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

Undersøgelse af kulbrintenedbrydning ved naturlige processer

3 Nykøbingvej 295, Radsted - Et eksempel på naturlig nedbrydning

3.1 Baggrund

3.1.1 Historik

Lokaliteten Nykøbingvej 295, Radsted, er beliggende på hovedvej 9 på Lolland mellem Sakskøbing og Nykøbing Falster. Beliggenheden fremgår af figur 3.1.

Figur 3.1
Beliggenhed af Nykøbingvej 295, Radsted.

I perioden fra 1958 - 1975 har der været salg af benzin i forbindelse med et autoværksted og senere maskinstation.

I 1994 foretager Krüger A/S en registreringsundersøgelse for Storstrøms Amt /1/. I forbindelse med registreringsundersøgelsen konstateres forurening med oliekomponenter i såvel umættet som mættet zone.

Sagen bliver efterfølgende tilmeldt Oliebranchens Miljøpulje (OM) og i 1996 gennemfører Skude & Jacobsen i OM-regí en indledende forureningsundersøgelse /2/, en supplerende forureningsundersøgelse /3/ og endelig bliver de underjordiske tanke samt forurenet jord ned til ca. 4 meter under terræn (m u.t.) fjernet /4/.

I 1997 beskrives forslag til oprensning af restforureningen, herunder bl.a. undersøgelse af naturlig nedbrydning /5/.

Året efter ansøger Skude & Jacobsen om at sagen optages under Miljøstyrelsen teknologiudviklingspulje. Der ansøges om støtte til undersøgelse/dokumentation af den naturlige nedbrydning af forureningen på lokaliteten /6/.

Fra 1998 til 2001 har Miljøstyrelsen ydet støtte til undersøgelse/dokumentation samt monitering af den naturlige nedbrydning af forureningen i den mættede zone på lokaliteten.

3.1.2 Feltaktiviteter

Der er i alt udført 18 traditionelle filtersatte boringer på lokaliteten. Fem af disse boringer er indrettet med filtre i 2 niveauer, d.v.s. at der totalt er installeret 23 filtre på lokaliteten. Boreprofiler for samtlige boringer er vedlagt som bilag A. I forbindelse med borearbejdet er der udført PID-målinger af det opborede materiale, undtagen H-boringerne, da disse vurderedes at være i betragtelig afstand fra forureningen i den umættede zone.

Boring PB1 var oprindeligt udført som en pumpeboring med 3 filterintervaller. Boringen er efterfølgende ombygget således at det nedre filterinterval er hydraulisk isoleret i forhold til de to øvre filterintervaller, ved etablering af et filter med mindre diameter i det oprindelige filterrør. Dette indre filter er gruskastet og bagstøbt i det oprindelige filterrør. PB1 nedre svarer således til det nedre filterinterval i den oprindelige pumpeboring, mens PB1 øvre svarer til de to øverste filterniveauer. Den oprindelige boringsopbygning og ombygningen af boringen fremgår af bilag A.

Ydermere er der vha. Geoprobe udført 7 geoprobe sonderinger og 7 filtersatte sonderinger i 10 placeringer på lokaliteten. Sonderingerne er udført for at få en mere præcis afgrænsning af forureningen i såvel umættet som mættet zone. Resultatet af Geoprobe sonderingerne er vedlagt som bilag F.

Placeringen af de filtersatte boringer samt Geoprobe sonderingerne fremgår af figur 3.2.

Figur 3.2
Situationsplan med placering af filtersatte boringer, Geoprobe sonderinger, samt angivelse af geologiske profilsnit.

Der er oprindeligt udført en prøvepumpning i boring PB1 med henblik på at fastlægge den hydrauliske ledningsevne forud for skitseprojektering af et anlæg til in-well stripping, dvs. før igangsættelse af teknologiudviklingsprojektet. Prøvepumpningen blev udført i tidsrummet 13. - 18. december 1996 (ca. 120 timer) og der blev i alt oppumpet ca. 137 m³ /5/. Resultatet af prøvepumpningen fremgår af bilag G samt afsnit 3.2.2.

Der er i alt udført 11 prøvetagningsrunder med tilhørende synkronpejlinger. Instruks for vandprøvetagning er vedlagt som bilag H.

3.1.3 Andre aktiviteter

Sideløbende med teknologiudviklingsprojektet har der været tilknyttet to eksamensprojekter og to forprojekter til lokaliteten. 3 af disse projekter er udført under de daværende institutter: Institut for Miljøteknologi (IMT) og Institut for strømningsmekanik og vandressourcer (ISVA), DTU - i dag Miljø & Ressourcer (E&R). Det sidste projekt er udført under E&R.

Det første forprojekt /9/ omhandlede nedbrydeligheden af isomererne af trimethylbenzenerne i forureningen og dermed anvendeligheden af disse forbindelser som konservative tracere, jf. afsnit 2.4.1. og 2.5.2. Projektet var baseret på udtagning af vandprøver fra eksisterende boringer til opsætning af laboratorie batch forsøg, samt udtagning af sediment til sorptionsforsøg.

Det første eksamensprojekt /10/ omhandlede dels en traditionel vurdering af den naturlige nedbrydning af forureningen på lokaliteten, dels en ny metode til vurdering af masseomsætningen ved brug af alkalinitet, total uorganisk carbon og pH. Endelig er der i projektet givet forslag til udarbejdelse af en dansk protokol for vurdering af naturlig nedbrydning af benzinforureninger. I forbindelse med projektet blev der udtaget vandprøver fra eksisterende boringer og samtidig blev der installeret multi level samplere (MLS) i H-boringerne med henblik på at få en nivaeuspecifik prøvetagning i akviferen.

Det andet eksamensprojekt /11/ har ligesom det første eksamensprojekt omhandlet traditionel vurdering af den naturlige nedbrydning på lokaliteten samt den alternative metode til vurdering af masseomsætningen ved brug af alkalinitet, total uorganisk carbon og pH. Herudover har der været en omfattende vurdering af de geologiske og hydrogeologiske forhold på- og omkring lokaliteten forud for opsætning af en 2D-stoftransportmodel for området. Feltarbejdet har omfattet udførelse af diverse slugtests i eksisterende boringer, nivellement af vandstanden i mosen samt pejling af vandstanden i mosen samt grundvandsspejlet i de eksisterende boringer.

Det andet forprojekt /24/ omhandlede bestemmelse af sedimentets oxidationskapacitet, OXC og den transversale vertikale dispersionskoefficient, aT,v. Projektet var baseret på etablering af to MLS´ere hhv. i to nye boringer I1 og I2 inklusiv vandprøvetagning af disse samt tidligere etablerede MLS´ere /10/, samt udtagning af redoxintakt sediment fra de nyetablerede I-boringer. Placering af I-boringerne er vist på figur 3.2.

3.2 Geologi og hydrogeologi

Den geologiske opbygning ved lokaliteten er i det væsentlige kendt gennem de tidligere udførte undersøgelser /1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8/.

3.2.1 Geologisk opbygning

Overordnet er den geologiske opbygning i området styret af prækvartære forkastningssystemer. Den lavning som i dag udgøres af Radsted Mose og som Flintinge Å løber i ligger over en forkastning, der har været aktiv i tertiærtiden med retning vest nordvest - øst sydøst. Placering af lokaliteten i forhold til Radsted Mose fremgår af figur 3.1. Den sydlige side er nedforkastet, på begge sider af forkastningen består toppen af prækvartæret af slammet skrivekridt, men ikke langt mod syd er den eocæne Holmehus formation bevaret. Denne formation består af leraflejringer med et stort indhold af bentonit, hvilket et stort indhold af bentonitklaster i op til stenfraktionen i smeltevandsaflejringerne på lokaliteten også indikerer.

I sidste del af istiden har Flintinge Ådalen udgjort en smeltevandsdal i forbindelse med isfremstød af den baltiske is.

Omkring den aktuelle lokalitet træffes prækvartæroverfladen i h.h.t. cirkeldiagramkort 1511 III NV mellem kote -10 m DNN og kote +0 m DNN. Kalkoverfladen er svagt ondulerende og synes at falde i nordøstlig retning fra ca. kote -7 m DNN i boring PB1 på lokaliteten til kote - 12 i boring 237.348 ca. 1 km nordøst for lokaliteten. Syd og øst for lokaliteten træffes kalkoverfladen i kote +0 i boring DGU nr. 237.142 (1300 m mod sydøst) og i boring DGU nr. 237.35 (300 m mod øst).

Overordnet er den generelle opbygning af de kvartære aflejringer, som den fremgår af cirkelkortet 1511 III NV, at kalken direkte overlejres af smeltevandsaflejringer af sand og grus på lokaliteten (boring PB1) og både nord og syd for lokaliteten (boring DGU nr. 237.278, 400 m NØ for lokaliteten og boring DGU nr. 237.204, 800 m SV for lokaliteten). Mægtigheden af smeltevandssandet varierer fra ca. 6 m i boringerne mod nordøst og sydvest til ca. 9 m på lokaliteten.

Smeltevandsaflejringerne overlejres af moræneler op til terræn. Vest for lokaliteten, hvor smeltevandsaflejringerne synes at mangle overlejrer moræneleren direkte kalkaflejringerne.

Den samlede mægtighed af de kvartære aflejringer i området varierer fra ca. 5 meter syd for Radsted Mose til 14 m på lokaliteten og op til ca. 15 m nord for lokaliteten.

Figur 3.3 viser det geologiske profilsnit A-A´ gennem lokaliteten. De geologiske profilsnit B-B´og C-C´, er vedlagt i bilag B. Placeringen af de geologiske profilsnit fremgår af figur 3.2.

Figur 3.3
Geologisk profilsnit AA´

3.2.2 Hydrauliske parametre

Da skrivekridtet i et større område omkring den aktuelle lokalitet er dækket af højpermeable sandlag, vurderes det, at den overvejende grundvandsstrømning i området sker i disse sandlag.

I forbindelse med en tidligere undersøgelse /5/ er de hydrauliske parametre for det primære sandmagasin fundet ved prøvepumpning af boring PB1.

I undersøgelsen er angivet en transmissivitet på: T= 1×10^-3 m²s^-1, svarende til en hydraulisk ledningsevne på k= 1,5×10^-4 m/s og et magasintal på: S=1×10^-3, altså typiske værdier for frie sandmagasiner. På tidspunktet for prøvepumpningen (december 1996) eksisterede der kun 9 filtersatte boringer på lokaliteten. Hvis der regnes med en porøsitet på ca. 0,3 svarer de 137 m³ oppumpet grundvand til ca. 450 m³ sediment. Den vandmættede højde af magasinet er ca. 7 meter, så hvis prøvepumpningen påvirker et cylinderformet volumen omkring boring PB1, svarer dette til et areal på ca. 65 m². Det må således forventes at forureningsfanen er blevet påvirket noget i prøvepumpningsperioden. Det vurderes dog at denne påvirkning er uden betydning for tolkningen af forureningsudbredelsen i moniteringsforløbet, der først starter ca. 1 år senere.

Det vurderes, at disse værdier repræsenterer gennemsnitlige forhold omkring lokaliteten, mens der forekommer stor lokal variation både horisontalt og vertikalt som følge af sandaflejringernes variabilitet.

Ud fra de geologiske beskrivelser fra boringerne forventes den største hydrauliske ledningsevne umiddelbart over kalken og generelt aftagende opefter, imidlertid kan der lokalt i kanalfyldninger optræde høje permeabiliteter, der betinger en øget grundvandsstrømningshastighed.

I /11/ er der udført en række slugtest i udvalgte filtre hvorved der fås en gennemsnitlig hydraulisk ledningsevne på k= 4×10^-5 m/s.

Den hydrauliske ledningsevne bestemt ved hhv. prøvepumpning /5/ og slugtests /11/ vurderes stort set at være i samme størrelsesorden. I forbindelse med prøvepumpningen /5/ blev der truffet et interval af den hydrauliske ledningsevne på 1,27 - 1,62×10^-4 m/s, mens intervallet fremkommet ved slugtests /11/ var 1,16 ×10^-5 - 1,16 ×10^-4 m/s. I de følgende beregninger anvendes den hydrauliske ledningsevne fra prøvepumpningen, da denne repræsenterer det største magasinvolumen og dermed gennemsnittet. Slugtestene viser dog tydeligt at der er en stor lokal variation i den hydrauliske ledningsevne.

3.2.3 Grundvandsspejlets niveau og strømningsretning

Det primære grundvandsspejl i området træffes ifølge Storstrøms amts basisdatakort ca. i kote +2 DNN.

Pejlerunder

Der er til dato udført 17 pejlerunder (inklusive pejlerunder ved eksamensprojekter) hvor der er observeret grundvandsstande i det primære grundvandsmagasin fra ca. +1,5 DNN til ca. +3,2 DNN, svarende til en variation i undersøgelsesperioden (godt 3 år) på 1,7 meter.

For at få et indtryk af grundvandets strømningsmønster er der i første omgang optegnet potentialekort af trykniveauet for hver pejlerunde. Potentialekortene er vedlagt som bilag C. Af disse optegnelser findes en tydelig indikation på en sydliggående grundvandsstrømning i retning af Radsted mose. Der er dog i flere omgange fundet målinger, der enkeltvis indikerer markante fald eller stigninger i trykniveauer. Eneste naturlige forklaring på sådanne enkeltstående fald eller stigninger i forskellige boringer fra gang til gang må være lokal oppumpning eller øget lokal nedsivning. Dette virker ikke rimeligt, da der hverken er fundet indikationer på oppumpning eller tilledning af vand til magasinet. Der er således noget der tyder på at afvigelser i trykniveau i enkelte boringer, i forhold til det generelle potentialebillede skyldes fejl af forskellig natur. I det følgende gennemgås kort processen for identifikation af disse fejl og hvorledes pejleresultaterne er korrigeret for disse fejl.

I /11/ er der foretaget en kritisk gennemgang af alle pejledata frem til maj 2000. Af denne gennemgang fremgår det, at det stort set er muligt at forklare samtlige afvigelser i pejledata. Efter korrektion for menneskelige fejl, ses i /11/ et meget ensartet forløb i trykniveauet i alle boringerne. Godt nok varierer trykniveauet generelt op til 1,5 meter i løbet af moniteringsperioden, men trykniveauet i boringerne følger hinanden pænt. Det er dog bemærkelsesværdigt at trykniveauet i boring F3 (den nordligste boring) generelt er markant højere end i de resterende boringer. Da afstanden mellem F3 og de nærmeste boringer ikke er større end afstanden mellem de øvrige boringer i området, findes der en trykniveaugradient, der er langt større end observeret i det øvrige område. En så markant ændring i gradienten kan forklares med, at grundvandsstrømmen skal passere et vertikalt lavpermeabelt lag, hvorved der sker et fald i trykniveauet. Mere sandsynligt synes dog tilstedeværelsen af flere grundvandsmagasiner, der afgrænses af et horisontalt lavpermeabelt lag. Eksistensen af flere magasiner underbygges også af, at der efter ombygningen af filtersætningen i boring PB1, fra ét langt filter til to mindre, observeres forskellige trykniveauer i den nedre og øvre filtresætning. Trykniveauet i det nedre filter er konsekvent fundet at ligge 10-12 cm højere end trykniveauet i det øvre filter.

Sammenholdes trykniveauet i det nedre filter, PB1 nedre, med trykniveauet i F3 findes en gradient af samme størrelse som for det øvrige område. Det virker derfor sandsynligt, at der findes et nedre grundvandsmagasin, hvori filtersætningen i F3 og PB1 nedre står, som er afskåret fra et øvre magasin med de øvrige filtersætninger. Udbredelsen af et nedre magasin kan dog ikke fastslås direkte ud fra boreprofilerne. Men overordnet er det i første omgang vurderet, at filtrene i boring F3 og PB1 ikke er i direkte hydraulisk kontakt med de øvrige boringsfiltre, hvorfor pejledata for F3 og PB1 nedre ikke er medtaget til optegning af potentialeforholdene.

Udover dette er der ved kritisk gennemgang af de oprindelige feltjournaler fra Steins Laboratorium fundet diverse indtastningsfejl mv. Endelig er der som tidligere rapporteret /7, 8/ sandsynligvis sket fejlagtige pejlinger ved de første pejlerunder som følge af anvendelse af dårligt funderede brøndkarme som pejlepunkter. I /11/ er disse fejl korrigeret, således at der er fremkommet et nyt pejledatasæt, der formodes at være mere realistiske. I bilag J er vist en tabel over afvigende pejlinger jf. /11/.

Konturplots af pejlerunderne i bilag C er optegnet på baggrund af de korrigerede pejledata. Der er dog ikke optegnet potentialekort for pejlerunderne den 4. november 1997 og den 10. september 1998, da det ikke var muligt at optegne realistiske potentialekort på baggrund af de udførte pejlinger. Hvor konturlinierne er usikre er de angivet med stiplet linie.

I figur 3.4 er vist to eksempler på, hvordan konturlinierne baseret på målinger foretaget den 16. maj 2000 kan optegnes. Her er pejledata nedskrevet ved de boringer, hvori de er målt. Efterfølgende er målingerne gennemset, og der er indlagt konturlinier, der sammenholder boringer med samme trykniveau. Da det er svært præcist at placere konturlinierne, uden at enkelte pejledata kommer uden for det ønskede niveau, baseres optegnelserne på overordnede vurderinger, hvor afvigelser af enkelte punkter accepteres.

Figur 3.4
Forskellige optegnelser af konturlinier baseret på samme datasæt d. 16 maj 2000

I figur 3.4 er der optegnet en konturlinie med en ækvidistance på 3 cm.Overordnet ser beliggenheden af konturlinierne for plot 3.4A meget fornuftig ud, idet det kun er trykniveauet i PB1 og G2, der ligger i et forkert interval. Overordnet ses en strømningsretning mod syd, dog med en svag østlig retning. På figur 3.4B er strømningsretningen syd-sydvestlig. Dette billede er optegnet med en anden indgangsvinkel til optegnelserne, hvor to pejlinger, PB1 og D1, falder uden for de givne intervaller. Konturlinierne passer stadig meget godt til målingerne, men der opnås en tydelig ændring i strømningsretningen.

Eksemplet viser, hvordan små afvigelser i målingerne kan ændre den formodede strømningsretning. I det viste tilfælde vælges den første optegnelse (3.4A), dels på baggrund af det afvigende punkt D1, dels på grund af erfaringer fra de øvrige pejlerunder og endelig ud fra kendskab til forureningens og redoxparametrenes udbredelse som beskrives i senere afsnit.

Den hydrauliske gradient er i /11/ bestemt til 0,0023 m/m med en standardafvigelse på 0,0011 m/m, baseret på samtlige pejlerunder frem til maj 2000. De sidste 3 pejlerunder (juli 2000, oktober 2000 og januar 2001) falder inden for dette interval.

Ved anvendelse af Darcy´s lov (ligning 1) fås en partikelhastighed for grundvandet på ca. 54 m/år. Den effektive porøsitet (e) sættes til 0,2 (svarende til mellemkornet sand) /18/, den gennemsnitlige hydrauliske gradient (i) til 0,0023 m/m /11/ og den hydrauliske ledningsevne (k) er fastsat til 1,5 x 10^-4 m/s (svarende til knap 13 m/d).

Dataloggere

I perioden fra 23. september 1999 til 3. januar 2001 har der været installeret dataloggere til pejling af grundvandsstanden i boring G1, D1 og G6 (nedre). I boring G6 (nedre) har der tillige været installeret en datalogger til måling af atmosfærisk tryk. Dataloggeren i boring D1 var i starten dog placeret således at trykket af den ovenliggende vandsøjle lå uden for loggerens måleinterval. Dette blev rettet den 23. november 1999, hvor dataloggeren blev hævet, og vandstanden i boringen blev pejlet.

Figur 3.5 viser nederst trykniveauet (korrigeret for atmosfæretrykket) i de 3 boringer D1, G1 og G6 nedre og øverst forskellen i trykniveau mellem hhv. G6 nedre og G1 i forhold til D1, i perioden fra 1. januar 2000 til 31. januar 2001.

Figur 3.5
Differenstryk og grundvandsstand i boring G1, D1 og G6(nedre) baseret på loggermålinger over en periode på godt et år.

Som det fremgår af den nedre del af figur 3.5 sker der en variation i trykniveauet på ca. 1,5 meter, stort set svarende til hvad der er set over hele moniteringsperioden. Overordnet følger trykniveauet i boringerne da også hinanden. I de tilfælde hvor afstanden mellem kurverne ændres vil grundvandsstrømningsretningen også ændres, hvis fastlæggelsen af strømningsretningen alene blev baseret på trykniveauet i de 3 filtre. Denne forskel ses tydeligt på den øvre del af figur 3.5, hvor forskellen i trykniveau mellem hhv. G6 nedre og G1 i forhold til D1 er optegnet. Her ses de største forskelle omkring marts måned med trykniveauforskelle på op til 30 cm. Det vides ikke nøjagtig hvad der er årsag til disse store forskelle. Trykniveauet i G6 nedre og G1 viser stort set samme forløb, mens D1 skiller sig ud. Umiddelbart kan det ikke forklares ud fra sammenhængen med magasinforholdene, idet G6 nedre og D1 er artesiske hele året, mens G1 er semiartesisk.

Årsagerne til den overordnede variation i grundvandsstanden er diskuteret i afsnit 3.5.

Der er tidligere /8/ vist, at der kan ske en variation på op til 30 ° i grundvandsstrømningsretningen over en periode på ca. halvanden måned (25-11-99 til 07-01-00), hvis denne alene baseres på trykniveauet i disse 3 filtre. Antageligt vil denne variation være endnu større hvis der laves en vurdering omkring marts måned hvor trykniveauet i boringerne varierer meget, jf. figur 3.5. Eksemplet viser, at det er usikkert at basere vurderingen af strømningsretningen på trykniveauet i 3 filtre alene, særligt hvis man ikke har kendskab til eventuelle perioder, hvor trykniveauet adskiller sig radikalt fra det generelle billede.

Fastlæggelse af strømningsforholdene bør i højere grad baseres på tolkninger af potentialeforholdene således som det er gjort på figur 3.4. Datalogging af trykniveauet i enkelte boringer giver derimod et mere nuanceret billede af variationen i det generelle trykniveau og kan kobles til nedbørshændelser.

3.3 Forureningssituation

3.3.1 Umættet zone

Resultaterne fra PID-målinger i boringerne og Geoprobe sonderingerne viser et højt indhold af flygtige stoffer i den umættede zone under og omkring kilden. Ved boringerne umiddelbart under forureningskilden, FC2 og PB1, er koncentrationen i den umættede zone højest fra ca. 4 m u.t. til grundvandsspejlet ved 5-6 m u.t. Ved fjernelse af tankene, blev der kun fjernet forurenet jord ned til 4,3 m u.t., da yderligere opgravning ville medføre betydelige risici for sætningsskader på bygninger og vej /4/. Risikoen for yderligere forurening er fjernet i forbindelse med opgravning af de underjordiske tanke og installationer, men størstedelen af hot-spot ligger stadig på ejendommen.

Dette betyder, at der er efterladt en betydelig restforurening i den umættede zone fra ca. 4,3 m u.t. til 5-6 m u.t. I flere boringer, både i og udenfor kildeområdet findes forhøjede PID-målinger i overgang en fra umættet til mættet zone.

Figur 3.6 viser forureningsudbred elsen i den umættede zone baseret på PID-målinger i hhv. Geoprobe sonderinger og udførte boringer.

Resultatet af PID-målingerne ved de traditionelle boringer fremgår af boreprofilerne i bilag A. PID-måling erne i forbindelse med Geoprobe sonderingerne fremgår af bilag F

Figur 3.6
Forureningsudbredelse i umættet zone

Der er lavet forskellige beregninger af restforureningen mht. mængde af produkt (benzin), volumen af den efterladte jordforurening i umættet zone og koncentrationer i jorden. Forudsætningerne for beregningerne er forskellige og vil ikke blive behandlet yderligere her, men der henvises til de originale rapporter.

Tabel 3.1 viser de forskellige estimater af restforureningsmængder ogkoncentrationer.

Tabel 3.1
Estimater for restforurening.

Som det fremgår af figur 3.1 varierer estimaterne af restforureningen noget, men ikke mere end de vurderes at give et rimeligt billede af mængder/koncentrationer. Den angivne benzinkoncentration er i begge tilfælde blevet brugt som en gennemsnitskoncentration.

3.3.2 Mættet zone

PID-målinger

For størstedelen af boringerne udviser PID-målingerne meget lave værdier i den mættede zone. Dette vurderes at skyldes, at benzin er en LNAPL, der er lettere end vand og derfor hovedsageligt vil befinde sig ovenpå vandspejlet som fri fase samt opblandet med vand i den øverste del af magasinet. Dette forklarer også, hvorfor der observeredes høje PID-målinger i grænselaget mellem den umættede og mættede zone.

Kemiske analyser

Resultatet af de kemiske analyser af oliekomponenterne fremgår af bilag D.

Der ses en betydelig variation i koncentrationen henover perioden med de 11 analyserunder. Denne variation beskrives nærmere i afsnit 3.7.

Da boringsnettet er udvidet i flere omgange er det valgt kun at optegne forureningsudbredelsen på baggrund af de sidste 5 analyserunder, hvor boringsnettet er fuldt udbygget. Figur 3.7. viser således forureningsudbredelsen for sum BTEX og total kulbrinter i den mættede zone baseret på et gennemsnit af de sidste 5 analyserunder.

Figur 3.7
Skønnet horisontal forureningsudbredelse af sum BTEX og total kulbrinter i den mættede zone

Figur 3.7 dækker over betydelige variationer. F.eks. er der kun observeret indhold af kulbrinter i boring H1 i én af de fem benyttede analyserunder.

I forbindelse med borearbejdet, blev filtersætningen af boring H1 ikke fuldstændig som planlagt, idet det øvre filter blev trukket retur sammen med forerørene, således at der i stedet for to filtersætninger i det nedre sandlag blev en filtersætning i såvel det nedre sandlag som det øvre gruslag, jf. figur 3.3 og 3.8, samt bilag B. Placeringen af filteret i det øvre gruslag er ikke optimal (sidder lidt nede i moræneleret). Siden er der så konstateret indhold af kulbrinter i dette øvre filter en enkelt gang.

Den vertikale forureningsudbredelse synes også at variere noget over tiden, og særligt den vertikale afgrænsning kan diskuteres, da placeringen af filtre ikke har været optimal. I bilag K er vedlagt den skønnede vertikale forureningsudbredelse i mættet zone for de sidste 4 analyserunder (svarende til en årscyklus). Forureningsudbredelsen er optegnet langs det geologiske profilsnit AA´.

Figur 3.8 viser forureningsudbredelsen i juli 2000. Forureningsudbredelsen på dette tidspunkt svarer rimeligt til hvad der observeres af typiske BTEX indhold i boringerne.

Figur 3.8
Skønnet vertikal forureningsudbredelse af sum BTEX i den mættede zone, juli 2000.

Som det fremgår af figur 3.8 og de fremstillede plots i bilag K, er forureningen ikke optimalt vertikalt afgrænset i den centrale del af fanen. PB1 er med den dobbelte filtersætning øjensynligt placeret i bagkanten af forureningen og giver derfor ikke et reelt billede af højden af forureningsfanen i kildeområdet. Boring H1 er placeret nedstrøms forureningsfanen og kan derfor heller ikke bidrage til den vertikale afgrænsning af forureningen.

I juli 2001 blev der udtaget vandprøver fra de ny etablerede multilevelsamplere (MLS´ere) i boring I1 og I2 i forbindelse med det føromtalte forprojekt /24/. MLS´erne er etableret med 24 prøvetagningspunkter over en strækning på knap 6 meter. Placeringen af I1 og I2 fremgår af figur 3.2 og 3.8. Resultatet af de kemiske analyser er vedlagt som bilag L. Da der er udtaget vandprøver fra alle punkterne i I1, antages det at vandspejlet har ligget noget højere end i juli 2000, jf. figur 3.8. Resultatet af de udtagne vandprøver viser en tydelig vertikalt aftagende forureningsfane i boring I1, centralt i forureningsfanen. Således falder indholdet af BTEX fra ca. 1000 µg/l til ca. 10 µg/l over de øverste 4 meter af magasinet. Indholdet falder yderligere til ca. 5 µg/l i det nederste prøveudtagningspunkt, ca. 6 meter under grundvandsspejlet. I forbindelse med vandprøvetagningen af MLS´erne i I2, der er placeret ved boring G6, blev der konstateret et typisk indhold af BTEX på 3-4 µg/l, med et maksimalt indhold på 8,8 µg/l.

Med udgangspunkt i de optegnede forureningsudbredelser i bilag K samt resultatet af vandprøvetagningen af MLS´erne, vurderes forureningen centralt i fanen at have en vertikal udstrækning på mellem 3-5 meter, afhængig af fluktuationer i grundvandsstand. Forureningsudbredelsen for totalkulbrinter er afgrænset til koncentrationer større end 9 µg/l, svarende til Miljøstyrelsens kvalitetskriterier for totalkulbrinter i grundvand, jf. /18/.

I forbindelse med sidste analyserunde (januar 2001), blev der dog konstateret et mindre indhold af BTEX på 10,6 µg/l i PB1 nedre, hvilket må betyde af den vertikale forureningsudbredelse har været større på dette tidspunkt. Da det er første gang i moniteringsforløbet at der konstateres indhold af kulbrinter i dette filter, kan det ikke udelukkes at det kan skyldes kontaminering i forbindelse med vandprøvetagningen. Dette kan evt. undersøges ved ekstra analyser.

Forureningen er en LNAPL og vil i altovervejende grad være at finde i overgangen mellem umættet og mættet zone i den centrale del af fanen, hvilket bekræftes af resultatet af de kemiske analyser af MLS´erne i boring I1. Længere nedstrøms vil fanen kunne "dykke" som resulatet af infiltrerende grundvand fra terræn.

Horisontalt vurderes forureningen at være afgrænset. Det har dog været vanskeligt at få en optimal placering af boringerne pga. beliggenheden af Nykøbingvej. Da der tidligere (ved en enkelt lejlighed) er truffet indhold af total kulbrinter i såvel H1 (øvre) som H2 (nedre), bekræfter dette de overordnede pejleresultater i, at filtrene er placeret nedstrøms forureningen. Forureningen i den mættede zone ser ud til at have en varierende horisontal udbredelse i løbet af året, hvilket beskrives nærmere i afsnit 3.7.

Der har været anvendt en detektionsgrænse for total kulbrinter på 50 µg/l (til sammenligning er kvalitetskriteriet for total kulbrinter i grundvand 9 µg/l). Detektionsgrænsen er derfor temmelig høj i forhold til gældende kvalitetskriterier. Det vurderes dog, at langt størstedelen af de komponenter, der udgør totalkulbrinterne vil være letomsættelige forbindelse svarende til BTEX´erne.

For at vurdere sammensætningen af total kulbrinterne blev det valgt, at lave en GC/MS analyse af kulbrintesammensætningen i en vandprøve fra G6 (nedre) i forbindelse med analyserunden i juli 2000. Analyserapporten er vedlagt som bilag M. Ved denne GC/MS screening blev det fundet at kulbrinteindholdet hovedsageligt består af C9 og C10 aromater, altså lavtkogende forbindelse, med høj vandopløselighed og formodet høj nedbrydelighed.

De identificerede kulbrinter er: benzen, ethylbenzen, p-xylen, 1-methylethyl-benzen, propyl-benzen, 1-ethyl-2-methyl-benzen, 1-ethyl-4-methyl-benzen, 1,3,5-trimethylbenzen, 1-methyl-3-propyl-benzen, 1-methyl-2-(1-methylethyl)-benzen, 1-propenyl-benzen, 1,3-diethyl-benzen, 1-methyl-3-propyl-benzen, 1,2-diethyl-benzen, 1-methylpropyl-benzen, 1-ethyl-2,4-dimethyl-benzen, 4-ethyl-1,2-dimethyl-benzen, 1,2,4,5-tetramethyl-benzen, 1,2,3,5-tetramethyl-benzen, 1-methyl-indan, 1,2,4,5-tetramethylbenzen.

3.4 Geokemiske forhold

I forbindelse med de 11 analyserunder, er der blevet analyseret for indhold af diverse geokemiske parametre. Enkelte målinger er foretaget i felten (ilt, ledningsevne, pH, redoxpotentiale og temperatur), mens de resterende er foretaget på Steins Laboratorium A/S. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af bilag D.

Over hele projektperioden er der observeret svingende indhold/koncentrationer af disse geokemiske parametre, men der er tydelige tendenser, til at nogle parametre udviser nogle blivende mønstre. Der er således observeret faldende ilt- og ni-tratindhold samt stigende indhold af opløst jern i de områder, hvor der observeres forurening.

Figur 3.8A-D viser indholdet af opløst ilt, nitrat, opløst jern samt en redoxzonering, baseret på gennemsnittet af de sidste 5 analyserunder, hvor boringsnettet har været fuldt udbygget. Resultaterne fra boring F3 og PB1 nedre er ikke medtaget i optegnelsen af de geokemiske parametre af samme årsag, som de blev udeladt i forbindelse med optegnelsen af forureningsudbredelsen.

Figur 3.9
Koncentration af opløst ilt, nitrat, opløst jern samt optegnelse af redoxzoner

Af figur 3.9A ses, at iltindholdet opstrøms kildeområdet og parallelt med forureningsfanen er > 5 mg/l. Omvendt ses tydeligt lave iltkoncentrationer (<0,5 mg/l) i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet. Det bemærkes, at de aerobe forhold ikke retableres igen umiddelbart nedstrøms forureningsfanen.

Baggrundsniveauet for nitrat ligger også højt (> 10 mg/l), som det ses af figur 3.8B. Ligesom med ilt-niveauerne, ses en markant reduktion i nitratindholdet i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet.

Af figur 3.9C ses en tydelig dannelse af opløst jern i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet, med jern (II) koncentrationer > 10 mg/l. Opstrøms, parallelt med og nedstrøms forureningsfanen ses lave jern (II) koncentrationer (<0,5 mg/l).

Ved at sammenligne koncentrationerne i de geokemiske parametre fra figur 3.9A-C, er det muligt at optegne redoxzoner (figur 3.9D). Som det ses af figur 3.9D, er der centralt i fanen jernreducerende forhold. Uden om denne stærkt reducerede zone ses et bælte, hvor nitratreduktionen vurderes at være den dominerende mikrobielle omsætningsproces. Uden for dette bælte vurderes det, at de mikrobielle omsætningsprocesser er domineret af aerob respiration.

Det ses, at redoxforholdene umiddelbart nedstrøms forureningsfanen, ikke når tilbage til forholdene opstrøms forureningsfanen (højt ilt- og nitratindhold). En mulig forklaring på dette fænomen kan være "smoking gun" effekten, hvor grundvandskvaliteten nedstrøms forureningsfanen er påvirket af omsætningsprocesserne længere opstrøms i selve fanen. Det vil så tage et stykke tid (afstand), før f.eks. iltkoncentrationerne stiger igen som følge af infiltration af iltholdigt regnvand og efterfølgende opblanding.

Der ses dog også lave indhold i boring D1, der ikke ligger umiddelbart nedstrøms forureningsfanen. Det vurderes, at der ud over "smoking gun" effekten, kan være generelt reducerede forhold i området ned mod Radsted mose, hvor magasinforholdene skifter fra semi-artesiske til artesiske.

3.5 Tidsmæssig variabilitet

Som det fremgik af afsnit 3.2 - 3.4, er der betydelige variationer i de hydrogeologiske forhold og i udviklingen i forureningskomponenter og de geokemiske parametre. I dette afsnit behandles og vurderes disse parametres tidsmæssige variabilitet og eventuelle sammenhænge forsøges afklaret.

3.5.1 Forureningsudvikling

I bilag E er vedlagt en optegnelse af BTEX-forureningsudbredelsen for hver af de 11 analyserunder. Da boringsnettet løbende er blevet udviddet, er det kun de sidste 5 analyserunder, hvor forureningsudbredelsen kan sammenlignes. Koncentrationsudviklingen kan dog beskrives ved alle analyserunderne.

Det ses af de optegnede forureningsudbredelser, at forureningsfanen i perioden fra december 1999 til januar 2001 har fået en mindre udbredelse (fra ca. 40 meter til ca. 30 meter). Samtidig har der i sommer og efterårsperioden været stigende BTEX koncentrationer i kildeområdet (vist ved større tæthed mellem konturlinierne). Bredden af forureningsfanen er temmelig konstant omkring 20 meter.

Figur 3.10 viser udviklingen i grundvandets trykniveau, koncentrationen af BTEX, opløst ilt og nitrat i boring FC2 over hele projektforløbet.

Figur 3.10
Udvikling i grundvandsstand og koncentration af BTEX´er, opløst ilt og nitrat i boring FC2

Som det fremgår af figur 3.10 ses de laveste BTEX koncentrationer i vinterhalvåret omkring 1. januar. Samtidig ses en tydelig korrelation mellem lave BTEX koncentrationer og høj grundvandsstand og vise versa. Umiddelbart vil man forvente de højeste koncentrationer ved den højeste vandstand, da grundvandet derved er i kontakt med residual fri fase, hvorved udvaskningen af forureningskomponenterne øges. Samtidig er nedbøren større i vinterhalvåret og dermed er nettonedsivningen sandsynligvis større end i sommerhalvåret. I dette tilfælde vurderes en stor del af forureningen at være fjernet i forbindelse med opgravningen af tanke og forurenet jord i 1996, men der er efterladt en betydelig restforurening. De lavere koncentrationer af BTEX ved den høje grundvandsstand i vinterhalvåret er måske snarere et udtryk for en øget fortynding i den større vandmasse ved høj grundvandsstand. Denne teori er dog ikke undersøgt nærmere.

For iltkoncentrationen ses en årlig variation svarende til variationen i trykniveauet i vandstanden. Denne sammenhæng kan skyldes, at en øget tilstrømning af uforurenet vand og nedbør giver en øget iltkoncentration.

Sammenhængen mellem trykniveauet og nitratkoncentrationen er mindre klar, men der er tendens til en omvendt sammenhæng, hvor lav grundvandsstand korrelerer med højt nitratindhold og vise versa. En forklaring på denne sammenhæng skal muligvis findes i den årstidsafhængige nitratudvaskning, da lokaliteten er beliggende i et område med intensiv dyrkning af afgrøder. Nitratudvaskningen er generelt størst om foråret. Den nøjagtige sammenhæng mellem nitratudvaskningen af indholdet af nitrat i grundvandet på lokaliteten er dog vanskelig at estimere.

Variationer i indholdet af ilt og nitrat kan også skyldes forskellig mikrobiologisk aktivitet. Det vurderes dog at de primære årsager, der styrer variationen i ilt- og nitratindholdet er fysiske forhold som nedsivning, opblanding og fortyndning.

Som beskrevet i afsnit 3.2 betinger geologien på lokaliteten et skift fra frie til artesiske forhold afhængig af variationerne i grundvandsspejlets trykniveau. I perioder med lav grundvandsstand ses frie forhold i kildeområdet, mens der længere nedstrøms i retning mod Radsted mose ses artesiske forhold. Over hele året kan forholdene i kildeområdet betegnes som semiartesiske, da der både indtræffer frie og artesiske forhold i løbet af året.

Der er flere faktorer, der indikerer, at der kun er begrænset hydraulisk kontakt mellem det primære grundvandsmagasin (kalken + den overlejrende sekvens af smeltevandssand) og mosen. De artesiske magasinforhold på den sydlige del af lokaliteten indikerer, at trykniveauet i det vandførende lag under mosen kan ligge højere end vandstanden i mosen. Dette er muligt hvis den dykkende morænelerssekvens strækker sig ind under mosen og dermed blokerer for den frie hydrauliske kontakt mellem det primære grundvandsmagasin og selve mosen

De kraftige variationer i grundvandsspejlets trykniveau (knap 1,5 meter på godt en måned) kan da også kun dårligt forklares ud fra den moderate infiltrerede nedbørsmængde på omkring 75 mm/år /5/. Nedbøren over området alene vurderes ikke at kunne skabe så stor en stigning, da magasinet er delvis frit i perioder. En mulig forklaring på dette fænomen kan være, at der sker en opstuvning af vand fra området opstrøms lokaliteten, pga. den begrænsede hydrauliske kontakt mellem det primære grundvandsmagasin og mosen. Radsted mose er et topografisk lavpunkt og afvander et større opland via Flintinge Å. I perioder med megen nedbør kan mose/å-systemet ikke nå at bortlede de større vandmængder hvorfor grundvandet stiger hurtigt. På grund af de lavpermeable lag mellem det primære grundvandsmagasin og mosen, sker trykudligningen mellem magasinet og mosen kun langsomt.

I de tilfælde hvor moræneleret er vandmættet i den artesiske del af grundvandsmagasinet (ned mod Radsted mose), kan leret opfattes som en del af magasinet, med en estimeret effektiv porøsitet på 1-5%. Med så lille en porøsitet, kan selv små nedbørsmængder give en stor variation i trykket i den artesiske del af magasinet. Der vil dog højest sandsynligt ske en trykudligning med den del af magasinet der er semiartesisk, særligt i overgangszonen mellem semiartesiske og artesiske forhold. Lokale forhøjede trykniveauer i den artesiske del af magasinet, som følge af nedsivende nedbør, vurderes dog at kunne ske og kan forklare hvorfor potentialebilledet ind i mellem er vanskeligt at tolke. Omvendt vurderes opbygning af vandtryk i den vandmættede moræneler ikke at forklare den overordnede, sæsonafhængige fluktuation i vandspejlet på ca. 1,5 meter.

3.6 Nedbrydningsforhold

3.6.1 Forsøg på beregning af 1. ordens nedbrydningskonstant

Nedbrydningsforholdene af forureningskomponenterne har tidligere været undersøgt i /7/, /9/ og /11/. Det har været forsøgt at anvende TBM´erne som tracere i en korrektion for fortyndingseffekterne igennem fanen. Det er imidlertid tydeligt, at trimethylbenzenerne på lokaliteten undergår en vis nedbrydning, hvilket dels ud fra skiftende forhold mellem isomererne af trimethylbenzen /7/, dels i de nedbrydningsforsøg, der er opsat med forurenet grundvand fra lokaliteten /9/, hvor det vurderedes at der er et nedbrydningspotentiale for TMB under aerobe forhold.

Det er dog muligt at udregne en "bulk rate" eller "natural attenuation rate", der både indeholder effekterne af fortynding og nedbrydning.

Sorption vurderes ikke at have indflydelse på udregningen af denne rate, idet sorptionsfronten vurderes at have passeret forureningsfanens udbredelse. Ved stationære forhold (dvs. hvor fluxen af forureningskomponent og tracer er konstant i hvert målepunkt) er det ikke nødvendigt at korrigere for effekter af sorption /16/.

Hvis det antages, at forureningen er indtruffet før 1975 er forureningens alder således minimum 26 år (regnet i forhold til sidste analyserunde i 2001). Med en gennemsnitlig partikelhastighed i grundvandet på 54 m/år, har den samlede partikelvandring i grundvandet siden 1975 været ca. 1.400 m. Den reelle faneudbredelse er i størrelsesordenen 30-40 meter. Såfremt forureningsfanen ikke er i stationær tilstand er dette betydende med en retardationsfaktor (R) på ca. 26 for de forurenende komponenter. Det er velkendt at TMB-isomererne har en større retardation en f.eks. benzen (den aktuelle retardation er dog også afhængig af sedimentets indhold af organisk stof (f_oc)) /16/.

I forbindelse med nedbrydningsstudierne i /9/, er der lavet undersøgelse af indholdet af organisk stof (f_oc) i sedimentet (boring H1 og H4). I dette tilfælde blev der fundet foc-værdier mellem 0,037% og 0,13%. Indholdet er så lavt at sorption i praksis er uden betydning for forureningens udbredelsesmønster.

Koncentrationen af benzen falder fra gennemsnitlig 386 µg/l i boring FC2 til 64 µg/l i boring G6 (nedre).

Afstanden mellem de to boringer er ca. 26 meter. Med en grundvandsstrømningshastighed på 54 m/år, svarer dette til en grundvandstransporthastighed på ca. 176 dage mellem de to boringer.

Til beregningen af "bulk raten" eller "natural attenuation raten" anvendes ligning 6 fra afsnit 2.5.2., der beskriver den forventede naturlige nedbrydning. Dette gøres vel vidende at den del af den udregnede rate, der kan tilskrives fortynding, næppe kan beskrives ud fra et 1. ordens udtryk.

Ifølge ligning 6 fås en 1. ordens "natural attenuation rate" (l) på 0,0102 d-1 på baggrund af følgende udtryk:

64 = 386 ^. e^{-l ×176}

Til sammenligning kan nævnes at der i litteraturen /16/ er set "ægte" 1.ordens nedbrydningskonstanter i intervallet 0,024 til 0,0002 d-1, der ses for anaerob nedbrydning af benzen i litteraturen.

3.6.2 Fluxbetragtninger og massetab

En stagnerede forureningsfane i et dynamisk system er en klar indikation på at der foregår en betydelig stofomsætning, med mindre koncentrationsfaldet skyldes fortynding alene. I løbet af de 11 moniteringsrunder er der, trods årstidsvariationer, set en temmelig konstant forureningsudbredelse på mellem 30 - 40 meter (målt fra boring FC2 til nedstrøms kant af forureningsfanen).

Da det har været vanskeligt at få et estimat af fortyndingens effekt på koncentrationsfaldet, er det svært at vurdere hvor stort et massetab der har været pga. de mikrobiologiske omsætningsprocesser.

Det er imidlertid muligt at lave nogle indledende fluxbetragtninger, der kan belyse forholdet mellem nedbrydning og fortynding:

Fluxbetragtningerne gennemføres mellem tværsnit af forureningsfanen omkring boring G2 og G6. Figur 3.11 er en simpel fremstilling af princippet i udviklingen i forureningsfanens tværsnit hvis massefluxen er konstant og dispersion er den eneste faktor der reducerer koncentrationen mellem boring G2 og G6.

h  = Højde af forureningsfane (m)
b  = bredde af forureningsfane (m)
A  = Areal (m²)
C  = Koncentration af BTEX (µg/l eller mg/m³)
V_p  = Porevandshastighed (m/år)

Figur 3.11
Princip for fluxbetragtning

Såfremt fluxen er konstant (dvs. ingen mikrobiologisk nedbrydning) gælder følgende forhold:

Flux = A₁ × C₁ · V₂ · e = A₂ · C₂ · V_p · e,
      (8)

hvor (e) er den effektive porøsitet på 0,2.

Heraf ses at arealet af forureningsfanen og den gennemsnitlige forureningskoncentration er modsat afhængige størrelser hvis fluxen er konstant.

Ud fra den etablerede multilevelsampler I1 jf. /24/ er det vurderet at den vertikale udbredelse af forureningsfanen (h1) i kildeområdet er ca. 4 meter. Bredden af forureningsfanen (b1) vurderes at være omkring 20 meter. Den gennemsnitlige koncentration af BTEX (C₁) i boring G2 vurderes at være i størrelsesordenen 660 µg/l. Porevandshastigheden (V_p) er tidligere fastlagt til gennemsnitligt 54 m/år.

Heraf fås en flux af BTEX på 0,57 kg/år gennem tværsnittet A1.

Det antages at G6 er placeret midt i forureningsfanen jf. figur 3.11. Da der ikke er konstateret indhold af kulbrinter i boring F2, der således afgrænser forureningsfanen i tværsnittet omkring boring G6 i sydvestlig retning, vurderes fanens bredde (b2) i dette område ikke at overstige 30 meter. Den gennemsnitlige koncentration af BTEX (C₂) i boring G6(nedre) er i størrelsesordenen 90 µg/l.

Hvis fluxen skal være konstant betyder det ifølge ligning 8, at højden på forureningsfanen (h2) omkring boring G6 skal være knap 20 meter. Ud fra kendskab til magasinforholdene på lokaliteten vurderes dette ikke at være realistisk.

På denne baggrund vurderes koncentrationsfaldet derfor ikke alene at kunne skyldes fortynding gennem dispersion.

For at vurdere en udvaskningstid af restforureningen kan restforureningen (opgjort som total kulbrinter - benzin) jf. afsnit 3.3.1, sammenholdes med fluxen af totalkulbrinter gennem tværsnittet A1.

Fluxen af total kulbrinter er ca. 1,1 kg/år (baseret på en gennemsnitlig koncentration af de sidste 5 analyserunder i boring G2 = 1.300 µg/l). Hvis dette sammenholdes med mængden af restforurening fra afsnit 3.3.1 (90 - 270 kg), fås en udvaskningstid mellem 80 og 245 år.

Da boring G2 er placeret et stykke nedstrøms kildeområdet har der sandsynligvis pågået en vis nedbrydning af kulbrinter i løbet af den transporttid forureningskomponenterne har været undervejs fra kilden til boring G2. Fluxberegningen omkring boring G2 er derfor sandsynligvis et underestimat i forhold fluxen af forureningskomponenter i selve kildeområdet. Udvaskningstiden kan derfor godt tænkes at være lavere end intervallet angiver ovenfor.

3.7 Dokumentation af naturlig nedbrydning

I det følgende anvendes de dokumentationspunkter ("lines of evidence"), der er beskrevet i afsnit 2.4.1.

3.7.1 Primær bevisførelse

Som omtalt i afsnit 3.6.2. har forureningsudviklingen været fulgt i en periode på ca. 3 år og forureningsudbredelsen har trods variationer været temmelig konstant omkring 30-40 meter nedstrøms kildeområdet.

Hvis det antages at spildet er sket før 1975 (altså minimum 26 år før sidste analyserunde), ville forureningsfanen af f.eks. benzen være godt 1.200 meter nedstrøms kildeområdet, hvis der tages højde for retardation.

Som det fremgår af de foregående afsnit, har det været meget vanskeligt at få et udtryk for fortyndningseffekten, pga. en manglende velegnet tracer. Omvendt viser de indledende fluxbetragtninger i afsnit 3.6.2., at en ganske betragtelig del af koncentrationsfaldet må skyldes massetab ved mikrobiologiske omsætningsprocesser.

Ydermere vurderes forskellen på den teoretiske (ca. 1.200 meter) og faktiske (30 - 40 meter) benzenudbredelse ikke alene at kunne tilskrives fortynding.

Der er således klare indikationer på, at der sker et betydeligt massetab som følge af mikrobiologiske omsætningsprocesser i grundvandet på lokaliteten, selvom massetabet er vanskeligt at kvantificere. Det samlede potentielle årlige massetab vurderes minimum at være i størrelsesordenen 1,1 kg/år, jf. afsnit 3.6.2. Dette vil medføre en udvaskningstid af restforureningen (estimeret til mellem 90 og 270 kg) på mellem 80 og 245 år. Det årlige massetab kan dog godt tænkes at være større, da det er baseret på en fluxberegning et stykke nedstrøms forureningskilden og dermed kan udvaskningstiden være mindre. Der forventes tillige at ske en nedbrydning af kulbrinterne i den umættede zone, der kan være med til at reducere udvaskningstiden Omvendt vil der nok være en form for "tailing fænomen" ved udvaskning af de tungere kulbrinter, der vil kunne forlænge udvaskningstiden..

3.7.2 Sekundær bevisførelse

Kvalitative betragtninger

Som det fremgår af figur 3.7 (A-B) og figur 3.9 (A-D), er der en klar korrelation mellem forureningsudbredelsen og lave ilt og nitrat koncentrationer samt stigende koncentrationer af opløst jern.

Dette indikerer, at der forgår en biologisk omsætning af kulbrinter under aerobe, nitratreducerende og jernreducerende forhold i det forurenede område.

Tilstedeværelsen af svagt reducerede forhold nedstrøms forureningsfanen (lavt ilt- og nitratindhold) vurderes at skyldes "smoking gun" effekten muligvis i kombination med generelt reducerede forhold i den del af magasinet, der er permanent er artesisk (dvs. syd for Nykøbingvej).

Kvantitative betragtninger

Som det fremgår af afsnit 2.4.1. er det muligt, på baggrund af de støkiometriske reaktionsforhold mellem kulbrinterne og redoxparametre, at udregne den teoretiske kulbrinteomsætning på baggrund af ændringerne i redoxparametre.

Af tabel 3.1 fremgår den teoretiske nedbrydning af kulbrinter i 1 liter grundvand, baseret på de observerede ændringer i redoxparametre.

Tabel 3.1
Beregning af teoretisk kulbrintenedbrydning.

Baggrundsniveauerne er baseret på et gennemsnitsværdier for de sidste 5 analyserunder af boring D3 og D2. Variationen i de opløste elektronacceptorer (O₂, NO₃-og SO₄^2-) vurderes at være normal for denne type magasiner. Indholdet af opløst ilt varierer fra 4,5 til 8,3 mg/l (gennemsnit på 6,5 mg/l). Indholdet af nitrat varierer fra 8,9 til 22 mg/l (gennemsnit på 13,7 mg/l) og indholdet af sulfat varierer fra 37 - 88 mg/l (gennemsnit på 59,4 mg/l).

Som det fremgår af tabel 3.1, svarer de observerede ændringer i redoxparametrene til en omsætning af ca. 9,8 mg oliekomponenter (BTEX) pr. liter grundvand. Da der ikke er tydelige indikationer på sulfatreduktion i det forurenede område, er det mere korrekt at udregne kulbrintenedbrydningen uden brug af ændringen i sulfatindholdet, dvs. at den teoretiske omsætning af oliekomponenter kun er 6,4 mg BTEX pr. liter grundvand. Denne teoretisk beregnede kulbrinteomsætning svarer i størrelsesorden til de højest observerede indhold af kulbrinter i kildeområdet på knap 8 mg/l.

Det reelle nedbrydningspotentiale er dog væsentlig større, idet det vurderes at der er et større potentiale for jernreduktionen, da der må antages at være en betydelig pulje af oxiderede jernforbindelser i sedimentet. Desuden vil hele sulfatpuljen i princippet kunne indgå i nedbrydningsprocesserne. Endelig kendes potentialet for methanogensen ikke, da der ikke på noget tidspunkt er konstateret signifikante methanindhold i grundvandet. Forureningstrykket er med andre ord ikke stort nok til at udnytte den fulde oxidationskapacitet i elektronacceptorerne. Dette betyder, at der er en "oxidationsbuffer", hvis forureningstrykket skulle stige som følge af en øget udvaskning eller lignende.

Hvis man på samme måde som i afsnit 3.6.2. betragter masseflux af elektronacceptorer igennem et tværsnit af forureningen over et år, fås en idé om forholdet mellem oxidationskapaciteten og kulbrinteindholdet. Flux af elektronacceptorer beregnes på baggrund af de opløselige (fornyelige) elektronacceptorer der p.t. vides at indgå i nedbrydningsprocesserne; ilt og nitrat.

Ved indsættelse af summen af de teoretiske BTEX nedbrydnings ækvivalenter for ilt (2,2 mg/l) og nitrat (2,6 mg/l) i ligning 8 fås følgende udtryk:

Flux_{BTEX-ækvivalenter} :80 m² · 4,8 mg/l · 54 m/år · 0,2              =4,1 kg/år

Som det fremgår af ovenstående forbruges på årsbasis minimum en ilt- og nitratmængde svarende til en omsætning af kulbrinter på godt 4 kg. Til sammenligning er den samlede årlige flux af kulbrinter vurderet til at være mindst 1,1 kg. Imidlertid er hele puljen af ilt og nitrat, der strømmer til opstrøms forureningen, blevet forbrugt centralt i kildeområdet. Nedbrydningen af de 1,1 kg totalkulbrinter, der passerer gennem tværsnittet omkring boring G2, skal altså ske ved tilstrømning/infiltration af fornyelige elektronacceptorer med nedsivende regnvand, samt via. opblanding med ilt- og nitratrigt grundvand (forårsaget af dispersion) i fanens længderetning. Tilgængeligheden og opholdstiden af disse elektronacceptorer er essentiel for forureningsfanens udbredelsesmønster.

Generelt viser ovenstående betragtninger dog, at der er en stor oxidationskapacitet der kan medvirke til den mikrobiologiske nedbrydning af kulbrinterne.

3.8 Monitering af naturlig nedbrydning

Der har ikke været en traditionel undersøgelsesfase (med dokumentation af naturlig nedbrydning), med en efterfølgende moniteringsfase, i forbindelse med sagsbehandlingen af Nykøbingvej 295. Dvs. at det typiske sagsforløb, som beskrevet i afsnit 2.6, ikke er blevet fulgt.

I 1998 blev der opstillet klare indikationer på, at der foregår naturlig nedbrydning i forbindelse med /5/ og /6/, men en egentlig dokumentation af naturlig nedbrydning forelå ikke på daværende tidspunkt. I stedet valgte man at lave en grundigere dokumentation på baggrund af godt to års monitering, for dermed at få en bedre belysning af sæsonvariationerne.

I forbindelse med etablering af H-boringerne blev det valgt at udføre boringerne således at boring H1 og H2 blev udstyret med korte filtre i 2 niveauer, for at få en bedre forureningsafgrænsning og redoxkarakterisering. Det var således forventet, at disse boringer potentielt kunne være forurenede. Boring H3 og H4 er ligeledes udført som afgrænsende boringer, såfremt der blev truffet forurening i boring H1 og H2. Da der ikke har været konstateret indhold af kulbrinter i boring H3 og H4 har de kunnet fungere som "alarm boringer" eller "point of compliance" boringer.

Moniteringsprogrammet var det første år fuldt udbygget, med kemiske analyser svarende til "dokumentationsniveau" - dvs. analyse for såvel forureningskomponenter som geokemiske parametre - i samtlige filtre. Efter evaluering af 1. års monitering i /8/, blev det besluttet at revidere moniteringsprogrammet, mht. antallet af filtre, der skulle prøvetages /20/.

I foråret 2000 blev det i styregruppen diskuteret om forureningen var endeligt horisontalt afgrænset, da der var observeret indhold af kulbrinter i såvel boring H1 og H2 i en enkelt prøvetagningsrunde /20/. Det blev besluttet at overvåge situationen og såfremt der i forbindelse med den efterfølgende prøvetagningsrunde blev truffet indhold af kulbrinter i de to boringer, skulle det vurderes om der var behov for yderligere boringer. Der blev ikke konstateret indhold af kulbrinter i den efterfølgende analyserunde, så det eksisterende antal boringer og analyseprogram blev bibeholdt.

Til trods for at der ikke har været opstillet alarmniveauer eller stopkriterier, er et uforudset indhold af kulbrinter i nogle af de yderligste boringer, alligevel blevet håndteret i forbindelse med afholdelse af statusmøder. Det faktum, at der blev udført supplerende boringer i løbet af moniteringsperioden, har gjort det vanskeligere at opsætte stopkriterier og alarmniveauer, idet forureningsudbredelsen først blev endeligt fastlagt sidst i moniteringsforløbet.

Det vurderes, at sagen ganske godt illustrerer et typisk sagsforløb med successive boringer, et voksende antal analyser og et gradvist bedre kendskab til forureningsudbredelsen. Det er således sjældent, at man har en optimal placering af boringer og kan lave en fuldstændig dokumentation af naturlig nedbrydning på baggrund af en enkelt analyserunde. I stedet forligger der ofte flere analyserunder, med evt. kendskab til koncentrationsudviklingen i kildeområdet (hvor de første boringer som regel er udført).

3.8.1 Diskussion og anbefaling af analysefrekvens og parametervalg

Problemstillingen omkring analysefrekvens og parametervalg i forbindelse med monitering af naturlig nedbrydning vil blive belyst i det følgende ud fra de konkrete erfaringer fra lokaliteten.

Strategien omkring monitering af naturlig nedbrydning er gennemgået under afsnit 2.6 og vil ikke blive omtalt i detaljer i dette afsnit.

En af de vigtigste erfaringer der er gjort i forbindelse med dette projekter er, at det er essentielt at få styr på variabiliteten i de hydrauliske forhold, da de er styrende for tolkningen af forureningsudbredelsen mm. Det er helt klart, at der er større krav til et robust moniteringsprogram hvis der er tale om et "ustabilt magasin" hvor der hurtigt kan ske ændringer. Et ustabilt magasin vil være karakteriseret ved høje partikelhastigheder i grundvandet, meget heterogen geologi (høje dispersiviteter) og terrænnære magasiner, der er særligt påvirkede af nedbørshændelser mv.

Pre-moniteringsfase

En mulig måde at gribe problemstillingen omkring variabiliteten an på, kunne være at gennemføre en pre-moniteringsfase. En pre-moniteringsfase kunne løbe over et år, med kvartårlige moniteringsrunder. Som minimum skal samtlige boringer synkronpejles og der skal analyseres for indhold af kulbrinter samt indhold af essentielle redoxparametre. Pre-moniteringsfasen bør ses som en overgangsfase mellem dokumentation og monitering af naturlig nedbrydning, hvor de dynamiske forhold primært omkring hydraulikken undersøges. Pre-moniteringsfasen bør danne grundlag for det endelige moniteringsprogram, hvor der fastsættes stopkriterier og alarmværdier.

I pre-moniteringsfasen er det hovedformålet at få belyst årstidsvariationer i de hydrauliske forhold koblet med forureningsudbredelsen. Det vurderes ikke at være relevant at opstille stopkriterier eller alarmniveauer i denne fase, da den netop gennemføres for at få kendskab til årstidsvariationer. I ekstreme tilfælde, hvor der potentielt kan ske stor, uhensigtsmæssig forureningsspredning (f.eks. ved meget høje grundvandsstrømningshastigheder) bør der dog være mulighed for at gribe ind i pre-moniteringsfasen, hvis forureningen er voldsomt ekspanderende. Ved meget høje transporthastigheder f.eks. > 300 m/år bør det overvejes evt. at analysere hyppigere end 4 gange årligt.

Efter gennemførelse af pre-moniteringsfasen bør en række parametre evalueres, således at man kan fastlægge magasinets "stabilitet" og dermed tilpasse moniteringsprogrammet til dette. Jo mere "ustabilt" magasinet er desto større vil kravene til det efterfølgende moniteringsprogram være.

I tabel 3.2 er en række essentielle parametre skitseret, der har betydning for magasinets stabilitet.

Tabel 3.2
Karakterisering af magasinets stabilitet.

For at gøre karakteriseringen af magasinets stabilitet operationel, bør der fastsættes nogle konkrete intervaller for de, i tabel 3.2, skitserede parametre.

Det er klart at et grundvandsmagasin som det, der findes på den undersøgte lokalitet, må karakteriseres som værende ustabilt på stort set samtlige parametre, nævnt i tabel 3.2.

Opstilling af et moniteringsprogram

Forudsætningen for opstilling af et moniteringsprogram er naturligvis, at det er dokumenteret, at der foregår en tilfredsstillende naturlig nedbrydning i dokumentationsfasen før premoniteringsfasen.

Det anbefales, at alarmniveauer alene knytter sig til indhold af kulbrinter i én eller flere boringer nedstrøms forureningsfanen. Hvis dette alarmniveau ikke overskrides i 2 på hinanden følgende moniteringsrunder, anbefales det at ophøre det videre moniteringsarbejde på lokaliteten.

Årsagen til at moniteringsprogrammet kan reduceres væsentligt i stabile grundvandsmagasiner er, at de 3 ovennævnte formål med moniteringsprogrammet sandsynligvis allerede er sikret i premoniteringsfasen.

Skulle en pre-moniteringsfase imidlertid vise at grundmagasinet er ustabilt, bør det bl.a. vurderes om nedbørsforholdene har været typiske i løbet af pre-moniteringen. Såfremt der har været usædvanlig meget nedbør eller mangel på nedbør, bør de kvartårlige moniteringsrunder evt. videreføres et år eller to.

Først når årstidsvariationen er kendt kan man fastsætte følgende parametre i moniteringsprogrammet:

1. Valg af boringer (evt. etablering af nye boringer)
2. Valg af kemiske analyseparametre
3. Valg af prøvetagningsmetoder
4. Valg af analysemetoder
5. Valg af analysefrekvens
6. Valg af alarmniveauer
7. Valg af stopkriterier (for den videre monitering) 8.

Ad 1) Oftest er de fleste af boringerne i forbindelse med undersøgelsesfasen anvendelige til et moniteringsprogram, men det kan evt. være nødvendigt at etablere en række POC-boringer (point of compliance) nedstrøms forureningsfanen. Det vil være muligt at reducere antallet af boringer i takt med afviklingen af moniteringsprogrammet efterhånden som forureningsdynamikken kendes bedre.

Ad 2) Som udgangspunkt bør et moniteringsprogram omfatte de samme parametre som der er anvendt i undersøgelses- og pre-moniteringsfasen. Analyser af kulbrinter skal bruges til at verificere udviklingen i forureningsfanen mens analyser af redoxparametre skal anvendes til vurdering af om den naturlige nedbrydning fortsat omsætter kulbrinter i tilfredsstillende omfang. Dog vurderes det ikke nødvendigt at analysere for indhold af redoxkomponenter i POC-boringerne, da disse alene tjener til at afsløre en ekspanderende forureningsfane.

Ad 3) Valget af prøvetagningsmetoder bør overvejes. F.eks. kan der være en fordel i at installere permanente pumper i moniteringsboringerne, således at der opnås en økonomisk besparelse på lang sigt og prøverne udtages på ens vilkår fra gang til gang. Eventuelt kan vælges peristaltiske pumpetyper, der er mere robuste overfor længere tids ophold under grundvandsspejlet.

Ad 4) De kemiske analyser bør gennemføres på samme vis som under undersøgelsesfasen og pre-moniteringsfasen for at kunne sammenligne resultaterne. Det kan dog overvejes om man evt. ønsker at gøre brug af en mobil GC for at minimere de økonomiske udgifter i forbindelse med de kemiske analyser.

Ad 5) Analysefrekvensen er en af de centrale parametre i moniteringsprogrammet. En af de styrende faktorer for analysefrekvensen er porevandshastigheden. Erfaringerne fra den undersøgte lokalitet har vist, at de største variationer ses i de hydrauliske parametre, dernæst i niveau og udbredelse af kulbrinterne og sidst i niveau af redoxparametrene, sandsynligvis pga. en stor bufferkapacitet i redoxmiljøet.

Heraf fremgår det, at det er vigtigt med hyppige pejlinger af grundvandets trykniveau evt. ved installation af tryksensorer med datalogger i flere af boringerne. Indholdet af kulbrinter kan evt. analyseres med større intervaller. Analyser af redoxkomponenter bør kun udføres få gange i løbet af et moniteringsforløb, evt. hver anden gang, der analyseres for indhold af kulbrinter.

Hvis det vælges at reducere moniteringsprogrammet til én gang årligt eller længere anbefales det, at udføre den efterfølgende monitering på det tidspunkt af årets cyklus hvor forureningen erfaringsmæssigt har den største udbredelse. På denne måde sammenlignes "worst-case" scenariet fra år til år.

Ad 6) Alarmniveauer kan være kraftige forhøjelser af kulbrintekoncentrationen i boringer i forureningsfanen eller detektion af kulbrinter nedstrøms forureningsfanen (POC-boringer). Umiddelbart vurderes sidstnævnte alarmniveau at være det mest kritiske idet der reelt ses en ekspanderende fane, hvorimod en forhøjelse af niveauet af kulbrinter i forureningsfanen kan være et varsel om en snarligt ekspanderende fane.

Ad 7) Stopkriterier i forbindelse med naturlig nedbrydning svarer ikke til traditionelle stopkriterier ved aktive afværgeteknikker, hvor selve driften af afværgeteknikken indstilles. Naturlig nedbrydning er en vedblivende proces, der kan vare årtier før puljen af kulbrinter er omsat.

Stopkriteriet i forbindelse med naturlig nedbrydning knytter sig til hvornår moniteringsprogrammet kan indstilles. Tidspunket for indstilling af moniteringsprogrammet bør være når der med en høj grad af sikkerhed er dokumentation for at naturlige nedbrydningsprocesser over et længere tidsrum bevirker at forureningsfanens tilstand er stationær eller kontraherende. Eksempelvis kan et stopkriterie være at der ikke ses overskridelse af alarmniveauet i POC-boringerne i 3 på hinanden følgende moniteringsrunder. Dette eksempel afhænger i høj grad af hvor hurtig grundvandets partikelhastighed er i forhold til afstanden til POC-boringen. Det skal sikres, at en eventuel ekspanderende forureningsfane i teorien kan nå frem til POC-boringen før evalueringen af moniteringsprogrammet foretages.

3.9 Kritiske parametre

Dette afsnit uddrager konklusionen af diskussionen af en række kritiske parametre i de foregående afsnit.

Overordnet har det vist sig at de hydrauliske forhold har været styrende for hele forståelsen af de forureningsmæssige forhold, herunder stoftransport. For at kunne håndtere denne variabilitet er det ofte valgt at anvende gennemsnitsværdier til beregning af f.eks. "natural attenuation" konstanten.

I /10/ er det forsøgt at udregne en 1. ordens nedbrydningskonstant med benzen som modelstof. Dette er gjort ved korrektion for fortyndning ved anvendelse af summen af trimethylbenzener som konservativ tracer. Dette er muligt fordi der i dette tilfælde er estimeret en længere opholdstid for TMB-isomererne i grundvandet pga. en større retardation. Der blev fundet en 1. ordens nedbrydningskonstant i intervallet 0,0032 til 0,47 d-1. Konklusionen på variationen i estimatet af nedbrydningskonstanten er, at det primært skyldes forskelle i de hydrauliske parametre og dermed vurderingen af grundvandets partikelhastighed /10/.

Imidlertid vurderes de beregnede 1.ordens nedbrydningskonstanter for benzen ikke at repræsentere forholdene på lokaliteten. Dette skyldes primært at forureningens alder, kombineret med det meget lave indhold af organisk materiale i sedimentet (f_oc) gør, at der stort set ikke sker en betydende sorption af forureningskomponenterne, hvorved sorptionstiden for benzen og trimethylbenzenerne er ens. Hvis transporttiden er ens sker der til stadighed en større reduktion af TMB-isomererne end benzen, hvorfor en korrektion med TMB-isomererne ikke vurderes mulig, jf. afsnit 3.6.1.

Sorptionen har også en afgørende betydning for estimering af 1. ordens nedbrydningskonstanten. Som det fremgår af ovenstående er det centralt at vurdere stationariteten af fanen og sammenholde forureningens alder med stoftransporten hvor der er taget højde for retardation. I praksis er det vanskeligt at beregne en 1. ordens nedbrydningskonstant mellem to målepunkter hvis der ikke er sket fuldt gennembrud af sorptionsfronten mellem de to målepunkter.

Et af de største problemer i forbindelse med dette projekt har været at få et estimat af effekten af fortynding gennem fastlæggelse af de forskellige dispersiviteter. Der er lavet en række sammenstillinger så som sammenligning af aktuel forureningsudbredelse og reel forureningsudbredelse, fluxbetragtninger, geokemiske indikatorer for nedbrydning mm, der indikerer at reduktionen i kulbrinter ikke alene skyldes effekten af fortynding. Det er stadig utilfredsstillende, at det ikke har været muligt at få et bedre mål for andelen af hhv. fortynding og nedbrydning gennem de omfattende undersøgelser. Der har været en række forsøg på at vurdere effekten af fortynding gennem opstilling og tilpasning af diverse stoftransportmodeller, brug af tvivlsomme konservative tracere og endelig direkte mål for dispersiviteten gennem etablering af flere multilevelsamplere i forureningsfanen. Reelt vurderes sidstnævnte metode at være det mest direkte mål for dispersiviteten og det bør overvejes fra sag til sag om der er mulighed for etablering af flere multilevelsamplere i forureningsfanen.