Håndbog om undersøgelser af chlorerede stoffer i jord og grundvand. Teknik & Administration Nr. 5, 2001

Håndbog om undersøgelser af chlorerede stoffer i jord og grundvand Teknik & Administration Nr. 5, 2001

2

Indholdsfortegnelse 1 Forord 5 2 Indledning 7 2.1 Baggrund og formål 7 2.2 Læsevejledning 7 3 Chlorerede stoffer anvendelse og egenskaber 9 3.1 Stofgruppen 9 3.2 Industrielle anvendelser 11 3.3 Chlorerede stoffers egenskaber i jord og grundvand 11 3.4 Fri fase af chlorerede stoffer 12 3.5 Nedbrydelighed 16 3.5.1 Anaerob biologisk omsætning 16 3.5.2 Aerob biologisk omsætning 19 3.5.3 Abiotisk omsætning 20 3.6 Farlighed og grænseværdier 20 4 Transport og spredning af chlorerede stoffer 21 4.1 Stoftransport i umættet zone 22 4.1.1 Umættede, lerede aflejringer 22 4.1.2 Umættede, sandede aflejringer 23 4.1.3 Umættet kalk 25 4.1.4 Indflydelse af fri fase på stofspredning i umættet zone 25 4.2 Stoftransport i mættet zone 26 4.2.1 Mættede, lerede aflejringer 27 4.2.2 Mættede, sandede aflejringer 28 4.2.3 Mættet kalk 29 4.2.4 Indflydelse af fri fase på stofspredning i mættet zone 30 4.3 Stofudveksling mellem umættet og mættet zone 32 4.4 Konceptuelle modeller som værktøj 33 5 Undersøgelsesstrategier 35 5.1 Baggrund, formål og strategi 35 5.2 Dokumentation, verifikation og reproducerbarhed 35 5.3 Undersøgelse af punktkilde 36 5.3.1 Vidensniveau 1-undersøgelsen 36 5.3.2 Vidensniveau 2-undersøgelsen 39 5.3.3 Supplerende undersøgelser 43 5.4 Regionale undersøgelser 47 5.4.1 Undersøgelse af erhvervskvarter 47 6 Orienteringsfasen 51 6.1 Baggrundsinformation 51 6.2 Besigtigelse og interviews 53 3

6.3 Gennemgang af eksisterende installationer 54 7 Feltundersøgelser 55 7.1 Geologisk kortlægning 55 7.1.1 Geologisk kortlægning 55 7.1.2 Geofysisk kortlægning 56 7.2 Hydrogeologisk kortlægning 57 7.2.1 Grundvandets strømningsretning 57 7.2.2 Strømningshastighed og hydraulisk ledningsevne 60 7.3 Poreluftundersøgelser 60 7.3.1 Udtagning af poreluftprøver 61 7.3.2 Feltanalyse af poreluftprøver 64 7.3.3 Laboratorieanalyse af poreluftprøver 66 7.3.4 Poreluftundersøgelsers variabilitet 66 7.4 Jordprøver 67 7.4.1 Udtagning af jordprøver 68 7.4.2 Feltanalyse af jordprøver 69 7.4.3 Laboratorieanalyser 70 7.5 Vandprøver 70 7.5.1 Vandprøvetagning i lavtydende jordarter 70 7.5.2 Vandprøvetagning i højtydende jordarter 71 7.5.3 Analyser af vandprøver 73 7.5.4 Variabilitet 73 7.6 Bestemmelse af fri fase 77 7.6.1 Indirekte metoder 77 7.6.2 Direkte metoder 78 8 Resultatbearbejdning 81 8.1 Vurdering af undersøgelsens resultater 81 8.2 Revision af konceptuel model 82 8.3 Risikovurdering 82 9 Referenceliste 85 Bilag: 1 Industrielle anvendelser af chlorerede stoffer 93 2 Fysisk-kemiske egenskaber for udvalgte chlorerede stoffer samt benzen 97 3 Farlighed og grænseværdier for udvalgte chlorerede stoffer 101 4 Oversigt over relevante feltmetoder 105 5 Stikordsregister 113 4

1 Forord I arbejdet med denne håndbog er det søgt at inddrage danske sager fra flest mulige amter og rådgivere med henblik på at få et så bredt som muligt erfaringsgrundlag og undersøgelsestilgang repræsenteret i baggrundsmaterialet til håndbogen. Med henblik på dette, blev der ved projektets opstart afholdt en workshop, hvor repræsentanter fra amterne præsenterede relevante sager med forurening med chlorerede stoffer. Herfra, samt fra eget sagskendskab, er der samlet i alt ca. 50 danske sager, der er bearbejdet med henblik på illustration af væsentlige og relevante pointer fra den danske erfaringsmasse. Projektet har været fulgt af en følgegruppe bestående af: Johanne Aaberg Andersen, Københavns Amt Charlotte Bay Schleiter, Frederiksborg Amt Henrik Østergaard, Frederiksborg Amt Freddy Petersen, Ringkøbing Amt Poul Rasmussen, Fyns Amt Susanne Pedersen, Roskilde Amt Søren A.V. Nielsen, Vestsjællands Amt Poul L. Bjerg, Miljø & Ressourcer, DTU Arne Rokkjær, Amternes Videncenter for Jordforurening. Håndbogen er udarbejdet af NIRAS og RAMBØLL for Amternes Videncenter for Jordforurening. 5

6

2 Indledning 2.1 Baggrund og formål Jord- og grundvandsforurening med chlorerede stoffer udgør et stort problem, dels fordi stofferne har været anvendt hyppigt i Danmark gennem en længere årrække, dels pga. stoffernes særegne fysisk-kemiske karakteristika. Forurening med chlorerede stoffer udgør potentielt et problem i relation til indeklima, arealanvendelse og drikkevandsindvinding. De danske amter har i de senere år således rettet stor fokus på undersøgelser og oprensninger af især renserilokaliteter. Der foreligger derfor en lang række danske erfaringer med kildetyper, spredningsmønstre for chlorerede stoffer, brug af forskellige feltmetoder samt udarbejdelse af risikovurderinger for forskellige typer af forureningssituationer. Formålet med håndbogen er at give et godt og lettilgængeligt teknisk-fagligt grundlag for behandling af forureningssager med chlorerede stoffer hos myndigheder, såvel som hos rådgivere og entreprenører og på den måde danne basis for en optimal håndtering af forureningssager med chlorerede stoffer. Endvidere er formålet at sammenstille danske erfaringer fra jord- og grundvandsforureninger med chlorerede stoffer og dermed gøre resultaterne herfra lettere tilgængelige samt at søge at integrere de forskellige foreliggende erfaringer. Håndbogen behandler ikke undersøgelser af indeklima eller afværgeprincipper for chlorerede stoffer. 2.2 Læsevejledning Håndbogen består af seks hovedkapitler. I kapitel 3 gennemgås anvendelser, fysisk-kemiske egenskaber og nedbrydningsforhold for de hyppigst anvendte chlorerede stoffer. I kapitel 4 redegøres for, hvilke sprednings- og transportmekanismer der er typiske for chlorerede stoffer i forskellige, relevante geologiske situationer. Konceptuelle modeller introduceres som værktøj i forureningssager. I kapitel 5 diskuteres forskellige undersøgelsesstrategier for forureningssager med chlorerede stoffer. I kapitel 6 og 7 beskrives undersøgelsesmetoder, herunder historisk redegørelse (kapitel 6) og feltundersøgelser (kapitel 7). Kapitel 7 er opdelt i seks sektioner, der omhandler hhv. geologi, hydrogeologi, poreluft, jord, vand og fri fase. I kapitel 8 diskuteres resultatbearbejdning og risikovurdering, herunder anvendelsen af konceptuelle modeller til vurdering af data som basis for risikovurderingen samt som oplæg til udarbejdelse af en ny strategi. 7

Til håndbogen hører fire bilag: Bilag 1 indeholder en oversigt over industrielle anvendelser af de chlorerede stoffer, bilag 2 indeholder en oversigt over stoffernes fysisk-kemiske egenskaber samt strukturformler, og bilag 3 angiver farlighed og grænseværdier for stofferne. I bilag 4 gives en oversigt over relevante feltmetoder, deres metodiske specifikationer, styrker samt svagheder. Et stikordsregister findes bagerst i håndbogen. 8

3 Chlorerede stoffer anvendelse og egenskaber 3.1 Stofgruppen Termen chlorerede stoffer refererer i denne håndbog til to grupper af chlorsubstituerede stoffer, nemlig alifater og aromater. Heraf tegner de chlorerede alifater sig for langt det største forbrug. Chlorerede alifater er overordnet kendetegnet ved deres gode affedtende egenskaber, hvilket har gjort dem til hyppigt anvendte opløsnings- og affedtningsmidler i en lang række brancher og industrier. Stof Trivialnavn(e) Handelsnavn(e) Tetrachlorethyl en Trichlorethylen PCE, Perchlorethylen, PER, carbon bichlorid, carbon dichlorid, ethylen tetrachlorid TCE, TRI, ethylen trichlorid, ethinyl trochlorid, acetylen trichlorid Ethylen dichlorid, acetylenklorid Ankilostin, Blacosolve No. 2, Dee-Solv, Didakene, DowPer, Isoform, Midsolv, Nema, Perclene, Perclene TG, Percosolv, Per-Ex, Perklone, Perm-A-Kleen, Per Sec, Phillsolv, Tetracap, Tetravec, Tetropil, Wecosolv Algylen, Alka-Tri, Aramenth, Blacosolv, Ethyl Trichloroethylene, Ex-Tri, Gemalgene, Germalgene, Hi-Tri, Narcogen, Tri, Triclene, Trichloran, Trichloen, Tri-Clene, Threthylene mv. Intet særskilt Dichlorethylen (hhv. trans-1,2-, cis-1,2- og 1,1- dichlorethylen) Vinylchlorid Chlorethylen Intet særskilt 1,1,2,2- Intet særskilt Intet særskilt Tetrachlorethan 1,1,1-Trichlorethan TCA, methylchloroform, MCF, methyltrichlormethan, trichlormethylmethan, α- trichlorethan, α- trichlormethan Tetrachlormethan Tetraklorkulstof, carbontetrachlorid, methan tetrachlorid, carbon chlorid, perchlormethan Trichlormethan Chloroform Intet særskilt Dichlormethan Methylenchlorid, Intet særskilt methylendiklorid Axothen No. 3, Barcothene Nu, Blakesolv 421, CF2 Film Clean, Chlorothene VG, Chloromane, Insolv VG, Methyl Chloroform Tech, Kwik- Solv, Penolene 643, Tri-Ethane, Triple One mv. Carbona, Benzinoform, Flukoids, Necatorina, Refigerant R10, R10, Tetrafinol, Tetraform, Tetrasol, Univerm, Vermoestrocid Tabel 3.1 Handels- og trivialnavne for de hyppigst anvendte chlorerede alifater /27, 29, 30/. 9

De chlorerede aromater er anvendt i betydeligt mindre omfang. Dog har chlorphenolerne været anvendt i fremstillingen af farvestoffer samt som konserverings-, desinfektions- og bekæmpelsesmidler. Pentachlorphenol har endvidere i perioden 1965-1978 været anvendt som fungicid til træimprægnering /54, 56/. Til de chlorerede organiske stoffer hører også en række pesticider, såsom atrazin og phenoxysyrer. Denne håndbog fokuserer på de hyppigst anvendte chlorerede alifater, jf. tabel 3.1. Importen af chlorerede stoffer i Danmark i perioden 1940 1998 er afbildet på figur 3.1. Den importerede stofmængde vurderes at svare omtrent til forbruget, idet den eksporterede mængde af de enkelte stoffer hhv. stofgrupper udgør mindre end 10% af den importerede mængde /28/. Stofferne blev introduceret i efterkrigstiden og importen toppede i 1960 erne og 1970 erne, hvorefter forbruget faldt jævnt til ca. en tiendedel (ca. 1.200 tons) i dag. Som det fremgår af figuren, udgør tetrachlorethylen (PCE) og trichlorethylen (TCE) størstedelen af den importerede mængde chlorerede stoffer gennem hele perioden. Herudover har forbruget i perioden omfattet mættede chlorerede kulbrinter (stoffer med kun enkeltbindinger), såsom trichlorethan, tetrachlormethan mv. PCE kom først på markedet omkring 1960 i modsætning til TCE, der har været importeret fra før 1940. Tons 14000 12000 10000 8000 6000 4000 2000 0 Import af chlorerede stoffer i Danmark Tetrachlorethylen Trichlorethylen Total chlorerede stoffer 1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 Figur 3.1 Import af chlorerede stoffer i Danmark /28/. Den del af totalforbruget, der overstiger forbruget af PCE og TCE, udgøres hovedsageligt af mættede chlorerede alifater. 10

Det bemærkes, at der kan optræde urenheder i stofferne, eksempelvis findes der typisk op til 5% TCE i PCE. Desuden er der tilsat ikke-chlorerede stabilisatorer og additiver til stoffer som PCE, TCE, tetrachlormethan og især trichlorethan i størrelsesorden 0,1-8 /29, 30/. 3.2 Industrielle anvendelser I de eksisterende branchevejledninger samt erfaringsopsamlinger /3, 4, 5, 9, 53, 55, 56, 61, 62, 64/ er der kun sparsomme oplysninger om, hvilke stoffer der har været anvendt hhv. anvendes i hvilke brancher i Danmark. Informationerne er sammenstillet i bilag 1. Som det fremgår heraf, centrerer anvendelsesområderne for Danmark sig om tekstilrensning og metalaffedtning. I andre lande (og muligvis også i Danmark) har chlorerede stoffer endvidere været anvendt som opløsningsmidler til fremstilling af talrige produkttyper. Bilaget opsummerer kort informationer fra ovennævnte publikationer. Derudover henvises til informationer fra amerikansk litteratur, om anvendelser af de stoffer, der er de hyppigst importerede i Danmark, jf. ovenstående afsnit. Mere detaljeret information ventes at komme med et planlagt udredningsprojekt i Amternes Videncenter for Jordforurenings regi, der netop vil omhandle brugen af chlorerede stoffer i forskellige brancher i Danmark. 3.3 Chlorerede stoffers egenskaber i jord og grundvand I bilag 2 ses fysisk-kemiske egenskaber og strukturformler for udvalgte chlorerede alifater samt til sammenligning egenskaber for benzen. I bilaget er angivet en Henrys konstant, der er beregnet ud fra samhørende værdier for vandopløselighed og damptryk, ligeledes angivet i skemaet. Endvidere er der angivet litteratur-værdier for Henrys konstant fra to forskellige kilder. Det bemærkes, at der er store forskelle på de forskellige værdier. Eksempelvis varierer Henrys konstant for vinylchlorid mellem 1,1 og 3,58. Hvilken værdi af Henrys konstant der anvendes, i f.eks. fasefordelingsberegninger, har således stor betydning for resultatet. Overordnet karakteriserer de chlorerede alifater sig ved at være flygtige (Henrys konstant >0,1), densiteten er større og viskositeten lavere end vands, og de fleste stoffer har relativt lave vandopløseligheder. De chlorerede stoffer er apolære stoffer, hvorfor stoffernes sorption er direkte korreleret til jordens indhold af organisk stof som beskrevet i /60/. Stofferne har lave logk ow -værdier, dvs. at de kun i ringe grad sorberes til jordpartiklerne. Vinylchlorid adskiller sig fra de øvrige komponenter ved en væsentlig højere vandopløselighed, højere flygtighed og lavere sorption. Desuden har vinylchlorid, som det eneste af de chlorerede stoffer, en densitet, der er mindre end vands. 11

Fordelingen af stof mellem jord-, gas- og vandfase i en sandjord, som funktion af vandmætningen, er skitseret i figur 3.2 for stofferne PCE, vinylchlorid og benzen for en situation uden tilstedeværelse af fri fase. Samme fasefordeling for TCE er afbildet i boks 7.9. Det fremgår heraf, at vinylchlorid har en markant højere flygtighed og dårligere sorptionsegenskaber end de to andre stoffer. For især vinylchlorid og benzen gælder det, at langt hovedparten af stofmængden befinder sig i gas- eller vandfasen. For PCE kan mellem 30-40% af stofmængden dog befinde sig sorberet til jordpartikler, hvorfor dette stof må forventes i nogen grad at blive tilbageholdt i jorden. % fasefordeling % fasefordeling 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 PCE 0 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 % vandmætning Benzen 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 % vandmætning % fasefordeling 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 Vinylchlorid 0 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 % vandmætning Anvendte parametre: Totalporøsitet: 0,45 Indhold af organisk kulstof: 0,001 Kornrumvægt: 2.65 kg/l Rumvægt: 1,7 kg/l Gasfase i poreluft Opløst i porevand Sorberet til jordpartikler Figur 3.2 Fasefordeling af PCE, vinylchlorid og benzen i sandjord som funktion af vandmætningen. Det forudsættes, at der ikke er fri fase til stede. Beregninger er foretaget med JAGG-model /60/. 3.4 Fri fase af chlorerede stoffer Stoffernes densitet og viskositet bevirker, at de opfører sig ganske særligt i jord- og grundvandsmiljøet sammenlignet med andre stofgrupper. At stofferne har en større densitet end vand bevirker, at de, når de optræder i ren form (fri fase) er tungere end vand. Den relativt lave opløselighed medfører 12

desuden, at stofferne i fri fase ikke er blandbare med vand. På fri fase betegnes stofferne derfor DNAPLs; Dense Non-Aqueous Phase Liquids. Densiteten har ikke praktisk betydning, når stofferne optræder på opløst form, idet koncentrationerne er så lave, at blandingen ikke er tungere end rent vand /70/. Således kan stofferne i fri fase transporteres uafhængigt af grundvandets bevægelse, men i stedet afhængigt af tyngdekraft og kapillarkræfter, herunder overfladespænding mellem vand og fri fase, og kan dermed trænge ned under grundvandsspejlet. Den lave viskositet øger den fri fases mobilitet og bevirker, at den fri fase hurtigt kan trænge ned i dybden. Den overordnede transportretning er som nævnt nedadrettet. Spredningen af DNAPL er primært styret af den lokale geologi, idet strømningen vil bremses, standses eller omdirigeres af mindre permeable lag. Jo højere permeabiliteten er af det geologiske medium og jo større DNAPL-mætning, jo hurtigere vil DNAPL spredes i jorden. Dette er illustreret i laboratorieforsøg. Eksempel på laboratorieforsøg er vist i figur 3.3. I figuren ses spredning af fri fase TCE i en heterogen sandformation. Forsøget illustrerer tydeligt, at den fri fase TCE bevæger sig vertikalt i det grove sand og ophober sig oven på mere lavpermeable lag med størst mængde i lavningerne. Når den fri fase er akkumuleret i en vis tykkelse, og dermed har opbygget et vist tryk, trænger den videre ned gennem det mindre permeable lag. Tilsvarende vil en grovkornet slire ligeledes kunne omdirigere en nedadrettet strømning i finkornet sand eller lignende. Ganske små permeabilitetsforskelle har altså stor betydning for fordelingen af fri fase i jorden. Heterogeniteterne i den aktuelle geologi kendes sjældent så detaljeret, hvilket gør spredningen sværere at forudsige. Den fri fase kan forekomme som mobil fri fase (større sammenhængende volumen, der bevæger sig selvstændigt) og som residual fri fase (mindre, afskårne delvoluminer eller dråber, der er fanget i de mindre porer efter passage af mobil fri fase). Tilstedeværelse af fri fase mindsker jordens permeabilitet for vand eller luft, da en del af porevoluminet fyldes af fri fase. Dette bevirker, at vand- eller luftgennemstrømningen i jorden reduceres, hvorved opløsningen og/eller fordampningen, og hermed den naturlige fjernelse af den fri fase, reduceres. 13

Figur 3.3 Modelforsøg med injektion af TCE til illustration af DNAPLspredning i heterogen geologi /26/. Såfremt den fri fase består af flere stoffer, reduceres opløseligheden af de enkelte stoffer svarende til den molbaserede andel af stoffet i den fri fase i henhold til Raoults lov. Boks 3.1 Raoults lov St,eff = Xt St, hvor St,eff er den effektive opløselighed af det givne stof t, Xt er molbrøken af stof t i den fri fase og St er opløseligheden af det rene stof. Opløseligheden af et stof vil i mange tilfælde blive væsentligt reduceret, når det optræder i en blanding med andre stoffer i den fri fase. Efterhånden som den fri fase opløses, vil stofsammensætningen (og molbrøken for de enkelte stoffer) ændres, idet de stoffer med størst effektiv opløselighed vil fjernes først fra den fri fase. Eksempel: For en fri fase bestående af 90% PCE og 10% TCE (på molbasis) vil de effektive opløseligheder jf. Raoults lov være: PCE: TCE: 0,9 * 240 mg/l 0,1 * 1400 mg/l = 216 mg/l = 140 mg/l Som det fremgår reduceres opløseligheden af TCE væsentligt i forhold til en situation, hvor TCE optræder som et rent stof. Opløseligheden af PCE reduceres kun ganske lidt, da PCE udgør hovedparten af den fri fase. 14

Figur 3.4 illustrerer stofudvekslingen mellem vand-, gas-, fri fase og jordpartikler samt mulige spredningsmekanismer for forureningen, her vist for umættet zone. Figuren illustrerer følgende fasefordelingsprocesser: Diffusion fra vandfase til gasfase og omvendt (1) Diffusion fra fri fase til gasfase (2) Opløsning af stof fra fri fase i porevand (3) Sorption/desorption til jordpartiklerne (4) samt følgende spredningsmekanismer: Diffusion i gasfasen (5) Advektiv vandtransport, styret af gravitation (6) Mobilisering af fri fase, såfremt denne optræder i et større sammenhængende volumen (ikke afbildet). Advektiv gastransport som følge af varierende atmosfæretryk (ikke afbildet). Advektiv vandtransport samt mobilisering af fri fase er styret af gravitation, mens de øvrige processer er styret af en koncentrationsgradient. Figur 3.4 Spredningsmekanismer og fasefordeling i umættet zone. Pilene refererer til de i teksten (afsnit 3.4) nævnte fasefordelingsprocesser og spredningsmekanismer. 15

3.5 Nedbrydelighed Overordnet er nedbrydningen af chlorerede stoffer ofte ufuldstændig og betydelig langsommere end for andre forureningskomponenter, som f.eks. BTEX. Under naturlige forhold sker den væsentligste omsætning af chlorerede alifater ved biologisk nedbrydning. Stofferne omsættes vha. forskellige mekanismer; enten ved en reduktionsproces (reduktiv dechlorering), ved oxidation eller ved cometabolsk omsætning. Hvorvidt, og ved hvilken rate, disse reaktioner forløber afhænger bl.a. af redoxforholdene i grundvandsmagasinet. I det følgende skelnes overordnet mellem aerobe og anaerobe forhold. Nedbrydningsprocesserne for udvalgte chlorerede stoffer er opsummeret i tabel 3.2 og beskrives nærmere i de følgende afsnit 3.5.1-3.5.3. Reduktiv dechlorering Anaerob oxidation Aerob oxidation Aerob cometabolisme PCE + TCE + + Dichlorethylen + + + + Vinylchlorid + + + + Trichlorethan + + Dichlorethan + + + Chlorethan + + Tetrachlormethan + Trichlormethan + + Dichlormethan + + + Tabel 3.2 Biologiske nedbrydningsprocesser. Fra /77/. 3.5.1 Anaerob biologisk omsætning Reduktiv dechlorering Reduktiv dechlorering er den hyppigst observerede nedbrydningsmekanisme for chlorerede alifater. Reaktionen foregår ved, at et chloratom erstattes af et brintatom, hvorved stoffet reduceres. Processen foregår sekventielt, således at kun ét chloratom fjernes ad gangen. Reduktiv dechlorering af PCE er illustreret på figur 3.5. Dichlorethylen dannes hovedsageligt (90-99%) som cis-1,2-isomeren. 16

Figur 3.5 Reduktiv dechlorering af PCE og 1,1,1-trichlorethan. På samme måde nedbrydes 1,1,1-trichlorethan til 1,1-dichlorethan ved reduktiv dechlorering. Det chlorerede stof fungerer som elektronacceptor i processen. For at den reduktive dechlorering kan forløbe, kræves der således en elektrondonor, typisk brint. Dette kan hidrøre fra nedbrydning af naturligt forekommende organisk stof, oliekomponenter eller andre antropogene kulstofkilder. De stoffer, der indeholder flest chloratomer, er de mest oxiderede og dermed de mest ustabile under reducerede forhold /50/. Derfor er nedbrydningsraten for de højere chlorerede stoffer PCE og TCE væsentlig højere end raten for de lavere chlorerede stoffer dichlorethylen og vinylchlorid, hvilket i mange tilfælde medfører ophobning af disse nedbrydningsprodukter /12, 38/. Endvidere afhænger nedbrydningsraten af, hvilke redoxforhold der er i grundvandsmagasinet. Dechloreringen forløber hurtigere og mere fuldstændigt jo mere reducerede forhold, der er i grundvandet, dvs. bedst under methanogene forhold, men kan også forløbe helt eller delvist under nitrat-, jern- og sulfatreducerende forhold /33, 49, 52, 77/. Dechlorering af vinylchlorid forløber dog langsomt og formentlig kun under stærkt reducerede forhold /17 m.fl./. 17

Boks 3.2 Reduktiv dechlorering og redoxforhold På en renserilokalitet i Københavns Kommune /77/ blev der konstateret forurening med både terpentin, PCE og nedbrydningsprodukter heraf. Den observerede redoxzonering er et resultat af terpentinnedbrydningen; i den stærkt reducerede zone er der fri fase terpentin, mens terpentinen stort set er væk (dvs. nedbrudt) nedstrøms på lokaliteten. Der er spildt PCE både i området med fri fase terpentin samt på den østlige del af lokaliteten, hvor der ikke er terpentinforurening. Der ses en tydelig sammenhæng mellem omfanget af reduktiv dechlorering og redoxforholdene, idet der overordnet fremtræder to faner: 1) en nordlig fane, der udspringer af et spild af både terpentin og PCE, hvor der er reducerede forhold. I denne fane sker der omfattende reduktiv dechlorering; der er stort set hverken påvist PCE eller TCE, men høje koncentrationer af nedbrydningsprodukterne cis-dichlorethylen, vinylchlorid, ethylen og ethan. 2) en sydlig fane, der oprinder fra et PCE-spild, hvor der er aerobe hhv. svagt reducerede forhold. I denne fane er den reduktive dechlorering begrænset som følge af manglen på omsætteligt organisk stof. Således består hovedparten af forureningen her af PCE samt noget TCE. 18

Anaerob oxidation De lavere chlorerede ethener, dichlorethylen og vinylchlorid kan endvidere oxideres under reducerede forhold, hvorved de chlorerede stoffer i modsætning til dechloreringen fungerer som elektrondonorer. Ved anaerob oxidation anvendes enten kuldioxid, sulfat, jern(iii) eller mangan(iv) som elektronacceptor. Mineraliseringsraten for vinylchlorid falder i retning af mere reducerede forhold, /15/. For dichlorethylen gælder det, at stoffet indledningsvist dechloreres til vinylchlorid for derefter at blive oxideret, dog undtagen under manganreducerende forhold, hvor dichlorethylen oxideres direkte til kuldioxid /16/. Generelt foregår den anaerobe oxidation langsommere end den aerobe oxidation, omtrent halvt så hurtigt /17/. I tilfælde, hvor dichlorethylen og vinylchlorid fremkommer som nedbrydningsprodukter af PCE eller TCE, vil disse optræde i et anaerobt grundvandsmiljø, hvorfor anaerob oxidation kan udgøre en væsentlig mekanisme til omsætning af disse stoffer under naturlige forhold. Andre anaerobe processer Tetrachlormethan nedbrydes relativt hurtigt under anaerobe forhold. Under stærkt reducerede (methanogene) forhold sker der en reduktiv dechlorering af tetrachlormethan til chloroform (trichlormethan), kulmonoxid og kuldioxid. Derudover nedbrydes tetrachlormethan anaerobt vha. en række mikrobielt koblede processer, der endnu ikke er fuldt kortlagt /34/. Tetrachlorethan nedbrydes ligeledes anaerobt. Under stærkt reducerede (methanogene) forhold sker der en ufuldstændig nedbrydning, hvor hovedprodukterne (80%) er cis- og trans-dichlorethylen, der omdannes videre til vinylchlorid og ethylen. Derudover omdannes tetrachlorethan abiotisk til TCE og biotisk til 1,1,2-trichlorethan via reduktiv dechlorering /34/. 3.5.2 Aerob biologisk omsætning PCE er persistent under aerobe forhold. Aerob oxidation Cis-dichlorethylen og vinylchlorid kan oxideres direkte til kuldioxid med ilt som elektronacceptor /14, 17, 18, 37/. Ved denne proces fungerer stofferne som primært substrat for mikroorganismerne. Vinylchlorid nedbrydes hurtigere end cis-dichlorethylen under aerobe forhold /14/. Idet dichlorethylen og vinylchlorid dannes under reducerede forhold i grundvandsmagasiner, begrænser forekomsten af aerob oxidation under naturlige forhold sig formentlig til periferien af forureningsfanen eller til områder, hvor forurenet grundvand og overfladevand mødes. 19

Aerob cometabolsk oxidation Både TCE, dichlorethylen-isomererne og vinylchlorid kan nedbrydes til kuldioxid, chlorid og andre ikke-flygtige stoffer via en cometabolsk enzymatisk proces, hvor stoffer som methan, propan, phenol, ethylen og toluen fungerer som primært substrat /11, 12, 21/. Idet både ilt og et af de nævnte primære substrater sjældent optræder samtidig med forurening af de chlorerede stoffer, forekommer den aerobe, cometabolske omsætning sjældent i større omfang under naturlige forhold. 3.5.3 Abiotisk omsætning Abiotisk omsætning i jord og grundvand forekommer kun i begrænset form for chlorerede alifater. For chlorerede ethener (PCE, TCE mv.) observeres dette sjældent, mens den abiotiske nedbrydning af visse andre chlorerede alifater er mere udbredt. Eksempelvis kan nævnes trichlorethan, der hydrolyseres til saltsyre og eddikesyre eller omdannes til 1,1-dichlorethylen ved elimination samt chlorethan, der hydrolyseres til ethanol /52, 56/. 3.6 Farlighed og grænseværdier Toksiske egenskaber samt kvalitetskriterier for jord og grundvand, opstillet af Miljøstyrelsen, er sammenfattet for udvalgte chlorerede alifater i bilag 3. Det bemærkes, at kvalitetskriterierne kan være ændret af Miljøstyrelsen efter udgivelsen af denne håndbog. De chlorerede stoffer er overordnet kendetegnet ved lav akut giftighed samt for visse af stofferne kræftfremkaldende egenskaber eller mistanke herom. Stofferne er ikke eksplosionsfarlige. Miljøstyrelsens kvalitetskriterier for grundvand er 1 µg/l for summen af chlorerede forbindelser og 0,2 µg/l for vinylchlorid. Jordkvalitetskriterierne er i størrelsesorden 0,4 mg/kg TS for vinylchlorid, 5 mg/kg TS for PCE, TCE m.fl. og op til 200 mg/kg TS for 1,1,1-trichlorethan. 20

4 Transport og spredning af chlorerede stoffer De chlorerede stoffers fysisk-kemiske egenskaber er bestemmende for, hvordan stofferne tilbageholdes og nedbrydes samt hvordan de fordeler sig mellem de forskellige faser i jordmatricen. I samspil hermed giver geologien en ramme for, hvilke spredningsmekanismer og transportveje der er mulige. Stoffernes spredning i jorden samt nedtrængningsdybden af den fri fase afhænger bl.a. af, hvor stort et volumen stof, der er spildt. På figur 4.1 er skitseret tre situationer med forskellig størrelse spild: 1) lille, opløst spild, 2) mindre spild af fri fase henholdsvis 3) større spild af fri fase. Spredningen af fri fase foregår hurtigt i såvel umættet som mættet zone (timer til dage), mens spredningen af opløst stof foregår over væsentlig længere tid (år). Figur 4.1 Konceptuel spredning af stof fra tre typer spild af chlorerede opløsningsmidler. Nedtrængningsdybden er beregnet for de tre skitserede situationer, som angivet i tabel 4.1. Beregningen er foretaget ved hjælp af følgende formel: 21

Nedtrængningsdybden = Volumen spild / (Areal af spild * Retentionskapacitet). Situation 1 Situation 2 Situation 3 Volumen spild, L 0,01 1 1000 Areal af spild, m 2 0,01 0,09 1 Nedtrængningsdybde, m 0,03-0,33 0,4-3,7 33 330 Tabel 4.1 Beregnede nedtrængningsdybder for tre tænkte situationer, se figur 4.1. Der er regnet med en retentionskapacitet på hhv. 3 og 30 L/m 3. Stoftransporten vil endvidere være styret af mætningsforholdene samt den aktuelle geologiske aflejringstype. Derudover har den (aktuelle) vertikale og horisontale mikrogeologi indflydelse på stofspredningen, særligt i tilfælde med mobil fri fase. I det følgende gives en oversigtsmæssig gennemgang af de vigtigste mekanismer for spredning af chlorerede stoffer under umættede hhv. mættede forhold i et antal geologiske situationer, der hyppigt træffes under danske forhold. Endvidere beskrives stofudveksling mellem umættet og mættet zone. 4.1 Stoftransport i umættet zone Spredning af stof i umættet zone foregår vha. gasdiffusion i poreluften og ved vertikal transport af forurening opløst i infiltrationsvand. Gasfasediffusionen afhænger af det enkelte stofs diffusionskoefficient og den effektive luftporøsitet, som er en funktion af vandindholdet. Højere vandindhold medfører færre luftfyldte og sammenhængende porer og dermed en lavere effektiv diffusionskoefficient. Diffusionskoefficienter for en række chlorerede stoffer er givet i /60/. Det bemærkes, at for de hyppigst trufne chlorerede alifater varierer diffusionskoefficienterne kun ganske lidt stofferne imellem. Et spild af chlorerede opløsningsmidler på fri fase vil bevæge sig ned gennem kornskelettet og efterlade en zone af residual fri fase, der fanges som perler i porevolumenet. Processen stopper, når mængden af fri fase ikke længere er stor nok til at overskride kapillarkræfterne, eller når der ikke er mere stof tilbage. 4.1.1 Umættede, lerede aflejringer Moræneler er en usorteret bjergart, hvor den lokale permeabilitet overvejende vil være afgjort af kornstørrelsesfordeling, forvitringsgrad og graden af opsprækning. I en umættet moræneler, hvor vandindholdet kan være over 70% af porøsiteten, vil diffusionen være begrænset i selve lermatricen. Derimod kan der ske en betydelig stofspredning i poreluften i sprækker i moræneleret, i 22

zoner af højere permeabilitet (typisk mere sandet moræneler eller morænesand) eller i indlejrede sandlag. I den umættede zone er diffusion i poreluften en væsentlig proces både i horisontal og vertikal retning, idet diffusionskoefficienterne i poreluften generelt er 10.000 gange større end i vandfasen. Dette betyder, at stoffet spredes mere i poreluften end i jorden, hvilket alt andet lige betyder, at filtersætninger er knap så følsomme over for placeringen i forhold til sprækkesystemerne. 4.1.2 Umættede, sandede aflejringer Inden beskrivelsen af selve stoftransporten, gives en kort beskrivelse af de løse aflejringer, såsom sand og grus. Løse aflejringer, af marin eller glacial oprindelse, består typisk af vekslende lag af sand og grus i dm til m-skala med indslag af finkornede aflejringer i cm til dm-skala. Et eksempel på en sådan (stiliseret) lagfølge er vist i figur 3.3. Den horisontale udbredelse af lagene varierer meget inden for m til 10-tals m-skala og er svær at forudsige. I smeltevandsaflejringer forekommer der vertikale variationer i indholdet af silt, finsand, mellemsand, grovsand, fingrus mv. inden for samme aflejring. Permeabiliteten varierer som følge af lagenes rumlige udbredelse mere i det vertikale plan end i det horisontale plan. For de mere homogene horisonter gælder det overordnet, at den horisontale permeabilitet er større end den vertikale permeabilitet. Stoffets spredning i det umættede sand foregår via to processer: diffusion fra fri fase og opløst fase til poreluften og som opløst stof ved nedvaskning. Diffusionen foregår ideelt set radiært ud fra kildeområdet, så man burde forvente en aftagende koncentration i poreluften med afstanden fra kilden, resulterende i en poreluft-pude. Den diffusive transport er uafhængig af strømningsretningen i det underliggende grundvand, uanset at der er frit vandspejl. Som udgangspunkt vil poreluftforureningen spredes over hele dybden til grundvandsspejlet. Der kan under hot spot observeres en kerne af forurening i hele dybden til grundvandsspejlet, i hvilken der sker en vertikal forureningsspredning via fri fase eller forurenet porevand. Herfra vil der således ske en afdampning til den omgivende poreluft, hvorved koncentrationerne ses at falde i retning væk fra infiltrations-kernen. I praksis påvirkes processen af de lokale geologiske forhold, som i større eller mindre grad styrer udbredelsesretningen. I den umættede zone kan der forekomme finkornede lag, der er mættede med vand, og som pga. deres lille effektive gasdiffusivitet virker som en effektiv barriere for poreluftens bevægelse, hvis udbredelsen er stor nok til at dække forureningen. De her beskrevne indlejrede finkornede lag er typisk af mindre skala end de ovennævnte tilfælde med indlejrede sandlag i moræneler og kan være svære at lokalisere. 23

Den naturlige ventilation med varierende atmosfæretryk vil medføre størst udluftning terrænnært og således medvirke til, at forureningsniveauet alt andet lige stiger med dybden /36/. Boks 4.1 Forureningsudbredelse i umættet sandlag. Afsmitning til grundvandet PCE-forurening er indledningsvist spredt ned gennem moræneleret over et mindre areal lokalt ved et renseri i Københavns Amt. Når forureningen når det mere permeable, umættede sandlag, spredes forureningen over et væsentligt større areal. Forureningsspredningen i sandlaget sker ved diffusion og evt. ved konvektion i forbindelse med variationer i atmosfæretrykket, hvis trykket forplantes til sandlaget forskelligt i området. Det aktuelle renseri har været i drift fra 1963-1998. Forureningen har spredt sig ca. 90 m ud fra hot spot. Forureningen udbredes således med 1-5 m/år ved diffusion/ konvektion. Målingerne vist på plansnittet er foretaget 10 m.u.t. Eksemplet illustrerer, at der kan ske en markant forureningsspredning i den umættede zone såvel vertikalt som horisontalt. Forureningen er ligeledes transporteret til grundvandet, hvor der er konstateret op til 1.400 µg/l PCE. Der er konstateret forurening både opstrøms og sideværts for hot spot. Således vurderes grundvandsforureningen til dels at skyldes afsmitning fra poreluftforureningen. 24

4.1.3 Umættet kalk Kalk er et dobbeltporøst medie, i hvilket transporten overordnet foregår i sprækker. Der er en tendens til, at sprækketætheden aftager med dybden, således at hovedparten af stoftransporten sker i de øverste ca. 10 m af kalkformationen /40/. I en tør og kraftigt opsprækket kalk kan der således ske en hurtig forureningsspredning primært via gasdiffusion og konvektion i sprækkerne. Da permeabiliteten af kalkmatricen er væsentlig lavere end af sprækkerne, vil diffusionen ind og ud af matricen foregå tilsvarende langsommere /20/. 4.1.4 Indflydelse af fri fase på stofspredning i umættet zone Transport og spredning af fri fase DNAPL er beskrevet i afsnit 3.4. Stofspredningen i den omgivende poreluft vil være knyttet til forekomsten af pools eller dråber af fri fase, således at de højeste koncentrationer vil forefindes lokalt i forbindelse med den fri fase. Såfremt et volumen fri fase er akkumuleret oven på en lavpermeabel linse, vil stoffet over tid trænge ind i denne via diffusion eller advektion. En sådan linse Boks 4.2 DNAPL-spredning i sprækker Ovenstående foto fra en gasværksgrund i Vestsjællands Amt illustrerer betydningen af sprækker som transportvej i moræneler. Der ses tydelig sortfarvning i sprækkerne (tjære). Analysen påpeger, at langt hovedparten af transporten foregår via sprækkesystemet. Tjæren er i dette tilfælde via sprækkerne transporteret ned i mere end 8 meters dybde. Billedet er taget i forbindelse med en sprækkeanalyse, udført under afgravning af forurening i umættet zone. 25

vil derefter være kilde til langvarig diffusiv forureningsspredning til den omgivende poreluft. Da fri fase kan afsnøres meget lokalt under den vertikale transport, kan der i den omgivende poreluft forekomme store koncentrationsudsving over dybden. Der kan endvidere forekomme en densitetsbetinget vertikal spredning af meget kraftig poreluftforurening, idet poreluftforurening nær mætning har en højere gasdensitet end poreluften og således kildenært kan synke ned /36/. 4.2 Stoftransport i mættet zone Ved vurdering af forureningsspredning i mættet zone skelnes der typisk mellem to typer af magasiner; 1) øvre/terrænnære grundvandsforekomster, der ikke nødvendigvis har regional udstrækning og 2) regionale grundvandsmagasiner med potentielle vandindvindingsinteresser. Spredning af forurening på opløst form fra kilden kan f.eks. ske ved indledende spredning over et større areal via terrænnære grundvandsforekomster og nedsivning derfra til dybereliggende grundvandsmagasiner. Herved opblandes forureningen både i det øvre grundvand og i dybere magasiner. Forureningen i magasinerne vil således findes over et større areal i lavere koncentrationer. Alternativt kan forureningen på opløst form ske direkte til et egentligt magasin ved nedsivning af forurenet porevand. I dette tilfælde sker der en opblanding i toppen af grundvandsmagasinet over et mindre areal, hvorfra forureningen vil spredes i nedstrøms retning. I grundvandsmagasinet vil fanen pga. dispersion spredes i både bredden og dybden nedstrøms for kilden. Dispersion er et samlebegreb, der dækker over flere underordnede processer, se /58/. Endvidere kan fanen blive trykket ned ovenfra af infiltrerende vand, der lægger sig oven på fanen og ikke opblandes. Forureningsfanens udbredelse kan forsinkes af sorption. Tilbageholdelseseffekten vil være større for de højere chlorerede stoffer (PCE, TCE, trichlorethan etc., se bilag 2) samt jo større indholdet af organisk stof er i grundvandsmagasinet. Forureningsfanen kan endvidere være påvirket af nedbrydning. Opmærksomheden bør henledes på tilfælde med anaerobe forhold i fanen, under hvilke der kan ske en reduktiv dechlorering, hvorved der kan dannes uønskede nedbrydningsprodukter, såsom vinylchlorid. Det bemærkes desuden, at diffusionskoefficienten i vand er en faktor 10 4 mindre end diffusionskoefficienten i gasfasen, hvilket bevirker, at diffusionen er betydeligt langsommere i vand end i luft /25/. 26

I det følgende beskrives transporten af opløst stof (4.2.1-4.2.3) hhv. af fri fase (4.2.4) i den mættede zone. 4.2.1 Mættede, lerede aflejringer Som nævnt (afsnit 4.1.1) findes der i moræneler overordnet to systemer til spredning af stof; sprækker eller lag af højere permeabilitet, i hvilke der foregår advektion samt i selve matricen, hvor diffusion er den primære spredningsmekanisme. De to systemer er indbyrdes koblede via diffusionen fra sprækkerne/sandlagene ind i jordmatricen eller omvendt, som illustreret på figur 4.2. I mange tilfælde sker vand- og stoftransport i moræneler i systemer af både horisontale og vertikale sprækker. Sprækkeintensiteten er størst i de øverste 4-5 m af moræneleret. Derunder aftager antallet af sprækker gradvist med dybden /43/. Endvidere sker der i moræneler en diffusion af stof ind i selve jordmatricen. Denne mekanisme drives af koncentrationsgradienten og foregår betydeligt langsommere end den advektive transport i sprækkerne. Figur 4.2 Konceptuel skitse af transport via sprækker og diffusion. (Frit efter /70/). I andre tilfælde sker transporten i moræneaflejringer i lag af højere permeabilitet. Dette kan være partier af moræneleret, der har et højere sandindhold og dermed en højere permeabilitet, indlejrede linser/slirer eller egent-lige lag af sand, silt el. lign. Stoftransporten er i disse tilfælde advektiv og styret af lagenes indbyrdes hældning og trykniveauet. 27

Boks 4.3 Forureningsspredning via hældende lag På en kemikalievirksomhed i Storstrøms Amt er forureningsspredningen på opløst form styret af hældende sandlag og partier af sandet moræneler, indlejret i en morænelersaflejring. Moræneaflejringerne er vandmættede, med et vandspejl ca. 2 m.u.t. Det fremgår således, at indlejrede sandlag kan have afgørende betydning for forureningsspredningen i moræneler. 4.2.2 Mættede, sandede aflejringer I velsorterede aflejringer af f.eks. smeltevandssand sker stoftransporten under mættede forhold ved advektion. Som nævnt (afsnit 4.1.2) optræder der i disse aflejringer typisk inhomogeniteter, der vil have en lokal indflydelse på stofspredningen, idet de kan virke accelererende eller bremsende eller påvirke den lokale strømningsretning ved at bevirke et skift i transportretning. Endvidere kan stof, der er tilbageholdt i lavpermeable lag, udgøre en langvarig kilde til forurening, idet diffusionen ud fra laget foregår langsomt. 28

Boks 4.4 Opløst forureningsfane På et renseri i Fyns Amt er kilden til forureningen spild af chlorerede opløsningsmidler. Forureningen er sivet ned gennem kældergulvet, formentlig som fri fase PCE. Forureningen har spredt sig vertikalt ned til grundvandsspejlet, hvorefter der er dannet en 280 m lang fane af opløst forurening (PCE og nedbrydningsprodukter). I den første del af fanen er grundvandsmagasinet spændt. Den vekslende vertikale udbredelse på denne strækning skyldes variationer i tykkelsen af det sandlag, der udgør det sekundære magasin. Den dybde, hvori fanen befinder sig, er således bestemt af den geologiske lagdeling og lerets bundkote. Som det fremgår af snittet har fanen udspring i toppen af magasinet, hvilket skyldes, at det er opløst forurening og ikke fri fase, der bliver tilført magasinet. Der ses i dette tilfælde ikke en nedsynkning af fanen som følge af infiltration, idet fanen i hele dens længde følger sandlagets udbredelse. 4.2.3 Mættet kalk Som nævnt i afsnit 4.1.3, foregår stoftransporten i kalk fortrinsvist i sprækker. Fanens udbredelse afhænger derfor i højere grad af sprækkernes orientering og 29

intensitet end af den overordnede gradient. Således vil fanen ikke nødvendigvis spredes i den retning, der indikeres af pejledata og potentialekort. 4.2.4 Indflydelse af fri fase på stofspredning i mættet zone Spredningen af fri fase i den mættede zone er overvejende grad styret af de lokale geologiske forhold og kun i mindre grad påvirket af grundvandets strømningsretning. Et eksempel på en spredningssituation med fri fase DNAPL er skitseret konceptuelt på figur 4.3. Figur 4.3 Konceptuel skitse af DNAPL spredning (frit efter /25/). Når den fri fase under nedtrængningen møder det kapillære vandspejl er den ikke nødvendigvis umiddelbart i stand til at fortrænge vandet fra porerne og fortsætte nedsynkningen. Vandets polaritet medfører, at vandet har større affinitet for den faste overflade (vandet er den fugtende fase) end den fri fase. Dette samt overfladespændingen mellem faserne bevirker, at den fri fase skal opbygge et vist tryk, før vandet kan fortrænges fra porerne og nedsynkningen kan fortsætte. Således ses ofte en udtværing (dvs. en horisontal spredning af fri fase i toppen af kapillarzonen) og herefter, når trykhøjden er stor nok, en nedsynkning. Når først nedsynkningen er initieret, vil trykhøjden herover stige meget markant og nedsynkningen kan ske til stor dybde. Omkring den fri fase vil der ske en opløsning af stof i grundvandet. Det opløste stof vil derpå transporteres med grundvandet i dettes strømningsretning og således skabe en forureningsfane, som beskrevet ovenfor. Den markante forskel mellem situationen med opløst stof og den med fri fase er; 1) at den fri fase udgør i praksis en næsten uudtømmelig kilde til forurening i selve grundvandsmagasinet, og 2) at fanen ikke nødvendigvis befinder sig i toppen af magasinet, hvis der er fri fase til stede. Et eksempel på fanedannelse i en situation med nedsivning af fri fase DNAPL er skitseret på figur 4.4. 30

Boks 4.5 Overfladekote af moræneler og fri fase udbredelse I et regnvandsbassin i Københavns Amt ses der en tydelig sammenhæng mellem bundkoten af det sekundære magasin, hvor moræneleret begynder og udbredelsen af fri fase DNAPL. Den fri fase består overvejende af TCE, se boks 7.15. Der er påvist fri fase i boringer over hele arealet, men der er alene fundet sammenhængende fri fase i lavningen i morænelersoverfladen. Betragtes et vertikalt koncentrationsprofil, vil de højeste koncentrationer optræde i de niveauer, hvor der er fri fase og hvorfra der sker en stadig stoffrigivelse. Den fri fase afsnøres typisk i forbindelse med lavpermeable zoner, som illustreret i figur 3.3 og 4.4 og nævnt i afsnit 4.1.4. Figur 4.4 Nedsivning af fri fase i mættet zone og dannelse af opløst fane. (Frit efter /70/). 31

4.3 Stofudveksling mellem umættet og mættet zone Ovenfor er beskrevet, hvorledes forurening med chlorerede kulbrinter kan spredes i enten grundvand eller poreluft. Der vil dog desuden typisk forekomme et samspil i form af stofudveksling mellem disse to medier. Stofudvekslingen mellem umættet zone og mættet zone er skematisk illustreret i figur 4.5. I området nær kilden vil fanens bredde og opstrøms udstrækning være styret af poreluftpudens udbredelse i den umættede zone. En væsentlig grundvandsforurening kan således opstå opstrøms. Den opstrøms udstrækning vil være bestemt af den umættede zones permeabilitet og mægtighed samt forureningens alder og kemiske egenskaber. I en vis afstand nedstrøms vil poreluftpuden, forårsaget direkte af kilden, være afgrænset, og herfra vil der kunne ske en afdampning fra den mættede zone og til den umættede zone. Oftest vil denne proces kun kunne erkendes centralt over en fane, dvs. i området med relativt høje koncentrationer, idet der kun sker en relativ lille transport over grænsefladen mellem mættet og umættet zone. Figur 4.5 Stofudveksling mellem umættet og mættet zone. 32

4.4 Konceptuelle modeller som værktøj Efterhånden som undersøgelserne af en forurening skrider frem, akkumuleres der en stor mængde oplysninger om lokaliteten, om den lokale geologi og hydrogeologi og om forureningens styrke og spredning. Et godt værktøj til at fastholde og sammenfatte alle disse oplysninger er at opstille en konceptuel model. Modellens konkrete form kan f.eks. bestå i en række simple geologiske snit, hvor feltobservationerne indtegnes og søges interpoleret således, at de danner et sammenhængende billede af geologi, hydrogeologi og forureningsudbredelse. Eksempler på sådanne modeller fremgår af boks 4.1 til 4.5 i de foregående afsnit. I visse tilfælde kan modellen gradvist blive udviklet til en avanceret matematisk model, som kan simulere den forventede fremtidige udvikling i det opstillede scenarie. I modellen kan indarbejdes et stort og komplekst antal informationer, f.eks. data om flere forskellige punktkilder, og de tages ofte i anvendelse, når beslutninger om store og kostbare afværgeprojekter skal træffes. Udarbejdelsen af den konceptuelle model skal involvere en kritisk stillingtagen til datagrundlaget: Hvilke observationer er væsentlige for modellen: Er der oplysninger som, hvis de senere skulle vise sig at være fejlbehæftede eller upræcise, ville betyde markante ændringer i det grundlæggende koncept? Hvilke observationer kan bekræftes/understøttes af andre observationer: Er der f.eks. overensstemmelse mellem PID-målinger og analyseresultater? Hvilke antagelser er der gjort under opstilling af modellen: Er disse antagelser væsentlige for modellens udformning? Det er vigtigt, at den konceptuelle model tager højde for, at forureningen vil udvikle sig med tiden. Kildeområdet i den konceptuelle model skal helst kunne sættes i forbindelse med de risikoaktiviteter, som historikken har udpeget, og forureningens spredning væk fra kildeområdet skal være i overensstemmelse med den lokale geologi og hydrogeologi. Hvis forureningens spredningsmuligheder er overvejet ved opstilling af den konceptuelle model, kan en risikovurdering umiddelbart udarbejdes med modellen som sandsynligt scenarie for påvirkningen af omgivelserne. 33

Konceptuel model Undersøgelsesstrategi Risikovurdering Prioritering Monitering Undersøgelse Baggrundsviden Sagen afsluttet Afværge Figur 4.6 Den konceptuelle model anvendes som et dynamisk værktøj, hvor undersøgelsens resultater søges indpasset i en samlet beskrivelse af forureningens opståen og spredning. Den konceptuelle model ligger også til grund for planlægningen af yderligere undersøgelser af forureningen. Afgrænsende undersøgelser af en forurenings udbredelse vil tage afsæt i modellens forudsigelse af spredningsveje, og det er derfor vigtigt, at der er klarhed over modellens styrker og svagheder. I kapitel 5 er gennemgået en case med flere undersøgelsesfaser, hvor den konceptuelle model bruges til trinvist at tilrettelægge undersøgelserne. 34

5 Undersøgelsesstrategier 5.1 Baggrund, formål og strategi Tilrettelæggelse af forureningsundersøgelsen bør altid tage afsæt i en konceptuel model, som er opstillet på grundlag af de foreliggende oplysninger. Modellen kan, som beskrevet i afsnit 4.4, være formuleret på grundlag af få og sparsomme oplysninger, eller den kan være en raffineret model, som indarbejder detaljerede oplysninger om geologi, forureningsspredning osv. I begge tilfælde vil den konceptuelle model sammenfatte baggrunden for undersøgelsen og dermed definere det aktuelle vidensniveau. Formålet med undersøgelsen skal formuleres klart og entydigt. Formålet vil ofte være rettet mod de administrative afgørelser, som skal træffes i forbindelse med den amtslige administration af forureningen, f.eks. beslutning om kortlægning. Formålet kan også være at fremskaffe de oplysninger, som skal danne grundlag for planlægning af egentlige tekniske indgreb, eksempelvis en risikovurdering med henblik på beslutning om en afværgeindsats. Undersøgelsens formål udgør således beskrivelsen af det vidensniveau, som man ønsker at nå gennem udførelsen af undersøgelsen, og formålet definerer således omfanget af ønskede/manglende informationer om forureningen. Undersøgelsesstrategien opstilles herefter som en plan for, hvordan disse informationer tilvejebringes. Undersøgelsesstrategien bør omfatte begrundelser for metodevalg samt indeholde eksplicitte overvejelser om detektionsgrænser mv. Undersøgelsesstrategien bør også tage stilling til, hvilke nøgleoplysninger undersøgelsen forventes at frembringe, og hvorledes disse nøgleoplysninger understøttes/verificeres ved de planlagte aktiviteter. Det kan ofte være hensigtsmæssigt at bryde formålet ned i delmål, som strategien så forfølger ved iværksættelse af konkrete aktiviteter. Hvis undersøgelsen faseopdeles, således at tilrettelæggelsen af én fase hviler på resultaterne af den forrige, bør denne opdeling tydeligt fremgå af rapporten. 5.2 Dokumentation, verifikation og reproducerbarhed De beslutninger, som træffes på grundlag af forureningsundersøgelserne, kan have vidtrækkende konsekvenser. Det er derfor ønskværdigt, at undersøgelsesresultaterne fremstår som troværdige og robuste. Robuste undersøgelsesresultater er resultater, som kan dokumenteres, verificeres og reproduceres. Robustheden kan, i det mindste et stykke hen ad vejen, tilvejebringes allerede i undersøgelsens planlægningsfase. 35

Dokumentation af undersøgelsens metoder kan f.eks. opnås ved at tilrettelægge et kvalitetssikringsprogram, som redegør for nødvendige kontroller, kontrolfrekvens og godkendelseskriterier. Kvalitetssikringsprogrammet kan hensigtsmæssigt udformes som et skema, hvori de ønskede kontrolmålinger indføres direkte i forbindelse med undersøgelsen. Verifikation af undersøgelsesresultaterne opnås ved at sammenholde målinger, som er direkte eller indirekte sammenlignelige. Poreluftmålinger kan f.eks. verificeres ved analyse af porevand udtaget samme sted, eller ved analyse af vandprøve fra et nærliggende grundvandsmagasin. Ved sammenligning af de fremkomne resultater skal det forhold dog inddrages, at der kan være store koncentrationsforskelle over kort afstand i jordlag med lav permeabilitet. Allerede ved planlægningen af undersøgelsen kan der udpeges kritiske oplysninger, som bør verificeres, f.eks. ved at kombinere forskellige prøvemetoder. Reproducerbare resultater er resultater, som kan bekræftes ved gentagne prøveudtagninger. Hvis en undersøgelse planlægges således, at den efterfølgende risikovurdering vil basere sig på måling i et enkelt punkt, vil det være hensigtsmæssigt om målingen nemt kan gentages. Reproduktion af en poreluftundersøgelse kan f.eks. forberedes ved at etablere et pejlerør i den umættede zone, hvorfra prøveudtagningen senere kan gentages. Variationer ved gentagne målinger i poreluft og i terrænnære grundvandsmagasiner kan være meget markante, og kan sjældent alene forklares ud fra nedbørens variation over året. Eksempler herpå fremgår af boks 7.14. Ved gentagne målinger i samme punkt skal omstændighederne ved prøveudtagningen dokumenteres og vurderes meget nøje. Usikkerhederne omkring prøveudtagning er behandlet i kapitel 7. 5.3 Undersøgelse af punktkilde 5.3.1 Vidensniveau 1-undersøgelsen Formålet med de såkaldte V1-undersøgelser er defineret i Miljøstyrelsens kortlægningsvejledning /65/. I vejledningen er der opstillet kriterier for omfanget af den dokumentation, som skal ligge til grund for en beslutning om kortlægning på vidensniveau 1. Dokumentationen omfatter bl.a. en beskrivelse af den forurenende aktivitet, en stedfæstelse af aktiviteten samt en omtrentlig tidsmæssig afgrænsning af aktiviteten. V1-undersøgelsen kan evt. omfatte besigtigelse og fotografering af lokaliteten, men omfatter ikke egentlige feltundersøgelser. 36

V1-undersøgelsen bør som minimum baseres på følgende kilder: Kommunens arkiv over bygge- og miljøsager Udskrift af BBR/ESR (matrikler, anvendelser, bygninger, tanke) Kommunens tankregister (hvis udarbejdet) Tingbogen (husk, at tingbogen renskrives, og at aflyste deklarationer mv. ofte skal søges i Dommerkontorets arkiv). Hvis disse kilder giver et utilstrækkeligt billede af virksomhedens beliggenhed og aktiviteter, kan yderligere oplysninger ofte hentes i: Kommunens arkiv over vejsager, som ofte kan give god information om vejomlægninger, udmatrikuleringer mv. Luftfotos fra Det Kgl. Bibliotek og Kort- og Matrikelstyrelsen Lokalhistorisk arkiv Interview af personer med kendskab til virksomheden/ejendommen. Strategien for en V1-undersøgelse skal redegøre for det valgte kildegrundlag, kvaliteten af dette kildemateriale og samtidig tage stilling til, i hvilket omfang oplysningerne fra de forskellige kilder kan understøtte hinanden. Væsentlige kilder til forureninger med chlorerede stoffer er gennemgået i tabel 5.1 og er illustreret på figur 5.1. På figuren er angivet områder, hvor der erfaringsmæssigt er særlig risiko for spild eller lækage af chlorerede stoffer. Figur 5.1 Områder med særlig risiko for forurening med chlorerede opløsningsmidler. Nummereringen henviser til tabel 5.1. 37

Nr. Kilde Beskrivelse 1 Rensemaskine/ affedtningsanlæg Spild eller utætheder ved selve anvendelsesstedet. Bemærk, at påfyldningsstuds og overløbsventil ikke altid er placeret ved selve anlægget. Stofferne siver ned gennem gulvkonstruktionen enten umiddelbart under maskinen, ved gulvafløb eller gennem revner, samlinger og fuger. 2 Kloakledninger Utætheder i samlinger, ufuldstændig afpropning af gamle stik. Brud opstået som følge af sætninger under kørearealer eller randfundamenter. 3 Faskiner Forurening træffes ofte ved faskiner, der modtager tagvand eller vand fra belægninger. 4 Oplagsplads Mange rense- og affedtningsmaskiner påfyldes direkte fra tankvogn, hvorfor der ikke altid oplagres chlorerede stoffer. I sådanne tilfælde kan påfyldningsstudsen samt stedet, hvor tankvognen er placeret, være en kilde til forurening. Affedtede emner kan være stillet udendørs til afdrypning/tørring. 5 Affaldsoplag Oplag af brugte klude, trevler fra snavsfiltre og lignende er ofte sket i utætte containere. Selv nyere faste belægninger kan være utætte som følge af sætningsskader og lignende. 6 Kondensvand Kondensvand i mindre ventilationsanlæg kan være afledt gennem en studs i bunden af aftræksrøret. Tabel 5.1. Typiske kilder til forurening med chlorerede stoffer. 38

Boks 5.1 V1-undersøgelse af maskinfabrik En tidligere maskinfabrik blev identificeret under gennemgangen af kommunens arkiv over miljøsager. Det fremgik af to inspektionsrapporter, at TCE anvendtes indendørs til affedtning. Ved efterfølgende gennemgang af byggesagen blev et udendørs oplag identificeret (udateret håndtegning på situationsplan). På grundlag af denne plan, samt besigtigelse på stedet, blev nedenstående situationsplan udarbejdet. Bemærk, at komplette ledningsplaner ikke kunne lokaliseres. Lokalerne anvendes i dag som lager. V1-undersøgelsen verificerede anvendelsen af TCE vha. to uafhængige arkiver og dokumenterede udendørs oplag i kraft af en tegning. Der forelå imidlertid ikke oplysninger om den måde, TCE faktisk blev anvendt på, ligesom oplysninger om afløb mv. inde i bygningen heller ikke blev fundet. Der blev derfor kun stedfæstet to risikoområder: Oplagspladsen og den del af afløbssystemet, som kunne identificeres ved besigtigelsen. Det må desuden forventes, at der inde i maskinfabrikken kan forekomme risikoområder, der ikke har kunnet lokaliseres. 5.3.2 Vidensniveau 2-undersøgelsen Formålet med V2-undersøgelserne er defineret i Miljøstyrelsens kortlægningsvejledning: Det skal med høj grad af sikkerhed dokumenteres, at der er en jordforurening, som kan have skadelig virkning på mennesker og miljø /65/. Det er vigtigt, at der allerede ved planlægning af V2-undersøgelsen er taget stilling til de kriterier, som i givet fald vil medføre kortlægning, eller ikke medføre kortlægning. Kriterierne kan omfatte koncentrationsniveauer (kvalitetskriterier), men kan også omfatte kriterier for forureningens udbredelse eller mindstekrav til forureningens samlede stofindhold. Kriterierne har afgørende indflydelse for opstillingen af undersøgelsesstrategien, som 39

grundlæggende er rettet mod at dokumentere maksimale styrker af forureningen, men som også kan inddrage andre elementer som f.eks. forureningens udbredelse, beskrivelser af den faktiske arealanvendelse osv. Anvendelsen af termen med høj grad af sikkerhed drejer sig om grundejers risiko for at få kortlagt et uforurenet areal og medfører i praksis, at beslutningsgrundlaget skal omfatte troværdige måleresultater på prøvemateriale fra lokaliteten. Anvendelsen af termen kan have skadelig virkning signalerer omvendt, at eksponeringen af beboere eller grundvandsressource ikke nødvendigvis skal dokumenteres, og ikke nødvendigvis skal være aktuel. V2-undersøgelser kan ofte med fordel faseopdeles, således at der indledningsvist indhentes supplerende arkivoplysninger og foretages besigtigelse, hvorefter feltundersøgelserne tilrettelægges på grundlag af identificerede risikoområder, antagelser om geologisk lagfølge osv. V2-undersøgelsen bør typisk omfatte: Supplerende arkivgennemgang Redegørelse for regionale geologiske og hydrogeologiske forhold Besigtigelse og fotografering Feltundersøgelser. Feltundersøgelserne skal målrettes mod de identificerede risikoaktiviteter. Forslag til undersøgelsesaktiviteter fremgår af tabel 5.2. Ofte er der ved arkivundersøgelse og inspektion af ejendommen udpeget en række risikoområder. Disse kan med fordel undersøges ved brug af ikkeakkrediterede analyser af poreluft. Eventuelle fund verificeres ved akkrediteret analyse af udvalgte poreluftprøver og ved vandprøvetagning fra en filtersat boring. Jordartsbeskrivelsen fra boringen skal samtidig anvendes som dokumentation af jordlagenes egnethed til poreluftundersøgelse. Se mere herom i /7/. I områder, hvor der træffes terrænnære grundvandsforekomster, skal en kort boring placeres tæt på kilden, da der ikke nødvendigvis vil være stor horisontal spredning i grundvandsforekomsten, som oven i købet kan være helt lokal og årstidsafhængig. I områder, hvor der ikke træffes terrænnært grundvand, bør filtersatte boringer placeres et par meter fra kilden for at undgå perforering af lavpermeable lag. I sådanne tilfælde bør vandprøven udtages efter forpumpning af et større volumen vand, således at forureningen trækkes mod boringen. Alternativt kan det ved pejling af flere boringer dokumenteres, at den aktuelle vandprøve er udtaget fra en boring, som faktisk er placeret nedstrøms kilden. Hvis en vandprøve ikke kan tilvejebringes, må verifikationen af poreluftmålingerne søges baseret på analyse af jordprøver udtaget ved den 40

identificerede kilde. Metoder til udtagning af jordprøver forurenet med chlorerede opløsningsmidler er diskuteret i afsnit 7.4. Nr. Kilde Undersøgelsesaktiviter 1 Rensemaskine/ affedtningsanlæg Poreluftmåling gennem gulv eller ved vandret anboring gennem randfundamentet. Poreluftmåling ved eventuel udendørs påfyldningsstuds. 2 Kloakledninger Brud og konstruktionsfejl lokaliseres med TVinspektion. Forureninger identificeres med poreluftmåling. 3 Faskiner Faskinen lokaliseres omtrentligt ved at føre et rensebånd ind i ledningen, hvor retning og afstand noteres. Alternativt kan fyldet i faskinen (singels eller sten) identificeres med et karteringsspyd. Forureninger identificeres med poreluftmåling eller vandprøve fra filtersat boring. Faskinens eksistens og beliggenhed kan bekræftes ved prøvegravning. 4 Oplagsplads Oplagspladsens eller evt. tankvognens præcise placering og udstrækning kan ikke altid dokumenteres. Ved direkte påfyldning udtages poreluftprøver ved påfyldningsstudsen. I tvivlstilfælde anvendes en screeningsundersøgelse med poreluftprøver, som placeres som et net over området. 5 Affaldsoplag do. 6 Kondensvand Hvis luftafkastet er ført gennem ydermur: Udfør poreluftmåling under røret. Hvis luftafkastet er ført gennem taget: Udfør poreluftmåling gennem gulv, der hvor aftræksrøret føres op. Tabel 5.2 Undersøgelsesaktiviteter ved typiske kilder til forurening med chlorerede stoffer. Nummereringen henviser til figur 5.1 og tabel 5.1. Valget af analysemetoder er kritisk for V2-undersøgelsens troværdighed. Forslag til analysemetoder og parametre fremgår af tabel 5.3 og diskuteres i detaljer i kapitel 7. 41

Anvendelsesområde Kildeopsporing Verifikation Nyere renserier Ældre renserier Metalaffedtning Garverier Metode og parametervalg Feltanalyser af poreluftprøver: PID, fotoakustisk detektor el. lign. Feltlaboratorium: GC-ECD-screening af poreluftprøve eller headspace over vandprøver. Poreluft: GC-ECD-screening af prøve opsamlet på kulrør Jord: GC-ECD-screening af pentanekstrakt Vand: GC-ECD-screening af pentanekstrakt. Analyseparametre: PCE og TCE Har renseriet anvendt freon? Analyseparametre: PCE og TCE Hvis renseriet tidligere har anvendt benzin, bør der ligeledes foretages analyse for nedbrydningsprodukterne dichlorethylen og vinylchlorid. Analyseparametre: TCE og 1,1,1-trichlorethan Hvis virksomheden tillige har anvendt mineraloliebaserede affedtningsmidler, bør der foretages analyse for nedbrydningsprodukterne dichlorethylen og vinylchlorid. Analyseparametre: PCE, TCE, 1,1,1-trichlorethan, tri- og tetrachlormethan. Tabel 5.3 Eksempler på analysestrategier og analyseprogrammer til V2- undersøgelser. Det vil ofte være relevant at analysere for parametre til beskrivelse af vandkemien og de geokemiske forhold på lokaliteten samt naturligvis for nedbrydningsprodukter af chlorerede opløsningsmidler. Dermed kan der foretages en evaluering af muligheden for nedbrydning af de chlorerede stoffer, bl.a. med henblik på risikovurdering og mulige afværgeløsninger. 42

Boks 5.2 V2-undersøgelse af maskinfabrik På den tidligere maskinfabrik, som er beskrevet i boks 5.1, blev udført en V2- undersøgelse. Undersøgelsen omfattede først en orienteringsfase, hvor historik, geologi og nærliggende vandindvindinger blev beskrevet ved arkivundersøgelser og interview. Der blev herefter gennemført en poreluftundersøgelse, som skulle identificere forureninger omkring risikoområderne (kloakledninger og oplagsplads). Ved denne undersøgelse blev fundet et kildeområde med TCE, som blev afgrænset mod to sider. Afgrænsningen mod den ene side, poreluftpunktet P5, fremgår af nedenstående skitse. Kildeområdet var ikke placeret umiddelbart ved oplagspladsen. En boring blev efterfølgende udført et par meter fra det identificerede kildeområde. I jordprøverne kunne der ikke konstateres TCE, mens vandprøven fra det installerede filter kun indeholdt 2 µg/l TCE. Det installerede filter var meget lavtydende. Geologien i de øverste 8 m bestod af sandet, fast moræneler. 0 P6 P2 Boring P5 B1 5? 10?? V2-undersøgelsen dokumenterede således forureningens tilstedeværelse, men utilstrækkelig afgrænsning og manglende information om geologien under kildeområdet efterlader væsentlige usikkerheder i risikovurderingen. Eksemplet fortsætter i boks 5.3. 5.3.3 Supplerende undersøgelser Supplerende undersøgelser udføres med henblik på at detaljere og verificere risikovurderingen og med henblik på at forberede fastlæggelsen af et afværgeprogram. I dette afsnit gives indledningsvis generelle anvisninger på tilrettelæggelsen af supplerende undersøgelser, hvorefter særlige forhold omkring forureninger med chlorerede stoffer trækkes frem sidst i afsnittet. Et gennemgående tema i de supplerende undersøgelser er afgræsning af kildeområdet og fastlæggelse af de mængder af chlorerede stoffer, som kilden rummer, samt fastlæggelse af forureningens mulige spredningsveje. En bedre identifikation af kildeområdet kan ofte opnås gennem fornyede historiske undersøgelser, omfattende f.eks. interviews og gennemgang af Arbejdstilsynets tilsynsrapporter. En præcis beskrivelse af anvendelseshistorien vil give et bedre billede af, hvordan forureningen faktisk er opstået, og dermed give ledetråde for lokaliseringen af feltarbejdet. 43

Forekomst af fri fase er afgørende både for risikovurderingen og for afværgeprogrammet. Hvis der er fri fase i kildeområdet, vil forureningen have en (i praksis) nærmest ubegrænset levetid, og driftsfasen af afværgeforanstaltninger forlænges voldsomt. Identifikation af fri fase er diskuteret i afsnit 7.6. Undersøgelser i kildeområdet er altid forbundet med risiko for at sprede forureningen ved at perforere lavpermeable lag eller skabe spredningsveje langs filtre osv. I tvivlstilfælde bør kildeområdet undersøges udefra og ind, f.eks. ved først at fastlægge dybden af en forureningsfane i grundvandet umiddelbart nedstrøms kilden, hvorved den maksimale nedtrængningsdybde i selve kildeområdet burde være fastlagt. Ved grundvandstruende forureninger vil en detaljeret beskrivelse af forureningens spredningsveje mod grundvandet altid være en forudsætning for en troværdig risikovurdering. Feltarbejdet skal udbredes til at omfatte undersøgelser nedstrøms kilden, og ofte kan væsentlig information også hentes fra andre kilder, f.eks. GEUS borearkiv, boringskontroller i nærliggende grundvandsindvindinger og afværgepumpninger eller geotekniske undersøgelser udført på naboarealer. Ved forureninger på arealer med følsomme arealanvendelser skal indeklimaundersøgelser dokumenteres og understøttes af detaljerede beskrivelser af bygningernes indretning og anvendelse. Planlægning af afværgeforanstaltninger kræver ofte en forudgående undersøgelse af bygningernes konstruktion og fundering. Eksempler på strategiske indgangsvinkler til supplerende undersøgelser fremgår af tabel 5.4. 44

Formål Risikovurdering, drikkevand Risikovurdering, indeklima Fastlæggelse af afværgeprogram, umættet zone, kildeområde Fastlæggelse af afværgeprogram, mættet zone, kildeområde Fastlæggelse af afværgeprogram, forureningsfane Overordnet strategi Afgrænsning af kilden (både vertikalt og horisontalt) og fastlæggelse af kildestyrke. Identifikation af geologiske spredningsveje: Lokalt omkring kilden og regionalt omkring lokaliteten. Identifikation af hydrogelogiske spredningsveje. Magasinforhold lokalt og regionalt. Identifikation af nærliggende vandindvindinger: Placering, indvindingsmængder og indvindingsopland. Hvilket magasin indvindes der fra? Afgrænsning af kilden og fastlæggelse af kildestyrke. Identifikation af spredningsveje for poreluften i jordlagene omkring kilden. Beskrivelse af spredningsveje i bygningen: Fundaments- og gulvkonstruktion samt bygningsindretning. Beskrivelse af bygningens anvendelse, ventilationsforhold mv. Indeklimamålinger. Fastlæggelse af stofmængde i kildeområdet. Bortgravning? Geoteknik og fundering af nærliggende bygninger. Ventilation evt. m. kemisk oxidation? Ventilationstest evt. m. spargetest. Fastlæggelse af stofmængder i kildeområdet. Air-sparging? Pumpeforsøg. Nedbrydning/kemisk oxidation? Vandkemi, redoxforhold, nedbrydningsprodukter, evt. spargetest. Afværgepumpning? Langtidspumpeforsøg, fastlæggelse af rensningsbehov og muligheder for bortskaffelse af vand. Evt. opstilling af lokal grundvandsmodel. Afgrænsning af fanen: Udbredelse, koncentrationer, redoxforhold og nedbrydningsprodukter. Afværgepumpning? Langtidspumpeforsøg, fastlæggelse af rensningsbehov og muligheder for bortskaffelse af vand. Reaktiv væg? Fastlæggelse af vandkemi og hydrauliske forhold. Opstilling af grundvandsmodel. Tabel 5.4 Eksempler på undersøgelsesstrategier opstillet med afsæt i formålet med den supplerende undersøgelse. Analysestrategien for supplerende undersøgelser rummer mange frihedsgrader, både hvad angår analysemetoder og -parametre. Feltanalyser kan i vidt omfang inddrages ved tilrettelæggelse af analyseprogrammet for den supplerende undersøgelse. PID-måling eller feltlaboratoriemåling af prøvemateriale på stedet kan med fordel anvendes til løbende at målrette feltarbejdet. På samme måde kan MIP-sonderinger give samtidige oplysninger om geologi og forekomst af flygtige stoffer. Det anbefales at verificere og evt. reproducere kritiske målinger, altså målinger, som er afgørende for undersøgelsens konklusioner og anbefalinger. 45

Boks 5.3 Supplerende undersøgelse af maskinfabrik På den tidligere maskinfabrik, omtalt i boks 5.1 og 5.2, blev iværksat en supplerende undersøgelse. Den konceptuelle model, som i boks 5.2 er fremstillet som et geologisk snit, gav anledning til følgende spørgsmål: Hvordan er forureningen faktisk opstået? Supplerende undersøgelse omfattede derfor kildeopsporing med TV-inspektion af kloak, efterfulgt af indendørs poreluftmålinger ved brud og lignende. Hvor stor er nedsivningsdybden i kildeområdet? Med afsæt i geotekniske undersøgelser fra omkringliggende ejendomme udførtes en Geoprobesondering gennem det trufne kildeområde. Sonderingen blev verificeret med en filtersat boring og gentagne vandprøvetagninger. Hvordan spredes forureningen fra kildeområdet? Til belysning heraf blev udført Geoprobe-sonderinger omkring kildeområdet. På grundlag af undersøgelsen kunne der opstilles en risikovurdering, hvor forureningens belastning af det nedre (primære?) grundvandsmagasin kunne beregnes vha. Miljøstyrelsens JAGG-program. Da undersøgelsen ikke omfattede egentlige målinger af de hydrauliske forhold i dette magasin, blev strømningshastigheden heri anslået på grundlag af en anslået hydraulisk ledningsevne kombineret med et overslag over vandspejlets hældning, baseret på terrænforholdene i området. De videre undersøgelser kan herefter have til formål at: verificere eksistensen af de dybereliggende grundvandsmagasiner og undersøge hydrauliske egenskaber og belastning heri undersøge afværgemuligheder i kildeområdet og forureningsfanen. Vurdering af nedbrydningsforhold bør baseres på kemisk analyse for de nedbrydningsprodukter, som er beskrevet i afsnit 3.5 samt på måling af redoxparametre. Især i forbindelse med risikovurderinger vil det ofte være af afgørende betydning at få afklaret, hvorvidt der dannes vinylchlorid i forureningsfanen. Analyse af nedbrydningsprodukter og for øvrige parametre af betydning for naturlig nedbrydning er diskuteret i afsnit 7.5.3. 46

5.4 Regionale undersøgelser Regionale undersøgelser udføres med henblik på at skabe grundlag for en overordnet planlægning af beskyttelse og udnyttelse af grundvandsressourcen. Regionale forureningsundersøgelser kan f.eks. danne grundlag for udarbejdelse af indsatsplaner for et vandindvindingsområde eller være et led i undersøgelserne forud for etablering eller udvidelse af en kildeplads. 5.4.1 Undersøgelse af erhvervskvarter Der er principielt to strategiske tilgange til en regional undersøgelse af et erhvervsområde. Undersøgelsen kan enten starte oppefra med en kortlægning af mulige punktkilder til forurening, eller undersøgelsen kan starte nedefra med en undersøgelse af grundvandskvaliteten hhv. opstrøms og nedstrøms undersøgelsesområdet. Undersøgelsesstrategierne er illustreret i figur 5.2 og 5.3. Figur 5.2 Principskitse: Ved undersøgelse af et erhvervsområde nedefra fokuseres i første omgang på områdets samlede belastning af grundvandsressourcen. Vandprøver fra en undersøgelsesboring placeret opstrøms dokumenterer kvaliteten af det grundvand, som strømmer ind under området, mens vandprøver fra en række boringer placeret nedstrøms området dokumenterer eventuelle bidrag fra kilder i området. Hvis undersøgelsen har til formål at afgøre, hvorvidt der i undersøgelsesområdet befinder sig kilder, som aktuelt bidrager til forureningen af grundvandsressourcen, er det oplagt at indlede undersøgelsesindsatsen med etablering af filtersatte boringer hhv. opstrøms og nedstrøms det pågældende område. Denne undersøgelsesstrategi åbner samtidig mulighed for at afdække forureninger, hvis kilde af den ene eller anden årsag ikke kan lokaliseres gennem kortlægningsundersøgelserne. 47

Vandprøver fra den opstrøms boring skal fastlægge vandkvaliteten før passage under kvarteret. Afstanden mellem boringerne placeret nedstrøms kan f.eks. anslås ved en dispersionsberegning over en fanes forventede bredde i en vis afstand fra kvarterets centrum. Afstanden mellem boringerne kan forøges, hvis der anvendes volumenpumpning ved prøveudtagningen. Et eksempel herpå fremgår af boks 7.12. Denne form for undersøgelser forudsætter et forudgående kendskab til hydrogeologien omkring undersøgelsesområdet, og undersøgelser nedefra vil derfor typisk omfatte en indledende fase, hvor en række filtersatte boringer pejles over en periode for at fastlægge tryk- og strømningsforhold i grundvandsmagasinet. Der kan herefter etableres undersøgelses- eller moniteringsboringer, som placeres nedstrøms potentielle kilder til grundvandsforurening. Grundvandsundersøgelser nedefra er naturligvis lettest at håndtere i områder, hvor hydrogeologien er relativ ukompliceret, således at tolkningen af undersøgelsesresultaterne bliver lettere. Såfremt denne undersøgelsesstrategi anvendes i områder, hvor der også er boliger, bør kilderne til de identificerede grund-vandsforureninger lokaliseres med henblik på undersøgelser af arealanvendelsesrisici lokalt omkring kilden. Figur 5.3 Principskitse: Undersøgelse af erhvervskvarter oppefra. Potentielle kilder til forurening lokaliseres gennem historiske undersøgelser og undersøges ved prøveudtagning i kildeområderne. Hvis der er forventninger om, at der i det pågældende område kan være forureninger af nyere oprindelse, som endnu ikke har nået at trænge ned til de regionale grundvandsmagasiner, må det omvendt anbefales, at der som minimum indledes med punktkildeundersøgelser af disse ejendomme. 48

Boks 5.4 Punktkildekortlægning i et industrikvarter Et industrikvarter i Københavns Kommune er beliggende ved vandskellet mellem to kildepladser. Fund af forurening i en observationsboring etableret i selve industrikvarteret aktualiserede behovet for udarbejdelse af en generel strategi for grundvandsbeskyttelsen i området. Som grundlag for strategien blev udarbejdet en status over eksisterende viden om området. Der blev indsamlet og systematiseret oplysninger om geologi, hydrogeologi, vandkemi og forureningskortlægning. Oplysningerne blev sammenstillet i en konceptuel model, som skitserer forskellige scenarier for kilden til den trufne forurening og for den videre spredning mod de to kildepladser. Scenarierne afdækkede behovet for yderligere viden, og der blev opstillet en to-strenget strategi for de videre undersøgelser: Punktkildeundersøgelser på udvalgte ejendomme i industrikvarteret. Især V1- kortlagte ejendomme prioriteres højt. Supplerende hydrogeologiske undersøgelser. Eksistensen af et vandskel, som varierer med både årstid og indvindingstakt i de nærliggende kildepladser gør det ikke muligt at fastlægge, hvilke boringer er opstrøms, og hvilke er nedstrøms industrikvarteret. Opstilling af grundvandsmodel med stoftransportmoduler for de trufne forureninger. Et konservativt skøn over den samlede påvirkning af grundvandsressourcen kan opstilles ved simpel summation af bidragene fra de enkelte kilder. Et mere differentieret billede af den potentielle belastning af nærliggende vandforsyninger kan herefter skabes ved at opstille en grundvandsmodel for indvindingens opland og herefter beregne stoftransporten fra de kortlagte kilder. 49

50

6 Orienteringsfasen Undersøgelsen af den enkelte lokalitet indledes med en orienteringsfase, hvor alle umiddelbart tilgængelige oplysninger om den aktuelle ejendom tilvejebringes. Orienteringsfasen omfatter typisk følgende temaer: Nuværende og tidligere arealanvendelse Foreliggende data om geologi, hydrogeologi samt oplysninger om recipienter, nærliggende vandindvindinger mv. Besigtigelse af ejendommen. Selve feltundersøgelsen kan herefter planlægges således, at denne fokuserer på de kritiske områder på ejendommen, tager højde for mulige spredningsveje og målrettes mod de risici, som en eventuel forurening vil frembyde for mennesker og miljø. 6.1 Baggrundsinformation En god introduktion til undersøgelse af ejendommens anvendelseshistorie er givet i Miljøstyrelsens oprydningsvejledning /65/. Industrielle aktiviteter, hvor chlorerede stoffer anvendes, er gennemgået i bilag 1. Disse aktiviteter træffes typisk i brancherne: Tekstilrenserier og klædefarverier Garverier Metalindustri og maskinfabrikker Møbelindustri Industrilakering og metalliseringsvirksomheder. Chlorerede stoffer finder også i nogen grad anvendelse som ekstraktionsmiddel i levnedsmiddel- og medicinalvareindustrien. Der foreligger dog ikke systematiske undersøgelser af disse branchers miljøforhold for så vidt angår jord- og grundvandsforurening. Erfaringerne er ligeledes sparsomme for nyere brancher, som f.eks. elektronik- og plastindustrien /5, 9/. På grund af stoffernes flygtighed, vil afdampning til indeklimaet i boliger på og omkring den undersøgte aktivitet ofte indgå i undersøgelsesstrategien. Det er derfor væsentligt, at der ved gennemgang af byggesagsarkivet redegøres for den nuværende arealanvendelse, og at der søges information om boligbygningers konstruktion og indretning. 51

Boks 6.1 Arkiver med beskrivelse af faktiske forhold De chlorerede stoffers flygtighed har betydet, at der ofte har været forholdsvis stor opmærksomhed omkring arbejdsmiljøet ved anvendelsen af disse stoffer. På en metalvarevirksomhed i Frederiksborg Amt blev TCE anvendt til affedtning af værktøjer og emner. Ved den indledende undersøgelse af ejendommen blev der derfor foretaget gennemgang af Arbejdstilsynets inspektionsrapporter, hvor der blev truffet en detaljeret beskrivelse af virksomhedens udendørs oplag og af det arbejdssted, hvor affedtningen foregik. Den detaljerede beskrivelse af anvendelsen dannede grundlag for et påbud fra Arbejdstilsynet om at overdække de kar, som med gaffeltruck blev transporteret til lageret for at blive fyldt: Man havde konstateret, at TCE skvulpede ud af karret under transporten. Andre kilder, som gengiver direkte observationer fra den undersøgte virksomhed, kan være det kommunale miljøtilsyn eller taksatorrapporter fra Dansk Tarifforenings arkiv. På samme måde er kendskab til fundamentskonstruktionen væsentlig, når undersøgelser af poreluften under gulvet iværksættes. Nyere bygninger med selvbærende gulve vil ofte være udført med fundamentsbjælker på tværs af bygningen, hvilket i praksis opdeler det kapillarbrydende lag i mindre rum. Oplysninger om regionale geologiske og hydrogeologiske forhold søges i GEUS boredatabase suppleret med amternes generelle kortlægninger af potentialeforhold, lækageforhold osv. Geotekniske undersøgelser er en god kilde til oplysninger om lokal geologi og kan ofte træffes i kommunens byggesagsarkiv, ligesom der i industriområder ofte vil foreligge forureningsundersøgelser på andre ejendomme i lokalområdet. Et særligt problem ved arkivgennemgangen kan knytte sig til den præcise stedfæstelse af ejendommens udstrækning i den periode, hvor forureningen kan være opstået. Det kan være vanskeligt at redegøre for om- og udmatrikuleringer alene med afsæt i byggesagens beliggenhedsplaner. Hertil kommer, at tingbogen i mange retskredse er digitaliserede, og at matrikelændringer og aflyste servitutter derfor ikke kan udtrækkes direkte, men om nødvendigt må søges i Landsarkivet, hvortil de overføres. Det er ved tilrettelæggelse af historiske undersøgelser væsentligt at holde sig for øje, at en stor del af informationerne hviler på normative kilder, dvs. kilder som enten giver anledning til at forvente, at aktiviteten har fundet sted, eller kilder som angiver, at aktiviteten planlægges at finde sted. En adresseoplysning på et renseri kan således referere til en indleveringsforretning, hvor selve tøjrensningen har fundet sted andetsteds, ligesom en tegning til et byggeandragende angiver, hvilke byggearbejder der er planlagt på lokaliteten, og ikke hvad der faktisk er udført. 52

6.2 Besigtigelse og interviews Besigtigelse af ejendommen har til formål at bekræfte og supplere arkivoplysningerne. En god checkliste for besigtigelse af ejendommen er opstillet i /60/. Ud over gennemgangen af bygninger, kloakker, befæstningsforhold mv. er det en god idé at få bekræftet, at ejendommen Boks 6.2 Stedfæstelse af ejendommens udstrækning Ved en V2-undersøgelse af et renseri, indrettet i en gammel beboelses- og erhvervsejendom, blev der lokaliseret et hot spot med PCE i gårdarealet mellem renseriet og den bagbygning, hvor rensevæskerne har været oplagret. Ved fornyet arkivgennemgang viste det sig, at den bageste del af ejendommen var blevet udmatrikuleret. En supplerende undersøgelse identificerede endnu et hot spot, hvis maksimum lå på det areal, der i dag tilhører naboejendommen. I tvivlstilfælde er det altså væsentligt kunne vende tilbage til udgangspunktet og stille spørgsmålstegn ved de forudsætninger, som undersøgelserne hviler på. faktisk har den udstrækning, som er beskrevet i arkivmaterialet. Af hensyn til planlægningen af den efterfølgende feltundersøgelse undersøges adgangsforholdene til risikoområderne på ejendommen. Mulige boresteder afsættes under hensyntagen til adgangsforhold, belægning, jord- og luftledninger, lofthøjder osv. Interview af personer med særligt kendskab til ejendommen eller med generelt kendskab til den aktuelle branche kan ofte give oplysninger om faktiske forhold, som ikke fremgår af arkivmaterialet. Det er dog uhyre vigtigt at forholde sig kritisk til oplysningerne, som helst skal kunne verificeres af arkivmaterialet, eller i det mindste understøttes af observationerne på stedet. 53

Der bør altid foretages fotooptagelser i forbindelse med besigtigelsen. Fotoet er en billig og effektiv måde at illustrere og dokumentere de faktiske forhold. 6.3 Gennemgang af eksisterende installationer Mulige kilder til forurening fra nedgravede installationer kan identificeres ved tæthedsprøvning eller ved TV-inspektion. Boks 6.3 TV-inspektion Fotooptagelse fra TVinspektion af en spildevandsledning. Kameraet har truffet en rod, som er vokset gennem ledningen. Bemærk i øvrigt, at kameraet kan rotere under passagen, og at det viste billede vender på hovedet. TV-inspektion af kloakledningerne giver et godt overblik over ledningernes tilstand og en præcis lokalisering af eventuelle brud eller tæringer. Ofte vil man ved TV-inspektion af ældre ledninger konstatere ukendte stikledninger, ufuldstændige afpropninger osv. Tæthedsprøvning af olieudskillere og brønde sker ved at observere vandspejlsændringer i brønden, efter at denne er afproppet, tømt for evt. fri fase og fyldt med vand. Tæthedsprøvning af tanke sker ved enten at følge trykudviklingen i tanken under overtryk, eller ved at registrere luftindtrængen i en vandfyldt tank under vakuum med ultralyd-mikrofoner. Begge disse metoder kræver tømning af tanken og afpropning af tankens fødeledninger. Alternativt kan tanke testes ved at tilsætte et flygtigt sporstof til tanken og derefter med poreluftmålinger omkring tank og fødeledning undersøge, om sporstoffet kan genfindes i jordmiljøet. Fordelen ved denne metode er dels, at tanke i drift kan testes, og dels at eventuelle utætheder med en vis nøjagtighed kan stedfæstes. 54

7 Feltundersøgelser Feltundersøgelser af forureninger med flygtige chlorerede stoffer kan være forbundet med væsentlige metodiske usikkerheder. Stoffernes særegne karakteristika vanskeliggør udtagning af repræsentativt prøvemateriale og stiller særlige krav til prøveopbevaring og -håndtering. Disse usikkerheder betyder, at det som oftest er hensigtsmæssigt at anvende kombinationer af forskellige feltmetoder, for derigennem at opnå et troværdigt billede af forureningens styrke og udbredelse. Dette kapitel gennemgår de feltmetoder, som almindeligvis tages i anvendelse ved feltundersøgelser af forureninger med chlorerede stoffer. Nye metoder, som endnu ikke har vundet indpas herhjemme, er medtaget i det omfang, der foreligger danske erfaringer. En mere gennemgribende oversigt over nyere metoder er opstillet i /8/. En oversigt over de beskrevne feltmetoder og disses styrker og svagheder fremgår af bilag 4. 7.1 Geologisk kortlægning Kortlægningen af geologiske og hydrogeologiske forhold er et meget væsentligt element i forureningsundersøgelsen. Kortlægningen skal både danne grundlag for en evaluering af øvrige undersøgelsesresultater og afdække potentielle spredningsveje med henblik på risikovurdering og afværgemuligheder. 7.1.1 Geologisk kortlægning Beskrivelsen af geologien lokalt omkring en forurenet lokalitet hviler som oftest på informationer, som indhentes i forbindelse med borearbejde på og omkring ejendommen. Beskrivelsen af den geologiske lagfølge skal udføres i overensstemmelse med gældende standarder, således at undersøgelsens resultater kan sammenstilles både med den regionale geologiske beskrivelse og med andre undersøgelser fra samme område /46/. Egentlige prøvegravninger giver et meget fint overblik over sammensætningen af de øverste jordlag. Prøvegravninger er dog et forstyrrende indgreb på en lokalitet og anvendes derfor sjældent i forbindelse med undersøgelser af boligejendomme eller af virksomheder i drift. Kortlægningen af lavpermeable jordlag er af særlig interesse. Sprækker kan i intakte borekerner fremtræde som rustfarvede striber i morænen, men en faktisk kortlægning af sprækkerne (dybde, sprækketæthed, sprækkehældning 55

osv.) er indtil videre kun demonstreret ved visuel registrering af flader, som blotlægges ved prøvegravning /43/. Kortlægning af lavpermeable indslag, i f.eks. smeltevandsaflejringer, forudsætter meget omhyggeligt borearbejde, eller udtag af kerneprøver til efterfølgende geologiske beskrivelser. 7.1.2 Geofysisk kortlægning Geofysiske metoder til kortlægning i forbindelse med forureningsundersøgelser undergår i disse år en hastig udvikling, og erfaringer er fortsat under opbygning. Visse af de geofysiske målemetoder er kun velegnede i det åbne land og anvendes derfor ikke i denne sammenhæng. De her nævnte metoder har derimod dokumenteret deres evne til at give nyttig information ved forureningsundersøgelser. Fælles for metoderne gælder dog, at de giver information om de overordnede geologiske strukturer og ikke de små variationer, som kan være bestemmende for transporten af chlorerede stoffer. MEP (Multi Elektrode Profilering) udnytter det forhold, at jordarternes elektriske ledningsevne varierer med bl.a. kornstørrelsesfordeling og vandindhold. Ledningsevnen registreres ved at måle spændingsfaldet mellem elektroder, der som jordspyd slås i jorden med en indbyrdes afstand på 5-20 meter. Målingernes nedtrængningsdybde afhænger af elektrodeafstanden, og kan typisk nå 50 m. Målingerne foretages fra terrænoverfladen og er derfor indirekte. MEP bør ledsages af verifikation i form af boringer. Et eksempel fremgår af boks 7.1. Georadar (GPR, Ground Penetrating Radar) anvendes ved kortlægning af lithologiske laggrænser /74/. Georadar giver som udgangspunkt ikke informationer om jordarterne i de kortlagte aflejringer, og metoden kan derfor ikke stå alene. Ved borehulslogging nedsænkes sonder i forerøret på en eksisterende boring. Som sonde anvendes oftest en gamma-log, som måler jordlagenes naturlige radioaktive stråling. Gammalog en kan dog også anvendes ved rammesonderinger, ligesom ellog-boringer også kan udføres med gammasonde påmonteret hulsneglens spids /73/. Metodiske specifikationer samt fordele og ulemper for de omtalte metoder er sammenfattet i tabel 1, bilag 4. 56

Der er en række måletekniske usikkerheder forbundet med vurdering af koten til grundvandet i et specifikt filter. Den samlede usikkerhed på koten er summen af de enkelte måleusikkerheder, der for de væsentligste metoder er skønnet og sammenfattet i tabel 7.1. Måleaktivitet Usikkerhed (cm) Almindeligt nivellement +/- 0,2-1 Pejleusikkerhed for alm. håndpejl +/- 1 Skæv afskæring af pejlerør +/- 1 Skævt ø63 mm filter sat med uforet boring (13 m langt, 4-3 grader fra lodret) Skævt ø25 mm filter sat med Geoprobe (13 m langt, 8-13 grader) Vægt af vandsøjle over elektronisk tryktransducer tilkoblet +/- 1 datalogger Tabel 7.1 Måletekniske usikkerheder ved pejling. En målenøjagtighed på ca. 1 cm kan således kun opnås under optimale forhold, og der er god grund til at være meget opmærksom på, hvordan pejlefiltre etableres for at undgå fejlagtige koter. Specielt hvis gradienterne i et område er meget små, og trykniveauet inden for undersøgelsesområdet således kun varierer 1-5 cm, kan det være meget vanskeligt at fastlægge strømningsretningen. For at kunne dokumentere en sådan lav gradient, kan det derfor være nødvendigt at placere boringer i en større afstand. Problemet med skæve filtre er specielt vigtigt at være opmærksom på i områder med små gradienter, idet der er eksempler på, at skæve filtre fejlagtigt har indikeret lokale sænkninger/huller i potentialebilledet. Udover måleusikkerheden knyttet til selve målingen, kan selve vandstanden i filtret være påvirket af variationer i atmosfæretrykket. Dette fænomen iagttages tydeligt ved kontinuert registrering af vandstanden i en boring ved hjælp af en tryktransducer tilkoblet en datalogger, jf. figur 7.1. Vandstanden i boringen ses at fluktuere i takt med atmosfæretrykket, og kan aftage op til ca. 20 cm i løbet af et døgn, svarende til ca. 1 cm/time. For at vurdere en evt. trend i selve trykniveauet i magasinet, kan vandstanden korrigeres for atmosfæretrykkets variationer, jf. figur 7.1. 58

Vandstand i boring (cm VS) 10-5 -10-15 -20 5 0-25 Vandstand fra datalogger ifht. 21-04-98 980 Atmosfæretryk Vandstand korrigeret for barometereffekt -30 970 21-04-98 28-04-98 05-05-98 12-05-98 19-05-98 26-05-98 02-06-98 1040 1030 1020 1010 1000 990 Atmosfæretryk (mbar) Figur 7.1 Kontinuert måling af vandstand vha. datalogger. Strømningsretningen (og hastigheden) kan endvidere måles direkte med et flowmeter /13/, hvorved der principielt kun behøves en enkelt boring til at udføre målingen i og derved opnå et skøn over grundvandets strømningsretning. Instrumentet kan dog kun benyttes ved høje strømningshastigheder og giver strømningshastigheden og retningen helt lokalt omkring filtret, hvilke ikke nødvendigvis stemmer overens med det generelle billede for lokaliteten hhv. området. Ved metodevalget bemærkes, om det aktuelle grundvandsspejl er terrænnært eller dybereliggende. Ved højtliggende grundvandsspejl vil ledningstracéer, såsom kloakker, i visse tilfælde være styrende for afdræningen. I disse tilfælde er det ikke muligt at pejle strømningsretningen i det terrænnære grundvand. Ved vurdering af pejledata fra terrænnært grundvand er det således væsentligt at tage med i betragtning, om filtrene er sat i samme dybde, om der er tale om et sammenhængende magasin eller om f.eks. sandlinser af lokal udbredelse. Det bør desuden overvejes, om geologiske vinduer, ledningstracéer eller kloakker lokalt kan påvirke grundvandsspejlet. Da strømningshastigheden i terrænnært grundvand typisk er lav, vil flowmeteret ikke være anvendeligt i disse magasiner. I de dybereliggende grundvandsmagasiner vil informationer fra regionale potentialekort være relevante. 59

Boks 7.2 Flowmetermålinger sammenholdt med pejledata Ved en kortlægning af potentialeforhold i Frederiksborg Amt er der foretaget pejlinger og flowmetermålinger under afværgepumpning. Potentialelinierne er indtegnet på basis af simultane pejlinger. Det ses, at hovedparten af flowmetermålingerne bekræfter pejledata. 7.2.2 Strømningshastighed og hydraulisk ledningsevne Grundvandets strømningshastighed kan bestemmes ved beregning ud fra magasinets hydrauliske ledningsevne og en målt gradient. Den hydrauliske ledningsevne kan bestemmes indirekte ud fra kornstørrelseskurver eller direkte vha. prøvepumpning eller slugtest /22, 23, 48, 60, 76/. Endvidere kan strømningshastigheden måles vha. flowmeteret, som diskuteret i afsnit 7.1.1. I visse tilfælde kan de lokale lækageforhold vurderes med afsæt i hydrogeologiske undersøgelser. Permeabiliteten af de jordlag, som adskiller sekundære og primære grundvandsmagasiner kan således ofte vurderes på grundlag af simple betragtninger over vandbalance og trykforhold /10/. Egentlige pumpeforsøg, hvor vandspejlsændringer i højtliggende grundvandsmagasiner følges i en periode, hvor der pumpes fra dybereliggende magasiner, bør naturligvis kun gennemføres i tilfælde, hvor risikoen for mobilisering af forureningen ikke er til stede. 7.3 Poreluftundersøgelser Poreluftundersøgelser er almindeligt anvendt som en omkostningseffektiv metode til både kildeopsporing og til kortlægning af forureningens udbredelse i den umættede zone. De forholdsvist høje diffusionshastigheder i den umættede 60

zone betyder, at gasformig forurening vil fordele sig kontinuert, selv i lavpermeable aflejringer. Forudsætningerne for at opnå troværdige og reproducerbare resultater af poreluftundersøgelser er i særdeleshed knyttet til geologien i den umættede zone. På lokaliteter, hvor geologien er domineret af lavpermeable aflejringer af ler eller vandholdig tørv og gytje, vil brugbare poreluftprøver være svære at udtage /70/. Informationer om kilde og udbredelse kan dog stadig opnås ved at udtage prøver fra vinduer i form af mere porøse fyldlag omkring tanke, brønde og kloakledninger. Hermed fokuseres der på mulige kilder og spredningsveje i jordtyper, som typisk giver gode og sammenhængende resultater ved poreluftundersøgelse. Metodiske specifikationer, fordele og ulemper for de omtalte metoder er sammenfattet i bilag 4, tabel 3. 7.3.1 Udtagning af poreluftprøver Udtagning af niveauspecifikke poreluftprøver sker fra nedrammede sonder eller fra snegleboringer, som filtersættes i den umættede zone. Ved sondering kan flere prøver udtages fra samme sondering i løbet af nedramningen. Etablering af filtersatte snegleboringer åbner mulighed for at vælge filterintervallet ud fra en konkret vurdering af porøsitet og vandspejlsbeliggenhed og kan anvendes til gentagne prøveudtagninger. Filtersatte snegleboringer kan indrettes til udtagning af både poreluft- og vandprøver /7/. 61

om sondens placering i forhold til kildeområdet. En egentlig volumenpumpning planlægges almindeligvis med en varighed på flere timer. Udføres volumenpumpningen på en sonde nedrammet til bunden af den umættede zone, vil influensområdet omtrentligt udgøre en halvkugle omkring sonden. Hvis volumenpumpningen udføres med for lang varighed, kan der derfor trækkes falsk luft ned fra terrænoverfladen. Boks 7.4 Passiv poreluftopsamling På et tidligere renseri Frederiksborg Amt /37/ udførtes en screeningsundersøgelse for chlorerede stoffer i den umættede zone, som overvejende består af moræneler. Screeningen blev udført som passiv poreluftopsamling med Gore-Sorber moduler. Modulet består af en lille GoreTex-strømpe ifyldt sorbent. Modulet er vandafvisende og er derfor ikke følsomt over for jordlagenes indhold af porevand. Ved screeningen blev i alt 45 Gore-Sorber moduler installeret i ca. 1 m s dybde med et jordspyd. Efter ca. 2 ugers eksponering blev modulerne samlet ind og fremsendt til analyse hos producenten. Screeningen resulterede i en afgrænsning af den trufne forurening, som var i god overensstemmelse med tidligere undersøgelser af forureningen i det sekundære grundvandsmagasin. Herudover afslørede screeningen yderligere en fane, som ikke tidligere var truffet. På figuren ses et kort kontureret over de TCE-mængder, som er målt på hvert modul. Koncentrationerne er angivet som µg pr. modul. Det konkluderes i undersøgelsen, at passiv poreluftopsamling er velegnet til poreluftundersøgelser af lerholdige jordlag, og imødegår fejlkilder som vandindhold og vekslende atmosfæretryk, hvis indvirkning udlignes over perioden. 63

Efter forpumpning udtages prøven med en vakuumpumpe. Prøven kan enten opsamles i Rilsan- eller Tedlarpose, på absorptionsrør eller udtages med injektionssprøjte til analyse på stedet. Metodevalg ved prøveudtagningen afgøres ofte af den ønskede detektionsgrænse. Vinylchlorid udgør et særligt problem ved opsamling af prøven på absorptionsrør. Stoffet adsorberer kun dårligt på aktivt kul, og i stedet kan vælges et såkaldt ATD-rør, som specifikt opsamler de flygtigste chlorerede forbindelser. Ved kontinuert prøveudtagning presses en sonde ned gennem jordlagene, mens der fra sondens spids suges poreluft til en detektor. Målingerne resulterer i et vertikalt profil af forureningens styrke og kan således bruges til vertikal lokalisering og afgrænsning. Sondering i den mættede zone udføres med en MIP-sonde (Membrane Interface Probe). MIP-sonden er opvarmet og forsynet med en membran, hvorigennem flygtige stoffer diffunderer ind i en bæregas, som fra sonden løber til en detektor. MIP-sonderinger giver således relative målinger af forureningens koncentrationsprofil, og målingen afhænger foruden stofkoncentration af stoffernes diffusionshastighed lokalt omkring sonden. Systemer til kontinuert poreluftundersøgelse er ofte udstyret med sonder, som sideløbende med poreluftundersøgelsen giver indirekte oplysninger om jordlagenes beskaffenhed i form af spidsmodstand, baggrundsstråling eller elektrisk ledningsevne /47/. Som alternativ til traditionel prøveudtagning og analyse er udviklet undersøgelseskoncepter til passiv opsamling af dampe i poreluften. Da passiv prøveudtagning typisk kan have en varighed på flere dage eller måske uger, imødegås herved problemet med langsomme diffusionshastigheder i lavpermeable jordlag /66/. Et eksempel på undersøgelse med passiv opsamling af poreluftprøver fremgår af boks 7.4. 7.3.2 Feltanalyse af poreluftprøver Feltanalyse af poreluftprøver kan foretages med en bærbar PID-måler. Målingerne er ikke stofspecifikke og anvendes derfor oftest i forbindelse med videregående undersøgelser, hvor forureningens styrke og sammensætning på forhånd er fastlagt, eller i tilfælde, hvor der skal udvælges prøver til akkrediteret kemisk analyse. PID-måleren kan også anvendes til en hurtig og grov afgrænsning af en poreluftforurening. 64

Boks 7.5 Detektion af chlorerede stoffer med PID Stoffer med ioniseringspotentiale, som er større end spændingen over PIDmålerens lampe, vil ikke ioniseres og derfor heller ikke registreres af en PID-måler. I tabellen er ioniseringspotentialet for udvalgte stoffer angivet. Chlorerede methanforbindelser kan altså ikke registreres med en PID-måler forsynet med en standard 10,2 ev lampe. Stof Ioniseringspotentiale (ev) Dichlormethan 11,35 Trichlormethan 11,42 Tetrachlormethan 11,47 1,2-Dichlorethan 11,12 1,1,1-Trichlorethan 10,25 Vinylchlorid 9,99 c/t-dichlorethylen 9,65 Trichlorethylen 9,45 Tetrachlorethylen 9,32 Stofspecifikke målinger kan i felten udføres med en fotoakustisk måler /8/. Dette instrument er forholdsvist nyt i jord- og grundvandssammenhæng, men er blevet anvendt med gode resultater både på enkeltprøver og til registrering af tidsserier /8/. Boks 7.6 Korrelation mellem PID-målinger og poreluftanalyser Ved en forureningsundersøgelse i Fyns Amt blev analyseresultater på poreluftprøver plottet mod PID-målingerne på prøverne. Der blev i dette tilfælde påvist en god sammenhæng mellem de to sæt af resultater. I dette tilfælde vil en kortlægning af forureningen langt hen ad vejen kunne baseres på de foretagne PIDmålinger, i det omfang det vel at mærke er godtgjort, at prøverne er repræsentative for den eller de jordarter, som træffes på ejendommen. PCE (mg/m3) 1000 100 10 1 0,1 0,01 0,1 1 10 100 Bemærk i øvrigt, at PID-målerens detektionsgrænse i dette tilfælde ligger i området omkring 1 mg/m 3 PCE. PID GC-analyser udført i mobillaboratorium er stofspecifikke og har detektionsgrænser, som er sammenlignelige med laboratorieanalyser. Mobillaboratorierne er for nærværende ikke akkrediterede, hvorfor der bør stilles vidtgående krav til validering og dokumentation af disse analyser /7, 8/. De omtalte metoder er sammenstillet i bilag 4, tabel 4. 65

7.3.3 Laboratorieanalyse af poreluftprøver Akkrediteret analyse for indhold af chlorerede stoffer omfatter i al væsentlighed GC-analyse med enten EC- eller MS-detektor. Metoderne er sammenstillet i bilag 4, tabel 5. Luftprøver opsamlet på adsorbtionsrør ekstraheres (elueres) typisk med pentan eller o-xylen. Xylen (eller et tilsvarende ekstraktionsmiddel) anvendes ved bestemmelse af flygtige nedbrydningsprodukter, hvis kogepunkt svarer til pentans, og som derfor vil skygge for de flygtige stoffer. EC-detektorens følsomhed stiger med antallet af chlor-atomer i molekylet, hvorfor følsomheden over for f.eks. vinylchlorid er lav. Analyse af mono- eller dichlor-forbindelser kan i stedet udføres med GC-MS-SIM (Selektiv Ion Monitering) /69/. 7.3.4 Poreluftundersøgelsers variabilitet Poreluftens indhold af flygtige dampe må påregnes at variere væsentligt over tid. Svingningerne i atmosfæretrykket vil pumpe ren luft ned i jordlagene, ligesom nedbør kan bringe stofligevægtene i jordmatricen ud af balance. Poreluftmålinger bør derfor dokumenteres med en beskrivelse af vejrforholdene (variationer i lufttryk og temperatur) i perioden op til måletidspunktet /7/. Meteorologiske data fra nærliggende klimastationer kan rekvireres hos Danmarks Meteorologiske Institut. I vinterperioden bør evt. snedække eller frostdybde i jorden angives som en del af måledokumentationen. 66

Boks 7.7 Koncentrationsændring under forpumpning Som led i et forsøg med passiv ventilation er et pejlerør installeret i periferien af en forurening med tetrachlorethylen. I en periode med faldende atmosfæretryk er stofkoncentrationen registreret som funktion af det luftvolumen, som trækkes op af boringen på grund af faldet i atmosfæretrykket. 45 Udvikling af PCE-koncentration i ventilationsboring 40 35 30 CPCE [mg/m 3 ] 25 20 15 10 5 0 0 10 20 30 40 50 60 70 V t [m 3 ] I den første del af perioden tømmes porevolumenet omkring boringen for ren atmosfærisk luft, som er trykket ned i boringen under den forudgående højtryksperiode. Herefter ses en gradvis stigning i stofkoncentrationen som udtryk for, at dampe af PCE trækkes fra hot spot mod boringen. Den etablerede boring har altså kortsluttet poreluftforureningen og luften ved jordoverfladen, og den faktiske poreluftkoncentration omkring boringen kan kun bestemmes omtrentligt på grundlag af de udførte målinger. Ud over klimadata bør dokumentation af poreluftundersøgelser som minimum omfatte: Beskrivelse af prøveudtagningsstedets udførelse og materialer Beskrivelse af prøveudtagningsudstyr Data for forpumpning og prøveudtagning (varighed, flow, modtryk mv.) Dato og tidspunkt for prøveudtagning, opbevaringstider mv. Forud for undersøgelsens igangsætning bør omfanget af kontrolprocedurer være fastlagt. Kontrollen kan eksempelvis omfatte prøve af udeluften, systemkontrol (blindprøve) mv. /7/. 7.4 Jordprøver Ved undersøgelser af forureninger med flygtige chlorerede stoffer anvendes jordprøver primært til undersøgelse af de geologiske forhold omkring forureningen. Dette skyldes de chlorerede stoffers særlige egenskaber, hvor de 67

ofte vil kunne lokaliseres i poreluft og grundvand, jf. figur 3.2 og boks 7.9. Metodiske specifikationer, fordele og ulemper er sammenstillet i bilag 4, tabel 6 for metoder til udtagning af jordprøver. 7.4.1 Udtagning af jordprøver Udtagning af jordprøver til undersøgelse for indhold af flygtige chlorerede stoffer kan være forbundet med væsentlige usikkerheder. Faktorer som friktionsvarme fra boregrejet, prøvehåndtering og prøveemballering er afgørende for stoftabet undervejs til analyselaboratoriet. Ved udtagning af jordprøver fra snegleboringer udført under grundvandsspejlet bør der stilles store krav til prøvetagerens dokumentation. Som minimum bør undersøgelsen indeholde detaljeret dokumentation af anvendte metoder, emballage, transporttid mv. Tab af flygtige stoffer i forbindelse med selve prøvetagningen kan i nogen grad imødegås ved at anvende en rørprøvetager til udtagning af intakte prøver /60, 63/. Samme fordele opnås ved prøveudtagning fra boringer med hulsnegl, hvor prøven opsamles i en rørprøvetager monteret i selve sneglen. Boks 7.8 Verifikation af PID-målinger med kemisk analyse af jordprøver På en industrigrund blev området omkring et affedtningsanlæg undersøgt efter bygningens nedrivning. PID-målinger af jordprøver fra de udførte boringer fremstår som overbevisende profiler, hvor forureningen i alle boringer synes afgrænset vertikalt. Kemisk analyse af udvalgt prøvemateriale er gengivet i tabellen. Boring Prøvedybde Jordart PID TCE nr. (m) (mg/kg TS) 1 3,0 Moræneler 400 25 7 2,5 Sandmuld 25 6,5 8 2,5 Sand 220 <1 8 4,0 Moræneler <1 2,5 Der er i dette tilfælde kun ringe sammenhæng mellem PID-målinger og analyseresultater, og der ses både falsk negative og falsk positive resultater. Afvigelserne kan kun i et vist omfang forklares ved variationer i jordprøvernes indhold af vand eller organisk stof. Undersøgelsesrapportens dokumentation af prøvetagning og håndtering er meget sparsom. Af bilagsmaterialet synes således at fremgå, at prøverne er indleveret på laboratoriet 7 dage før boringerne er udført, hvilket jo er indlysende fejlagtigt. Fejlkilderne bag disse resultater kan være uhensigtsmæssig prøveopbevaring, som har ført til afdampning, især fra de porøse prøver af sand og sandmuld, men kvaliteten af det udførte arbejde kan ikke vurderes på grund af den fejlbehæftede dokumentation for prøveudtagning og -håndtering. I andre tilfælde kan opnås en endog meget overbevisende korrelation mellem PIDmålingerne og de kemiske analyser. Under alle omstændigheder er en grundig dokumentation af arbejdet en forudsætning for en efterfølgende vurdering af resultaternes robusthed. 68

7.4.2 Feltanalyse af jordprøver PID-måling af headspace over jordprøver emballeret på rilsanpose giver erfaringsmæssigt gode resultater ved undersøgelse af chlorerede stoffer. PIDmåleren er også anvendelig på jordprøver udtaget under grundvandsspejlet, hvor måleresultatet dog ofte dæmpes af vanddamp. Forekomsten af residual fri fase i prøvematerialet kan testes både on-site og i laboratoriet med forskellige farvereagenser (se afsnit 7.6). Boks 7.9 Teoretisk fasefordeling Den teoretiske fordeling af stof mellem jord, porevand og poreluft er i al væsentlighed afhængig af jordens vandindhold og af jordens indhold af organisk kulstof. Øverst er afbildet fordelingen i en muldholdig lerjord. Her udgør poreluftens indhold af TCE mindre end 20% af det samlede indhold i jordmatricen. Nederst er afbildet fordelingen af TCE i en sandjord med lavt indhold af organisk stof. Her ses op mod 60% af stofmængden i jordmatricen at befinde sig på dampform. Eksemplerne er opstillet ved anvendelse af standardværdierne i Miljøstyrelsens JAGGprogram til risikovurdering. De viste ligevægte forudsætter, at der ikke er fri fase til stede i jordmatricen. Anvendte parametre: Total porøsitet: 0,40-0,45 Indhold af organisk kulstof: 0,01-0,001 Kornrumvægt: 2,65 kg/l Rumvægt: 1,46-1,59 (De angivne intervaller udspænder parametrene for hhv. lermuld og sand) TCE i lermuld % fasefordeling % fasefordeling 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 % vandmætning TCE i sand 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 Gasfase i poreluft Opløst i porevand % vandmætning Sorberet til jordpartikler 69

7.4.3 Laboratorieanalyser Akkrediteret kemisk analyse af jordprøver udføres i al væsentlighed som GCanalyser. Typiske analysemetoder er beskrevet i afsnit 7.3.3. 7.5 Vandprøver Ved forureningsundersøgelser giver prøver af hhv. porevand eller grundvand vigtige informationer om forureningens kildestyrke og udbredelse. Vandprøver er særligt vigtige ved forureninger med chlorerede stoffer, idet jordprøver som nævnt sjældent kan give disse informationer. Generelt for vandprøvetagning henvises til /41/. Der bør dog tages højde for, at chlorerede stoffer er flygtige komponenter. Således bør der pumpes med så højt flow, at afsmitningen fra slanger og fittings minimeres, men dog så suspension af finkornede partikler med adsorberet stof undgås. Pumpning med for højt flow i lavtydende jordarter kan resultere i en tømning af boringen, hvorved der kan opstå en risleeffekt ved indstrømningen gennem filtret. Herved iltes vandet. Feltmålinger udført vha. flowcelle er et godt redskab til at vurdere, hvornår der er forpumpet tilstrækkeligt vand. Som hovedregel kan forpumpningen indstilles, når ledningsevnen er konstant. Derudover bør vandflowet ned i prøveflaskerne være lavt, så afdampningen minimeres, prøveflasker til analyselaboratorium bør fyldes helt op, flaskerne bør opbevares mørkt og køligt og prøverne analyseres inden for max. 24 timer efter prøveudtagning. Mht. valget af pumper, er forskellige typer beskrevet og diskuteret i /1, 2, 41, 60 og 68/. Prøveudtagningen, herunder emballagen, har særlig stor betydning for meget flygtige stoffer. En metodesammenligning af prøveudtagning i glasflasker, påfyldt med overløb, med venojectglas henholdsvis tedlarposer viste konsekvent lavere indhold af stofferne methan og ethan i prøverne udtaget i glasflasker sammenholdt med venojectglas / tedlarposer, ved hvilke kontakttiden mellem vandprøve og luft minimeres /68/. Metoden, hvormed en vandprøve opsamles, afhænger primært af jordartens ydeevne. Prøveudtagning kan foretages fra korte filtre, hvorved der fås en niveauspecifik vandprøve, eller fra lange filtre, der integrerer over flere forskellige forureningsniveauer og muligvis vandtyper. I det følgende beskrives vandprøvetagning for hhv. lavtydende og højtydende jordarter. Metoderne er sammenstillet i tabel 7, bilag 4 mht. metodiske specifikationer, fordele og ulemper. 7.5.1 Vandprøvetagning i lavtydende jordarter På lokaliteter, hvor den øvre geologi består af mættet ler/silt eller umættet sand, kan porevand opsamles passivt vha. sugeceller, passive-diffusion sampler eller Goresorber /35, 67/. Alle tre metoder har korte filtre, hvorved den opsamlede prøve repræsenterer porevandet i et specifikt niveau, hvilket er en fordel i kortlægning af forureningsudbredelsen. 70

Boks 7.10 Opsamling af porevand vha. sugecelle På et renseri i Københavns Amt er porevand opsamlet vha. sugeceller, idet der ikke blev truffet terrænnært grundvand i moræneleret. Koncentrationerne er en niveauangivelse af forureningsindholdet, idet vand/luft-forholdet i prøveflasken ikke var i overensstemmelse med GC ens kalibrering, hvorfor koncentrationerne er omregnet i henhold til de aktuelle forhold. PCE i porevand, målt PCE i poreluft, beregnet* PCE i poreluft, målt µg/l mg/m 3 mg/m 3 T1 6700 4500 3400 T2 1620 1091 480 T5 24 16 5 * Poreluftkoncentrationen er beregnet ud fra porevandskoncentrationen vha. fasefordelingsberegninger, /12/. De korresponderende poreluftkoncentrationer er fundet vha. fasefordelingsberegninger, og sammenholdt med poreluftkoncentrationer, målt i umiddelbar nærhed af sugecellerne. Resultaterne fremgår af tabellen. Det ses, at der er overensstemmelse mellem størrelseordenen af de beregnede og de målte poreluftkoncentrationer. Ved anvendelse af sugeceller til opsamling af chlorerede kulbrinter eller andre flygtige stoffer, bør det undgås at genskabe vakuumet i flasken, efter at der er suget en mængde porevand op i flasken, idet en del af de chlorerede kulbrinter vil fjernes med poreluften, og den resulterende koncentration vil undervurdere det reelle indhold. Såfremt det ikke er muligt at udtage en vandprøve, kan porevandskoncentrationen som et alternativ beregnes ud fra en målt jord- eller poreluftkoncentration vha. fasefordelingsberegninger, som beskrevet i /60/. Se også boks 7.9. Sådanne beregninger er dog behæftet med væsentlige usikkerheder. 7.5.2 Vandprøvetagning i højtydende jordarter Vand fra velydende jordarter kan opsamles fra midlertidige eller permanente filtre vha. pumper eller bailere/vandhentere af forskellig art. Metoder til udtagning af niveauspecifikke vandprøver samt til udførelse af traditionelle boringer med længere filtre er beskrevet i /51, 60, 75/. Af metoder til udtagning af niveauspecifikke vandprøver kan nævnes; etablering af én boring, filtersat i flere niveauer, afpropning af et langt filter i en boring, etablering af flere boringer ved siden af hinanden med filtre i forskellige niveauer samt nedramning af midlertidige eller permanente filtre vha. f.eks. Geoprobesystemet. Valget af vandprøvetagningsmetoderne bør afhænge af formålet med den aktuelle vandprøvetagning. Metoderne diskuteres i det følgende. 71

Idet der ofte ses en niveaudeling af forureningen i grundvandsmagasinet, er niveauspecifikke vandprøver velegnede til kortlægning af forureningsfanen, ikke alene i det horisontale plan, men også i det vertikale plan. Boks 7.11 Vertikal forureningskortlægning ved niveauspecifikke filtre På et renseri i Københavns Kommune /77/ er koncentrationsfordelingen af summen af cis-dichlorethylen og vinylchlorid kortlagt både horisontalt og vertikalt vha. korte filtre i 3 niveauer. Koncentrationerne er angivet i µg/l. Det ses, at der er væsentlig forskel på koncentrationsniveauet over dybden, således at billedet ville have været ganske anderledes, såfremt der var udtaget vandprøver fra lange filtre, sat over hele dybden. Såfremt vandprøverne udtages med henblik på en kortlægning af fanen, kan det være relevant at sætte midlertidige filtre, mens permanente filtre er mere egnede, hvis de efterfølgende ønskes anvendt til monitering. De lange, permanente filtre (3-5 m) kan anvendes til monitering i tilfælde, hvor fanens vertikale udbredelse er kortlagt vha. niveauspecifikke filtre og det lange moniteringsfilter er placeret hen over den forurenede dybde. Ved anvendelse af korte filtre til lokalisering af fanen, kan antallet af permanente moniteringsfiltre minimeres, og det kan sikres, at boringerne filtersættes i den rigtige dybde. Ved filtersætning i opsprækkede moræne- eller kalkaflejringer vil der være en markant forskel på, om filteret har kontakt til et sprækkesystem eller ej og om det gennemskærer flere sprækker, og der dermed oppumpes blandingsvand. Såfremt et filter til vandprøvetagning er i kontakt med et sprækkesystem, vil der være store temporære variationer i såvel vandstand som koncentrationsniveau, mens et filter, sat i selve jordmatricen, vil reagere mere trægt mht. vandstand og koncentrationsforskellene. Både boringsplacering, filtersætning og tolkning af forureningskoncentrationer er således betydeligt vanskeligere for opsprækkede end for mere homogene aflejringer. Problematikken omkring specielt strømning i kalkmagasiner er dårligt belyst, hvorfor vidensniveauet generelt er lavt sammenlignet med andre hydrogeologiske problemfelter. Ved valg af boringstype og dimension bør det endvidere medtages i overvejelserne, hvilke eventuelle pumpeforsøg der ønskes foretaget. Ved valg 72

af filterlængder og -diameter, bør det overvejes hvilke typer af prøver der ønskes udtaget, eksempelvis om der ønskes udtaget både vand- og poreluftprøver. Lange, permanente filtre kan anvendes til volumenpumpning af grundvand, hvorved der pumpes med en konstant ydelse over lang tid (f.eks. 2-4 uger) og dermed trækkes vand til boringen fra et større areal bestemt af det oppumpede vandvolumen. Volumenpumpninger kan anvendes ud fra to strategier: 1) På en lokalitet bores der ikke igennem hot spot, men det ønskes uddraget, hvorvidt der er sket gennemslag til det primære grundvand. Koncentrationsudviklingen under volumenpumpningen kan fortælle, hvorvidt der inden for det indfangne areal findes mere forurenede områder end lokalt ved boringen og dermed, hvorvidt der er sket gennemslag under hot spot. 2) Nedstrøms et erhvervskvarter kan der etableres en række boringer, hvorfra der kan foretages volumenpumpninger til beskrivelse af, hvilke faner med hvilke stoffer, hvilken udbredelse og hvilke koncentrationsniveauer der tilføres fra erhvervskvarteret, se boks 7.12. 7.5.3 Analyser af vandprøver Vandprøverne kan analyseres på eksternt laboratorium eller direkte i felten på transportabel gaschromatograf (GC). Laboratorierne er akkrediterede, mens mobillaboratorier for nærværende ikke er akkrediterede. En fordel ved laboratorieanalyser er, at analyseresultaterne fra GC i mobillaboratoriet modtages løbende undervejs i undersøgelsesforløbet, og ikke efter at prøveudtagningsarbejdet er afsluttet. Derved kan undersøgelsesarbejdet hele tiden tilrettelægges og justeres efter de indkomne resultater. De geokemiske parametre (f.eks. ilt, nitrat, jern, mangan, sulfat, methan samt ph, ledningsevne, temperatur, alkalinitet) kan enten analyseres på laboratorium eller i felten. Ilt, ph, ledningsevne, temperatur og redoxpotentiale skal måles i felten og prøver til bestemmelse af jern og mangan skal filtreres i felten. Analysemetoder samt forhold, man bør være opmærksom på ved prøvetagning (og tolkning) af de geokemiske parametre, er beskrevet og diskuteret i /1, 2, 6, 41, 60, 68, 71 og 78/. Laboratorieanalyser for chlorerede stoffer foretages overvejende vha. GC. Analysemetoder er nærmere diskuteret i afsnit 7.3.3. 7.5.4 Variabilitet I det følgende gives to eksempler på variabilitet i analyseresultatet fra vandprøver. Begge eksempler er tidsserier og illustrerer derfor variation i forureningskoncentrationer over tid. I det ene eksempel er der endvidere udtaget dobbeltprøver til visse tidspunkter. 73

Boks 7.12 Lokalisering af forureningsfaner vha. volumenpumpninger I et industrikvarter i Frederiksborg Amt viste et antal registreringsundersøgelser tilstedeværelse af adskillige forureninger i industrikvarteret, hvoraf flere bestod af chlorerede opløsningsmidler. Nedstrøms for industrikvarteret blev etableret 11 moniteringsboringer, filtersat i det primære magasin med en indbyrdes afstand på 75 m. Fra hver af boringerne er der udtaget vandprøver før og efter 14 dages volumenpumpning. På basis heraf er der vurderet bredde, type og antal af forureningsfaner samt kildestyrke, max- og middelkoncentration. Der blev vurderet kildestyrker på 0,03-19 kg/år med maksimale koncentrationer på 10-2.500 µg/l og middelkoncentrationer på 2,5-626 µg/l. Kun en del af de påviste faner kunne henføres til erkendte kilder, mens der ikke kunne redegøres for kilderne til de øvrige faner. 74

Boks 7.13 Faldende koncentrationer over tid 140 120 TCE µg/l PCE µg/l 100 Koncentration i µg/l 80 60 40 20 0 23.12.88 7.5.90 19.9.91 31.1.93 15.6.94 28.10.95 11.3.97 24.7.98 6.12.99 19.4.01 Dato Der ses en tidsserie af vandprøver fra en boring, placeret sideværts for PCE/TCEhot spot på en metalforarbejdende virksomhed. Boringen er upåvirket af afværge i området. Den faldende tendens i koncentrationerne vurderes at skyldes naturlig udvaskning af forureningen i perioden 1990-99. Bemærk tidsaksen - den faldende tendens viser sig over en 10-årig periode, mens koncentrationerne set i kortere tidsintervaller varierer betydeligt. Tidsserien illustrerer, at det kan være nødvendigt med monitering i en længere årrække, før en egentlig tendens klart fremgår. Ovenstående to eksempler på forureningsindhold i vandprøver udtaget over en længere periode fra samme boring viser, at der kan forekomme store variationer i koncentrationsniveauet mellem prøvetagninger, såvel som inden for samme prøvetagning. Eksemplerne illustrerer, at variationerne forekommer uanset boringens placering (afstand og retning) i forhold til hot spot. Variationerne kan være forårsaget af faktorer som skift i nedbørsforhold, varierende opløsning af residual fri fase og ændringer i strømningsretning. Endvidere kan der mellem prøvetagninger være forskel på, hvor meget og hvordan boringen forpumpes. Dette kan også give sig udslag i, at vandprøver udtaget i filtre i umiddelbar nærhed kan have vidt forskellige indhold af chlorerede kulbrinter, som diskuteret i kapitel 4 for opsprækket moræneler og kalk. Som ovenstående eksempler illustrerer, er især variationen over tid af betydning. Variationen mellem prøver, udtaget på omtrent samme tidspunkt, kan også være væsentlig, mens analysevariationen er lille i forhold til de andre faktorer. 75

Boks 7.14 Variabilitet i vandprøver over tid samt inden for samme prøvetagning 500000 TCE µg/l PCE µg/l cisdce µg/l 400000 Koncentration i µg/l 300000 200000 100000 0 19-09-91 31-01-93 15-06-94 28-10-95 11-03-97 24-07-98 06-12-99 19-04-01 Dato Tidsserie af vandprøver fra boring, placeret i hot spot på en metalforarbejdende virksomhed. Der foregår en konstant, svag oppumpning fra boringen. Som det fremgår af grafen, ses der en betydelig variation i koncentrationerne, uden en egentlig tendens. Variationerne kan være forårsaget af forskelle i udvaskningen af fri fase fra hot spot. Visse af prøverne er udtaget som dobbeltprøver. Disse fremgår af nedenstående tabel. Bemærk, at PCE s vandopløselighed er 240.000 µg/l. Dato PCE, µg/l TCE, µg/l Marts 1993 175.000 4.180 186.000 4.800 Februar 1996 34.000 930 59.000 850 Oktober 1996 103.000 802 63.000 820 Januar 2000 100.000 3.500 110.000 4.000 Som det fremgår af tabellen, ses der ligeledes variationer på op til 41 % inden for samme prøvetagning. Dette kan skyldes forskelle i, om der er mikroskopiske dråber af fri fase i vandprøven eller ej. Vandanalyser er således en indikator for, om der er fri fase i kontakt med vandet. Dog bør de absolutte koncentrationer ikke tages for pålydende, idet det vil være tilfældigt, hvorvidt dråber af fri fase bliver oppumpet med vandprøven ved den givne vandprøvetagningshændelse. Med henblik på at opnå en større grad af robusthed i undersøgelserne kan der fra kritiske boringer foretages gentagne prøveudtagninger og analyser. Dog 76

bemærkes det, at gentagne analyser kan variere betydeligt, hvorfor længere tidsserier vil være påkrævet for at anskueliggøre en tendens. Boks 7.15 Indirekte påvisning af fri fase ud fra vandfasekoncentrationer Max. målte Vandopløselighed Molfraktion af Effektiv koncentrationer ved rent stof stof i fri fase vandopløselighed PCE µg/l 9.200 240.000 3,1 % 7.440 TCE µg/l 1.300.000 1.400.000 73,5 % 900.000 cdce µg/l 50.000 3.500.000 0,8 % 28.000 Regnvandsbassin, Københavns Amt. De maksimalt målte koncentrationer i vandfasen svarer til hhv. 1,4 % (cis-dichlorethylen, cdce), 3,8% (PCE) og 92,9% (TCE) af vandopløseligheden af stofferne, såfremt den fri fase bestod af rent stof. Der blev efterfølgende konstateret fri fase. En analyse af sammensætningen af den fri fase viste, at hovedkomponenten var TCE, som vist i tabellen. De øvrige komponenter i den fri fase bestod hovedsageligt af phtalater mv. De fundne molfraktioner medfører en effektiv vandopløselighed for enkeltstofferne, som angivet i tabellen. Disse ses at være markant mindre end vandopløseligheden ved rent stof, især for cis-dichlorethylen. De maksimalt målte koncentrationer overskrider den effektive vandopløselighed for alle tre stoffer. Det ses således, at selv lave koncentrationer af f.eks. PCE kan oprinde fra fri fase, pga. den effekt simultan-tilstedeværelse af flere stoffer forårsager. Desuden ses det, at det ud fra vandkoncentrationerne er muligt at estimere sammensætningen af en evt. fri fase. 7.6 Bestemmelse af fri fase Forekomst af fri fase kan indirekte sandsynliggøres ved kemiske analyser eller påvises vha. direkte metoder. De direkte metoder kan være baseret på en visuel bedømmelse eller på forskellige typer af kemiske reaktioner. Samtlige metoder, der beskrives i det følgende, undtaget pejling/bailing, kan anvendes både i den umættede og den mættede zone. Metodiske specifikationer samt fordele og ulemper for metoderne er sammenstillet i bilag 4, tabel 8. 7.6.1 Indirekte metoder Kemiske analyser af vandprøver for chlorerede forbindelser kan sammenholdes med de effektive opløseligheder af de enkelte stoffer, der som beskrevet i afsnit 3.4 udregnes fra molbrøken af stoffet i den fri fase samt den absolutte vandopløselighed. Det rene stofs vandopløselighed for udvalgte chlorerede stoffer er tabelleret i bilag 2. Endvidere kan Geoprobens MIP-sonde indirekte indikere mulig tilstedeværelse af fri fase i form af høje koncentrationsudslag. Niveauet for det maksimale 77

koncentrationsudslag vil dog være stedspecifikt, idet det bl.a. afhænger af den lokale geologi, såsom fugtighed, jordart mv. 7.6.2 Direkte metoder Tilstedeværelse af fri fase kan bedømmes visuelt ved pejling eller bailing (af fri fase). Denne metode er relativt enkel i de tilfælde, hvor den fri fase lægger sig oven på vandspejlet (LNAPL, Light Non-Aqueous Phase Liquid), dvs. hvor den fri fase består af en blanding af chlorerede stoffer (DNAPL) og olieprodukter (LNAPL) i et forhold, så den resulterende densitet er mindre end vands. Det er derimod meget vanskeligere at anvende baileren ved ren fri fase af chlorerede stoffer (DNAPL), idet det kræver en vis lagtykkelse (5-6 cm) før baileren kan opsamle den fri fase. Endvidere kan fri fase påvises ved tests med hydrofobt blæk, f.eks. Sudan IV. Boks 7.16 Direkte påvisning af fri fase med hydrofobt blæk. Direkte påvisning af fri fase med bailer. 5 cm På en metalforarbejdningsvirksomhed i Københavns Amt er der påvist fri fase ved anvendelse af ekspanderende membran med hydrofobt blæk. Bemærk, hvordan enkelte dråber i jorden har givet afsmitning på membranen. Udrystning af jordprøver med Sudan IV Modelopstilling. Bailer med vand og LNAPL. Den fri fase (i dette tilfælde olie) lægger sig oven på vandet. Den venstre jordprøve er rødfarvet pga. dens indhold af fri fase. 78

Af andre direkte metoder til påvisning af fri fase kan nævnes Laser Induced Fluorescence (LIF) /32, 34/, Raman spektroskopi /19/ samt GeoVIS /39/. Nævnte metoder til påvisning af fri fase egner sig til anvendelse i forskellige faser i forureningsundersøgelsen. Metoder som pejling og udrystning af jordprøver med hydrofobt blæk, der er billige og nemme at anvende, kan anvendes i de indledende undersøgelser, mens metoder som membraner med hydrofobt blæk og LIF, der er mere komplekse og omkostningstunge, kan anvendes i de videregående undersøgelser, hvor der er en begrundet mistanke om tilstedeværelse af fri fase. 79

80

8 Resultatbearbejdning 8.1 Vurdering af undersøgelsens resultater Indledningsvist underkastes resultaterne en kritisk gennemgang med henblik på at vurdere undersøgelsens robusthed. De enkelte måleresultater skal være veldokumenterede. Omstændighederne ved prøveudtagning, -opbevaring og analyse skal være beskrevet, og kvaliteten af de enkelte måleresultater skal vurderes. Vurderingen skal inddrage såvel mulige fejlkilder ved selve målingen som forventede variationer som følge af ydre årsager (vejrforhold, igangværende anlægsarbejder osv.). Det skal vurderes, i hvilket omfang de enkelte måleresultater kan verificeres og/eller understøttes af andre måleresultater. Samhørende resultater af vandprøver og poreluftmålinger kan f.eks. sammenholdes ved fasefordelingsberegninger, ligesom analyseresultater af jordprøver bør kunne understøttes af PID-målinger, som igen bør reflektere et meningsfuldt profil i forhold til den geologiske prøvebeskrivelse. Det skal fremgå, i hvilket omfang kritiske måleresultater er reproduceret ved gentagne målinger. Boks 8.1 Resultatbearbejdning I boks 5.3 i kapitel 5 er gengivet en konceptuel model for en TCE-forurening under en ejendom. Det geologiske snit er opstillet på grundlag af de geologiske prøvebeskrivelser fra en boring udført i kildeområdet, suppleret med ledningsevnemålinger udført i forbindelse med tre Geoprobe-sonderinger. Forureningens styrke og udbredelse er verificeret og reproduceret i selve kildeområdet, mens eksistensen af dybereliggende grundvandsmagasiner og forureningens spredning heri alene er dokumenteret ved sonderinger med Geoproben. Den konceptuelle model beskriver et scenarie, hvor forureningen fra kildeområdet transporteres ned i underliggende sekundære grundvandsmagasiner (verificeret), hvori forureningen spredes ved horisontal strømning (antagelse). Undersøgelsen er udført med henblik på at kvantificere påvirkningen af grundvandsressourcen. Beregning af kildestyrken (dvs. den mængde stof, som årligt transporteres ud fra kildeområdet) vil dog stadig hvile på en række antagelser om koncentrationsniveau og strømningshastighed i de nedre sandlag. Den opstillede model bliver således retningsgivende for de videre undersøgelser, som vil rettes mod at verificere eksistensen af de dybereliggende grundvandsmagasiner og at kortlægge strømningsforhold og koncentrationsniveauer i disse. Det bemærkes, at et overslag over kildestyrken også kan opnås ved at estimere nedsivningshastigheden på grundlag af den observerede udbredelse af forureningen. I dette tilfælde har det imidlertid ikke været muligt at afgrænse tidspunktet for forureningens opståen. 81

Resultatvurderingen skal altså resultere i en oversigt over, hvilke oplysninger der anses for positivt bekræftet, og hvilke oplysninger der nærmere skal karakteriseres som indikationer. 8.2 Revision af konceptuel model Med afsæt i undersøgelsesresultaterne opstilles en ny konceptuel model, som redegør for forureningens opståen, dens styrke og udbredelse samt dens spredningsmuligheder. Den konceptuelle model skal bekræfte eventuelle antagelser, som er gjort ved opstillingen af undersøgelsesstrategien og besvare de spørgsmål, som er formuleret i undersøgelsens formål. Den konceptuelle model kan ved en V2-undersøgelse bestå i en planskitse, som sammenholder kortlagte risikoaktiviteters placering med undersøgelsens måleresultater. Hertil kan føjes et geologisk snit, som redegør for sammenhængen mellem undersøgelsesaktiviteter og mulige spredningsveje. Såfremt V2-undersøgelsen har givet negative resultater, dvs. at måleresultaterne er lavere end gældende kvalitetskriterier, skal konklusionerne hvile på en kritisk redegørelse for undersøgelsens robusthed. I tilfælde, hvor arkivundersøgelsen med stor sikkerhed har stedfæstet risikoområderne på ejendommen, bør negative måleresultater fra disse områder kunne understøtte hinanden. Negative resultater skal være verificeret, f.eks. ved samhørende målinger af poreluft og terrænnært grundvand. I tilfælde, hvor arkivundersøgelsen efterlader tvivl om stedfæstelsen af risikoaktiviteterne skal undersøgelsesarealet være større, og der skal redegøres for, at en eventuel forurening faktisk har mulighed for at sprede sig til de steder, hvorfra prøvematerialet er udtaget. 8.3 Risikovurdering Supplerende forureningsundersøgelser retter sig ideelt set mod at dokumentere forureningens påvirkning af omgivelserne. Reelt skal der foretages en konkret vurdering af forureningens potentielle påvirkning. Denne risikovurdering kan i sin simpleste form bestå i at sammenholde undersøgelsens resultater med gældende kvalitetskriterier. Ofte skal der dog foretages en egentlig vurdering, som kombinerer de trufne stoffers farlighed med de mulige spredningsveje, som er beskrevet i den konceptuelle model. Direkte dokumentation af indeklimabelastningen fra en given forurening er forbundet med det problem, at gældende acceptkriterier ligger på så lave niveauer, at undersøgelserne forstyrres af øvrig afdampning fra byggematerialer og opløsningsmiddelholdige produkter i husholdningen. Problemet kan i praksis angribes ved at foretage samtidige målinger i andre 82

lokaler, hvis belastning fra forureningen kan forventes at være negligibel. Alternativt kan det teoretisk forventede bidrag fra forureningen beregnes, f.eks. ved anvendelse af Miljøstyrelsens JAGG-program. Feltundersøgelserne vil i sidstnævnte tilfælde skulle rettes mod at kvantificere de kritiske beregningsparametre i JAGG-modellen, f.eks. ved direkte måling af gulvtykkelse af og trykdifference over gulvkonstruktionen i forbindelse med indeklimamålinger. Boks 8.2 Følsomhedsanalyse Følsomhedsanalyse er en simpel metode til at identificere de kritiske parametre i risikovurderingen, hvad enten der regnes på diffusion til indeklimaet eller nedsivning mod grundvandet. Beregningen i JAGG-modellen gennemføres et antal gange, hvor man ved hver beregning ændrer udvalgte parametre med f.eks. 50%, subsidiært en faktor 10. Resultatet er en hurtig og simpel identifikation af den eller de parametre, som er afgørende for resultatets størrelse og som eventuelt skal verificeres ved feltmåling. Nedenstående tabel illustrerer spændvidden i nedsivningsberegninger udført med JAGG-modellen. Modellen beskriver et scenarie, hvor en forurening med PCE i et sekundært grundvandsmagasin siver ned gennem et dæklag af moræneler og opblandes i det primære magasin. Input i modellen Min Max Hydraulisk ledningsevne (m/s) 2 10-4 2 10-3 Effektiv porøsitet 0,2 0,35 Nettoinfiltration (mm/år) 50 250 Nedbrydningskonstant (d -1 ) 0,1 10-3 8 10-3 Output: Beregnede koncentrationer (µg/l) Min Max C1 (Trin 1: Kildenær opblanding i grundvandet) 100 1.341 C2 (Trin 2: Fortynding 100 m nedstrøms kilden) 14 269 C3 (Trin 3: Inkl. nedbrydning i fanen) 12 57 Det konkluderes på baggrund af beregningerne, at de kritiske parametre i dette tilfælde udgøres af nettoinfiltrationen og den hydrauliske ledningsevne /17a/. På samme måde kan det være meget omkostningskrævende at dokumentere en forurenings faktiske belastning af grundvandskvaliteten. Alternativt kan undersøgelserne rettes mod at raffinere risikovurderingen ved feltmåling af kritiske data i forureningens nærområde (se f.eks. afsnit 7.2.2 om måling af hydrauliske parametre). Risikovurderingen er således et dynamisk værktøj, som bruges til at evaluere resultaterne af de foreliggende undersøgelser og til at formulere strategien for efterfølgende tiltag. 83

84

9 Referenceliste /1/ American Petroleum Institute, 1997. Effects of sampling and analytical procedures on the measurement of geochemical indicators of intrinsic bioremediation: Lab and field studies. Health and Environmental Sciences Department. Publication no. 4657, November 1997. /2/ American Petroleum Institute, 1997. Methods for measuring indicators of intrinsic bioremediation: Guidance manual. Health and Environmental Sciences Department. Publication no. 4658. November 1997. /3/ Amternes Depotenhed. Branchebeskrivelse for garverier. Teknik & Administration nr. 5, 1997. /4/ Amternes Depotenhed. Branchebeskrivelse for træimprægneringsvirksomheder. Teknik & Administration nr. 10, 1997. /5/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Erfaringsopsamling på amternes registreringsundersøgelser. Teknik og administration nr. 3, 1997. /6/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Intern Rensning af benzinforureninger i grundvand. Teknik og Administration nr. 6, 1998. /7/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Håndbog for poreluftundersøgelser. Teknik og Administration nr. 7, 1998 /8/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Håndbog om feltmetoder til analyse af forurenet jord. Teknik og Administration nr. 3, 2001. /9/ Amternes Videncenter for Jordforurening. Branchebeskrivelse for plastvirksomheder. Teknik og Administration nr. 4, 2000. /10/ Andersen, L.J. og Haman, Z., 1970. Nye metoder for prøvepumpning af boringer og grundvandsreservoirer. CA Reitzels Forlag, 1970. /11/ Arcangeli, J.P., E. Arvin, M. Mejlhede & F.R. Lauritsen, 1996: Biodegradation of cis-1,2-dichloroethylene at low concentrations with methane-oxidizing bacteria in a biofilm reactor. Wat. Res. Vol. 30, No. 8, pp. 1885-1893. /12/ Arvin, E., K. Broholm, P.H. Nielsen & H.-J. Albrechtsen, 1997: Degradation of monoaromatic hydrocarbons and chlorinated aliphatic compounds. Lecture note for course 6370. IMT. DTU. 85

/13/ Ballard, S., 1996: The In Situ Permeable Flow Sensor: A Ground-Water Flow Velocity Meter. Ground Water. Vol. 34, No. 2, pp. 231-240. /14/ Bradley, P.M. & F.H. Chapelle, 1998. Effect of Contaminant Concentration on Aerobic Microbial Mineralization of DCE and VC in Stream-Bed Sediments. Environ.Sci. Technol., Vol. 32, No. 5, pp. 553-557. /15/ Bradley, P.M. & F.H. Chapelle, 1998. Microbial Mineralization of VC and DCE Under Different Terminal Electron Accepting Conditions. Anaerobe Clinical Microbiology, Vol. 4, pp. 81-87. /16/ Bradley, P.M., Landmeyer, J.E. & R.S. Dinicola, 1998. Anaerobic oxidation of [1,2-14 C] dichloroethene under Mn(IV)-reducing conditions. Applied Environmental Microbiology 64: 1560-1562. /17/ Bradley, P.M., 2000. Microbial degradation of chloroethenes in groundwater systems. Hydrogeology Journal (2000) 8:104-111. /18/ Bradley, P.M. & F.H. Chapelle, 2000. Aerobic Microbial Mineralization of Dichloroethene as Sole Carbon Substrate. Environ. Sci. Technol. 2000, 34, 221-223. /19/ Bratton, W.L., J.D. Shinn, J. Haas & M. Carrabba, 1994. Integration of Raman Spectroscopy and Cone Penetration Technology to Characterize Chlorinated Hydrocarbon Contaminant Plumes. Applied Research Associates, Inc. October 28, 1994. /20/ Brettmann, K.L. & K.H. Jensen, 1992. Modellering af stoftransport i opsprækket kalk. Lossepladsprojektet. Rapport M3. December 1992. /21/ Butler, B.J. & J.F. Barker, 1996: Chemical and Microbiological Transformations and Degradation of Chlorinated Solvent Compounds. In: J.F. Pankow & J.A. Cherry: Dense Chlorinated Solvents and other DNAPLs in Groundwater: History, Behaviour, and Remediation. Waterloo Press. /22/ Butler, J.J., Jr., 1998: The Design, Performance and Analysis of Slug Tests. Lewis Publishers. /23/ Christiansen, J.S., 1998: Reactive solute transport in a physically and chemically heterogenous aquifer. Ph.D.-Thesis. ISVA. DTU. /24/ Cohen, R.M., A.P. Bryda, S.T. Shaw & C.P. Spalding, 1992. Evaluation of Visual Methods to Detect NAPL in Soil and Water. Ground Water Monitoring and Remediation, Fall 1992. 86

/25/ Cohen, R.M. & J.W. Mercer, 1993. DNAPL Site Evaluation. C.K. Smoley. CRC Press. USA. /26/ Conrad, S. 1996. Unpublished work. Sandia National Laboratory. /27/ Dahi, E. (ed.), 1989. Lærebog i Vandforurening med Miljøgifte. Laboratoriet for Teknisk Hygiejne, Danmarks Tekniske Universitet. Polyteknisk Forlag, 1989. /28/ Danmarks Statistik. Danmarks vareindførsel- og udførsel 1940, 1945, 1950, 1955, 1959-1998. /29/ Doherty, R.E., 2000. A History of the Production and Use of Carbon Tetrachloride, Tetrachloroethylene, Trichloroethylene and 1,1,1- Trichloroethane in the United States: Part 1 Historical Background; Carbon Tetrachloride and Tetrachloroethylene. Journal of Environmental Forensics (2000), 1, 69-81. /30/ Doherty, R.E., 2000. A History of the Production and Use of Carbon Tetrachloride, Tetrachloroethylene, Trichloroethylene and 1,1,1- Trichloroethane in the United States: Part 2 Trichloroethylene and 1,1,1-Trichloroethane. Journal of Environmental Forensics (2000), 1, 83-93. /31/ Falkenberg, J.A. og Riis, C.: Risikovurdering, risikoforvaltning og beslutningsmodeller. ATV, Jord og Grundvand. Vintermøde om jord- og grundvandsforurening. 6.-7. marts 2001. /32/ http://fate.clu-in.org. /33/ Freedman, D.R. & J.M. Gossett, 1989: Biological Reductive Dechlorination of Tetrachloroethylene and Trichloroethylene to Ethylene under Methanogenic Conditions. Applied and Environmental Microbiology. Vol. 55, No. 9, pp.2144-2151. /34/ Ferguson, J.F. & J.M.H. Pietari, 2000. Anaerobic transformations and bioremediation of chlorinated solvents. Environmental Pollution 107 (2000) 209-215. /35/ Gefell, M.J., Hamilton, L.A. & D.J. Stout, 1999. A Comparison Between Low-Flow and Passive-Diffusion Bag Sampling Results for Dissolved Volatile Organics in Fractured Sedimentary Bedrock. In: Proceedings of the 2000 Petroleum Hydrocarbons and Organic Chemicals in Ground Water: Prevention, Detection, and Remediation. Conference and Exposition. November 17-19, 1999. Houston, Texas. 87

/36/ Gilham, R.W., 1996. Vapour Migration and Groundwater Impacts. Waterloo DNAPL course; Diagnostics and Remediation of DNAPL Sites. May 6-8, 1996, Vingsted Centre, Denmark. /37/ Hartmans, S. & J.A.M. de Bont, 1992: Aerobic Vinyl Chloride Metabolism in Mycobacterium aurum L1. Applied and Environmental Microbiology, Vol. 58, No. 4, pp. 1220-1226. /38/ Haston, Z.C. P.L. McCarty, 1999: Chlorinated Ethene Half-Velocity Coefficients (Ks) for Reductive Dehalogenation. Environ.Sci.Technol. Vol. 33, No. 2, pp. 223-226. /39/ Heron, G., S.H. Lieberman, W.M. Davis, J. Constanza, M.L. McDonald, W. Mabey & K.S. Udell, 1998. On-site, real time NAPL detection and delineation in support of steam enhanced extraction demonstration at Alameda Point. Poster presentation at the annual meeting of the Groundwater Resources Association, Walnut Creek, CA, October 22-23, 1998. /40/ Jakobsen, R., 1991. Hydraulik og stoftransport i en opsprækket kalkbjergart. Lossepladsprojektet. Rapport H9. Maj 1991. /41/ Kjeldsen, P., L.J. Andersen, K. Christiansen, C. Grøn, C. Kirkegaard, U. Lund, A.N. Olsen, K. Segato & M. Wium, 1989. Grundvandsprøvetagning og feltmåling. Udredningsrapport U3. Lossepladsprojektet, april 1989. /42/ Kjeldsen, P. & B. Skov, 1994. A simple method for measuring the verticality of small driven wells. Ground Water Monitoring and Remediation, 14 (3), 107-110. /43/ Klint, K.E.S. & R.R. Jacobsen, 1997. Sprækker i moræneler ved Haslev. Undersøgelse af sprækkers optræden. Oprindelse og udbredelse på tjæreforurenet grund i Haslev (tidligere Haslev Gasværk). Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse Rapport 1997/154. Udført for Vestsjællands Amt, Nellemann, Nielsen & Rauschenberger A/S og Miljøstyrelsen. /44/ K-V Associates, INC: Groundwater systems. Direct Groundwater Flow Measurement and Subsurface Engineering Applications. /45/ Københavns Amt, 2000. Teknologidemonstration og evaluering. Direkte påvisning af chlorerede opløsningsmidler og olieprodukter ved hjælp af NAPL FLUTe Ribbon Sampler. Udført af NIRAS. http://www.teknikkbhamt.dk/data/4826/4826.pdf. 88

/46/ Larsen, G., J. Frederiksen, A. Villumsen, J. Fredericia, P. Gravesen, N. Foged, B. Knudsen & J. Baumann. Vejledning i Ingeniørgeologisk prøvebeskrivelse. Dansk Geoteknisk Forening dgf-bulletin 1, 1995. /47/ Lauritzen, M. og Nielsen, J.P.: Geoproben nyt koncept ved forureningsundersøgelser. Geologisk Nyt 2/1999. /48/ Lebbe, L.C., 1999: Hydraulic Parameter Identification. Generalized Interpretation Method for Single and Multiple Pumping Tests. Springer- Verlag Berlin-Heidelberg. /49/ Lorah, M.M. & L.D. Olsen, 1998: Anaerobic and Aerobic Biodegradation of Chlorinated Solvents in a Freshwater Wetland. In: Natural Attenuation. Chlorinated and Recalcitrant Compounds. Eds: G.B. Wickramanayake & R.E. Hinchee. Proceedings from The First International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds. Monterey, California, May 18-21, 1998. Battelle Press. /50/ Madigan, M.T.; J.M. Martinko & J. Parker, 1997: Brock Biology of Microorganisms, Eighth Edition. Prentice Hall, Inc. /51/ McCall, W., 1999. Field Comparison of Paired Direct Push and HSA Wells. Pp. 337-342 in: Natural Attenuation of Chlorinated Solvents, Petroleum Hydrocarbons and other Organic Compounds. Proceedings from The Fifth International In Situ and On-Site Bioremediation Symposium, San Diego, California, April 19-22, 1999. /52/ McCarty, P., 1996: Biotic and Abiotic Transformations of Chlorinated Solvents in Ground Water. In: Symposium on Natural Attenuation of Chlorinated Organics in Ground Water, Dallas, Texas, September 11-13, 1996. US EPA. EPA/540/R-97/504, pp. 5-9. /53/ Meyer, K., 1955. Vareleksikon. Aschehougs Forlag, København. /54/ Miljøstyrelsen, 1984. Overfladebehandling III. Miljøprojekt nr. 56,1984. /55/ Miljøstyrelsen. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen nr. 9, 1995. Erfaringsopsamling på amternes registreringsundersøgelser. /56/ Miljøstyrelsen. Toksikologiske kvalitetskriterier i jord og drikkevand. Projekt om jord og grundvand nr. 12, 1995. /57/ Miljøstyrelsen. Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 15, 1996. /58/ Miljøstyrelsen. Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. Projekt om jord og grundvand nr. 20, 1996. 89

/59/ Miljøstyrelsen. Chlorerede opløsningsmidler i den mættede zone. Miljøprojekt nr. 330, 1996. /60/ Miljøstyrelsen. Vejledning nr. 6 og 7, 1998. Oprydning på forurenede lokaliteter Hovedbind og Appendikser. /61/ Miljøstyrelsen. Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 8, 1998. Branchevejledning for forurenede træimprægneringsgrunde. /62/ Miljøstyrelsen. Vejledning fra Miljøstyrelsen nr. 9, 1998. Branchevejledning for forurenede garverigrunde. /63/ Miljøstyrelsen: Prøvetagning og analyse af jord. Vejledning nr. 13, 1998. /64/ Miljøstyrelsen. Massestrømsanalyse for dichlormethan, trichlorethylen og tetrachlorethylen. Miljøprojekt nr. 392, 1998. /65/ Miljøstyrelsen: Kortlægning af forurenede arealer. Vejledning nr. 8, 2000. /66/ Miljøstyrelsen. Passiv poreluftundersøgelse med GoreSorber Screening Survey. Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening. Miljøprojekt nr. 518, 2000. Udarbejdet af B. Hansen. /67/ Miljøstyrelsen. Prøvetagning af porevand i umættet zone. Et litteraturstudie. Miljøprojekt nr. 540, 2000. Udarb. af M. Kjærgaard, H. de Jonge & L.W. de Jonge. /68/ Miljøstyrelsen. Naturlig nedbrydning af olie og chlorerede opløsningsmidler i grundvandet på Drejøgade 3-5. Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsfourening. Miljøprojekt nr. 544, 2000. Udarbejdet af A.G. Christensen og C. E. Riis. /69/ Olsen, H., MILANA. Personlig meddelelse. 2001. /70/ Pankow, F.P. & Cherry, J.A.: Dense chlorinated solvents and other DNAPLs in groundwater. Waterloo Press, 1995. /71/ Postma, D., E.Z. Hansen & J. Lyngkilde, 1990. Evaluering og udvikling af metoder til prøvetagning og feltanalyse af anoxisk grundvand. Rapport H8. Lossepladsprojektet, oktober 1990. /72/ Rossabi, J: The Influence of Atmospheric Pressure Variations on Subsurface Soilgas and The Implications for Enviromental 90

Characterization and Remedation. Graduate School of Clemson University. Maj 1999. /73/ Skov- og Naturstyrelsen: Geofysik og råstofkortlægning. 1987. /74/ USEPA: Field analytical site characterization technologies. Summary of applications. EPA-542-R-97-011. (http://www.epa.gov/swerust1/cat/) /75/ Vedby, S & A.-M. Nielsen, 1990. Undersøgelser ved Vejen Losseplads: Lagfølgeboringer. Lossepladsprojektet. Rapport H1, juli 1990. /76/ Vukovic, M. & A. Soro, 1992: Determination of hydraulic conductivity of porous media from grain-size composition. Water Resources Publications, Littleton, Colorado. /77/ Wiedemeier, T.H., H.S. Rifai, C.J. Newell, J.T. Wilson, 1999. Natural Attenuation of Fuels and Chlorinated Solvents in the Subsurface. John Wiley & Sons, Inc. 1999. /78/ Århus Amt, Miljøkontoret. Grundvandsboringer. Teknisk rapport. Oktober 1991. 91

92

Bilag 1 Industrielle anvendelser af chlorerede stoffer 93

94

Bilag 1 Industrielle anvendelser af chlorerede stoffer Stof Oplyste anvendelser i Danmark Anvendelser i øvrigt (USA og øvrig verden) Tetrachlorethylen Tekstilrensning, affedtning af huder inden garvning, produktion af lægemidler, fremkaldelse af flexoplader, affedtning af letmetaller, rensemidler, imprægneringsmidler. Trichlorethylen Affedtning af huder inden garvning. Metalaffedtning. Tekstilrensning. Ekstraktionsprocesser i levnedsmiddelindustri. Rense- og limeprocesser i plastog gummiindustri, lime, lak, rensemidler. Tekstilrensning, metalaffedtning. Opløsningsmiddel. Fremstilling af CFCforbindelser. Metalaffedtning. Rensevæske, opløsningsmiddel. Kølevæske, ekstraktionsmiddel. Fremstilling af blæk, maling, lak, klæbestof, pesticider, PVC, hydrofluorcaboner. Bedøvelsesmiddel. 1,2-Dichlorethylen Ikke oplyst Opløsningsmiddel for gummi og voks. 1,1-Dichlorethylen Ikke oplyst Fremstilling af 1,1,1-trichlorethan, akrylfibre og copolymerer med andre akrylater. Tidl.: bedøvelsesmiddel. Vinylchlorid Ikke oplyst Fremstilling af PVC og blandingspolymerer. 1,1,1-Trichlorethan Affedtning af huder inden garvning. Metalaffedtning. Metalaffedtning, aerosoler. Tekstilrensning (læder). Smøremiddel. Opløsningsmiddel i lim, maling, blæk, metalskæreolier mv. Fremstilling af pesticider, aerosoler, elektronik, hydrofluorchlorcarboner. 1,1-Dichlorethan Ikke oplyst Opløsningsmiddel for olier, vokse, gummi mv., fremstilling af vinylchlorid. Tetrachlormethan Affedtning af huder inden garvning. Opløsningsmiddel for olier, vokse, gummi mv., tekstilrensning, metalaffedtning. Fremstilling af CFC-forbindelser. Trichlormethan Affedtning af huder inden garvning. Opløsningsmiddel for olier, vokse, gummi mv., fremstilling af gummi. Anvendt i produktion af chlordifluormethan til køleskabe. Organisk Dichlormethan Rensning af værktøjer i plast- og grafisk industri, fjernelse af gummilister, ekstraktion i farmaceutisk industri og analyselaboratorier, lakfjerner, lime, rensemidler. opløsningsmiddel. Tidl: narkosemiddel. Aerosoler, malingsfjerner, urethan skum, opløsningsmiddel i kemisk- og plastindustri, affedtningsmiddel. Anvendelser af chlorerede stoffer i og uden for Danmark /3, 29, 30, 53, 55, 56, 62, 64, 70/. 95

96

Bilag 2 Fysisk-kemiske egenskaber for udvalgte chlorerede stoffer samt benzen 97

98

Bilag 2 Fysisk-kemiske egenskaber for udvalgte chlorerede stoffer samt benzen g/mol g/ml Damptryk ** Stof Formel Molvægt Densitet Kogepunkt Vandopløselighed ** logkow Henrys konstant beregnet 1) Henrys Absolut konstant 2) viskositet Mættet gasfasekoncentration * 0 C Pa mg/l - - - Cp g/l g/l 20 0 C 20 0 C 20 0 C 20 0 C 20 0 C 20 0 C Tetrachlorethylen C 2Cl4 166 1,62 121 2415 240 2,9 0,69 0,72-1,21 1,932 0,17 1,31 Trichlorethylen C 2HCl3 132 1,46 87 9900 1400 2,29 0,38 0,39-0,42 0,566 0,52 1,58 cis-dichlorethylen C 2H2Cl2 97 1,29 60 27000 3500-0,31 0,17-1,33 0,444 1,7 2,37 trans-dichlorethylen C2H2Cl2 97 1,26 48 44400 6260 1,48 0,28 0,38-0,22 0,404 1,1-Dichlorethylen C 2H2Cl2 97 1,22 32 80500 3344 1,48 0,96 1,1 - i.a. 0,36 Vinylchlorid C 2H3Cl 62 0,92-14 354600 2763 0,6 3,27 1,1-3,58-1,1,1-Trichlorethan C 2H3Cl3 133 1,34 74,1 16500 1250 2,2 0,72 2,2-0,72 0,903 0,89 1,87 1,1-Dichlorethan C 2H4Cl2 99 1,18 57,3 30260 4767-0,26 0,23-0,64 0,505 1,2 2,03 Tetrachlormethan CCl 4 154 1,59 76,7 15250 780 2,62 1,24 2,62-1,25 0,97 0,94 1,93 Trichlormethan CHCl 3 119 1,48 61,7 26244 8700 2 0,15 2-0,14 1 1,23 2,11 Dichlormethan CH 2Cl2 85 1,33 40 48300 13200 1,25 0,13 0,09-0,13 0,448 Chlormethan CH 3Cl 50 0,92-23,7 570000 5235 0,91 2,24 0,36-0,37 0,449 Benzen C6H6 78 0,88 80 12700 1760 2,13 0,23 0,56-0,22 0,603 Gasdensitet* Til sammenligning er vands viskositet og densitet lig 1. Gasdensiteten af atmosfærisk luft ved 25 0 C er 1,17 g/l, /25/. Værdier er fra /59/. * Værdier er fra /25/. **:Værdier er fra /60/. 1) Henrys konstant er beregnet ud fra de angivne værdier for vandopløselighed og damptryk. 2) Værdier er fra hhv. /59/ og /77/. I.a.: ikke angivet 99

Strukturformler for udvalgte chlorerede stoffer 100

Bilag 3 Farlighed og grænseværdier for udvalgte chlorerede stoffer 101

102

Bilag 3 Farlighed og grænseværdier for udvalgte chlorerede stoffer Stof Farlighed Jordkvalitetskrit erium Grundvandskv alitetskriterium Afdampningsk riterium B-værdi mg/kg TS µg/l mg/m 3 mg/m 3 Tetrachlorethylen Muligt kræftfremkaldende for mennesker. Lav akut giftighed. 5 1* 0,006 0,01 Trichlorethylen Kræftfremkaldende for mennesker. 5 1* 0,001 0,04 85 1* 0,4 1,2-Dichlorethylen Ikke indikation af kræftfremkaldende effekt. Ikke mutagent. Lav akut giftighed. 1,1-Dichlorethylen Usikkerhed om kræftfremkaldende og mutagene 5 1* 0,01 egenskaber. Lav akut giftighed. Vinylchlorid Kræftfremkaldende for mennesker. Mutagent. 0,4 0,2 0,00005 0,002 1,1,1-Trichlorethan Usikkerhed om kræftfremkaldende egenskaber. Lav akut giftighed. 1,2-Dichlorethan 1,4 1* 200 1* 0,5 Tetrachlormethan Muligt kræftfremkaldende. Ikke mutagent. 5 1* 0,005 0,005 0,02 Trichlormethan Muligt kræftfremkaldende. Ikke mutagent. 50 Så lavt som muligt Dichlormethan Muligt kræftfremkaldende for mennesker. Påvirkning af centralnervesystemet, hud og slimhinder. 8 1* 0,02 Farlighed og grænseværdier for udvalgte chlorerede alifater. /56/. Kvalitetskriterier jf. /60/. B-værdier jf. /57/. *: Sum af chlorerede opløsningsmidler. Kvalitetskriterier og B-værdier kan være ændret efter udgivelsen af denne håndbog. Nye informationer kan hentes hos Miljøstyrelsen. 103

104

Bilag 4 Oversigt over relevante feltmetoder 105

106

i: information om metode, +: styrke ved metode, -: svaghed ved metode 1 Geofysiske undersøgelsesmetoder Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer MEP (Multi Elektrode Profilering) Ledningsevnelo g Gamma-log GPR (Georadar) Regional geologisk kortlægning Lokal kortlægning af geologi Mest anvendt ved borehuls-logging Kortlægning af geologiske laggrænser. Tankopsporing i + - i + - i + - + - En række nedrammede elektroder registrerer jordlagenes elektriske ledningsevne langs et profil Billig. Stor datamængde for relativ lille omkostning Meget følsom over for elektriske ledere (kabler og rør) Elektrisk ledningsevne måles direkte med sonde. Store datamængder for lave omkostninger Kan være svære at tolke: Jordart og kornstørrelsesfordeling er kun nogle af de forhold, som afgør jordens ledningsevne Sonden måler jordens naturlige radioaktivitet til brug for geologisk tolkning Billig, meget stabil målemetode Bedst i velsorterede aflejringsmiljøer Større nedtrængningsdybde end MEP. Større præcision ved fastlæggelse af laggrænser Dyr. Følsom over for nedgravede elektriske ledere 2 Metoder til bestemmelse af grundvandets strømningshastighed og retning Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer Pejling Strømningsretning i Flowmeter Sigteanalyse Slugtest Prøvepumpning Strømningsretning og -hastighed Estimat af hydraulisk ledningsevne ud fra kornkurven Transmissivitet og hydraulisk ledningsevne Transmissivitet og hydraulisk ledningsevne + - i + - i + - i + - i - Bestemmelse af vandstand i boringen foretages med pejleapparat med centimeterskala og lys/lyd-indikation ved kontakt med vandspejlet. Pejlinger skal foretages i samtlige filtre inden for kort tid (<1-2 timer) (influens af barometereffekt og nedbør). Størst usikkerhed ved fladt vandspejl Billig, præcis og robust teknik Mulige fejlkilder: Nivellementsfejl, skæve filtre, unøjagtigheder ved genfinding af pejlepunkt /42/ Måler den lokale strømningsretning og hastighed, som kan afvige fra den overordnede strømningsretning og -hastighed på lokaliteten Kræver kun 1 boring Bør sammenholdes med pejledata eller regional information Virker ikke ved lave hastigheder (< 0,1 m/dag). Mulige problemer med vertikalt flow ved måling i lange filtre, og/eller hvor geologien er inhomogen over filtersætningen /44/ Værdien gælder lokalt, hvor jordprøven er udtaget Billig metode Usikker metode, kræver mange prøver over dybden Værdien gælder lokalt omkring filtret Relativt billig Usikker metode. Der bør udføres flere tests i magasinet Værdien er en gennemsnitsværdi, der integrerer over ofte betydelige lokale geologiske heterogeniteter (vertikalt og horisontalt). Relativt dyr. Bl.a. er vandafledningsafgift ofte en væsentlig udgift 107

3 Metoder til udtagning af poreluftprøver Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer Sonder Filtersatte boringer Rilsanpose Kulrør Injektionssprøjte Passiv opsamling ved sorption Udtagning af poreluftprøve Monitering af poreluft Prøveopsamling og opbevaring Prøveopsamling og opbevaring Prøveopsamling til mobillaboratorium Screeningundersøgelser i lavpermeable jordlag Kontinuert opsamling Vertikal afgrænsning af forueningen MIP sonde Vertikal afgrænsning af forureningen i + - i + - i + - i + - i + - i + - i + - i + - Stålspyd nedrammes i umættet zone Billig. Stiller ikke særlige krav til adgangsforhold Prøveudtagning kan ikke gentages Snegleboring eller sondering filtersættes over et kort interval Prøveudtagning kan gentages. Kan kombineres med grundvandprøvetagning (kræver længere filter) Dyr. Kræver adgang for borebil Luftprøven opsamles på rilsan- eller tedlar-pose. Hurtig og billig Begrænset luftmængde i den udtagne prøve Luftprøven pumpes gennem et rør fyldt med et absorptionsmedium Stofindholdet i et stort prøvevolumen kan akkumuleres i røret Tidskrævende. Registrering af prøvevolumenet er forbundet med usikkerhed. Risiko for mætning af adsorbenten. Vinylchlorid absorberes kun dårligt af aktivt kul. Alternativt kan vælges et ATD-rør specielt beregnet til vinylchlorid. Luftprøven udtages direkte fra vacuumslangen med en injektionssprøjte Hurtig og billig Kan ikke anvendes til prøvetransport Stoffet opsamles af en sorbent, som er installeret direkte i jordmatricen Ikke følsom overfor jordens porøsitet og vandindhold Dyr og tidskrævende. Kun relative målinger Poreluft opsamles kontinuert fra en sonde under nedramningen Billig. Genererer store datamængder Dynamisk målemetode: Der er næppe gasfaseligevægt omkring sonden Jordvolumen ved prøvetagningsmembran opvarmes til 110-120 0 C. Poregas diffunderer ind i en bæregas, som strømmer gennem sonden. Ofte kombineret med måling af jordens ledningsevne Billig. Genererer store datamængder Kun relative målinger, som afhænger af diffusionsforhold lokalt ved sonden. Ved opvarmning forskydes forureningens fasefordeling drastisk mod gasfasen. 4 Metoder til feltanalyse af poreluftprøver Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer PID-måling Fotoakustisk måling Udvælgelse af prøver til akkrediteret analyse Prøveudvælgelse. Monitering af poreluft Mobil-laboratorium do. + - + - + - Hurtig og billig. God til udvælgelse af prøver til akkrediteret analyse Relative målinger. Ikke stofspecifik. Ikke alle stoffer detekteres Hurtig og stofspecifik. Dyr. Høj detektionsgrænse. Interferensproblemer Stofspecifik. Meget lave detektionsgrænser Dyr og relativt tidskrævende (ca. 15 analyser pr. dag) 108

5 Analysemetoder til poreluftprøver Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer GC-ECD GC-MS-SIM Screeninganalyse r Stofspecifik analyse i + - + - Gaschromatografering med Electron Capture Detektor Stor følsomhed for tri- og tetrahalogenerede forbindelser Hvis prøven ekstraheres med pentan vil visse nedbrydningsprodukter ikke kunne bestemmes Stor følsomhed for mono- og di-halogenerede forbindelser MS-detektoren detekterer kun udvalgte stoffer. 6 Metoder til udtagning af jordprøver Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer Prøvegravning Snegleboring Intaktprøver Geologisk og forureningsmæssi g beskrivelse. Vurdering af fyldlags sammensætning og alder, tanksøgning mv. Geologisk beskrivelse. Jordprøvetagning Geologisk beskrivelse. Jordprøvetagning. Geotekniske forsøg. + - + - i + - Billig. Giver et godt overblik over fyldlag og evt. øvre aflejringer Pladskrævende. Jordprøver afdamper og iltes før prøveudtagning. Max. dybde: 2-3 m Billig. Prøverne er forstyrrede/omrørte og der er risiko for krydskontaminering med andre jordlag ved uforet boring Risiko for fordampning pga. friktionsvarme Prøverøret rammes ned som sonde eller presses ned gennem bunden af en snegleboring Prøver er uforstyrrede og er lette at beskrive. Ringe risiko for kontaminering eller afdampning Dyr og tidskrævende 109

7 Metoder til udtagning af vandprøver Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer Passiv opsamling ved vakuum (f.eks. Sugeceller) Passiv opsamling ved diffusion (f.eks. Passive-diffusion sampler) Passiv opsamling ved sorption (f.eks. Goresorber) Fasefordeling Niveauspecifikke filtre (korte) Rammeboringer Lange filtre Opsamling af porevand Opsamling af porevand Måling af forureningsmæng de Beregner porevandskoncentration Udtagning af vandprøver Pejling Slugtest Udtagning af vandprøver Pejling Pumpetests i + i + i + - i + - i + i + - i + - Princip: Porevand suges op i flaske vha. påtrykt vakuum i flasken Filterlængde: 10-15 cm, dvs. opsamler niveauspecifikt porevand Egnet til lavtydende jordarter (mættet ler/silt eller umættet sand/ler/silt) Princip: Diffusionsligevægt mellem det omgivende porevand og deioniseret vand i beholderen Metoden har endnu ikke været anvendt i Danmark. Porevand kan udtages niveauspecifikt Den resulterende koncentration vil afspejle et gennemsnitskoncentrationsniveau i porevandet over måleperioden og dermed udligne temporære variationer. Egnet til lavtydende jordarter (mættet ler/silt eller umættet sand/silt/ler) Princip: Passiv opsamling, baseret på sorptionsligevægt Egnet til lavtydende jordarter (mættet ler/silt eller umættet sand/silt/ler) Måler relativt forureningsindhold. Forholdsvist dyr Porevandskoncentrationen beregnes ud fra målt jordeller poreluftkoncentration. Der bør i beregningen tages højde for stoffernes effektive opløselighed, som afhænger af sammensætningen af den fri fase Forudsætter ligevægt Egnet til lavtydende jordarter (mættet ler eller umættet sand) Meget store usikkerheder, særligt ved omregning fra jordkoncentrationer Etableres vha. snegleboringer eller rammeboringer Velegnet til lokalisering af forureningsfane samt horisontal og vertikal afgrænsning. Vandprøver repræsenterer forureningsniveau i en specifik dybde. Minimal risiko for blandingsvand. Tynde filtre egnet til slugtest. Egnet til velydende jordarter Fysisk begrænsning i dybden: Den maksimale nedramningsdybde er ca. 20-30 m.u.t., men kan på lokaliteter med meget kompakte lag være under 10 m.u.t. Hurtigt og relativt billig. Kan sætte midlertidige filtre. Velegnet til lokalisering af forureningsfane samt horisontal og vertikal afgrænsning. Egnet til velydende jordarter Giver kun indirekte informationer om geologien. Etableres vha. snegleboringer Kan anvendes til moniteringsfilter. Egnet til volumenpumpning og prøvepumpning. Egnet til velydende jordarter Integrerer forskellige vandtyper eller forureningsniveauer, dvs. vandprøve repræsenterer blandingsvand. En niveaudeling af forureningsindhold over dybden sløres. Kan fungere som vertikal spredningsvej 110

8 Metoder til bestemmelse af fri fase Metode Anvendelse i/+/- Metodiske specifikationer Vand-koncentration & opløselighed Indirekte metode i Tilstedeværelse af fri fase indikeres, hvis koncentrationen i vandfasen udgør mere end ca. 1 % af vandopløseligheden, /25/ Vandfasekoncentrationen kan måles eller beregnes vha. fasefordelings-beregninger Nem indikativ metode Forudsætter ligevægt + - MIP Indirekte metode - Maksimalt koncentrationsudslag er ikke en sikker indikation af fri fase. Der kan være tilstedeværelse af fri fase trods manglende maksimalt koncentrationsudslag. Ved fri fase under højt tryk kan de chlorerede opløsningsmidler blødgøre membranens svejsning, således at cellen kollapser Bailing Direkte metode i Hydrofobt blæk, jordprøve Hydrofobt blæk, membran Laser Induced Fluorescence (LIF) Direkte metode + - i + Klar plastcylinder med envejsventil i bunden sænkes ned under vandspejlet. Ventilen lukker til, når baileren hejses op og vandsøljen bliver i cylinderen Nem metode for LNAPL Påvisning af DNAPL kræver min. 5-6 cm fri fase En jordprøve eller en prøve af bundsedimentet fra en filtersat boring udrystes med farvestoffet i en klar prøvebeholder (af f.eks. PE). Den fri fase farves rød eller sort afhængig af det valgte farvestof Nem og billig metode. Sort, hydrofobt blæk er ikke kræftfremkaldende Sudan IV er kræftfremkaldende - Direkte metode i Farvestoffet kan påføres en tynd membran, som nedføres i et åbent borehul, og hvor farvereaktionen sker in-situ. Ved efterfølgende inspektion af membranen, kan spor af DNAPL ses som mørke pletter /45/ Direkte metode i Kan monteres på CPT- eller GeoProbe-udstyr /32/. Registrerer flourescens, forårsaget af oliekomponenter og/eller chlorerede stoffer /74/. Metoden har endnu ikke været anvendt i Danmark Raman spektroskopi Direkte metode i Registrerer fluorescens fra jordmatricen, induceret af laser (som LIF). Anvendes sammen med CPT-udstyr, /19/. Metoden er endnu ikke anvendt i Danmark GeoVis Direkte metode i + GeoVIS-udstyret, /39/, består af et mini-videokamera, der er påmonteret CPT-udstyrets spids og som filmer jordmatricen, mens proben presses ned gennem jordlagene. Metoden har endnu ikke været anvendt i Danmark Mobil såvel som residual fri fase kan registreres visuelt 111

112

Bilag 5 Stikordsregister 113

114

Stikordsregister A Abiotisk omsætning... 20 advektion... 25;27;28 aerob oxidation... 19 afdampning... 23;32;51;82 anaerob oxidation... 19 analysemetoder... 41;45;70 atmosfæretryk... 24 C chlorerede stoffer... 9;10;11;16;...17;21;22;26;38;70;73;78 D densitet... 11;12;78 dichlorethylen... 17;19;20 diffusion... 23;25;27;70 Diffusion... 87 diffusionskoefficient... 22 dispersion... 26 DNAPL... 13;14;25;30;78;87;88 dokumentation... 36;40;65;67;68;82 E erhvervskvarter... 47;48;73 F fasefordeling... 11;12;15;71;81 feltmetoder... 8;55;85 Feltundersøgelser... 40;55 filtersætning... 72 forpumpning... 40;62;64;67 forureningsspredning... 23;25;26;35 fri fase... 12;13;23;25;... 30;31;44;77;78;79 fysisk-kemiske egenskaber... 7;8;11;21 G gasdiffusion... 22;25 GC... 65;66;70;73 Geofysiske metoder... 56 geologi...13;30;33;35;45;51;52;70;78 Geoprobe... 58;71 gradient... 30;58;60 grundvand... 20;26;32;45;59;73;89 grundvandsmagasiner... 19;26;36;48;59;60 H Henrys konstant... 11 Historisk redegørelse... 51 hot spot... 23;73;75 hydraulisk ledningsevne... 60 hydrofobt blæk... 78;79 hydrogeologi... 33;51 J jordprøver... 40;68;69;70;78;79;81 K kalk... 25;29;75 kilder...37;38;41;44;47;49;52;54;61 konceptuel model... 33;35;57;82 kræftfremkaldende... 20 L lavtydende... 70 LNAPL... 78 M MEP... 56 metalaffedtning... 11 MIP... 45;64;77 mobil fri fase... 13;22 moræneaflejringer... 27;72 moræneler... 22;23;27;75 mættede forhold... 22;28 mættet zone... 22;26;30;31;32;45 N nedbrydning... 17;19;20;26;42;46 niveauspecifik... 70 O opløselighed... 12 P passiv opsamling... 64 PCE...9;10;11;12;16;17;19;20;26 permanente filtre... 71;72;73 permeabiliteten... 13;25 PID... 33;45;64;69;81 poreluft... 7;23;25;32;36;61;64 poreluftprøver... 40;41;61;64;66;73 poreluftundersøgelse... 36;40;61;64 porøsitet... 61 potentialekort... 30;57;59 R redoxforhold... 17;45 reduktiv dechlorering... 16;17;19;26 Reduktiv dechlorering... 16;17 Regionale undersøgelser... 47 residual fri fase... 13;22;62;69;75 risikovurdering...7;33;35;36;42;44;55;82 robusthed... 76;81;82 115

S snegleboringer... 61;68 sorption... 11;26 spredning...13;21;22;25;26;27;30;33 spredningsveje... 34;44;45;51;55;61;82 sprækker... 22;25;27;29 stofudveksling... 22;32 strømningshastighed... 59;60 strømningsretning... 28;30;57;59;75 supplerende undersøgelser... 43;44;45 T TCE... 9;10;11;12;13;... 16;17;19;20;26 tekstilrensning... 11 trichlorethan... 9;17;19;20;26 TV-inspektion... 41;54 tæthedsprøvning... 54 U umættede forhold... 22;23;32;... 36;60;61;63;77 umættet zone... 15;22;25;32;45 V V2-undersøgelsen... 39;40;82 vandprøvetagning... 40;70;71;72 variabilitet... 66;73 velydende... 71 Verifikation... 36;42 vinylchlorid...11;12;17;19;20;26;46;66 viskositet... 12;13 volumenpumpning... 48;62;63;73 116