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