, hvor vandkvaliteten skal overholde grænseværdien for vandløb. Skærbæk er målsat som B1: Gyde- og opvækstvand for laksefisk. Oplandsgrænsen er sat, hvor alle partikelfanerne fra zone 4 har nået bækken. Sadderup Bæk er målsat som B1(F), Gyde- og opvækstvand for laksefisk, hvor okkerpåvirkningen for nærværende er for stor til at målsætningen kan opfyldes. Til fortyndingsbetragtningerne er benyttet de topografiske oplande, da de er mindre end grundvandsoplandene og derfor giver en større sikkerhed for koncentrationerne i overfladevandsrecipienterne. 16

Hvis det antages, at det dannede perkolat under en støjvold på ét år skal fortyndes op i den årlige nettonedbør i vandløbsoplandet og det antages at der kun er halv så stor infiltrationsmængde gennem en støjvold som i resten af oplandet, så vil den maksimale fortyndingsgrad, der opnås i vandløbet være: x m 2 oplandsareal * 100 % nettonedbør/(y m 2 støjvold * 50 % nettonedbør). Denne formel giver en fortyndingsgrad i Sadderup Bæk på 112 gange v. 50.000 m 2 støjvold og 2,8 km 2 oplandsareal. For de stoffer, hvor forholdet mellem den beregnede porevandskoncentration og grænseværdien er større end 112, vil der ikke kunne opnås en tilstrækkelig fortynding. Ved Nebel Bæk vil der med 100.000 m 2 støjvolde og 1,9 km 2 oplandsareal kun blive en fortynding på ca. 38 gange ved udløbet til Nebel Bæk. Med hensyn til de organiske stoffer vil disse, selv for BTEX erne, der ikke forsinkes mere end en faktor 1,1 2,5 i forhold til grundvandet, blive nedbrudt inden de når frem til recipienten. Såfremt nedenstående nedbrydningskonstanter formindskes med en faktor 10, vil koncentrationsbidraget være så lavt for samtlige stoffer i tabel 10, at koncentrationsbidragene vil kunne overholde kvalitetskriterierne til både grundvand og overfladevand jf. bek. 1669. Forudsætninger mm. kan ses i nedenstående tabel. Stofgruppe Jordens koncentration [mg/kg] Klasse 3 Porevandskonc. [µg/l] Retardationsfaktor [dim.løs] Nedbrydningskonstant, k1 [dage -1 ) Retardtionstid (grundv. 25 år) [år] Koncentrationsbidrag [µg/l] Kulbrinter: Benzin- og oliekomponenter Benzen 2,5 10.778 1,1 0,1 27,7 0,0000 Toluen 2,5 7.781 1,5 0,1 36,4 0,0000 Xylener 2,5 4.221 2,5 0,05 62,7 0,0000 Ethylbenzen 2,5 4.221 2,5 0,05 62,7 0,0000 n-hexan (C 6 -C 10 ) 50 3.431 113 0,00237 2831 0,0000 n-octan (C 10 -C 25 ) 100 1.693 14,3 0,00237 358,1 0,0000 n-dodecan (C 25 -C 35 ) 300 2.272 517 0,001 12.930 0,0000 Tjærestoffer Naphtalen 10 12.928 3,2 0,008 80,3 0,0000 Phenanthren 5 475 41,1 0,0005 1027 0,0000 Flouranthen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 Benz(bjk)flouranthen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 Benz(a)pyren 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 Dibenz(a)antracen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 Indeno(123cd)pyren 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 Phenoler Phenoler 70 312.042 1,1 0,2 27,0 0,0000 Tabel 10. Koncentrationsbidragene fra organiske forureninger i klasse 3 jord ved udledning til vandløb. Det ses, at samtlige organiske stoffer nedbrydes inden de når frem til en overfladerecipient. Det er således ikke nødvendigt at beregne den fortynding, der vil yderligere vil ske i vandløbene. 17

Med hensyn til tungmetallerne, der som nævnt ikke nedbrydes, er det nødvendigt at lave nogle fortyndingsbetragtninger, idet porevandets koncentration under støjvoldene uden fortynding tilnærmelsesvis vil give det samme koncentrationsbidrag ved udløb i recipienten. Stofgruppe Tungmetaller: Jordens koncentration [mg/kg] Klasse 2 Porevandets koncentration [µg/l] Retardationsfaktor [dim.løs] Forsinkelse (grundv. 25 år) [år] Ferskvandskvalitetskriterier [µg/l]* Krav til fortynding Arsen 20 63,4 1226 30.650 4** 16 Cadmium 5 84,0 231 5.783 5 17 Chrom 1000 3.168 1226 30.650 10** 317 Kobber 1000 3.168 1226 30.650 12,0 /+1 3156-3168 Nikkel 40 1.225 1226 30.650 160** 8 Bly 400 792 127 3.174 3,2** 248 Zink 1000 39.305 1961 49.025 110** 357 Tabel 11. Udvaskning af tungmetaller til overfladerecipienter ved klasse 2 jord. * fra Bekendtgørelse nr. 1669 af 14/12/2006 om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet. For kobber er der desuden tale om en maksimal tilladelig forøgelse af koncentrationen i vandløbet på 1 μg/l. ** fra den historiske, men mere detaljerede bek. nr. 921 af 8. oktober 1995 18

Anvendelse af lettere forurenet jord i støjvoldene Nedenstående vil resultaterne med hensyn til udvaskningen af tungmetaller og organiske stoffer blive opsummeret med hensyn til forholdet til det nære grundvandsmagasin og overfladerecipienter. Tungmetaller og grundvandskvalitetskriteriet Ovenstående beregninger viser, at grundvandskvalitetskriteriet ikke kan overholdes i 1 års grundvandstransportafstand for hverken klasse 1 eller klasse 2 jord med hensyn til tungmetaller. Det vil tage mange år før tungmetalforurenet grundvand vil nå frem til det teoretiske beregningspunkt for ét års grundvandstransport, men når det når frem, vil det ikke være blevet væsentligt fortyndet. Skal grundvandskvalitetskriteriet overholdes i en afstand på ca. 16 m fra jordvoldene, så må der ske begrænsninger i hvor store mængder af lettere forurenet jord forurenet med tungmetaller i klasse 2, der må anvendes i støjvoldene: Tungmetaller: Klasse 2 mg/kg TS Porevandskoncentration μg/l Grundvandskvalitetskriterie μg/l % af støjvoldsareal Modtaget jord gennemsnit mg/kg TS Arsen 20 63,4 8 13 Cadmium 5 84 0,5 0,6 0,12 Chrom-total 1000 3.168 25 0,8 8 Kobber 1000 3.168 100 3,2 14,4 Nikkel 40 1.225 10 0,8 6,97 Bly 400 792 1 0,13 16,6 Zink 1000 39.305 100 0,25 48,1 Tabel 12. Begrænsning i mængden af tungmetalforurenet jord. Ses der for eksempel på kobber, så må der kun oplægges 3,2 % af støjvoldsarealet med kobberforurenet jord med et indhold på 1000 mg/kg tørstof, dette under forudsætning af, at de øvrige 96,8 % af støjvoldsarealet ikke indeholder kobber overhovedet. Gennemsnittet af kobberindhold i de eksisterende støjvolde er dog kun på 14,4 mg/kg ts. Hvilket svarer til 1,4 % af grænseværdien for klasse 2 jord. Såfremt den jord der modtages fremover ikke indeholder en større kobberkoncentration end den allerede modtagne jord, så vil kobber ikke give anledning til overskridelse af grundvandskvalitetskriteriet. Med hensyn til nikkel, bly og zink må der fremover ikke blive tilført jord med samme gennemsnitskoncentration som tidligere. Gennemsnitskoncentrationen på den tilførte jord ligger på ca. 4,8 % af klasse 2 grænsen. Til gengæld kan der kun anbringes jord på ca. 0,25 % af arealet, hvis den indeholder klasse 2 grænseværdien. Det vil sige, at gennemsnitsjordkoncentration skal ned på ca. 2,5 mg/kg TS eller sagt med andre ord, så skal jorden kunne karakteriseres som ren jord klasse 1 (<500 mg/kg TS). Det ses, at der ikke er nogen logisk sammenhæng mellem tallene. Hvis det kræves, at grundvandskvalitetskriteriet skal overholdes mht. tungmetaller i en afstand på 16 m fra støjvoldene, så kan der kun modtages jord, der kan overholde kriterierne for ren jord klasse 1. Gennemsnitskoncentrationerne af tungmetaller på den allerede modtagne jord overholder grænserne for ren jord. 19

Organiske stoffer og grundvandskvalitetskriteriet Benzin og oliekomponenter Som vist i tabel 2, så giver benzen og ethylbenzen, der forefindes i væsentlige mængder i den lette del (C 6 -C 10 ) af benzin, problemer med at overholde grundvandskvalitetskriteriet, hvis koncentrationen i jorden ligger i klasse 2. Selvom stofferne er let nedbrydelige, så er de også letudvaskelige og de kan ikke nå at blive tilstrækkelig nedbrudt i en afstand på 16 m fra støjvolden. Kulbrinter: Benzin- og oliekomponenter Sorptionstid Klasse 2 Porevandskoncentration μg/l Grundvandskvalitetskriterie μg/l Modtaget jord gennemsnit mg/kg TS Benzen 391 døgn 1,5 174 1 Toluen 475 døgn 1,5 2,9*10-7 5 Xylener (ortho-) 652 døgn 1,5 8,4*10-3 5 (C 6 -C 10 ): 3,42 Ethylbenzen 729 døgn 1,5 2,1 1 n-hexan (C 6 -C 10 ) 9,8 år 35 2,8 9 n-octan (C 10 -C 25 ) 115 år 75 < 10-300 9 (C 10 -C 25 ): 63,74 n-dodecan (C 25 -C 35 ) 345 år 200 3,3*10-55 9 (C 25 -C 35 ): 119,1 Tjærestoffer Naphtalen 899 døgn 1 872 1 Phenanthren 27,5 år 3 48 0,01 Flouranthen 127 år 3 7,4*10-3 0,1 1,63 Benz(bjk)flouranthen 3.188 år 3 2,4*10-101 0,01 1,73 Benz(a)pyren 2.697 år 3 1,1*10-85 0,01 0,88 Dibenz(a)antracen 2.697 år 3 5,7*10-87 0,01 0,15 Indeno(123cd)pyren 43.361 år 3 < 10-300 0,01 0,63 Tabel 13. Beregnede porevandskoncentrationer i en afstand på ca. 16 m fra forureningskilden (støjvold). I beregningerne indgår nedbrydning og en mindre fortynding. Det kan derfor konkluderes, at jord over klasse 1 mht. lette kulbrinter (C 6 -C 10 ) ikke kan modtages på Motorsportscenter Danmark. Jorden skal først renses i et jordrenseanlæg. Det vil ikke være relevant at indføre en mængdebegrænsning for disse stoffer. Den allerede modtagne jord på Motorsportscenter Danmark holder sig i klasse 1 med hensyn til de lette fraktioner. Med hensyn til de tungere benzin- og oliefraktioner (C 10 -C 25 ) og (C 25 -C 35 ), så viser beregninger repræsenteret ved n-hexan og n-dodecan - at grundvandskvalitetskriteriet kan forventes overholdt for klasse 2 jord med disse fraktioner. Benyttes klasse 3 jord med de tungere benzin og oliefraktioner kan grundvandskvalitetskriteriet forventes overholdt i en afstand på mindre end 100 m fra støjvoldene. Der er ikke modtaget jord, der ligger over klasse 2 med hensyn til de tungere fraktioner. 20

PAH Der er stor forskel på de enkelte mest almindelige PAH er. Napthalen og Phenanthren kan ikke overholde grundvandskvalitetskriteriet hverken i klasse 1 eller klasse 2 jord. For disse stoffer kan kun benyttes klasse 1 jord. Flouranthen kan overholde grundvandskvalitetskriteriet ved klasse 2 jord, mens de øvrige PAH er kan overholde grundvandskvalitetskriteriet både i klasse 2 og klasse 3 jord. PAH erne er tungtnedbrydelige, men på grund af den høje sorption til jorden bliver nedbrydningstiden tilstrækkelig lang. Der er ikke modtaget jord, der ligger over klasse 2 med hensyn til PAH er. Tungmetaller og kravene til overfladevand Grundvandskvalitetskriterierne gør, at der kun kan benyttes jord, der overholder kriterierne til ren jord med hensyn til tungmetalindholdet. Overfladevandskriterierne kan i sagens natur ikke stramme kravene hertil, men kunne de det, så skulle kobberudvaskningen fra ren jord lige under grænseværdien til klasse 2 jord (500 mg/kg TS) fortyndes ca. 1400 gange for at kunne overholde grænseværdien. Da der ikke sker en fortynding på mere end ca. 38 gange til Nebel Bæk, så kunne ren jord ikke benyttes på Motorsportscenter Danmark. Organiske stoffer og overfladevandskriteriet Den lange transporttid gør, at alle organiske stoffer incl. PAH erne vil blive nedbrudt inden de når en overfladerecipient. 21

Jordens koncentration Bilag 1 Der er udført udvaskningsberegninger på henholdsvis klasse 1 jord, klasse 2 jord, klasse 3 jord og gennemsnitsværdier beregnet på baggrund af den eksisterende støjvold. Klassificeringssystemet fra Ribe Amts jordplan juni 2006 (Bilag 3) er anvendt. Nedenstående er gennemgået, hvilke parametre, der har indgået i beregningerne. K ow K ow angiver et stofs fordeling mellem oktanol og vand. De anvendte værdier er for de organiske forbindelser fundet i Miljøstyrelsens udgivelse /1/. I henhold til den benyttede klassificering dækker nogle af grupperne en blanding af mange forskellige stoffer; f.eks. benzin og PAH. Som modelstof for en tung olie (C 25 C 35 ) er benyttet n- dodecan (lidt ulogisk en C 12 ), mens octan er benyttet som modelstof for en let olie (C 10 -C 25 ). Som nævnt tidligere vil der ikke blive modtaget benzinforurenet (C 6 C 10 ) jord over klasse 1. K d Den maksimale porevandskoncentration en given jordkoncentration kan give anledning til, beregnes på baggrund af ligevægtsfordeling mellem jord og vand. Fordelingskoefficienten defineres som C K d = C j v (Ligning 1) Hvor C j er stofkoncentration bundet til jordpartiklerne (mg/kg) og C v er stofkoncentrationen i porevandet (mg/l). K d får derved enheden L/kg. K d er en størrelse der repræsenterer stoffers mobilitet og er for organiske forbindelser konservativt fastsat for et indhold af organisk stof i jorden på 0,1% (jo højere indhold af organisk stof i jorden, jo mere vil organiske forbindelser bindes til jorden). K d kan for neutrale organiske stoffer estimeres ved følgende formel: log K d = 1,04 log K ow 3,84 (Ligning 2) Formlen bør ikke anvendes ved et organisk stofindhold på <0,1 % og log K ow > 5 /1/. I litteraturen er der ikke fundet et alternativ til, når log K ow > 5, hvilket den er for flere af de medtagne stoffer. Den maksimalt beregnede værdi af log K ow er 7,7. Ifølge Morten Kjærgaard, GEO, er der ikke tale om nogen betydelig fejl ved at anvende ligningen på stoffer, der har en log K ow >5, hvorfor de aktuelle log K ow værdier er benyttet. I danske grundvandsmagasiner er indholdet af organisk kulstof ikke altid over 0,1 %. Der er ikke kendskab til kulstofindholdet i grundvandsmagasinerne omkring Korskroen, men som udgangspunkt antages, at kulstofindholdet er 0,1%. Skulle indholdet kun være ca. 0,05 % vil det betyde ca. en faktor 100 med hensyn til koncentrationen af stoffet efter nedbrydning. 22

Da forholdet mellem adsorptionen til jorden og opløsningen i vand er ligevægtsfordelt, er højden af støjvolden uden betydning for porevandskoncentrationen i den mættede zone under støjvolden, såfremt man ser bort fra nedbrydningen af de organiske stoffer i den umættede zone i selve støjvolden. Den højeste jordkoncentration, der findes i en given jordsøjle, vil derfor være den afgørende faktor for den endelige porevandskoncentration. Hertil skal nævnes, at porevandet vil afgive noget af stoffet til jorden igen, hvis porevandet passerer en renere jordfraktion. Med hensyn til risikoberegningerne er der ved de organiske stoffer benyttet Miljøstyrelsens JAGG beregningsprogram, hvor fugacitetsberegninger i et 3-fasesystem benyttes til at anslå kildestyrken på udvaskningen. Tungmetaller Kemisk set defineres tungmetaller som grundstoffer med en densitet > 7g/mL, men i det følgende anvendes udtrykket om de beskrevne metaller. Arsen Arsen er et metalloid (halvmetal), der er toksisk overfor de fleste organismer. Arsen adskiller sig fra de andre tungmetaller ved primært at optræde som oxyanion; oxiderende forhold som arsenat AsO 4 3- (AsV) og ved reducerende forhold som arsenit AsO 3 3- (AsIII). I Danmark forekommer forurening med arsen typisk i forbindelse med træimprægneringsvirksomheder /1/. Det er meget sparsomt, hvad der findes af oplysninger omkring arsens fordeling mellem jord og vand. Der er lavet forsøg, hvor jordens koncentration er 75µg As(V)/g TS. Ud fra denne jordkoncentration er fundet følgende opløseligheder, angivet i mg total As pr. L, ved de givne phværdier og redoxpotentialer. Redoxpotentiale [mv] / ph 5,0 6,5 8,0-150 2,40mg/L 3,25mg/L 0,13mg/L 500 0,04mg/L 0,15mg/L 0,90mg/L Ud fra denne undersøgelse beregnes opløseligheder, i følgende tabel. C j K d =, hvor C j = 75 mg/kg og C v er de angivne C v Redoxpotentiale [mv] / ph 5,0 6,5 8,0-150 31 23 577 500 1875 500 83 Det ses at sorptionen (K d ) falder med stigende ph, hvilket er modsat de fleste andre tungmetaller./2/ På baggrund af ovennævnte beregnes K d til 250 L/kg som forventet ved ph 7 og oxiderende forhold. Cadmium Cadmium er et meget toksisk tungmetal for mennesker og de fleste andre organismer. Cadmium optræder som en divalent kation, der adsorberes til partikeloverfladerne med stigende styrke ved stigende ph. På baggrund af ph afhængigheden kan K d ved ph =5 sættes til 47 L/kg jf. følgende regressionsligning for cadmium i overjord. 23

log K d = 0,64 ph 1,53 /1/ og /3/ Chrom Chrom-III er en trivalent kation, der villigt danner komplekser, indgår i oxidationsprocesser og bindes til partikeloverflader. På den baggrund og ved at sammenholde egenskaberne med andre metaller sættes K d værdien til 250 L/kg. Chrom-III er et essentielt sporstof for planter og dyr, og det er ikke akut giftigt selv ved forholdsvis høje koncentrationer. Chrom-VI optræder som oxyanion i form af chromat eller dichromat og bindes på grund af den negative ladning langt mindre end de øvrige metaller. Sorptionen nedsættes desuden ved tilstedeværelse af anionerne PO 4 3-, SO 4 2-, CO 3 -, NO 3 - og Cl -, der konkurrerer om de få positive sorptionspladser. Ved lav ph vil der være flere pladser, hvorfor der her vil være stærkere tilbageholdelse af Chrom-VI. Chrom-VI er langt den giftigste chromform og meget reaktiv. Da Chrom VI vil bindes stærkere til jordmatricen ved lavt ph, sættes K d værdien for Chrom-VI på baggrund af /1/ til 16 i risikoberegningen. Kobber Kobber kan i vandige miljøer optræde som Cu + og Cu 2+ hvor sidstnævnte er dominerende /4/. Ifølge /1/ er der udført sorptionsforsøg med kobber, hvor der i jorde med ph-værdier mellem 5,1-6,5 blev fundet K d -værdier på 1000L/kg. Ved lavere ph viste en anden undersøgelse at K d blev mindre. Derfor sættes K d i beregningsmodellen til 250 L/kg ved ph 5. Kviksølv Der vil ikke blive modtaget kviksølvforurenet jord. Nikkel Nikkel optræder som divalent kation og adsorberes som følge deraf til jordpartiklerne med stigende styrke ved stigende ph. ph er den styrende faktor for sorptionen. Ifølge /1/ er K d værdien = 26 L/kg for nikkel ved ph = 5 jf. regressionsligningen log K d = 0,6 ph 1,59 Denne værdi anvendes ved risikovurderingen /1/. Bly Blyforbindelser som sulfider, karbonater, sulfater og hydroxider har lav opløselighed og udfældes let. De bliver derfor styrende for bly s mobilitet i jorden. Desuden kompleksbindes bly let med organisk stof. Der er i litteraturen /1/ angivet en K d værdi på 400 L/kg i en sandjord ved ph=5,5. Der er i /13/ angivet en regressionsligning for sammenhængen mellem K d og ph. log = 0,49 ph + 1,37 K d Følges denne regressionsligning, vil K d ved ph = 5,0 blive 6.607 L/kg. På baggrund af de 2 kilder er det af sikkerhedshensyn valgt at anvende en K d på 400 L/kg i beregningsmodellen. 24

Zink Sorptionsegenskaberne for zink er velbeskrevet og minder meget om cadmium og nikkel. ph er stærkt styrende for sorptionen og den divalente kation bindes stærkt til de negative partikeloverflader. Derudover har udfældning af sulfider, carbonater, fosfater og hydroxider betydning for mobiliteten. Der er fundet 2 regressionsligninger, der dog er meget forskellige med hensyn til deres ph afhængighed. log K d = 0,89 ph 3,16 /1/. Herved fås en K d værdi for zink på 20 L/kg ved ph = 5. log K d = 0,62 ph 0,97 /13/. Herved fås en K d værdi for zink på 135 L/kg ved ph = 5. Af sikkerhedsmæssige årsager anvendes K d = 20 L/kg i beregningerne. Polyaromatiske kulbrinter (PAH) Polyaromatiske kulbrinter refererer til molekyler opbygget af 2 eller flere benzenringe (oftest 2-7), som er usubstituerede. PAH erne dannes ved ufuldstændig forbrænding af fossile brændstoffer og andre organiske stoffer samt i forbindelse med raffinering og destillation af råolie. Generelt er PAH erne hydrofobe og derfor meget lidt vandopløselige. De har et lavt damptryk, dvs. ikke særligt flygtige og stor affinitet til organisk stof samt en stor K ow. Samlet betyder dette, at stofferne er meget lidt mobile i jorden. Potentielt kan PAH er nedbrydes i jord, men der er stor forskel afhængigt størrelsen af molekylet, hvor PAH erne med færrest ringe nedbrydes først. Typiske indhold i PAH-holdige stoffer ses i følgende tabel. *incl. monoaromater Kilde: Naturlig nedbrydning af PAH i grundvand Ifølge den amerikanske miljøstyrelse EPA (Environmental Protection Agency) kan organiske stoffers fordampning og mobilitet klassificeres efter følgende tabel 25

Hvor K H er henrys konstant givet ved K H = damptryk vandopløselighed K oc er fordelingen mellem organisk stof og vand. Den kan estimeres ud fra octanol-vand fordelingskoefficienten vha. Abduls formel log K oc = 1,04 K ow 0,84 Ud fra K H -værdier angivet i /1/ for PAH er, ses at 2-3 ringede forbindelser klassificeres som meget flygtige, 4-ringede som moderat flygtige, 5-ringede som lidt flygtige og 6-7 ringede som ikke flygtige. Dvs. naphthalen (2 ringe) klassificeres som et meget flygtigt stof, mens benz(a)pyren (5 ringe) klassificeres som et lidt flygtigt stof. Ovenstående klassificeringssystem må betragtes som værende meget generaliserende, da klassifikationen af det faste stof naphthalen får betegnelsen meget flygtigt. Som relation kan nævnes, at det er 10 gange mindre flygtigt end benzen. PAH er med mere end 2 ringe klassificeres som ikke mobile, og det er kun naphthalen, som antages at kunne blive udvasket. Dette skyldes at PAH erne er meget lidt vandopløselige og at de samtidig bindes stærkt til jorden. Benzin- og oliesammensætninger Da benzin og olie er komplekse blandinger, der indeholder en lang række organiske forbindelser, anvendes modelstoffer som repræsentanter for udvaskningsmønsteret for forskellige fraktioner. Sammensætningen af benzin og olie er kort beskrevet nedenfor. BTEX BTEX er en forkortelse for mono-aromaterne benzen, toluen, ethylbenzen og xylen. BTEXsammensætningen i benzin er ca. 20% og fastsættes i beregningerne som 1,5% benzen, 8,5% toluen og 10% xylen/ethylbenzen. Dette er antaget på baggrund af værdier opgivet i /1/. Alifater I benzin og oliesammensætninger udgør alifaterne 70% alkaner (n-nonan), 10% alkener (median af acetylen og 1-okten) og 20% cykloalkaner (median for cyklopentan til cyklooktan). Benzin (C6-C10) Benzinsammensætningen defineres som en blanding bestående af 20% BTEX og 80% alifater Let olie (C10-C25) Let olie defineres som 10% BTEX, 40% alifater og 50% tungere forbindelser. 26