Grundlag for nyttiggørelse af forurenet jord og restprodukter

Bilag 14

Indledende udredning vedrørende mulighederne for fastsættelse af udvaskningsbaserede kriterier for nyttiggørelse af restprodukter i marine omgivelser

1. Indledning

I dette notat diskuteres nogle af de problemstillinger, som vil være relevante. hvis restprodukter nyttiggøres under omstændigheder, som medfører, at en eventuel miljømæssig trussel eller risiko ikke er rettet mod grundvandskvaliteten, men mod kvaliteten af en marin recipient.

Formålet med den del af projektet. som er omtalt i dette notat, er at foretage en indledende udredning af nogle af de problemstillinger og modelbetragtninger, som vil være relevante dels ved en vurdering af de miljømæssige effekter af at nyttiggøre restprodukter i eller nær marine omgivelser, dels ved opstilling af kriterier for sådanne nyttigørelsesformer. Anvendelser, der har karakter af dumpning, er ikke medtaget, da de p.g.a. diverse internationale konventioner ikke vil blive aktuelle. Herved afgrænses udredningen til kun at omfatte kystnære anvendelser af restprodukterne. På grund af de begrænsede erfaringer med udvaskning af organiske stoffer fra restprodukter, omfatter udredningen kun udvaskning af uorganiske forureningskomponenter. Endvidere bør det nævnes, at der alene ses på udvaskningsrelaterede effekter fra ikke-overfladenære anvendelsesformer, dvs helseproblemer relateret til totalindholdet af forureningskomponenter diskuteres ikke.
 

2. Generelle strømnings- og udvaskningsforhold

I det hidtidige arbejde med stofudvaskning fra restprodukter og jord i relation til grundvandskvalitet, er der fortrinsvis blevet fokuseret på stofudvaskning fra granulære materialer, dvs materialer på pulver eller partikelform, hvor der, når de gennemstrømmes af vand, overføres opløst materiale fra de enkelte partikler til den gennemstrømmende vandmasse, som derefter transporterer det opløste materiale ud af systemet (konvektiv transport). Arbejdet er desuden foregået under den forudsætning, at denne proces finder sted under forhold, som svarer til lokal ligevægt, dvs, at der på ethvert sted i udvaskningssystemet eksisterer en ligevægtslignende tilstand mellem faststoffaser og væskefase. Ordet »granulær« er ikke særlig veldefineret, men det bruges i praksis om materialer med karakteristiske partikelstørrelser på op til 10 - 40 mm.

Specielt i relation til marine anvendelsesformer, men også for anvendelse af restprodukter i områder med grundvandsinteresser, kan det være relevant at se på restprodukter, som forekommer eller som gennem behandling er bragt på monolitisk, dvs, sammenhængende, form. Heller ikke ordet »monolitisk« findes der nogen generelt anerkendt definition af. I praksis anvendes det om større, sammenhængende masser af et materiale med en nogenlunde »glat« overflade. Ved testning af stofudvaskning fra monolitisk materiale kræves ofte en mindste karakteristisk partikelstørrelse på 40 mm Ved omdannelsen af et granulært materiale, f.eks. slagge fra affaldsforbrænding, til et monolitisk materiale, f.eks. ved tilsætning af et bindemiddel, vil der i reglen ske en voldsom reduktion af den effektive overflade, hvorfra stofudvaskningen kan ske. Dette vil i praksis oftest medføre en væsentlig reduktion af stofudvaskningen, som dog også vil være stærkt påvirket af de kemiske og fysiske forhold, der opstår i materialet som følge af reaktionerne mellem dette og bindemidlet.

Stoftransporten ud af en restproduktmængde, som er udlagt på granulær form, f.eks. som erstatning for stabilt grus, afhænger dels af den hastighed, hvormed det udlagte materiale gennemstrømmes af vand (f.eks. nedsivende regnvand), dels af den sammensætning, som det gennemsivende vand får på vejen gennem materialet. I modsætning hertil afhænger stoftransporten ud af en restproduktmængde på monolitisk form med lille permeabilitet og/eller et granulært restprodukt, som er anbragt i nogle omgivelser, hvor den hydrauliske gradient er meget lille, som regel i stedet af diffusionshastigheden for de pågældende stoffer.

For restprodukter på granulær form vil der ved normalt forekommende gennemstrømningshastigheder ofte eksistere en ligevægtslignende tilstand mellem det gennemsivende vand og det udlagte restprodukt, og sammensætningen af faststoffasen vil, i hvert fald i starten af udvaskningsforløbet, være styrende for sammensætningen af vandfasen/perkolatet. Denne sammensætning vil som regel ændre sig med tiden eller med mængden af gennemstrømmende vand, fordi der hele tiden fjernes stof fra systemet, og den vil i øvrigt være påvirket af det omgivende miljø (pH, redoxpotentiale, komplekserende forbindelser, etc.). For gennemstrømningsdominerede udvaskningssystemer er det derfor ofte hensigtsmæssigt at beskrive udvaskningsforløbet som funktion af væske/faststof-forholdet (L/S = Liquid/Solid ratio), hvor L er den samlede vandmængde, der på et givet tidspunkt er strømmet gennem materialet med tørvægten S. Såfremt udvaskningsforløbet beskrives som funktion af L/S, er det under visse forudsætninger, herunder specielt, at der når at indstille sig en (pseudo)ligevægt mellem faststoffasen og væskefasen, muligt i nogen grad at sammenligne udvaskningsresultater fra forskellige undersøgelsesmetoder udført under forskellige specifikke fysiske forsøgsbetingelser. I visse tilfælde muliggør dette en anvendelse af laboratorieudvaskningsforsøg til estimering af udvaskningsforløbet fra faktisk udlagte materialer.

Når vandgennemstrømningsforhóldene for en given anvendelse af et granulært restprodukt er kendt, kan L/S-skalaen omsættes til en tidsskala, således at perkoalatsammensætningen med nogen forsigtighed kan estimeres som funktion af tiden (se f.eks. Hjelmar, 1990). Dette er blevet udnyttet i etableringen af en sammenhæng mellem ændringer af grundvandskvaliteten og resultatet af et udvaskningsforsøg udført på restprodukter eller forurenet jord, som ønskes nyttiggjort (Hjelmar et al., 1996; Holm et al. 1997 og VKI, august 1997).

For restprodukter på monolitisk form f.eks. oprindeligt granulære restprodukter, der gennem en eller anden form for behandling er blevet stabiliserede og gjort sammenhængende, vil en eventuel stofudvaskning oftest foregå ved diffusion ud gennem overfladen af det stabiliserede legeme, forudsat at den konvektive strømning gennem dette er meget lille som følge af en ringe hydraulisk ledningsevne (< ca. 5 x 10^-9 m/s) og/eller som følge af en lille hydraulisk gradient. Såfremt der ikke er tale om en direkte opløsning af overfladen af det stabiliserede materiale, vil udvaskningshastigheden eller fluxen, J (mængde per overfladearealenhed per tidsenhed), af en given komponent på monolitisk form aftage forholdsvis hurtigt med tiden og i øvrigt være proportional med overfladearealet. Hvis der er tale om ren diffusion, vil J være proportional med t^-2, hvor t er tiden. Udvaskningen fra granulære, permeable materialer vil i princippet også kunne være styret af diffusion, såfremt disse er anbragt under forhold, som medfører, at den hydrauliske gradient gennem materialet er negligibel.

Stofudvaskningen fra en given mængde stabiliseret restprodukt vil normalt være mindre, jo færre og større enheder, restproduktet opdeles i, idet forholdet mellem kongruente legemers overfladeareal og volumen (masse) generelt aftager, når volumenet øges. Dette betyder samtidig, at stofudvaskningen per tidsenhed fra en stabiliseret restproduktblok vil kunne øges, hvis blokken på et tidspunkt revner eller smuldrer, medmindre en væsentlig del af stabilisering er baseret på en kemisk transformation af de aktuelle forureningskomponenter til stabile og uopløselige tilstandsformer.

Mens stoffluxen fra en udlagt mængde granulært restprodukt som demonstreret i de ovenfor angivne rapporter kan estimeres ud fra resultaterne af accelererede kolonne- eller batchudvaskningstests ved hjælp af scenariebetragtninger, kan stoffluxen fra et udlagt monolitisk restproduktmateriale bestemmes ud fra resultaterne af en tankudvaskningstest og kendskab til overfladearealet af materialet. I begge tilfælde kræves kendskab til strømnings- og kontaktforholdene mellem restprodukt og vand.

En tankudvaskningstest er i modsætning til batch- og kolonneforsøg, som tilstræbes udført under ligevægtslignende forhold, en dynamisk test, hvor den tilstræbte tilstand ligger så langt fra ligevægt som muligt. Selve testen, hvorved hastigheden for overførslen af en eller flere komponenter fra faststoffasen til væsekefasen bestemmes, er ganske enkel: Et monolitisk prøvelegerne nedsænkes i en væske (oftest vand), som er-anbmgt i en lukket beholder. Væsken udskiftes med bestemte (stigende) tidsintervaller for at opretholde den størst mulige gradient. De opsamlede væskefraktioner filtreres og analyseres. På grundlag af forsøget kan stoffrigivelsen per overfladearealenhed per tidsenhed (fluxen J) beregnes for hvert væskeskift. Hvis prøvelegemet kan betragtes som halv-uendeligt (dvs, at geometrien ikke har indflydelse på udvaskningsforløbet), hvis stofkoncentrationen ved prøvelegemets overflade er negligibel. og hvis stoftransporten ud af prøvelegemet sker ved diffusion, kan fluxen beskrives således:

(1) J = S₀ * D_e^0,5 * p^-0,5 * t^-0,5

hvor S₀ er koncentrationen af den undersøgte komponent i prøvelegemet (her benyttes dog som regel i stedet den tilgængelige stofmængde, bestemt ved en tilgængelighedstest på det nedknuste prøvelegeme), D_e er den effektive diffusionskoefficient og t er den totalt forløbne tid fra forsøgets start til det aktuelle væskeskift. Når S₀ er kendt og D_e er bestemt for et givet materiale og en given komponent ved et tankudvaskningsforsøg, kan den ovenstående ligning benyttes til at extrapolere bestemmelsen af fluxen J tidsperioder, der ligger ud over tankforsøgets varighed.

Hvis undersøgelser af stofudvaskningen fra et monolitisk materiale skal anvendes til forudsigelse af stoffluxen fra materialet på længere sigt, vil det ofte være nødvendigt at supplere tankudvaskningsforsøget med en test af materialets integritet eller holdbarhed, således at det kan sandsynliggøres, at materialet vil forblive på monolitisk form og ikke falde fra hinanden, hvorved forudsætningerne for forudsigelsen ville bortfalde.

For en nærmere omtale af stoftransport ved diffusion og udførelse og fortolkning af tankudvaskningsforsøg kan der blandt andet henvises til van der Sloot et al. (1997), Wahlström (1995) og Hjelmar & Traberg (1995).
 

3. Fysiske og geografiske scenarier

Kystnære anvendelser af restprodukter kan på grundlag af deres fysiske udformning og geografiske placering umiddelbart opdeles i nogle forskellige former, som med hensyn til udvaskningsforhold (herunder specielt de hydrauliske/strømningsmæssige forhold og de styrende udvaskningsmekanismer) og/eller efterfølgende stoftransport kan afvige fra hinanden.

3.1 Oversigt

A:
Restprodukter anbragt inde i landet, hvor eventuelt perkolat transporteres til en marin recipient via grundvand, som ikke har nogen værdi som drikkevandsressource. Denne gruppe dækker også placeringer i umiddelbar nærhed af kysten, hvor perkolatet løber eller ledes direkte ud i havet.

B:
Restprodukter placeret ude i vandet, uden direkte forbindelse med kysten (medmindre dette altid vil blive betragtet som dumpning og derfor ikke vil kunne finde sted). Denne type anvendelse kan opdeles yderligere i to undergrupper:

B1:Restprodukter placeret under havoverfladen
B2:Restprodukter placeret både over og under havoverfladen

C:
Restprodukter placeret i kystlinjen, således at materialet er landfast, men i kontakt med havvand. Også her kan der skelnes mellem to undergrupper:

C1:Restprodukter placeret under havoverfladen
C2:Restprodukter placeret både over og under havoverfladen

Under punkterne B og C kunne der tænkes en tredje undergruppe, hvor det anvendte materiale er anbragt helt over vandoverfladen (dvs ovenpå et andet materiale). Denne situation vil dog i princippet være dækket af punkt A, og medtages derfor ikke under de andre punkter.

Ved større anlægsarbejder, som udføres over længere tid (f.eks. flere år), vil forholdene under forløbet kunne ændre sig så meget, at udvaskningsforholdene kun kan beskrives korrekt ved hjælp af en dynamisk model, som tager højde for disse ændringer, eller ved hjælp af flere forskellige modeller, som beskriver hver sin del af udvaskningsforløbet.

3.2 Scenarier af type A

Generel scenariebeskrivelse

Denne type scenarier beskriver restprodukter, som er udlagt på land eller over vandspejlet ude i en recipient. Den vil principielt omfatte de samme scenarier, som er blevet behandlet i relation til grundvandsbeskyttelse (VKI, august 1997), dvs veje, stier, pladser, støjvolde (diger), ramper og ledningsgrave. Forskellen fra de tidligere betragtninger er, at restprodukterne her anbringes kystnært på land, hvilket per definition vil sige, at der ikke findes udnyttelige grundvandsressourcer mellem restprodukterne og den marine recipient. Det antages for givet, at alle restprodukter er anbragt over højeste grundvandsspejl, samt at de er overdækket med jord og i nogle tilfælde også med en eller anden form for befæstning (asfalt, fliser m.v.).

Kildestyrkevurdering

For restprodukter på granulær form vil kildestyrken eller fluxen af forureningskomponenter ud af det udlagte materiale, ligesom tidligere beskrevet (Hjelmar et al. 1996 og VKI, august 1997) kunne estimeres på grundlag af resultaterne af kolonne- og/eller batchudvaskningsforsøg. Grundlaget vil være en beskrivelse af perkolatets sammensætning som funktion af L/S som gennem en sammenkobling med oplysninger om vandgennemstrømningsforholdene kan transformeres til et skøn over perkolatsammensætningen som funktion af tiden.

For restprodukter på monolitisk form vil kildestyrken og dens variation med tiden kunne estimeres på grundlag af resultater af tankudvaskningsforsøg og tilgængelighedstests kombineret med informationer om det udlagte materiales overfladeareal og strømningsforholdene på stedet. Især strømningsforholdenes indflydelse kan være vanskelig at vurdere. Ved et tankudvaskningsforsøg er prøvelegemet jo konstant nedsænket i vand, mens et udlagt monolitisk materiale, som alene er udsat for lejlighedsvis påvirkning af infiltrerende regnvand, der strømmer på overfladen, jo skiftevis vil kunne være tørt og fugtigt. Denne form for vandkontakt betyder endvidere, at i perioder kunne tænkes opbygget væsentlige stofkoncentrationer i en væskefilm på overfladen af materialet. Dette ville i givet fald føre til en reduktion af stoffluxen sammenlignet med den flux, som forudsiges på grundlag af tankudvaskningsforsøget. I praksis kan man håndtere problemet med varierende vandkontakt ved f.eks. antage, at stoftransporten kun finder sted i en vis procentdel af tiden, feks. 30%, mens der så i 70% af tiden ikke sker nogen stofudvaskning.

Stoftransport fra kilde til recipient

De forureningskomponenter, som udvaskes fra de udlagte restprodukter, vil efterfølgende blive transporteret via en umættet zone til grundvandet og derefter med grundvandet gennem akviferen til den marine recipient. Man kan så vælge, om man ved en risikovurdering vil indregne en belastningsudjævnende effekt hidrørende fra dispersions- og attenueringsmekanismer i akviferen, eller om man vil se bort fra denne. For store restproduktanlæg tæt ved kysten vil denne effekt være af ringe betydning, mens den kan være meget betydelig for mindre anlæg placeret i større afstand fra kysten. Effekten vil endvidere være ringe for mange makroelementer/salte såsom klorider og sulfater, som til gengæld heller ikke udgør noget problem i et marint miljø, mens attenueringsmekanismerne i langt højere grad vil kunne virke udjævnende på transporten af en række sporelementer og tungmetaller. For restproduktanlæg placeret i direkte tilknytning til recipienten vil der ikke være nogen udjævnende effekt. Se i øvrigt Christiansen et al. (1997), som i en rapport til Miljøstyrelsen har diskuteret en tilsvarende problemstilling med udsivning af perkolat fra gamle lossepladser. I den sammenhæng er der ikke regnet med nogen fortynding fra af koncentrationsniveauet af forureningskomponenterne under transporten med grundvandet fra losseplads til recipient.

For denne type scenarier kunne der i princippet for granulære restprodukter tænkes etableret en sammenhæng mellem udvaskningen af udvalgte komponenter fra materialet målt ved hjælp af en udvaskningstest og et (tilladeligt) koncentrationsniveau af disse komponenter i det vand, som siver ud i recipienten, svarende til den sammenhæng mellem stofudvaskning og resulterende koncentrationstilvækst i en drikkevandsboring, som tidligere er etableret (Hjelmar et al., 1996; Holm et al., 1997; VKI, august 1997).

Recipientpåvirkning/fortynding

De udvaskede stoffer vil i det generelle tilfælde af dette scenario blive udledt i den marine recipient sammen med grundvandet. Dette vil formentlig oftest ske i eller i nærheden af havstokken, og de resulterende koncentrationsniveauer og opblandingsforhold vil afhænge af de lokale forhold. Det vil således være meget vanskeligt at sige noget generelt om dette. Eventuelle generaliseringer må tage udgangspunkt i en opstilling og gennemregning af typiske scenarier for forskellige marine recipienttyper, hvis sådanne kan tilvejebringes. For restprodukter, der er placeret i umiddelbar nærhed af den marine recipient, vil inputtet til recipienten svare til kildestyrken. Ved en miljømæssig vurdering bør der desuden tages hensyn til effekten på sediment og biota samt forholdet til den totale belastning fra samtlige kilder i området.

En mere konkret vurdering af fortyndings- og spredningsforholdene i en recipient forudsætter, at der opstilles en matematisk spredningsmodel, som er tilpasset de lokale forhold, og som kan benytte en beregnet eller skønnet flux af komponenter, udvasket fra restprodukterne og transporteret til recipienten, som input. Såfremt datagrundlaget for beskrivelsen af recipienten er tilstrækkelig godt, vil det være muligt at supplere de konservative fortyndingsberegninger med beregninger af stofudvekslingen mellem de frie vandmasser og såvel havbund som atmosfæren. Dette vil for mange sporelementer kunne medføre en reduktion af det beregnede koncentrationsniveau af opløst stof i vandfasen.

Alt andet lige vil der ske en større fortynding og bedre spredning af forureningskomponenterne jo dybere recipienten er og jo kraftigere strøm, der er på stedet.

3.3 Scenarier af type B

Generel scenariebeskrivelse

Denne type af anbringelser afviger stærkt fra anbringelser af type A, idet den omfatter restprodukter. som er anbragt ude i den marine recipient, uden direkte forbindelse med kysten. Som nævnt i oversigten kan der være tale om to undertyper, nemlig B 1, som er restprodukter placeret helt under vandoverfladen, og B2, som er restprodukter anbragt både under og over havoverfladen.

Anlæg af type B l, som f.eks. kan være undersøiske fundamenter eller konstruktioner til beskyttelse mod strømpåvirkninger, kan i princippet omfatte restprodukter både på granulær og monolitisk form. Af praktiske årsager vil man nok ønske at sikre, at materialet holdes samlet, og der vil nok være krav om at materialet enten er på monolitisk form (f.eks. som blokke af stabiliseret restprodukt), eller, hvis det er på granulær form at det på anden vis, f.eks. gennem tildækning med et egnet materiale eller ved at have en stor massefylde, er sikret mod fysisk spredning.

Anlæg af type B2 vil udgøre kunstige øer eller dele af sådanne, og de kunne tænkes benyttet til beskyttelse af bropiller, til fundament for vindmøller og lignende. Også her kunne man forestille sig, at der blev anvendt både granulære og monolitiske former af restprodukter, og at granulære restprodukter ville blive anvendt til en indre kerne, som var tildækket med mere traditionelle materialer.

Kildestyrkevurdering

Restprodukter placeret på eller i havbunden i henhold til scenarietype BI vil normalt ikke være udsat for nogen hydraulisk gradient, og det kan forventes, at stofudvaskningen fra materialet vil være styret af diffusion ud gennem den eksponerede overflade. Dette vil gælde både for monolitiske blokke og for

tildækkede, granulære anvendelsesformer. Vandfornyelsen omkring materialet og de lokale strømforhold vil kunne spille en rolle for udvaskningshastigheden. som vil kunne reduceres gennem opbygning af stofkoncentrationer ved overfladen af restproduktet. hvis denne er godt beskyttet mod vandbevægelser. En estimering af kildestyrken vil for monolitiske materialer kunne baseres på resultater af tankudvaskningsforsøg udført på de aktuelle restprodukter med havvand kombineret med målinger/antagelser omkring strømningen og stoffjernelsen fra materialets overflade. Sådanne undersøgelser er bl.a. foretaget for cementstabiliserede former af slagger/flyveaske fra affaldsforbrænding (Hjelmar et al., 1993). En metode til bestemmelse af diffusionen af forureningskomponenter fra materialer udlagt på granulær form på steder uden hydraulisk gradient er blevet udviklet (van der Sloot et al., 1997). Det kan være specielt vanskeligt at vurdere den momentane og initielle stofudvaskning i forbindelse med selve udlægningen af granulært materiale under havoverfladen. Disse vil afhænge meget af forhold som udlægningsmetode, havdybde, effektiv L/S, med videre.

Det skal i øvrigt bemærkes, at kontakten mellem restprodukter (både på monolitisk og på granulær form) og havvand ofte medfører modifikationer af de eksponerede faststoffaser. Mange restprodukter, herunder cementstabiliserede materialer, har eksempelvis et stort indhold af calcium, som ved kontakt med havvand kan blive udbyttet med magnesium. For nogle monolitiske, cementstabiliserede restprodukter kan dette føre til øget styrkeudvikling og reduceret stofudvaskning. For granulære restprodukter kan der i nogle tilfælde ved kontakt saltvand p.g.a. øget ionstyrke og kompleksdannelse for nogle sporelementer forekomme en større udvaskelighed end ved kontakt med regnvand/ferskvand (se også afsnit 6). Til gengæld vil havvandets konstante og godt bufrede pH på ca. 8.0 for mange sporelementer virke stærkt reducerende på opløseligheden og i øvrigt udgøre et stabilt værn mod større variationer af pH, både på kort og langt sigt. I situationer med lavt redoxpotentiale i recipienten vil udvaskningen af visse sporelementer kunne øges.

For restprodukter placeret i henhold til scenarietype B2 kan en fastlæggelse af kildestyrken eller fluxen af foruereningskomponenter være noget mere kompliceret, idet der kan være dele af disse (under havoverfladen), som er i kontakt med havvand og hvori der ikke foregår nogen strømning, mens der i anlæggets øvre dele kan herske andre forhold. For de førstnævnte, nedre dele af de nyttiggjorte restprodukter vil udvaskningsmekanismen sandsynligvis være diffusion, uanset om der er tale om granulært eller monolitisk materiale. Over og lige under havvandspejlet vil stofudvaskningen kunne beskrives med udgangspunkt i resultaterne af kolonne- og batchudvaskningstests, såfremt der er tale om infiltration og nedsivning af regnvand gennem granulært restprodukt, eventuelt under opbygning af et lokalt grundvandsspejl. Hvis der er tale om anbringelse af monolitisk materiale over vandspejlet, vil kildestyrken fra denne del kunne beregnes på samme måde som beskrevet for scenarier af type A. Hvis der er væsentlige vandstandsvariationer som følge af tidevand eller lignende, kan det være nødvendigt at tage særskilt hensyn til dette i kildestyrkeberegningerne. For granulært materiale vil permeabiliteten og kapillariteten være af afgørende betydning for, hvor langt ind i materialet sådanne vandstandsvariationer vil kunne forplante sig.

Stoftransport fra kilde til recipient

For denne type scenarier er kilden anbragt i recipienten, og der er derfor ikke nogen transportvej mellem disse.

Recipientpåvirkning/fortynding

Forholdene omkring recipientpåvirkning og fortynding vil for scenarier af type B svare til dem, der allerede er beskrevet for scenarier af type A, dog med den forskel, at den potentielle forureningskilde her normalt vil være anbragt på dybere vand, hvor der generelt er bedre fortyndingsforhold, end ved scenarier af type A, hvor perkolatet oftest vil strømme ud i den marine recipient fra havstokken.

3.4 Scenarier af type C

Generel scenariebeskrivelse

Til denne type scenarier, som omfatter restprodukter, der er placeret i kystlinjen, således at materialet er landfast, men i kontakt med havvand, hører blandt andet opfyldning med restprodukter i forbindelse med landvindingsprojekter, anlæg af havnemoler og lignende. Disse anvendelser kan i princippet omfatte restprodukter på såvel granulær som monolitisk form. Udvaskningsforløbet fra restprodukterne i et scenario af type C kan afhænge meget af, hvorledes anlægget er opbygget. Man vil ofte starte med at afgrænse det område, som ønskes opfyldt, ved hjælp af diger eller spunsvægge. Førstnævnte vil være mest almindeligt ved udfyldning fra en kyst med strand, mens sidstnævnte primært vil forekomme i forbindelse med opfyldning i en havn, hvor vanddybden er større. Udlægningen af restprodukter på granulær form vil normalt ske ved bagtipning fra en fremadskridende front, som har en højde af et par meter over vandspejlet. Den vandmængde, som fortrænges, vil kunne være påvirket af stofudvaskningen fra restprodukterne, og den kan borttransporteres ved direkte udledning i recipienten, ved en mere diffus udsivning gennem sider og bund i det inddæmmmede område, eller den kan opsamles og behandles for derefter at blive udledt. Som et alternativ til opfyldning af et vandfyldt, inddæmmet område kunne restprodukterne udlægges i et tilsvarende område, som forud for og under udlægningen er blevet tørlagt gennem bortpumpning af det inddæmmede vand. Efter at udlægningen er tilendebragt, kan oppumpningen af indsivende vand ophøre, og havvand kan trænge ind i (den nedre del af) det anbragte materiale. Begge metoder er blevet anvendt i praksis ved opfyldning af inddæmmede områder med restprodukter i Danmark.

Der kan skelnes mellem to undergrupper af scenarier, nemlig Cl, hvor restprodukterne alene er anbragt under havoverfladens niveau, og hvor der kan være placeret andet materiale, f.eks. jord eller sand, over havniveau, og C2, hvor restproduktet er placeret både under og over havoverfladens niveau.

Kildestyrkevurdering

Ved disse scenarietyper kan der, ligesom for scenarier af type B2, ske udvaskning med såvel infiltrerende nedbør som med indtrængende havvand. I anlægsperioden vil der, hvis udlægningen sker ved bagtipning af granulært materiale ned i et vandfyldt, inddæmmet område, herske helt specielle udvaskningsforhold, som til en vis grad vil kunne simuleres ved hjælp af serielle batchudvaskningstests med havvand af aktuel sammensætning. Hovedproblemet i den forbindelse kan være at fastlægge effektiv L/S og effektiv kontakttid for udvaskningen. I det efterfølgende forløb, kan udvaskningen af materiale placeret over havniveau og, hvis der opbygges et lokalt grundvandsspejl inde i området, et stykke ned i det underliggende materiale estimeres på grundlag af kolonne- og/eller batchudvaskningsforsøg med regnvand/demineraliseret vand kombineret med information om infiltrationen af nedbør. Denne kan være ret lille, hvis der er tale om befæstede arealer. Ved anvendelse af monolitiske materialer over havniveau vil kildestyrkevurderingen svare til den, der er beskrevet for en tilsvarende situation under scenarier af type B2.

Hvilke metoder, der vil kunne anvendes til estimering af stofudvaskningen fra det materiale, som ligger under havniveau, vil afhænge af strømningsforholdene i materialets indre, som kan påvirkes af udstrømmende grundvand fra land, det hydrostatiske tryk fra et eventuelt overliggende grundvandsspejl, indtrængning af havvand gennem dæmninger/sider og bund, tidevandsbevægelser og fordampning. Disse forhold påvirkes blandt andet af tætheden af bund og sider, samt det udlagte restproduktets permeabilitet og kapillaritet. Hvis stoftransporten primært sker konvektivt ved gennemstrømning, vil det være relevant at benytte kolonne- og/eller batchudvaskningstests med vand af passende sammensætning til undersøgelse af udvaskningsforholdene. Hvis stoftransporten i de nedre dele af det udlagte materiale i højere grad sker ved diffusion, kan det være hensigtsmæssigt at basere forudsigelser af udvaskningsforløbet på udvaskningstests foretaget med den nyudviklede metode til bestemmelse af diffusion fra granulære materialer med vand af passende sammensætning, eller, hvis der er anvendt monolitiske restprodukter, på tankudvaskningsforsøg.

De bemærkninger om stofudvaskning med havvand, som er anført under scenarier af type B, vil naturligvis også være gældende for havvandsudvaskning i forbindelse med scenarier af type C.

Stoftransport til recipient

For denne type scenarier er kilden meget tæt ved recipienten, og der vil normalt være tale om direkte udledning/udvaskning i recipienten eller udsivning gennem sider og bund fra et inddæmmet område.

Recipientpåvirkning/fortynding.

For scenarier af denne type vil graden af påvirkning af recipienten med en given flux af perkolatludvaskede forureningskomponenter ligesom for de øvrige scenarietyper være stærkt afhængig af de lokale fortyndingsforhold, dvs dybde- og strømforhold. Som det fremgår af det ovenstående, vil udlægningsmetoden for restproduktet kunne have stor indflydelse på den efterfølgende kildestyrke og dermed også på påvirkningen af recipienten. Ved bagtipning af restprodukter i forholdsvis dybt vand, vil der kunne ske en slags »vask« af produkterne, hvilket medfører en forholdsvis stor belastning af recipienten i anlægsperioden og en tilsvarende lavere belastning efter færdigetableringen af opfyldningen. Ved opfyldning af et tørlagt område og efterfølgende indtrængning af havvand vil der ikke ske en sådan »forvask«, og stofbelastningen fra den efterfølgende udvaskning vil over en periode være større end fra materialet placeret ved bagtipning i vand. Det er endvidere værd at bemærke, at udledning af perkolat gennem udløbsrør eller lignende vil udgøre punktbelastninger, hvor koncentrationsniveauet af forureningskomponenter lokalt vil kunne være væsentligt højere end hvis udledningen af perkolat sker diffust ved udsivning gennem de omgivende dæmninger eller gennem havbunden.
 

4. Kriteriestoffer og kriterier

4.1 Kriteriestoffer

De stoffer, som kan udgøre en risiko i forhold til det marine miljø, vil for manges vedkommende ikke være de samme, som er kritiske i forholdt til grundvandsbeskyttelsen. Det vil være naturligt at starte indkredsningen af komponenter, som kan tænkes at være miljømæssigt kritiske i denne sammenhæng, med at se på sammensætningen af havvand og derefter sammenligne denne med typiske udvaskningsdata for forskellige restprodukter.

I tabel 4.1 ses koncentrationsnivéauet af en række hovedkomponenter i oceanvand, dvs havvand med en salinitet på 3.5 % (se f.eks. Stumm & Morgan, 1981). Dette svarer til sammensætningen af vandet i de ydre danske farvande, mens saliniteten i områder præget af østersøvand kan være væsentligt lavere. I Køge bugt vil en salinitet på 1.0 % eksempelvis være typisk (Hjelmar et al., 1986).

I tabel 4.2 ses nogle eksempler på forventede baggrundskoncentrationer af sporelementer i havvand i kystnære danske farvande. Tallene er skønnet på grundlag af målinger foretaget i danske farvande, i Nordsøen ved Holland, i Baffin Bugt og i Nordatlanten (Kusk & Reuss, 1983). De i parentes anførte værdier er målinger foretaget i Sargassohavet ved kysten af Bermuda (Hjelmar et al., 1993).

I tabel 4.3, som også er vist i Hjelmar et al. (1996), ses nogle eksempler på typiske maksimale koncentrationer af en række komponenter fundet i eluater fra udvaskningsforsøg (kolonne- og batchudvaskningsforsøg med demineraliseret vand eller kunstigt regnvand) på tre restprodukttyper.

De i tabel 4.1 viste hovedkomponenter i havvand betragtes i marine omgivelser ikke som forureningskomponenter. En sammenligning med tabel 4.3 viser, at det er de samme stoffer, som er dominerende i perkolaterne fra de tre restprodukter. På denne baggrund kan det konkluderes, at restprodukternes indhold af almindelige uorganiske salte som de i tabel 4.1 viste ikke vil udgøre noget problem i relation til belastningen af marine recipienter, og de vil derfor ikke være blandt de stoffer, for hvilke der kan tænkes opstillet kriterier. En undtagelse herfra vil være næringssalte, dvs salte, som indeholder fosfor eller kvælstof, idet disse er særdeles uønskede i det marine miljø.

Tabel 4.1
Gennemsnitligt indhold af hovedkomponenter i oceanvand med en salinitet på 3.5 % (efter Stumm & Morgan, 1981). Enheden er mg/l.

Tabel 4.2
Skønnede baggrundsniveauer for sporelementer i kystnære marine områder (Kusk & Reuss, 1983; Hjelmar et aL, 1993). Enheden er µg/l.

I modsætning til saltene betragtes de fleste af de i tabel 4.2 viste sporelementer som uønskede forureningskomponenter i det marine miljø, og det er derfor indholdet af disse, som sammen med et eventuelt indhold af organiske stoffer udgør den egentlige forureningsrisiko ved anbringelse af restprodukter i kystnære eller marine omgivelser. Hvis der i første omgang tages udgangspunkt i kontrasterne mellem baggrundsniveauerne i tabel 4.2 og de maksimale koncentrationer i eluaterne fra udvaskningsforsøgene i tabel 4.3, kan der for hver af de tre restprodukttyper opstilles en liste over komponenter, som udviser de største kontraster, og som derfor vil være potentielle kriteriestoffer, dvs at de i givet fald kunne tænkes at indgå i et testprogram. Dette er gjort i tabel 4.4, hvor indholdet af opløst, ikke-flygtigt organisk kulstof (NVOC), som er en samleparameter for udvasket organiske stof, er medtaget, selv om der ikke, er angivet nogen baggrundsværdi for denne parameter i tabellerne 4.1 og 4.2.

Tabel 4.3
link til tabel

Maksimale koncentrationsniveauer afforureningskomponenter målt i eluater fra udvasknigsforsøg med tre restprodukttyper. Kilder. Hjelmar & Thomassen (1992) og Resuss et al. (1983).

Tabel 4.4
Liste over potentielle kriteriestoffer i relation til kystnære/marine anvendelser af restprodukter.

*: Hvis der tilsættes ammoniak til røggassen før elektrofiltrene.

Det skal bemærkes. at ovenstående er bruttolister baseret på det viste datamateriale, og at såvel udvidelser som indskrænkninger kan tænkes at være relevante på grundlag af inddragelser af andre aspekter og/eller supplerende data. Betragtningerne gælder primært for restprodukter, der er udvasket med ferskvand (f.eks. regnvand) og derefter transporteret til/udledt i en marin recipient.

En lignende. men lidt mere omfattende risikoscreening for anvendelse af affaldsforbrændingsslagger til havneopfyldning gav som resultaterne at de største miljømæssige risici var knyttet til elementerne Cu,

Ni, Pb (og Hg). For kystnær deponering blev denne liste yderligere suppleret med Cd (Thygesen et al., 1992). Bortset fra, at Hg figurerer som potentiel undersøgelsesparameter på listen fra risikoscreeningen, er der god overensstemmelse mellem de i tabel 4.4. foreslåede kriterieparametre for affaldsforbrændingsslagger og de af Thygesen et al. (1,992) foreslåede parametre.

For alkaliske kulflyveasker er det især de sporelementer, som kan danne oxyanioner, og som derfor kan udvaskes i væsentlige mængder, som der fokuseres på: Cr, Se, V og As. Mo er ikke medtaget på grund af den høje baggrundsværdi (Mo har samtidig en meget lille toksisk effekt i det marine miljø (Thygesen et al., 1992)). Cu er også medtaget på grund af en potentielt signifikant kontrast for visse kulflyveasker. Cu har samtidig en forholdsvis stor økotoksikologisk effekt i det marine miljø (Thygesen et al., 1992, Kusk & Reuss, 1983).

4.2 Krav til beskyttelse af den marine recipient

Udledningskrav og vandkvalitetskrav til marine recipienter er vanskelige at generalisere, idet de for et givet vandområde vil afhænge af det pågældende amtsråds opstilling af vilkår for udledninger og målsætninger for vandområdet (Miljø- og Energiministeriet, 1996). Med mulighed for supplerende krav og ændringer fra amtsrådenes side findes der dog i Miljø- og Energiministeriet (1996) nogle konkrete grænseværdier for koncentrationerne af visse sporelementer i marine recipienter. Disse grænseværdier, som er baseret dels på kvalitetskriterier udarbejdet af L/S EPA, dels på et EU-forslag til kvalitetskriterier, er vist i tabel 4.5. Værdierne skal overholdes generelt efter initialfortyndingen af en udledning, men amterne kan udlægge specielle spildevandsnærområder, hvor grænseværdierme kan overskrides; de skal så være overholdt ved afgrænsningen af et nærområde. Dette skal ske under hensyntagen til den totale tilførsel til, at den totale tilførsel til vandmiljøet ikke må stige, og der skal ske en kontinuert reduktion over de næste 25 år i henhold til Esbjerg Deklarationen. Inden for nærområdet må der ikke efter initialfortyndingen forekomme koncentrationer, der kan forårsage akut giftvirkning, og der må ikke forekomme akkumulering af de regulerede stoffer i nærområdets sedimenter, bløddyr, skaldyr eller fisk, og udledningen må ikke give anledning til smagsforringende påvirkning af fisk og skaldyr.

Endelige kravværdier til de i tabel 4.5 viste komponenter samt til stoffer, som der ikke er opstillet kvalitetskrav for, fastlægges af amtsrådene efter anvisning fra Miljøstyrelsen.

Såfremt der er tale om direkte udløb i recipienten af perkolat med en kendt sammensætning, vil man umiddelbart kunne sammenligne koncentrationen af de ovenstående syv sporelementer med de viste kravværdier. Hvis de er mindre end kravværdierne, er kravet under alle omstændigheder overholdt (for disse parametre). Hvis koncentrationen af disse sporelementer i perkolatet er større end de viste kravværdier, vil man eventuelt med yderligere kendskab til perkolatmængderne, og dermed til stoffluxen, og til fortyndingsforholdene i recipienten ved udledningsstedet kunne beregne, om kravet er overholdt og/eller hvor stort udledningsnærområdet er. En tilsvarende beregning vil kunne udføres for andre typer af stoftilførsel til recipienten fra nyttiggjorte restprodukter, såfremt stoffluxen er kendt eller kan beregnes.

Tabel 4.5
Kvalitetskrav til koncentrationen af nogle uorganiske komponenter i marine recipienter (Miljø- og Energiministeriet, 1996). Enheden er µg/l.

5. Indledende modelbeskrivelse

Af gennemgangen af de fysiske og geografiske scenarier i afsnit 3 fremgår det, at det næppe vil være muligt at opstille en simpel, generel og operationel model, som for alle de anførte scenarietyper beskriver en sammenhæng mellem resultatet af en udvaskningstest og en påvirkning af eller et kriterium for påvirkning af en marin recipient.

For scenarier af type A, hvor der inde i landet, men kystnært, placeres restprodukter på granulær form, og hvor eventuelt perkolat transporteres ud til havstokken sammen med grundvand, som ikke har nogen værdi som drikkevandsressource, kunne der tænkes etableret et modelkoncept, som på en række områder ligner det koncept, som er blevet udviklet til beskyttelse mod uacceptabel påvirkning af grundvand/drikkevand (se Hjelmar et aL, 1996; Holm et al., 1997; VKI, august 1997). Det vil formentlig være muligt at modificere en sådan model for granulært materiale, så den i stedet kan bruges på monolitiske materialer og på granulære materialer i situationer, hvor stofudvaskningen primært sker ved diffusion.

Da det formentlig vil være vigtigst i nogen grad at kunne anvende et generelt modelkoncept for scenarier af type A, skal udviklingen af et sådant påbegyndes i det følgende. Mange af de øvrige anvendelser svarende til scenarier af type B og type C kan forventes at ville udgøre større projekter, hvor der alligevel skal eller bør udføres en konkret scenario- og stedspecifik evaluering af stofudvaskningen og den miljømæssige påvirkning.

Det udlagte restprodukt beskrives ligesom i Hjelmar et al. (1996) som en kasse med overfladearealet A, fyldhøjden H og bulkvægtfylden d. Den generelle infiltration af nedbør i det område, hvor restproduktet er anvendt, er I. Den maksimale acceptable koncentration, C_v, af en given komponent i den væske (perkolatet), som trænger ud gennem kassens bund, kan da beskrives ved følgende ligning:

(2) C_V = MK * F_GV * F_HI *NR = MK *L/b *F_HI * NR

hvor

MK er den maksimale acceptable forhøjelse af koncentrationen af den pågældende komponent i den marine recipient på det sted, hvor grundvandet fra det udlagte restprodukt trænger ud i den recipienten, og hvor initialfortyndingen i denne er sket.

F_GV er en fortyndingsfaktor, som angiver, hvor meget nedsivningsvandet fra restproduktet fortyndes på vejen fra det udlagte materiale til kysten. F_GV sættes konservativt til forholdet mellem overfladearelet af forureningsfanen mellem det udlagte materiale og kysten (inklusive det udlagte materiale) og overfladearealet af det udlagte materiale selv. Hvis det antages, at der ikke sker nogen transversal dispersion i forureningsfanen, vil denne have en bredde, som svarer til gennemsnitslængden af det udlagte materiale i retningen langs med kysten. Hvis den gennemsnitlige bredde af det udlagte materiale i retningen vinkelret på kysten kaldes b, og afstanden fra det udlagte materiales bageste kant til kysten kaldes L, vil der med de ovennævnte forudsætninger gælde, at F_GV = L/b (se figur 5. 1). For et udlagt restprodukt af en given bredde vil F_GV således aftage med aftagende afstand til kysten, og for et restprodukt udlagt i umiddelbar nærhed af havstokken vil der gælde, at L = b og F_GV = b/b = I.

F_HI er en fortyndingsfaktor, som angiver, hvor stor initialfortyndingen af forureningsfanen/grundvandet vil være umiddelbart efter udsivningen i den marine recipient. Størrelsen af F_HI, vil afhænge af de lokale forhold. Det foreslås indledningsvis, at den tilskrives en værdi på mellem 1 og 10.

Figur 5.1
Principskitse af placeringen af et kystnært nyttiggørelsesprojekt for restprodukter.

NR er en nedsivningsreduktionsfaktor, som svarer til den, der er beskrevet i Hjelmar et al. (1996), og som tager højde for den situation, at den vandmængde, I/NR, som infiltrerer gennem restproduktet, kan være reduceret i forhold til den vandmængde, I, som infiltrerer gennem de omkringliggende (specielt de nedstrøms beliggende) arealer. Reduktionen kan f.eks. skyldes. at restproduktet er overdækket med en befæstning. Det antages, at NR vil have værdier på mellem 1 og 10, se f.eks. VKI (august 1997).

Herefter kan der helt analogt med tidligere (se Hjelmar et al., 1996) defineres et kriterierelateret tidsruin, T_k, over hvilket koncentrationen af en given forureningskomponent i det udsivende perkolat kan midles. Ligesom foreslået i afsnit 2.3 i hovedrapporten. kan der f.eks. anvendes T_k- værdier på mellem 3 og 25 år, afhængigt af hvilken komponent, der er tale om. For restprodukter udlagt meget tæt ved recipienten kan dette forudsætte, at der findes en umættet zone af en vis minimumstykkelse. T_k kan så, ligesom i Hjelmar et al. (1996) benyttes til at definere den acceptable udvaskede mængde, M_Acc, af en given komponent over tiden T_k:

(3) M_Acc = C_v * (I/NR) * A * T_k

som ved kombination med ligning (2) giver

(4) M_Acc = MK * (L/b) * F_HI * I * A *T_k

Den specifikke acceptable mængde, M_SA, af en given komponent per vægtenhed restprodukt, som kan udvaskes over tiden T_k, kan da udtrykkes således:

(5) M_SA = M_Acc/(d * H* A) = MK * (L/b) * F_HI * I * T_k/(d * H)

Den beregnede værdi af M_SA vil så skulle sammenlignes med den akkumulerede udvaskede stofmængde fundet ved et udvaskningsforsøg (kolonne-, batch- eller lysimeterforsøg) udført for en værdi af L/S, (L/S)_k, svarende til det kriterierelaterede tidsrum, T_k. (L/S)_k, beregnes ligesom i Hjelmar et al. (1996) af følgende ligning:

(6) (L/S)_k = T_k * I/(NR * d * H)

Den akkumulerede udvaskede stofmængde ved (L/S)_k benævnes UM_k, Og kriteriet, som skal opfyldes, for at det undersøgte nyttiggørelsesprojekt for det aktuelle restprodukt er acceptabelt, bliver:

(7) UM_k < M_SA

Den maksimale acceptable forhøjelse af koncentrationen af en given komponent i den marine recipient, MK, vil i princippet kunnet fastlægges ved at trække baggrundskoncentrationen for komponenten fra kvalitetskravet til denne, såfremt et sådant findes. Dette er i tabel 5.1 gjort for de komponenter, som forekommer både i tabel 4.2 og 4.3.

Det bemærkes, at der i den opstillede model ikke er taget hensyn til de biogeokemiske processer i jordlagene under restprodukterne og i grundvandszonen, som ville kunne forsinke og tilbageholde en given forureningskomponent under transporten fra restproduktet til kysten.

Tabel 5.1
Beregning af generelle værdier af MK for udvalgte komponenter. Bemærk at kvalitetskravene kan forventes skærpet. Enheden er µg/l.

6. Datagrundlag

6.1 Udvaskningsdata for scenarier af type A

De stofudvaskningsdata, som vil være nødvendige, for at beregne, om de i afsnit 5 opstillede kriterier for nyttiggørelse af et restprodukt, som er anvendt kystnært på en måde, der svarer til scenarier af type A, overholdes, vil være de samme, som er blevet anvendt til vurdering af overholdelsen af nyttiggørelseskriterier i relation til grundvandskvalitet (Hjelmar et al., 1996; Holm et aL, 1997, VICI, august 1997). Der skal derfor henvises til disse data.

6.2 Data for udvaskning af granulære restprodukter med saltvand

Der foreligger en betydelig mængde resultater af undersøgelser af udvaskningen af potentielle forureningskomponenter fra restprodukter i kontakt med saltvand. En stor del af disse data stammer fra undersøgelser, som er gennemført med henblik på modelberegninger og tilvejebringelse af dokumentation for de miljømæssige konsekvenser af konkrete planlagte landvindings- eller havneopfyldningsprojekter. VKI har gennemført et stort antal af sådanne undersøgelser, specielt for kulflyveaske, men også for restprodukter fra affaldsforbrændingsanlæg, herunder slagger. Nogle af disse er omtalt i Hansen (1996) sammen med en række udenlandske undersøgelser. En mængde konkrete data for batchudvaskning af kulflyveaske med saltvand findes i Hjelmar (1983).

I det følgende skal der præsenteres nogle få undersøgelsesresultater, som bl.a. giver mulighed for at sammenligne stofudvaskningen med henholdsvis ferskvand og saltvand. I tabel 6.1 ses resultater af kolonneudvaskningsforsøg udført på blandinger af slagger og flyveaske fra Amagerforbrænding (AF, 13% (w/w) flyveaske) og Vestforbrænding (VF, 15% (w/w) flyveaske) med henholdsvis kunstigt regnvand og kunstigt saltvand med en saltet på 1.0 % (Hjelmar et al. 1986; Hjelmar 1989). De viste resultater repræsenterer den akkumulerede udvaskning for intervallet L/S = 0-5 l/kg.

Som det fremgår af tabel 6. 1, kan der ved denne forholdsvis lave saltholdighed, som svarer til saliniteten af vandet i Køge Bugt, ikke konstateres nogen stor og entydig forøgelse af stofudvaskningen i saltvand sammenlignet med udvaskningen i regnvand. Kun for Mo ses en signifikant stigning for begge askeblandinger.

Tabel 6.1
Resultater af udvaskning af blandinger af slagger og flyveaske fra Amagerforbrænding (AF) og Vestforbrænding (VF) med ferskvand og saltvand ved kolonneforsøg. Akkumulerede udvaskede mængder for L/S = 0-5 l/kg.

I tabel 6.2 ses resultaterne af kombinerede kolonne- og batchudvaskning af slagger fra et amerikansk og et europæisk affaldsforbrændingsanlæg med demineraliset vand forudindstillet til pH = 4 med HNO₃ (kunstigt regnvand) og oceanvand fra Sargassohavet (salinitet = 3,5 %). De viste resultater er de akkumulerede udvaskede stofmængder for L/S = 0-25 l/kg (Hjelmar et al, 1994).

Tabel 6.2
link til tabel

Akkumulerede udvaskede stofmængder fundet ved kombineret kolonne- og batchudvaskning af slagger fra et europæisk og et amerikansk affaldsforbrændingsanlæg med kunstigt regnvand og oceanvand for L/S = 0-25 l/kg.

Af resultaterne i tabel 6.2 fremgår det, at der specielt for Cd, men også for As, Cu, Pb og Zn ses en helt entydigt større stofudvaskning med oceanvand end med regnvand.

Van der Sloot & Nieuwendijk (1981) har sammenlignet udvaskningen fra kulflyveaske med ferskvand og saltvand, og de konkluderer, at flyveasken ved kontakten med havvand mister en del af den evne, den i ferskvand har til tilbageholde Zn, Cu, Cd og Pb og til at resorbere As, Se og Sb. Resultatet heraf vil være udvaskning af større mængder af disse komponenter i havvand end i ferskvand.

6.3 Data for udvaskning af cementstabiliserede restprodukter med saltvand

Der foreligger en del data for stofudvaskning fra cementstabiliserede restprodukter anbragt i saltvand. Der kan imidlertid være stor forskel på kvaliteten af cementstabiliserede produkter, og det vil derfor være uhensigtsmæssigt at foretage generaliseringer på grundlag af sådanne data. Der bør i hvert enkelt tilfælde foretages en testning af et stabiliseret restprodukt, som ønskes anbragt i marine omgivelser. Som et eksempel kan det dog nævnes, at VKI i forbindelse med en stor undersøgelse på Bermuda (Hjelmar et al., 1993; Hjelmar et al., 1994) dels har gennemført forsøg med cementstabilisering af blandinger af slagger og flyveaske fra et affaldsforbrændingsanlæg, dels efterfølgende har gennemført tankudvaskningsforsøg til undersøgelse af stofudvaskningen fra de stabiliserede produkter i kontakt med oceanvand. Både ved anvendelse af 7,4 % (w/w) og 13 % (w/w) sulfatresistent cement blev der fundet tilfredsstillende mekanisk styrke (UCS = 2,5 - 6,0 Mpa) og moderat stofudvaskning. Nogle af udvaskningsresultaterne for slagge/flyveaske stabiliseret med 13 % (w/w) cement er vist i tabel 6.3.

Tabel 6.3
Resultater af tankudvaskningsforsøg med slagger/flyveaske fra affaldsforbrænding stabiliseret med 13 % (w/w) cement. Der er benyttet oceanvand til udvaskningen.

7. Indledende scenarieberegninger

Da den i afsnit 5 skitserede model til undersøgelse af, om en given kystnær restproduktanvendelse af scenarietype A kan overholde de udvaskningskrav, som er baseret på de i afsnit 4 anførte recipientkvalitetskrav, endnu ikke har været diskuteret nærmere, vil det ikke være hensigtsmæssigt på nuværende tidspunkt at gennemføre et større antal scenariegennemregninger.

For dog at illustrere. hvorledes scenarieberegningerne kunne tænkes gennemført, er der i tabel 7.1 foretaget nogle beregninger for det i VKI (august 1997) opstillede vejscenario, hvor de tidligere anvendte oplysninger er suppleret med en afstand, L, til kysten på 50 - 1000 m, en vejbredde på 10 m, og en initialfortynding i havet, F_HI på 1 - 10 (meget usikker). Hvis der regnes med et nærområde ved kysten, kunne fortyndingsfaktoren gøres større. Beregningerne er udført for udvaskning af Cr fra kulflyveaske (med den tidligere benyttede HFI som eksempel). MK er sat til den i tabel 5.1 viste værdi på 0,0008 mg/l, hvilket jo er lavt sammenlignet med grundvandsbeskyttelsesværdien GK = 0,05 mg/l (VKI, august 1997). Overholdelse af kriterierne forudsætter, at UM_k/M_SA < I. Som det fremgår, vil kravet være meget vanskeligt at overholde under de betingelser, som i første omgang er benyttet.

Tabel 7.1
Eksempel på scenarieberegning for kystnær placering af kulflyveaske (HF1) i et vejscenario af type A. Beregningen er foretaget for udvaskning af krom.

8. Sammendrag og konklusion

Der er gennemført en indledende udredning af mulighederne for at fastsætte udvaskningsbaserede kriterier for nyttiggørelse af restprodukter i kystnære, marine omgivelser. En indledende gennemgang af generelle strømnings- og udvaslmingsforhold viser, at restprodukter kunne tænkes anvendt i marine/kystnære omgivelser både på granulære og monolitiske former. De testmetoder, som skal anvendes til at undersøge restprodukterne, må tilpasses, således at de afspejler de transportmekanismer (konvektion eller diffusion), som i en given situation styrer stofudvaskningen fra et restprodukt. Både restproduktets form (granulær eller monolitisk) og den hydrauliske gradient har indflydelse på transportmekanismen.

Kystnære anvendelser af restprodukter kan på grundlag af deres fysiske udformning og geografiske placering umiddelbart opdeles i nogle forskellige former, som med hensyn til udvaskningsforhold og/eller efterfølgende stoftransport kan afvige fra hinanden:

A:
Restprodukter anbragt inde i landet, hvor eventuelt perkolat transporteres til en marin recipient via grundvand, som ikke har nogen værdi som drikkevandsressource. Denne gruppe dækker også placeringer i umiddelbar nærhed af kysten, hvor perkolatet løber eller ledes direkte ud i havet.

B:
Restprodukter placeret ude i vandet, uden direkte forbindelse med kysten (medmindre dette altid vil blive betragtet som dumpning og derfor ikke vil kunne finde sted). Denne type anvendelse kan opdeles yderligere i to undergrupper:

B1:Restprodukter placeret under havoverfladen
B2:Restprodukter placeret både over og under havoverfladen

C:
Restprodukter placeret i kystlinjen, således at materialet er landfast, men i kontakt med havvand. Også her kan der skelnes mellem to undergrupper:

C1:Restprodukter placeret under havoverfladen
C2:Restprodukter placeret både over og under havoverfladen

Med udgangspunkt i den generelle sammensætning af havvand og kontrasterne mellem de maksimalt forekommende koncentrationer af sporelementer i perkolat fra restprodukterne og baggrundsniveauet i havvand, er der opstillet en liste over potentielle kriteriestoffer for tre restprodukter:

Makroioner såsom klorid, sulfat, Na, K, Mg, Ca, m.v. udgør ikke nogen risiko i forhold til havvand, hvor de i forvejen er til stede i betydelige mængder.

Der findes kun konkrete kvalitetskrav til meget få sporelementer (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb og Zn) i marine recipienter, og de områder, disse er gældende for, afhænger af de lokale amtsråds målsætninger for de pågældende recipienter.

For scenarier af ovennævnte type A er der foretaget en indledende opstilling af en model, som kan beskrive sammenhængen mellem stofudvaskningen fra en kystnær anbringelse af restprodukter på granulær form inde i landet og den resulterende koncentrationstilvækst i den marine recipient på det sted, hvor perkolatfanen siver ud i denne. Modellen giver endvidere mulighed for på grundlag af resultatet af en udvaskningstest at afgøre, om et nyttiggørelseskriterium for en given komponent, baseret på de generelle recipientkvalitetskrav, er overholdt. Det beskrevne modelkoncept er helt analogt til det, der tidligere er udviklet med henblik på beskyttelse af kvaliteten af grundvand/drikkevand i forbindelse med nyttiggørelse af restprodukter og forurenet jord. Der er ikke udviklet generelle modeller for de øvrige scenarietyper, idet der for restproduktanvendelser svarende til scenarier af type B eller C kan forventes anvendt så store mængder af restprtodukter, at der alligevel skal foretages en konkret vurdering af kildestyrken og effekten på recipienten.

De stofudvaskningsdata, som skal anvendes i den ovenstående model, er de samme, som anvendes i modellen til beskyttelse af grundvandskvaliteten. Ved anbringelse af restprodukter i eller i kontakt med havvand, vil der være behov for data for stofudvaskning fra granulære eller monolitiske restprodukter med saltvand. Eksempler på sådanne data er præsenteret, og det fremgår bl.a., at der fra granulære restprodukter for nogle sporelementers vedkommende kan forventes noget større stofudvaskning med saltvand end med ferskvand. Stofudvaskningen synes i nogle tilfælde at øges med stigende salinitet af vandet.

Der er givet et enkelt eksempel på en scenarieberegning med den udviklede model for kystnær anbringelse af restprodukter på land i henhold til scenario A. Eksemplet, der er gennemregnet for udvaskning af Cr fra kulflyveaske viser, at med de foreløbigt valgte fortyndingsfaktorer og kvalitetskrav, vil det være vanskeligt at overholde kravet til udvaskning af Cr fra kulflyveaske.
 

9. Referencer

Christiansen, C., P.L. Winther. I. Grevy, L.M. Johannessen & S. Clausen (1997): Vurdering af eksisterende og nedlagte lossepladsers overgang fra aktive til passive miljøbeskyttende foranstaltninger. Rapport til Miljøstyrelsen udarbejdet af Carl Bro as. Foreløbigt tryk.

Hansen, E.Aa. (1996): Evaluering af metoder til bestemmelse af emissioner fra marin deponering. Nordtest report. NT Techn. Report 330, Espoo, Finland.

Hjelmar, O. (1983): Askeø i Jammerland Bugt. Delrapport 6: Laboratorieundersøgelser af flyveaske. Dokumentation. Rapport til ELKRAFT A.m.b.A. udarbejdet af VKI.

Hjelmar, O. (1989): The potential environmental impact of land disposal of municipal waste combustion residues: Quality and quantity of ash leachate. In: Proceedings of the Municipal Solid Waste Technology Conference, US EPA, January 30 - February 1, 1989, San Diego, CA, USA.

Hjelmar, O. (1990): Leachate from land disposal of coal fly ash. Waste Management and Research, 8, 429-449.

Hjelmar, O., KJ. Andersen, J.B. Andersen, E.Aa. Hansen, A. Damborg, E. Bjørnestad, A.H. Knap, C.B. Cook, S.B. Cook, J.A.K. Simmons, R.J. Jones, A.E. Murray, M.J. Lintrup, H. Schrøder and F. Roethel (1993): Assessment of the environmental impact of incinerator ash disposal in Bermuda. Final Report, prepared for Ministry of Works and Engineering, Hamilton, Bermuda, by VKI in cooperation with Bermuda Biological Station for Research, Inc., Danish Hydraulic Institute and Marine Sciences Research Center, SUNY, New York. Confidential.

Hjelmar. O., E.Aa. Hansen, KJ. Andersen, J.B. Andersen & E. Bjørnestad (1994): An approach to the assessment of the environmental impact of marine applications of municipal solid waste combustion residues. In Goumans, van der Sloot & Aalbers (Eds.): Environmental Aspects of Construction with Waste Materials, Studies in Environmental Science 60, Elsevier, Amsterdam.

Hjelmar, O., T.H. Christensen & K. Ludvigsen (1996): Indledende undersøgelse af mulighederne for at klassificere restprodukter til nyttiggørelse. Rapport til Miljøstyrelsen udarbejdet af VKI, Institut for Miljøteknologi på DTU og RGS90.

Hjelmar, O., B.M. Pedersen & O. Kusk (1996): Kolonneforsøg til bestemmelse af stofudvaskningen fra slagger og flyveaske fra affaldsforbrændingsanlæg. Rapport til I/S Amagerforbrænding og I/S Vestforbrænding, VKI, Hørsholm, Sag. nr.: 65.711.

Hjelmar, O. & R. Traberg (1995): Vejledning i valg og fortolkning af udvaskningstests for affaldsmaterialer. Nordtest report, NT Techn. Report 272, Espoo, Finland.

Holm, P.E., O. Hjelmar, N.KJ. Lehmann & O.W. Asmussen (1997): Undersøgelse af mulighederne for at lade testning af stofudvaskning indgå i grundlaget for vurdering og klassificering af forurenet jord. Rapport til Miljøstyrelsen, VKI, Hørsholm.

Kusk, O. & M. Reuss (1983): Askeø i Jammerland Bugt. Delrapport 7: Litteraturundersøgelser af baggrundskoncentrationer og toxiske effekter af sporelementer i marint miljø. Rapport til ELKRAFT A.m.b.A. udarbejdet af VKI.

Miljø- og Energiministeriet (1996): Bekendtgørelse om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet. Bekendtgørelse nr. 921 af 8. oktober 1996.

Stunnn. W. & J.J. Morgan (198 l): Aquatic Chemistry. 2^end Edition. John Wiley and Sons, New York.

Thygesen. N.. F. Larsen & O. Hjelmar (1992): Risikoscreening ved nyttiggørelse og deponering af slagger. Miljøprojekt nr. 203, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen.

VKI (august 1997): Udarbejdelse af grundlag for nye regler vedrørende nyttiggørelse/anbringelse af forurenet jord og restprodukter. Udkast til rapport udarbejdet til Miljøstyrelsen.

van der Sloot, H.A., L. Heasman & Ph. Quevauviller, Editors (1997): Harmonization of leaching/extraction tests. Studies in Environmental Science 70, Elsevier, Amsterdam.

van der Sloot, H.A. & B. Nieuwendijk (1981): Release of surface enriched trace elements from fly ash in contact with seawater. In (Wiley, Ed.): Proceedings of the Third International Ocean Disposal Symposiurr4 October 12-16, 1981, Woods Hole, Massachusetts, USA.

Wahlstrórr, M. (1995): Laktest fór solidifierade avffallsmaterial, Nordtest Report, NT Techn. Report 294, Espoo, Finland.