| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Etablering af praktisk anvendelige procedurer for accept af affald på deponeringsanlæg

5. Acceptniveauer ved perkolatudsivning

I det følgende beskrives forholdene omkring frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg til det omgivende miljø.

5.1 Acceptniveauer

I forbindelse med en miljøkonsekvensvurdering ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg skal der fastsættes acceptniveauer for perkolatkoncentration før opblanding i grundvandet samt for akkumuleret flux af et givent stof til grundvandet.

På baggrund af grundvands- og recipientkvalitetskravene, som for hvert deponeringsanlæg fastsættes af de enkelte amter, estimeres acceptniveauerne ved frigivelse af perkolat fra deponeringsanlægget.

Beregningerne er lokalitetsspecifikke, idet de lokale hydrogeologiske forhold sammen med affaldstype og fyldhøjde udgør en væsentlig del af beregningsgrundlaget.

Tidshorisonten for opnåelse af de beregnede acceptniveauer for perkolatkoncentrationer og akkumulerede stofflux vurderes på baggrund af viden om udvaskningsforløbet for den pågældende affaldstype samt viden om udvaskningsgraden i affaldet udtrykt ved L/S forholdet.

Udvaskningsforløbet for forskellige affaldstyper vurderes generelt igennem udvaskningsforsøg, hvor den akkumulerede stofflux til forskellige L/S forhold bestemmes. L/S forholdet er lokalitetsspecifik og bestemmes ud fra udvaskningstid, nettoinfiltrationen samt kendskab til affaldstype og fyldhøjde.

Estimeringen af tidshorisonten for opnåelse af acceptable perkolatkoncentrationer har bl.a. til formål at bidrage til vurderingen af, om det er realistisk at behandle perkolatet inden for en tidsramme på 30 år, og om det overhovedet er realistisk at opnå acceptable perkolatkoncentration i forhold til de fastsatte grundvands- og recipientkvalitetskrav.

5.2 Grundvands- og recipientkvalitetskrav

Ved beregning af acceptable perkolatkoncentrationer i forbindelse med frigivelse af perkolat til det omgivende miljø skal grundvands- og recipientskvalitetskrav fastsættes. Kvalitetskravene skal fastsættes i samarbejde med myndighederne på baggrund af grundvandsklassifikationen for området omkring og nedstrøms for deponeringsanlægget samt målsætningen for den primære og eventuelt den sekundære recipient. Den primære recipient kan være fersk eller marin, mens den sekundære recipient pr. definition er marin.

I nedenstående tabel 5.1 er vejledende kvalitetskrav for grundvand og hhv. fersk- og marin recipient angivet for udvalgte stoffer. Herudover er vejledende udledningskoncentration for enkelte stoffer angivet.

Tabel 5.1
Kvalitetskrav og udledningskrav i m g/l medmindre andet er angivet.

Ved udledning af perkolat til en primær recipient skal den miljømæssige påvirkning vægtes i forhold til den aktuelle målsætning for recipienten, som er fastlagt af de enkelte amter og som fremgår af regionplanerne.

Der skelnes mellem 3 hovedmålsætninger: Skærpet, basis og lempet målsætning benævnt A, B og C målsætninger, der kan være opdelt i A₁, A₂ osv. Målsætningerne er fastsat på baggrund af en afvejning af naturinteresser mod andre interesser, såsom spildevandsudledning, vandindvinding osv.

Den miljømæssige effekt ved udsivning af perkolatpåvirket grundvand til en recipient vurderes ud fra en stoffluxbetragtning sammenholdt med viden om minimumsvandføring, målsætning, udløb til målsat sekundær recipient m.m.

Grundvandskvalitetskravene er generelt gældende for drikkevand i områder med særlige drikkevandsinteresser. Ved frigivelse af perkolat til grundvandet skal den miljømæssige påvirkning vurderes i forhold til den aktuelle grundvandsklassifikation i området omkring og nedstrøms for deponeringsanlægget, samt tilstedeværelse af væsentlige vandindvindingsinteresser nedstrøms for anlægget.

Det er op til de enkelte amter at fastsætte, i hvilken afstand fra deponeringsanlægget grundvandskvalitetskravene skal være overholdt ud fra en samlet vurdering af områdets generelle grundvandskvalitet, nuværende og fremtidige vandindvindingsinteresser, afstand til kysten m.m.

5.3 Modeller for frigivelse af perkolat

Perkolat fra et deponeringsanlæg bør principielt kunne frigives til det omgivende miljø senest 30 år efter, at deponeringen er afsluttet, og anlægget er slutafdækket. Kriteriet for frigivelsen af perkolat skal være defineret ved angivelse af perkolatkoncentrationer, som kan accepteres i grundvandet og ved angivelse af en maksimal akkumuleret stofflux til grundvandet.

Tidshorisonten for frigivelsen af perkolat afhænger af udvaskningsgraden og dermed af de lokale hydrologiske forhold omkring deponeringsanlægget samt af affaldssammensætningen og dermed udviklingen i sammensætning og koncentrationsniveau i perkolatet.

Ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg vil der i første omgang ske en opblanding og en fortynding i grundvandet under anlægget. Perkolatet vil herefter blive transporteret med grundvandet til den nærmeste nedstrøms beliggende recipient, defineret som den primære recipient, der kan være fersk eller marin.

For alle nyanlagte deponeringsanlæg er den primære recipient per definition marin som følge af kystnærhedsprincippet, mens den primære recipient for mange ældre deponeringsanlæg i mange tilfælde er fersk som følge af en placering langt fra kysten.

Acceptniveauerne ved frigivelse af perkolat kan beregnes ved en fortyndingsbetragtning, hvor bl.a. fortyndingsfaktoren i grundvandsmagasinet indgår.

5.3.1 Fortyndingsfaktor

Fortyndingsfaktoren er en dimensionsløs talværdi for graden af fortynding i det grundvandsmagasin, som udgør den primære recipient for udsivende perkolat. Fortyndingsfaktoren er en funktion af grundvandsmagasinets hydrauliske egenskaber og transportafstanden til en sekundær recipient, drikkevandsboring m.m.

Fortyndingsfaktoren kan beskrives ud fra en Darcy strømningsbetragtning, hvor perkolatets fortynding og spredning i grundvandet beregnes. Miljøstyrelsens risikoberegningsprogram JAGG, beskrevet i Vejledning nr. 6 og 7, 1998, fra Miljøstyrelsen, er et modelværktøj til beregning af stofkoncentrationer i grundvandet i forskellige afstande fra kilden og ved forskellige opblandingsdybder.

Risikoberegningerne er her opdelt i 3 trin, hvor trin 1 er en konservativ beregning af stofkoncentrationen i grundvandet lige under forureningskilden, trin 2 er en konservativ beregning af koncentrationen i grundvandet i en given afstand fra kilden, og trin 3 er en beregning af stofkoncentrationen som under trin 2, men regnet med stofspecifik sorption og nedbrydning.

Modelværktøjet kræver kendskab til aquiferens hydrauliske egenskaber udtrykt ved den hydrauliske ledningsevne, den hydrauliske gradient, den langsgående dispersivitet samt den effektive porøsitet.

Afhængig af den geologiske kompleksitet og den aktuelle problemstilling, f.eks. forhold omkring den regionale grundvandsklassifikation, kan det vælges at opstille en egentlig numerisk grundvandsmodel til en mere detaljeret beskrivelse af spredningsveje for perkolatet i grundvandet.

Fortyndingsfaktoren kan som en forsimplet niveauangivelse beregnes som forholdet mellem arealet af et indvindingsopland til et vandværk og arealet af et givent deponeringsanlæg.

Fortyndingsfaktoren kan alternativt beregnes som forholdet mellem afstanden fra første betydende opstrøms grundvandsskel til nærmeste marine recipient og længden af deponeringsanlægget i grundvandets strømningsretning. En nærmere beskrivelse af forskellige modeller til beregning af fortyndingsfaktorer er angivet i /1/.

Som udgangspunkt kan F i mange tilfælde sættes til 10 som en første tilnærmelse, /10/. I beregningseksemplerne er der benyttet en fortyndingsfaktor på 10 som eksempel.

5.3.2 Fortyndingsbetragtning

En forsimplet beskrivelse af den acceptable perkolatkoncentration i grundvandet samt den specifikke acceptable stofflux ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg kan opstilles ved at betragte fortyndingsfaktoren i aquiferen, /10/.

Den acceptable perkolatkoncentration C_acc ved frigivelse af perkolat fra et deponeringsanlæg til grundvandet beregnes som en funktion af recipientkvalitetskrav og fortyndingsfaktoren sammen med en grundvandsprioriteringsfaktor og en infiltrationsreduktionsfaktor:

C_acc = C_krav · F · P · IR

Grundvandsprioriteringsfaktoren sættes normalt til 1 svarende til et område med særlige drikkevandsinteresser. I tilfælde, hvor grundvandet kan nedprioriteres, kan faktoren sættes højere.

Infiltrationsreduktionsfaktoren beskriver, hvor mange gange nettoinfiltrationen reduceres som følge af overfladeafstrømning, kompaktering af slutafdækning samt andre forhold, der har indflydelse på størrelsen af nettoinfiltrationen gennem affaldet.

Den akkumulerede acceptable stofflux, M_A, beregnes som en funktion af recipientkvalitetskrav, fortyndingsfaktor samt udvaskningsgrad:

M_A = C_krav · F · P · T_k · I/(d · H)

M_A er et udtryk for den akkumulerede acceptable udvaskede stofmængde i mg/kg til tiden T_k ved den kriterierelaterede L/S værdi (L/S)_k svarende til T_k:

(L/S)_k = T_k · I/(IR · d · H)

Hvert acceptniveau for akkumuleret acceptabel stofflux, M_A, sammenlignes med den akkumulerede udvaskede stofmængde, UM_A, fundet ved udvaskningsforsøg ved et givent L/S forhold. Ideelt set vil et recipientkvalitetskriteriet kunne overholdes, hvis følgende betingelser opfyldt:

UM_A < M_A

Baggrundskoncentrationen af et givent stof i grundvandet kan indgå i beregningen igennem en korrektion af grundvands- eller recipientkvalitetskravet C_krav, /10/.

5.4 Beregningseksempler

I det følgende præsenteres en række eksempler på anvendelsen af fortyndingsbetragtningerne til fastlæggelse af acceptniveauer. Beregningseksemplerne er opdelt i scenarier efter affaldstype.

Følgende parametre er fælles for alle scenarier:

I kapitel 4 gennemgås data fra udvaskningsforsøg. Som angivet er dette datamateriale på nuværende tidspunkt meget mangelfuldt. Ved de efterfølgende beregningseksempler benyttes resultater fra udvaskningsforsøg til fastlæggelse af den akkumulerede udvaskede stofmængde. De gennemførte beregningseksempler er derfor gennemført under hensyntagen til, for hvilke L/S forhold der eksisterer data.

5.4.1 Scenarie 1: Gips

Scenario 1 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af gips, hvor bulkmassefylden er sat til 0,8 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for sulfat, cadmium, kobber og zink. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.2 for et L/S forhold på 0,25 svarende til 10,5 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,57 svarende til ca. 24,5 års udvaskning.

Beregningsgrundlaget er som eksempel vist i tabel 5.3.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overskredet for sulfat og cadmium både efter 10,5 og 24,5 års udvaskning.

De beregnede acceptniveauer for kobber og zink overskrides ikke.

Tabel 5.2
Beregningsresultater for scenario 1. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau

Tabel 5.3
Beregningsgrundlag og –resultater for scenario 1.

5.4.2 Scenarie 2: Byjord

Scenario 2 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af byjord, hvor bulkmassefylden er sat til 1,5 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, kobber og bly. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.4 for et L/S forhold på 0,1 svarende til 8 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,38 svarende til ca. 30 års udvaskning.

Tabel 5.4
Beregningsresultater for scenario 2.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for alle stofferne efter 8 års udvaskning.

5.4.3 Scenarie 3: Knust beton

Scenario 3 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af knust beton, hvor bulkmassefylden er sat til 2,3 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, chrom og kalium. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.5 for et L/S forhold på 0,09 svarende til 11 års udvaskning samt for et L/S forhold på 0,24 svarende til ca. 30 års udvaskning.

Tabel 5.5
Beregningsresultater for scenario 3. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for cadmium og chrom efter 11 års udvaskning, mens acceptniveauet ikke kan overholdes for kalium efter 30 års udvaskning.

5.4.4 Scenarie 4: Termisk behandlet jord

Scenario 4 beskriver beregnede acceptniveauer ved udvaskning af termisk behandlet jord, hvor bulkmassefylden er sat til 1,8 t/m³.

Der er lavet beregninger af acceptniveauerne for cadmium, kobber og arsen. Resultaterne er sammen med resultater fra udvaskningsforsøg præsenteret i tabel 5.6 for et L/S forhold på 2 svarende til 192 års udvaskning.

Tabel 5.6
Beregningsresultater for scenario 2. Værdier markeret med fed skrift viser en overskridelse af det beregnede acceptniveau.

Beregningerne af acceptniveauerne for de udvalgte stoffer viser, at acceptniveauet for den akkumulerede acceptable stofflux er overholdt for cadmium og kobber, mens der for arsen ses en lille overskridelse af acceptniveauet efter 192 års udvaskning.

5.5 Følsomhedsvurdering

Som en del af vurderingen af de beregnede acceptniveauer er der i det følgende lavet en følsomhedsvurdering af acceptniveauberegningerne.

Følsomhedsvurderingen tager udgangspunkt i scenario 1 beregningen vist i tabel 5.3 og er udført ved at mindske eller forhøje en følsom parameter og registrere effekten på den beregnede akkumulerede acceptable stofflux. Der justeres kun på en parameter ad gangen.

Der er i følsomhedsvurderingen ændret på fortyndingsfaktoren, infiltrationsfaktoren, bulkmassefylden samt fyldhøjden. Resultaterne fremgår af tabel 5.7.

Tabel 5.7
Resultat af følsomhedsberegninger. Værdier markeret med fed skrift er større end den akkumulerede udvaskede stofmængde, UM_A, fundet ved udvaskningsforsøg.

Det fremgår af følsomhedsberegningerne, at den akkumulerede acceptable stofflux er ligefrem proportional med fortyndingsfaktoren og infiltrationsreduktionsfaktoren, hvilket betyder, at forøges f.eks. fortyndingsfaktoren med 50%, øges den akkumulerede acceptable stofflux tilsvarende med 50%.

Fyldets bulkmassefylde og fyldhøjden er omvendt proportionale med den akkumulerede acceptable stofmængde.

Følsomhedsberegningerne viser, at de valgte parametre har stor betydning for størrelsen af den beregnede akkumulerede acceptable stofflux. Parametre som bulkmassefylde og fyldhøjde er relativt nemme at bestemme med en rimelig sikkerhed og bør derfor ikke give den store usikkerhed i beregningen.

Infiltrationsreduktionsfaktoren kan sammen med nettoinfiltrationen bestemmes ud fra en vandbalancebetragtning suppleret med registreringer af den aktuelle perkolatproduktion i den aktive driftsperiode efter anlæg af slutafdækning.

Fortyndingsfaktoren er i dette tilfælde sat konservativt til 10 på baggrund af et forsigtigt erfaringsmæssigt skøn. Denne parameter giver sandsynligvis anledning til den største usikkerhed i beregningen af den akkumulerede acceptable stofflux. Den reelle fortyndingsfaktor kan søges estimeret med en af de i afsnit 5.3.1 anførte metoder, der dog stadig må betragtes som en grov konservativ tilnærmelse.

En mere præcis beregning af fortyndingsfaktoren kan ske ved en Darcy strømningsbetragtning, hvor parametre som hydraulisk ledningsevne, hydraulisk gradient, dispersivitet, sorption og nedbrydning kan indgå.

Der bør i alle tilfælde laves en så præcis beregning af fortyndingsfaktoren som muligt for at minimere usikkerheden i beregningen af den akkumulerede acceptable stofflux.