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

Stimuleret in situ reduktiv deklorering. Vidensopsamling og screening af lokaliteter

4 Pilot- og fuldskala erfaringer med stimuleret nedbrydning

• 4.1 Oversigt over felterfaringer
  • 4.1.1 Lande hvor der er gennemført oprensninger
  • 4.1.2 Hvad kan oprenses?
  • 4.1.3 Principper for oprensning med anaerob deklorering
  • 4.1.4 Aktive og passive in situ systemer
• 4.2 Lokalitetsbestemte forhold
  • 4.2.1 Geologi og hydrogeologi
  • 4.2.2 Grundvandskemi
  • 4.2.3 Fysiske forhold på lokaliteten
• 4.3 Dimensioneringsgrundlag
  • 4.3.1 Lokalitetsbeskrivelse og -feltundersøgelser
  • 4.3.2 Laboratorieforsøg (treatability tests)
  • 4.3.3 Dimensioneringsforsøg i felten
  • 4.3.4 Fuldskala implementering
• 4.4 Elektrondonorer
  • 4.4.1 Valg af elektrondonor
  • 4.4.2 Tilsætning af elektrondonor
  • 4.4.3 Forbrug og levetid af donorer
  • 4.4.4 Tilklogning af boringer
• 4.5 Bioaugmentation - tilsætning af bakteriekulturer
  • 4.5.1 Bakteriekulturer
  • 4.5.2 Vurdering af behov for bioaugmentation
  • 4.5.3 Volumen af bakteriekoncentration
  • 4.5.4 Levering, håndtering og tilsætning af bakteriekulturer
• 4.6 Monitering af oprensningseffekten
  • 4.6.1 Moniteringsboringer
  • 4.6.2 Moniteringsprogram
  • 4.6.3 Moniteringsparametre
• 4.7 Observerede nedbrydningsrater
• 4.8 oprensningseffekt
• 4.9 Tidsperspektiv for afslutning af sager og tilbageslagsmålinger

På basis af den tilgængelige litteratur, præsenterer dette kapitel en oversigt over de erfaringer, der er gjort med pilotforsøg og fuldskala anvendelse af stimuleret in situ reduktiv deklorering.

4.1 Oversigt over felterfaringer

Litteraturindsamlingen for felterfaringer fremgår af appendiks A.2 Der er i alt udvalgt 62 artikler, der beskriver pilot- og/eller fuldskalaoprensninger. De artikler, der er vurderet som de mest betydningsfulde, er markeret med gult.

Der foreligger en stor mængde litteratur, der beskriver oprensninger med benyttelse af stimuleret biologisk nedbrydning af klorerede opløsningsmidler i grundvand, men kun 9 referencer stammer fra artikler i tidsskrifter med censur. Disse giver typisk mere detaljerede oplysninger mht. kravene til verificering af metoden, herunder hydrauliske vurderinger (bl.a. fortynding), massebalancer og vurderinger af betydningen af selve bakteriekulturen.

Det er alt overvejende i Nordamerika, at man har erfaring med pilot- eller fuldskalaoprensning med stimuleret in situ reduktiv deklorering. I videnskabelige artikler har vi kun fundet erfaring med pilot- eller fuldskaloprensninger i USA. Af disse har vi vurderet at Ellis et al. (2000), Lendvay et al. (2003) og Major et al. (2002) er de væsentligste eksempler.

I den øvrige litteratur er der fundet erfaringer med metoden i Holland (Marnette et al., 2001; Henssen et al., 2001; Langenhoff et al. 2001, se også appendiks G) og i Japan (Nakashima et al., 2002). Heraf er det vores vurdering, at Henssen et al. (2001) er en af de væsentligste referencer.

I Danmark er der kun ét projekt, hvor der er gennemført pilotforsøg med stimuleret in situ reduktiv deklorering (Jægersborg Allé i København). Der blev anvendt HRC som elektrondonor, men projektet gav ikke den ønskede stimulering af den anaerobe deklorering (Jacobsen et al., 2002; Miljøstyrelsen, 2003a).

4.1.2 Hvad kan oprenses?

Indtil dato har de fleste afværgeprojekter været gennemført i forureningsfaner frem for i selve kilden (Ellis et al. 2000). Fjernelse af den frie fase anbefales altid forud for en oprensning med stimuleret in situ reduktiv deklorering. Metoden er dog afprøvet i forhold til kildeoprensning (McMaster et al. 2002; 2003), men metoden er endnu ikke fuldt udviklet til dette formål.

Stimuleret in situ reduktiv deklorering er ikke underbygget mht. effektiviteten over for residual fri fase. Et vejledningsudkast udviklet af U.S. Department of Defense og U.S. Environmental Protection Agency anbefaler, at pilotforsøg mht. stimuleret reduktiv deklorering bør undgå fri fase områder (Morse et al. 1998). Dette område undergår dog en stærk udvikling, og potentialet for oprensning af frie faser er ikke klart. I USA er to pilotforsøg undervejs for at vurdere i hvilket omfang, stimuleret biologisk nedbrydning øger opløsningen og nedbrydningen af fri fase (McMaster et al. 2002; 2003). Modellering foretaget af Seagren et al. (1994) forudsiger, at den stimulerede biologiske nedbrydning ved grænsefladen mellem den frie fase og den opløste fase øges. Efterfølgende laboratorieforsøg har påvist, at den biologiske stimulering kan øge opløsningshastigheden af den fri fase med en faktor 3-14 (Carr et al., 2000; Cope and Hughes 2001; Yang and McCarty 2000a; 2002; Adamson et al., 2003, se også afsnit 3.6.5). Tilstedeværelsen af fri fase kan forårsage komplikationer mht. fortolkningen af moniteringsdata i et pilotforsøg, herunder at bestemme nedbrydningsraten. Hovedproblemet er, at der løbende vil ske en opløsning af moderstoffet (eksempelvis PCE) til grundvandet.

Da stimuleret in situ reduktiv deklorering består af tilsætning af elektrondonorer og næringsstoffer til grundvand, er teknologien ikke brugbar til behandling i den umættede zone. Der er dog lavet forsøg med tilsætning af elektrondonorer på gasform, men resultaterne er endnu ikke fremlagt (Newell et al., 2001; Marnette et al., 2001), så indtil videre er stimuleret anaerob nedbrydning i den umættede zone ikke en anvendelig afværgeløsning.

4.1.3 Principper for oprensning med anaerob deklorering

For at stimuleret in situ reduktiv deklorering skal være vellykket, er der tre nøgleelementer i det forurenede grundvand, der skal bringes i kontakt med hinanden:

• klorerede forbindelser
• elektron donorer (samt næringsstoffer) og bakterier der er i stand til udføre fermentering af elektrondonoren, under dannelse af hydrogen
• bakterier der er i stand til at deklorere de klorerede forbindelser til uskadelige restprodukter

Nedbrydning af klorerede opløsningsmidler vil mislykkes, såfremt der mangler de fornødne bakterier og/eller hvis tilførsel af elektrondonorer er utilstrækkelig. Når de passende elektrondonorer er tilstede i den rigtige mængde, og Dehalococcoides kulturer er tilstede (enten naturligt eller tilsat), kan klorerede ethener blive fuldstændig nedbrudt til ethen og klorid. Effektiv tilsætning og blanding af elektrondonorer i behandlingsområdet er derfor ofte en nøgleforudsætning for vellykket in situ reduktiv deklorering.

Da kontakt mellem klorerede forbindelser, elektrondonorer og bakterier er en forudsætning for en oprensning spiller principper for tilførsel af donor og eller bakterier en vigtig rolle. Som det er skitseret på figur 4.1 kan der anvendes aktive eller passive injektionssystemer, som det vil blive diskuteret i det følgende afsnit, mens selve tilsætningen beskrives i afsnit 4.4.

Figur 4.1: Principskitse af aktive og passive in situ systemer

4.1.4 Aktive og passive in situ systemer

Aktive systemer

Aktive systemer benytter konstant eller pulserende tilsætning af elektrondonorer (Ellis et al., 2000; Major et al., 2002; Manale et al., 2002; Lendvay et al., 2003). I forhold til passive systemer kræver aktive systemer mere materiel over jorden såsom pumper og rørføringer, injektionsudstyr og evt. automatisk kontrol- og moniteringsudstyr. Aktive systemer anvendes oftest i aflejringer med god hydraulisk ledningsevne som sand/grus aflejringer, men de er også benyttet i sprækkede aflejringer (Ellis et al., 2000; Finn et al., 2003; Chang et al., 2003). Vandopløselige organiske stoffer som metanol, ethanol, laktat, og/eller acetat er typisk benyttet i aktive systemer.

Der anvendes forskellige aktive metoder, fx forcering af den hydrauliske gradient og recirkulation af det oppumpede grundvand horisontalt (Dybas et al., 2002) eller vertikalt (McCarty et al., 1998; Lesage et al., 2002; Manale et al., 2002). Recirkulation af grundvand har vist sig at være effektivt til distribution af tilsætningsstofferne i behandlingsområdet (Roberts et al., 1990; Ellis et al., 2000). Tilsætningsstofferne (elektrondonorer og evt. næringsstoffer eller pH buffere) tilsættes det oppumpede grundvand inden reinjektionen, og den forcerede hydrauliske gradient, der er karakteristisk ved de fleste aktive systemer, sikrer en effektiv transport og spredning.

I flere tilfælde har aktive systemer til nedbrydning af klorerede opløsningsmidler været designet som bio-barrierer til afskæring og behandling af grundvandsforureningen inden passage af skel (Dybas et al., 2002; Manale et al., 2002). Ved bio-barriere opstillinger kan aktive systemer bestå af en serie af injektionsboringer placeret på tværs af forureningsfanen. Boringerne kan skiftevis fungere som injektions- eller pumpeboringer, eller det kan vælges kun at injicere tilsætningsstofferne.

I kombination med tilsætning af bakteriekulturer, der indeholder Dehalococcoides, har recirkulationssystemer med konstant eller pulserende tilsætning af opløste elektrondonorer påvist nogle af de hurtigste nedbrydningsrater for nedbrydningen af klorerede ethener. Der er velbeskrevne aktive systemer, hvor der blev tilsat Dehalococcoides kulturer, hvorefter PCE, TCE, cis-DCE og VC blev nedbrudt til under de amerikanske drikkevandskvalitetskriterier indenfor 5-8 måneder (Ellis et al. 2000; Major et al. 2002).

Fordelen ved aktive systemer er en bedre fordeling af tilsætningsstoffer i magasinet end for passive systemer. Dette bevirker en hurtigere og mere effektiv oprensningstid. De største ulemper ved aktive systemer er, at de ikke er velegnede i lavpermeable aflejringer. Herudover er driften af afværgeforanstaltninger typisk meget vanskeligere end for passive systemer. Således må der påregnes, at der oftere er problemer med tilgroning af boringer med biofilm end for passive systemer (se afsnit 4.4.4). Det kan ligeledes være vanskeligt at reinfiltrere hele den oppumpede mængde. Alternativ bortskaffelse af oppumpet grundvand kan derfor være påkrævet.

Passive systemer

Passive systemer til biologisk nedbrydning består af en batch injektion eller anbringelse af en lav-opløselig eller langsomt frigivende elektrondonor i jorden i en grøft ofte kombineret med et funnel system (figur 4.1). Sådanne passive systemer kaldes ofte en bio-barriere. Barrieren er designet til at opfange og nedbryde de klorerede opløsningsmidler, der transporteres med grundvandet under normale strømningsforhold. bio-barrieren kan bestå af eksempelvis HRC, vegetabilsk olie eller mere komplekse elektrondonorer.

Passive systemer kan også udføres som et antal af behandlingspunkter (ofte på tværs af forureningsfanen) i kildeområdet eller i forureningsfanen. For at sikre en langtidsholdbar kapacitet skal elektrondonoren tilsættes i en mængde, så der for en given grundvandshastighed og tidshorisont kan behandles det nødvendige antal porevolumener.

Større masseflux af forurening kan dog behandles effektivt i passive bio-barrierer (eks. vegetabilsk olie) ved at øge opholdstiden i behandlingszonen. I nogle tilfælde kan dette opnås ved at tilsætte mere elektrondonor, således at bio-barrieren bliver tykkere. Der er dog i Nordamerika desværre en tendens til, at der bliver tilsat store mængder elektrondonorer uden tilstrækkelig erkendelse af de potentielle skadelige virkninger det kan have på grundvandet (se afsnit 4.1.6 Grundvandskemi og 4.4.4 Tilklogning af boringer).

Passive systemer er generelt simple og nemme at implementere. Der kræves ingen overjordiske installationer såsom rørføringer, pumper og elinstallationer. Prisen for en passiv behandling afhænger primært af enhedsomkostningerne og mængden af tilsat elektrondonor. Udgifterne til drift (herunder tilsynstid) er mindre end for aktive systemer. Driftsproblemer med tilklogning af boringer er ligeledes mindre end for aktive systemer. I modsætning til aktive systemer kan passive systemer anvendes i lavpermeable aflejringer. I forhold til aktive systemer er passive systemer knap så gode til at opnå den samme kontakt mellem elektrondonor, bakterier og klorethenerne. Oprensnings-effekten er derfor typisk dårligere end for aktive systemer.

Selvom passive systemer i mange tilfælde viser lovende resultater, er der kun få detaljerede beskrivelser af metodens anvendelighed. Der er også kun i meget begrænset omfang publiceret data fra sådanne systemer i artikler med censur, så en vurdering af metodens anvendelighed er reelt baseret på ganske få lokaliteter. Typiske begrænsninger, der forhindrer en tilstrækkelig vurdering, er:

• manglende opstilling af massebalancer for forureningskomponenter (fx den molare masse, der omdannes til ethen og klorid)
• utilstrækkelige moniteringsprogrammer
• forsøg der ikke skelner mellem reduktion af forureningsmassen mht. fortynding og biologisk nedbrydning
• manglende påvisning af hydraulisk kontakt mellem behandlingsområdet og moniteringsboringer
• manglende opgørelse af grundvandsflow omkring en permeabel bio-barriere

Nogle brugere af teknikken i USA har rutinemæssigt injiceret store mængder af elektrondonorer (eks. melasse) ned i grundvandet og derefter sat deres lid til at den naturlige grundvandsstrøm kunne skabe kontakt mellem forureningskomponent og donor (fx Peeples et al., 2001; Burdick et al., 2002; Morie et al., 2002). Denne fremgangsmåde har været succesfuld på nogle lokaliteter (Maierle and Cota, 2001), men der er tre store ulemper ved metoden.

• Graden af blandingen af donor og forurening i forureningsfaner er langt mindre end ved aktive systemer med forceret gradient
• Faldet i koncentrationerne af de klorerede opløsningsmidler kan ofte skyldes fortynding frem for biologisk nedbrydning, da elektrondonorerne tilsættes i rent vand
• Tilsætning af store mængder elektrondonorer kan give anledning til dannelse af metan, sulfider, opløste metaller og et højt biologisk iltforbrug (Lee et al., 2000; Burdick et al., 2002; Yang og McCarty, 2003)

4.2 Lokalitetsbestemte forhold

4.2.1 Geologi og hydrogeologi

Ved stimuleret in situ reduktiv deklorering tilsættes ofte vandige opløsninger af elektrondonorer, næringsstoffer og/eller mikroorganismer (bakteriekulturer) til grundvandsmagasinet. De geologiske forhold (især strømningsforhold), har derfor stor betydning for metodens egnethed og valg af injektionsmetode. Det påvirker også valget af elektrondonorer, som bliver diskuteret i afsnit 4.4.1.

Den mest succesfulde anvendelse af aktive systemer til reduktiv deklorering har været udført i sandmagasiner (Ellis et al., 2000; Leigh et al., 2000; Major et al., 2002; Lendvay et al., 2003). Det skyldes formentlig, at der sker en effektiv opblanding og spredning af de injicerede stoffer i grundvands-magasinet. I overensstemmelse hermed udføres aktive afværgeforanstaltninger med biologisk nedbrydning bedst ved magasiner med en hydraulisk ledningsevne på over 5 x 10^-6 m/s, svarende til siltede jordlag (Thomas and Ward, 1989; Morse et al., 1998). Meget høje ledningsevner (> 10^-3 m/s) kan medføre høje oppumpnings- og injektionsrater med store omkostninger til følge.

Pilotforsøg i sprækkede formationer bliver mere almindelig (e.g., Chang et al. 2002; 2003; Finn et al. 2003), men der er kun få erfaringer med fuldskalaoprensning i sprækkede formationer (eksempelvis opsprækket kalk og klippe).

Da forurening med klorerede opløsningsmidler i Danmark ofte er knyttet til lavpermeable aflejringer (eksempelvis moræneler og silt), er det vigtigt at få belyst erfaringer med metoden i lavpermeable aflejringer. I litteratur-gennemgangen er der dog kun få sager, hvor der er sket oprensning i lavpermeable aflejringer. Udvalgte sager er vist i tabel 4.1.

Den store udfordring ved anvendelse af metoden i lerjord er at få fordelt elektrondonoren i hele indsatsområdet. Injektionen af elektrondonor er derfor essentiel for at få succes. Injektion gennem boringer der trykkes/rammes ned (fx direct-push med Geoprobe) er den mest anvendte metode i lavpermeable afleringer. Injektionspunkterne skal placeres relativt tæt – typisk indenfor en afstand på 1,5 – 2 m (Zahiraleslamzadeh et al., 2001; Boyle et al., 2000; Railsback et al., 2002).

Erfaringerne i lavpermeable aflejringer indikerer, at det er muligt at få fordelt elektrondonoren i en stor del af injektionsområdet, og få skabt stærkt reducerede forhold. Erfaringerne fra oprensningerne viser ligeledes, at det er muligt at få den reduktive deklorering til at forløbe. Der er dog ingen af projekterne, hvor der er sket en fuldstændig oprensning. Det må forventes, at der efterlades ubehandlede områder, og at tidshorisonten er flere år. Det må endvidere forventes, at der skal ske periodevis injektion af elektrondonor, idet donoren sandsynligvis vil blive opbrugt inden for 1-2 år. I en af sagerne er der anvendt hydraulisk frakturering for at få en bedre fordeling af elektrondonoren (Martin et al., 2002). Den hydrauliske ledningsevne blev forøget med en faktor 10 ved fraktureringen, og det lykkedes at få fordelt elektrondonoren i de dannede sprækker.

Der er ikke tilsat bakteriekultur (bioaugmentation) i sagerne i tabel 4.1. Resultaterne fra Murray et al. (2001), Skoff et al. (2002) og Martin et al. (2002) viser, at der sker ophobning af cis-DCE, hvilket indikerer, at der er behov for bioaugmentation (se afsnit 4.5.2). Derimod sker der en fuldstændig reduktiv deklorering i sagerne beskrevet af Boyle et al. (2000) og Zahiraleslamzadeh et al. (2001).

Anvendelse af reaktive vægge eller biobarrierer i lavpermeable aflejringer er beskrevet i Fischer et al. (2001), Haas et al. (2000), Aziz et al. (2001) og Murray et al. (2001). Ulempen ved denne metode er, at den typisk kun er en afskæringsløsning, hvorved driftstiden ofte bliver meget lang. Desuden tages der ikke hånd om den vertikale forureningstransport mod dybereliggende magasiner, som netop i lavpermeable aflejringer kan være kritisk.

Tabel 4.1 Udvalgte oprensninger i lavpermeable aflejringer

Klik her for at se tabellen.

4.2.2 Grundvandskemi

I litteraturgennemgangen har metoden fundet anvendelse både i anaerobe og aerobe magasiner. Markant ophobning af nedbrydningsprodukterne cis-DCE, VC og ethen sammen med stærkt reducerede forhold (Morse et al. 1998) er gode indikationer på, at grundvandskemien på lokaliteten er gunstig for stimuleret in situ reduktiv deklorering. På lokaliteter med aerobe forhold, hvor koncentrationen af nedbrydningsprodukter er ubetydelig, kan stimuleret in situ anaerob deklorering stadig være en velegnet metode (Cox et al., 2002; Major et al., 2002). Dog vil tilvænningsperioden, før den anaerobe deklorering er effektiv, være længere end på lokaliteter med allerede anaerobe forhold. Erfaringerne fra Jægersborg Allé, hvor en aerob/nitrat reducerende akvifer fik tilført HRC viste ingen tegn på anaerob deklorering på trods af, at de rette redoxforhold formentlig i en længere periode har været gældende (Miljøstyrelsen, 2003a). Det kan dog ikke afgøres, om årsagen var mikrobiel eller geokemisk. Umiddelbart må det forventes, at bioaugmentation er mere nødvendig i aerobe magasiner, da sandsynligheden for, at Dehalococcoides vil være tilstede er mindre. Erfaringsgrundlaget er dog på nuværende tidspunkt spinkelt, men det er vist, at Dehalococcoides ikke så hyppigt optræder i aerobe magasiner som i anaerobe magasiner (Durant., 2003; Hendrickson et al., 2002; Major et al., 2002).

Grundvand med høje koncentrationer af giftige forbindelser (fx cyanid, cadmium, kviksølv osv.), atypiske pH-værdier (<5 eller >9), høj salinitet (eks. brakvand) er ikke gunstigt for reduktiv deklorering. I grundvand med høj ionstyrke kan tilsætningen af mikroorganismer være problematisk, da bakterierne i højere grad fastholdes til akvifermaterialet (hvorved mobiliteten reduceres) ved stigende ionstyrke (Martin et al., 1992; Rijnaarts et al., 1996).

Konkurrende elektronacceptorer er væsentlig for anaerob deklorering, da de kan forhindre processen i at forløbe, er dimensionsgivende for mængden af donor og kan resultere i afledte geokemiske effekter. De væsentligste elektronacceptorer er ilt, nitrat, jern(III), mangan(IV), sulfat og kuldioxid (se afsnit 2.2). Under feltforhold er det væsentligt at skelne mellem sedimentbundne (jern, mangan) og opløste elektronacceptorer. De opløste elektronacceptorer er fornybare og vil afhængig af design til stadighed føres ind i det forurenede område, hvor dekloreringen skal stimuleres. De sedimentbundne elektronacceptorer er tilstede i det forurenede område, og vil gradvis blive forbrugt. Men da de består af naturligt forekommende jern- og manganforbindelser vil tilgængeligheden være sværere at forudsige og ændres over tid (de lettest tilgængelige jernhydroxider reduceres først). Detaljer omkring disse forhold er gennemgået detaljeret i Christensen et al. (2000), og dimensionering af donortilsætning er diskuteret i afsnit 3.7.2 og 4.4.3.

Ved at tilsætte en donor til det forurenede område initieres reduktion af elektronacceptorerne, og der dannes en række sideprodukter. Begge dele kan have negative effekter på effektiviteten af den anaerobe deklorering (se afsnit 3.4) og sideprodukter kan i sig selv give anledning til et problem. Det drejer sig især om dannelsen af opløst jern og mangan, sulfid og methan. På mange lokaliteter er jern (III) og sulfat de primære elektronacceptorer, som vil forbruge de tilsatte elektrondonorer (Schumacher et al., 2000; Leigh et al., 2000; Evans and Koenigsberg, 2001; Findlay et al., 2002). Dette er vist i tabel 4.2 ved en beregning af den totale oxidationskapacitet og det teoretiske elektrondonorforbrug på to danske lokaliteter med laktat som eksempel. Vejen lokaliteten er aerob, og der er et stort indhold af oxiderede jernforbindelser på sedimentet. På Jægersborg Allé er der svagt nitratreducerende forhold, og det naturlige indhold af oxiderede jernforbindelser på sedimentet er betydeligt lavere. På trods af det kan der teoretisk forventes et betydeligt forbrug af laktat til jernreduktion, hvilket også blev observeret på lokaliteten (Miljøstyrelsen, 2003a). Der er også potentielt et stort forbrug af laktat til sulfatreduktion på Jægersborg Allé. Laktatforbruget til reduktion af nitrat er lille, og forbruget til reduktion af ilt er ubetydeligt.

Tabel 4.2. Beregning af oxidationskapacitet og teoretisk laktatforbrug (C₃H₆O₃) for at reducere opløste og sedimentbundne elektronacceptorer pr. m³ akvifermateriale for to danske lokaliteter. Der er ikke taget højde for oxidationskapacitet knyttet til manganoxider, organisk kulstof i vandfasen eller på sedimentet. Der er antaget en porøsitet på 0,33 og en rumvægt på 1780 kg/m³.

a: Data for Vejen er baseret på Christensen et al. (2000); b: Data fra Jægersborg Allé er baseret på Miljøstyrelsen (2003).

c: Oxidationskapaciteten er baseret på definitionen i Christensen (2000).

d: Reaktionsligninger for laktatforbrug er baseret på Miljøstyrelsen (2003).

Opløst jern er typisk tilstede som jern (II) ved normale pH-forhold, og vil dannes i signifikante koncentrationer i en overgangsfase fra aerobe/nitratreducerende til stærkt anaerobe forhold (sulfatreducerende, metandannende). Høje opløste jern(II) koncentrationer er rapporteret på talrige lokaliteter. På Jægersborg Allé blev der observeret koncentrationer på op til 80 mg Fe/l og Evans og Koenigsberg (2001) rapporterer koncentrationer på over 250 mg Fe/l for amerikanske lokaliteter. Sådanne høje koncentrationer kan give anledning til efterfølgende klogning, hvis der sker udfældning med ilt (se afsnit 4.4.4). I mange tilfælde vil de aktuelle koncentrationer være lavere, da der vil ske udfældning med karbonat og sulfid.

Betydningen af jernreduktion for anaerob deklorering er dårligt belyst (afsnit 3.4), men der pågår en diskussion af om aktiv jernreduktion kan forhindre, at der sker anaerob deklorering. Evans og Koenigsberg (2001) ser en sammenhæng mellem manglende deklorering til VC fra cis-DCE på lokaliteter, hvor der stadig foregår jernreduktion. Miljøstyrelsen (2003) rapporterer, at der ses en betydelig jernreduktion, samtidig med, at der ikke sker anaerob deklorering på Jægersborg Allé. Samtidig observeres der tilsyneladende samtidig jern- og sulfatreduktion, hvilket komplicerer situationen yderligere. Det sidste er observeret mange steder, og sideløbende redoxprocesser er under feltforhold veldokumenteret (Christensen et al., 2000). Uheldigvis er der i litteraturen få feltdata om jernreduktionens effekt på den anaerobe deklorering, og problemstillingen må anses for at være mangelfuldt belyst.

Sulfat er på molbasis en vigtig elektronacceptor i mange akviferer. Samspillet mellem reduktiv deklorering og sulfatreduktion er kompliceret (afsnit 3.4), og høje sulfatkoncentrationer er hyppigt nævnt som et problem for en effektiv dekloreringsproces (Schumacher et al., 2000). En anden problemstilling er knyttet til dannelsen af sulfid fra reduktion af sulfat. Sulfid vil typisk udfælde med reducerede jernforbindelse som monosulfider eller pyrit. Disse udfældninger vil potentielt kunne reoxideres senere og give anledning til forsuring og dannelse af bl.a. sulfat.

Metandannelse er en meget vigtig proces i samspillet med anaerob deklorering, som diskuteret i afsnit 3.4. Generelt viser laboratorieundersøgelser, at det ikke er ønskeligt at overstimulere metandannelsen. Under feltforhold har stimulering af metandannende forhold formentlig også en negativ effekt, især måske i relation til at elektrodonor spildes til processen. Der er i talrige tilfælde rapporteret om metandannelse i høje koncentrationer (10^-30 mg/l). En afledt effekt af disse koncentrationer er dannelse af gasbobler i grundvandszone, som kan reducere den hydrauliske ledningsevne. Desuden har det være diskuteret, om metandannelse skabte en risiko for gaseksplosioner. Afdampning af metan til den umættede zone og efterfølgende ophobning i huse og kældre kan potentielt resultere i volumenkoncentrationer over det eksplosive niveau (5%). Der er ikke rapporteret konkrete eksempler på eksplosioner foranlediget af donortilsætning.

4.2.3 Fysiske forhold på lokaliteten

Implementering af stimuleret reduktiv deklorering som afværgeløsning kræver tilstrækkelig plads på lokaliteten for at tillade installation af injektions- og moniteringsboringer og opstilling og betjening af udstyr. Valget af tilsætningsmetode kan delvist også dikteres af den tilgængelige plads. bio-barrierer kan være den eneste løsning på lokaliteter med begrænset plads.

For biologisk nedbrydning af klorerede opløsningsmidler kan visse måder til implementering af teknologien øge dannelsen af høje koncentrationer af metan. Specielt metoder, der benytter injektion af store mængder let bionedbrydeligt materiale (fx melasse), har i visse tilfælde vist sig at danne høje indhold af metan i grundvandet (Burdick et al., 2002; Kean et al., 2002). På lokaliteter med høj grundvandsstand og i nærhed af beboelses- eller industribebyggelse, bør en vurdering af metodens anvendelse derfor også inkludere risikoen for ophobningen af eksplosive metangasser i den umættede zone.

4.3 Dimensioneringsgrundlag

Dimensioneringsgrundlaget for in situ stimuleret biologisk nedbrydning kan ifølge (Lee et al., 1988; Morse et al., 1998) bestå af følgende faseopdeling:

• Lokalitetsbeskrivelse og -feltundersøgelser
• Gennemførelse af laboratorieforsøg (treatability studies) til vurdering af relevante tilsætningsstoffer til grundvandet
• Feltskala dimensioneringsforsøg (pilotprojekt)
• Fuldskala implementering

4.3.1 Lokalitetsbeskrivelse og -feltundersøgelser

Formålet med en beskrivelse af lokaliteten er at opnå en grundig forståelse af forureningssituationen (type og udbredelse), hydrogeologien og geokemi. Gennem denne process vurderes det, om stimuleret biologisk nedbrydning er mulig, og i så fald hvilken metode, der kan benyttes. I mange tilfælde foreligger der omkring lokaliteten omfattende data, der bør benyttes til udviklingen af en konceptuel model til vurdering af forureningsspredning og hydrogeologi. I tilfælde af sparsomme data om lokaliteten, er det nødvendigt at udføre supplerende undersøgelser. For de fleste lokaliteter, bør en grundig beskrivelse fokusere på at kvantificere de nødvendige design parametre for stimuleret biologisk nedbrydning netop i de områder, hvor stimuleringen skal foregå.

I appendiks C er opsummeret den information, som er nødvendig for at udvikle et koncept, der er tilstrækkeligt til at bestemme metodens anvendelse (Morse et al. 1998).

4.3.2 Laboratorieforsøg (treatability tests)

Laboratorieforsøg (treatabilityforsøg) bliver anvendt i Nordamerika til at vurdere om in situ reduktiv deklorering er en anvendelig afværgeløsning for en forurening med klorerede opløsningsmidler. Udover at kunne identificere anvendelige elektrondonorer og behovet for bioaugmentation, kan laboratorieforsøg bruges til at vurdere dosering af elektrondonorer, og måden elektrondonoren skal leveres på (passivt eller aktivt). Gennem de indledende forsøg kan ikke egnede fremgangsmåder identificeres, hvilket kan mindske risikoen for ringe udførelse og spildte udgifter ved det efterfølgende feltarbejde. Forhold vedr. treatability test er beskrevet i afsnit 3.7.

4.3.3 Dimensioneringsforsøg i felten

Når metoden er påvist effektiv ved laboratorieforsøg, er det næste skridt at vurdere anvendelsen af teknologien under feltforhold. Den følgende gennemgang følger en vejledning udarbejdet af United States Department of Defense and Environmental Protection Agencies (Morse et al. 1998).

Der benyttes mange fremgangsmåder ved afprøvning i felten, men de mest almindelige er:

• Push-pull test
• In situ mikrokosmos
• Pilotforsøg.

Push-pull test og in situ mikrokosmos er småskala afprøvninger, der nogle gange er brugt i stedet for laboratorietests. Pilotforsøg er den bedste indgangsvinkel til en fremtidig fuldskala implementering og er den mest benyttede metode i felten. In situ mikrokosmos og push-pull tests, der begge er statiske systemer, kan ikke erstatte pilotforsøg til afprøvning af aktive systemer. I appendiks D er der en nærmere beskrivelse af push-pull test og in situ mikrokosmos forsøg.

Pilotforsøg

I vejledningen fra Morse et al. (1998) er der en detaljeret beskrivelse af dimensioneringen af pilotforsøg herunder design, etablering og felttest.

Formålet med pilotforsøg er at undersøge tilførsel og oprensningseffektivitet af de tilsatte elektrondonorer mm. i feltskala. Aktive systemer med forceret gradient og recirkulering er de mest anvendte pilotforsøg i artikler med censur (Lee et al. 1988; Roberts et al., 1990; McCarty et al., 1998; Morse et al., 1998; Ellis et al., 2000; Dybas et al., 2002; Major et al., 2002; Lendvay et al., 2003). Med denne type af testmetode bliver grundvand oppumpet fra det forurenede magasin, tilsat elektrondonorer (og evt. bakteriekulturer, næringsstoffer og pH buffere) og reinjiceret ind i behandlingsområdet.

Konstant eller pulserende tilførsel af elektrondonorer er med til at udvikle en biologisk aktiv zone. Indsamling af moniteringsdata fra flere punkter mellem injektion- og oppumpningsboringer tillader en vurdering af systemets virkningsgrad. Ved recirkulering kan der opnås den bedst mulige chance for opstilling af en massebalance på forureningskomponenterne. Massebalancen kan påvise, at forureningsmassefjernelsen er sket på grund af den stimulerede biologiske nedbrydning og ikke på grund af fortynding. Benyttelse af en tracer både før og samtidig med injektionen af tilsætningsstofferne er vigtig for at bestemme den hydrauliske opholdstid og opstilling af massebalancer.

Morse et al. (1998) anbefaler, at pilotprojekter for anaerob deklorering af klorerede opløsningsmidler benytter tre injektionsboringer, to pumpeboringer og en serie moniteringsboringer placeret mellem injektions- og pumpeboringer (se figur 4.2). Pilotprojekter, der er udført i overenstemmelse med vejledningen, varer normalt 6 måneder. Forslagene i Morse et al. (1998) blev skrevet før udviklingen af de kommercielle Dehalococcoides kulturer og tager derfor ikke bioaugmentation i betragtning. Figur 4.3 viser eksempel på pilotforsøg på Dover AFB (Ellis et al., 2000). Denne sag er beskrevet mere detaljeret i appendiks B.

Figur 4.2 Moniteringsnetværk for pilotprojekter (Morse et al. 1998).

Omkostningerne ved pilotforsøget er en nøglefaktor, der påvirker beslutningen om, hvorvidt der skal fortsættes fra pilotforsøg til fuldskala implementering. Omkosningerne ved at implementere teknologien vil variere fra sted til sted, hvorfor en cost-benefit-analyse bør udføres for hver enkelt lokalitet. På steder, hvor et eksisterende pump-and-treat system er i drift, vil implementering af stimuleret reduktiv deklorering kræve mindre investeringer, da de allerede eksisterende boringer, pumper og rør kan anvendes. Fuldskala implementering af aktive systemer kan være for omkostningstunge på lokaliteter med store forureningsfaner. Passive systemer (med naturlige gradienter), der afskærer forureningsfanen, kan være mere fordelagtige for fuldskala implementering på disse lokaliteter. Selv om fuldskala-løsningen i sidste ende bliver designet som semi-passiv eller passiv biologisk nedbrydning, vil dette ikke nødvendigvis udelukke brugen af en aktiv biologisk nedbrydning i pilotforsøget. Et aktivt system i et pilotforsøg tillader massebalanceberegninger på forureningen og restprodukterne på en måde, som typisk ikke er er muligt ved et passivt system. Desuden er den tid, som det tager at påvise en effektiv behandling typisk meget kortere med et aktivt system.

Figur 4.3 Eksempel på boringsplacering ved pilotforsøg. (Ellis et al., 2000)

4.3.4 Fuldskala implementering

Et veludført pilotforsøg giver et mål for den biologiske nedbrydning, behovet for elektrondonor og bakterietilsætning, samt sekundære påvirkninger af grundvand på feltskala-niveau. Denne information er afgørende for udviklingen af et effektivt fuldskalasystem og for at reducere usikkerheden omkring vurderede udgifter og driftstid. Et fuldskalasystem bør, så vidt det overhovedet er muligt, bruge de oplysninger, der er fremkommet under pilotforsøget. Samtidig skal fuldskala-systemet kunne klare eventuelle nye forhold, som måske ikke har været tilstede i området, hvor pilotforsøget blev udført, herunder forskellige hydrogeologiske forhold. Hydrogeologisk heterogenitet er en af de største udfordringer for overgangen fra pilotforsøg til fuldskalaimplementering. På lokaliteter, hvor heterogeniteten er markant, kan et enkelt pilotforsøg være utilstrækkeligt til at fastslå, hvilken metode der er anvendelig. På lokaliteter, hvor pump-and-treat anvendes tæt på behandlingsområdet, bør det overvejes at benytte den eksisterende forcerede gradient til at sprede elektrondonorerne.

Ofte kan pilotforsøg ikke nærme sig de forhold, der vil opstå som følge af langvarig drift. Derfor bør udformningen og planerne for fuldskala implementeringen af stimuleret anaerob biologisk nedbrydning, tage højde for potentielle skadelige processer, som på længere sigt kan blive mere markante. Det drejer sig om tilklogning af injektionsboringer på grund af biomassevækst, tilklogning af behandlingsområderne på grund af ophobning af metangas og problemer med fx høje koncentrationer af opløste metaller i grundvandet. Disse problemer kan kun imødegås ved valg af korrekte elektrondonorer i passende koncentrationer. Derudover kan behovet for elektrondonorer ændres i tid og rum, hvorved et seks måneders pilotprojektforløb kan blive utilstrækkeligt til at fastsætte levetiden for elektrondonorer i grundvandsmagasinet (specielt for passive systemer tilsat langsomtfrigivende donorer). Fuldskala-systemer bør tage hensyn til den forventede levetid af langsomtfrigivne donorer ved at tage højde for donorbehovet til konkurrerende redoxprocesser.

4.4 Elektrondonorer

4.4.1 Valg af elektrondonor

Tabel 4.3 og 4.4 viser udvalgte elektrondonorer, som har været brugt ved feltoprensninger. Appendiks A.2 viser hvilke elektrondonorer, der har været anvendt ved de enkelte feltforsøg. Elektrondonorer, som har været anvendt i laboratorieforsøg, fremgår af afsnit 3.2.

Stoffer, der normalt benyttes som elektrondonorer, er laktatbaserede polymere (HRC), oliebaserede langsomt frigivende forbindelser, opløselige forbindelser såsom sukkerstoffer (melasse), fødevarebaserede syrer (acetat eller laktat), alkoholer (metanol eller ethanol) og andre naturligt forekomne materialer (kitin eller savsmuld af bark). Under anaerobe forhold er alle disse stoffer genstand for fermentering, hvorved der dannes hydrogen (H₂), se kapitel 2 og 3.

Tabel 4.3 Oversigt over elektondonorer, som har været brugt ved feltoprensninger.

De hydrogeologiske forhold på en lokalitet bestemmer alene ikke muligheden for stimuleret anaerob reduktiv deklorering, men også typen af elektrondonor og måden, som den bliver tilsat på. Sand- og grusmagasiner og sprækkede formationer som kalkmagasiner er ofte velegnede til aktiv tilsætning af elektrondonorer såsom natriumlaktat, metanol, format, etanol og acetat (Morse et al., 1998; Litherland et al., 1999; Fam et al., 2000; Leigh et al., 2000; Langenhoff et al., 2001; Henseen et al., 2001; Major et al., 2001; Findlay et al., 2002; Cox et al., 2002; McMaster et al., 2003; Chang et al., 2003; Finn et al., 2003; Lendvay et al., 2003). I lavpermeable aflejringer anvendes typisk langsomtfrigivende elektrondonorer som HRC, vegetabilske olier eller kitin.

HRC (polylaktatester) er den mest anvendte donor i verden. HRC er en langsomt frigivende donor som anvendes i passive systemer i både lav- og højpermeable aflejringer. HRC blev anvendt på pilotprojektet på Jægersborg Alle i København Amt. Laktat er den mest anvendte vandopløselige donor, som er anvendt i Nordamerika, og er karakteriseret ved en effektiv omdannelse til hydrogen. I flere projekter, hvor der tilsættes vandopløselige elektrondonor, er der anvendt en blanding af forskellige elektrondonorer (Hennsen et al., 2001; Major et al., 2002; Fam et al., 2000). Acetat er ikke velegnet som eneste donor, da acetat ikke fermenterer (acetat er et fermenteringsprodukt).

Melasse er et sukkerstof, som ikke er den mest effektive kilde til hydrogenfrigivelse ved fermenteringen. Melasse skal derfor tilsættes i relativt store mængder og har tendens til at danne mere metan end andre donorer. Melasse anvendes dog en del i Nordamerika med rimelige resultater (Peeples et al., 2001; Maierle et al., 2001; US EPA., 2000c).

Findelt bark/træ kan indbygges i eksempelvis biobarrierer og er et meget billigt alternativt. Ud fra feltforsøgene beskrevet af Haas et al. (2000) og Aziz et al. (2001) ser det ud til, at denne donor stimulerer den reduktive deklorering.

Det er vanskeligt på forhånd at udpege elektrondonorer som er bedre end andre. Ved udvælgelse af donorer kan følgende forhold indgå:

• Afprøvning af forskellige donorer ved laboratorieforsøg
• Udvælgelse ud fra hydrogeologiske forhold (høj eller lavpermeable aflejringer og aktivt eller passivt system)
• Adgangsforhold til lokaliteten, herunder om der anvendes aktivt eller passivt system
• Størrelse af indsatsområde (pris for donor har stor betydning)
• Hvilke donorer kan accepteres af myndighederne?
• Økonomi

Tabel 4.4 Oversigt over elektrondonorer

Klik her for at se tabellen.

4.4.2 Tilsætning af elektrondonor

Tilsætning af elektrondonorer og bakterier kan ske på mange måder. I protokollen fra ITRC 1998 (www.itrcweb.org/isb-6.pdf) gennemgås nedenstående metoder:

• Recirkulation mellem 2 vertikale/horisontale boringer
• Direkte injektion i vertikal boring
• Recirkulation i samme vertikale boring med 2 filtre
• Passive vertikale filtersatte boringer som fyldes med elektrondonorer
• Tilsætning af elektrondonorer i biobarriere

Direkte injektion (direct push) med GeoProbe er meget anvendt i Nordamerika til injektion af de langsomt frigivende elektrondonorer (eksempelvis sojabønneolie, HRC, og kitin). Her foregår injektionen typisk under stort tryk. Ved tilsætning af HRC på Jægersborg Allé i Københavns Amt blev således anvendt GeoProbe med et tryk på 90 bar (Miljøstyrelsen, 2003a). HRC er typisk injiceret ved forhøjede temperaturer for at reducere viskositeten (Anderson et al., 2000; Boyle et al., 2000; Zahiraleslamzadeh et al., 2000; Miljøstyrelsen, 2003a). På Jægersborg Allé blev HRC eksempelvis opvarmet til 30-40 grader celcius (Miljøstyrelsen, 2003a).

Der er udviklet forskellige teknikker til at injicere elektrondonor med direct push teknologien. Der opereres bl.a. med begreberne "Top-down" og "Bottom-up". Top-down er injektion med start fra toppen af injektionsområdet og nedefter. Ved Bottom-up startes injektionen i bunden af magasinet. Ved passive systemer er det essentielt, at der sker en jævn fordeling af elektrondonorer i hele injektionsområdet. Her nævnes Top-down metoden som den mest velegnede løsning, idet Bottom-up metoden har en tendens til at fordele den største mængde substrat i bunden af injektionsområdet, specielt i lavpermeable aflejringer (Zahiraleslamzadeh et al., 2000). Problemer med uensartet fordeling af substrat blev også observeret ved Jægersborg Allé, hvilket blev tilskrevet for højt tryk, injektionsystem og variationer i permeabiliten i akviferen.

Tilsætning af elektrondonorer gennem drængrøfter er også en almindelig metode i Nordamerika. I Holland er der udviklet en teknik, hvor der anvendes tilsætning via nitrogengas i lighed med air sparging (se appendiks G, Bioclear, 2003).

Uden hensyn til typen af donor der benyttes, kan pneumatisk eller hydraulisk frakturering evt. tillade bedre grundvandsstrømning og bedre blanding af forurening af donor i lav permeable medier (Martin et al., 2002).

Ved benyttelse af bioaugmentation (tilsætning af bakteriekulturer) skal de tilsatte mikroorganismer bringes i direkte kontakt med forureningskomponenten. Begrænsninger mht. transport af mikroorganismer kan løses ved at tilsætte kulturen og derefter "trække" forureningen ind i behandlingsområdet ved at etablere en forøget hydraulisk gradient (forced gradient). Major et al. (2002) og Cox et al. (2002) demonstrerede brugen af denne metode til at injicere og sprede en bakteriekultur (KB-1) i sand- og grusmagasiner.

4.4.3 Forbrug og levetid af donorer

Når behovet for donor skal vurderes, er der flere forhold, som skal tages i betragtning. Der vil være et forbrug af elektrondonor til omsætning af uorganiske elektronacceptorer (se afsnit 2.2), der strømmer ind eller findes i behandlingsområdet (O₂, Fe(OH)₃, SO₄^2-, CO₂, etc.). Der vil samtidig være et forbrug til selve dekloreringsprocessen, men det er typisk forholdsvis begrænset i forhold til forbruget til redoxprocesserne. Det andet forhold er tilgængeligheden af elektrondonoren for disse processer. Er der tale om donorer, som er umiddelbart tilgængelige eller er det donorer, som først skal frigives og derefter langsomt omsættes? Det støkiometriske behov kan beregnes ud fra reaktionsligninger præsenteret i kapitel 2 og 3 for veldefinerede donorer. I tabel 4.2 er der angivet teoretiske forbrug for at reducere elektronacceptorer i to danske akviferer. I sådanne beregninger er den største usikkerhed omkring forbruget formentlig knyttet til den biologiske tilgængelighed af jernhydroxider i grundvandsmagasinet. For komplekse donorer er der både problemer omkring den aktuelle støkiometri, men i særdeleshed omkring frigivelseshastigheden, som bliver afgørende for både forbrug og levetid af donor.

Forholdene omkring levetider af donorer er primært forbundet med passive systemer, hvor donorer såsom HRC, sojabønneolie, melasse eller kitin injiceres i mængder, der klart overskrider det støkiometriske krav for stimulering af den biologiske nedbrydning på kort sigt. Her vil reaktionen være styret af andre processer (diffusionshastigheden, opløsning), og den rette dimensionering af passive systemer kræver en kvantitativ forståelse af den hastighed, hvorved de fermenteringsdygtige substrater frigives fra materialet (fx HRC eller vegetabilsk olie) til grundvandet. I et forsøg på at forøge levetiden af langsomt frigivende og/eller passive donor systemer benyttes typisk mængder af elektrondonorer, der er i stort overskud (Burdick et al., 2002; Yang and McCarty, 2003) Ulempen ved dette er de tidligere nævnte problemer med dannelse af opløst mangan og jern (Fennell et al., 1997; Kean et al., 2002) og risikoen for ophobning af metangas (Yang og McCarty, 2003).

Ved aktive systemer med forceret gradient og konstant eller pulserende injektion af opløste, simple elektrondonorer (fx laktat, metanol, acetat) er donorerne typisk tilsat i koncentrationer, der møder de umiddelbare støkiometriske krav til reaktionen i vandfasen, hvorfor elektrondonorerne opbruges relativt hurtigt. Derfor er spørgsmålet omkring elektrondonorers levetid mindre relevante for aktive systemer med forceret gradient.

Som støtte til anaerob deklorering af klorethener og klorethaner kan bakteriel biomasse være en effektiv elektrondonor (Yang og McCarty, 2000b). Biologisk aktive zoner, der opbygges i forbindelse med aktive eller passive systemer, kan være rige på biomasse (Major et al., 2002). Eksperimenter har vist, at nedbrydning af biomasse i tidligere aktive zoner kan katalysere reduktiv deklorering i mindst 3 år efter, at de aktive afværgeforanstaltninger er afsluttet (Hendrickson et al., 2001). Dette indikerer, at aktive systemer kan have en signifikant effekt længe efter, at tilsætningen af elektrondonor er afsluttet.

4.4.4 Tilklogning af boringer

Erfaringer fra talrige lokaliteter viser, at tilklogning af injektionsboringer kan resultere i en signifikant forringelse af muligheden for injektion af elektrondonor, og dette er det mest almindelige problem for drift og vedligeholdelse (MacDonald og Kitanidis, 1995; Taylor et al., 1997; Dupin and McCarty, 2000; Millar et al., 2001; Lesage et al., 2002). Tabel 4.5 giver en vurdering af forskellige metoder til fjernelse af biomasse, som giver tilklogningsproblemer (Alford et al., 1999; Donlan, 2000; Allison et al., 2000; Dupin et al., 2000; Taylor et al., 1997). Erfaringerne bygger på 20 lokaliteter med in situ afværge, hvor klorerede ethener, klorerede ethaner og perklorat er forsøgt nedbrudt i grundvand. Ud af disse 20 projekter havde kun 3 ikke stødt på problemer med vækst af biomasse. Den ene af disse sager er pt. under udførelse (Dover AFB i Delaware, USA) og kan evt. få problemer senere. I de to andre sager benyttes lavfrekvenspulserende tilsætning af donor (tilsætning én gang om ugen og én gang hver 5. uge), der måske ikke er egnet for mange lokaliteter. Alle på nær 4 af lokaliteterne benyttede kontinuerlig recirkulation af grundvand og tilsætning af donor via traditionelle injektionsboringer.

Der er ikke rapporteret om problemer med jernudfældninger. Det tilstræbes, at bibeholde anaerobe forhold i det vand, som skal recirkuleres.

Teknikker for afhjælpning af tilgroning benytter typisk forsøg på at hæmme eller gøre bakteriesamfundene uvirksomme mht. opbygning af biofilm ved benyttelse af oxiderende biocider eller koncentreret syre, fysisk fjernelse af biomassen i filterstrækningen eller benyttelse af tensider, dispergeringsmiddel eller chelateringsmiddel for at destabilisere forholdene i biofilmen. Kemiske løsninger kan være succesfulde, men de har den ulempe, at brugen af fx biocider over længere tid kan bevirke mikrobiel modstandsdygtighed (Allison et al., 2000), som kan have skadelige bivirkninger på den ønskede biologiske nedbrydning og grundvandskvaliteten. Tilførslen af kemiske biocider til grundvandet er i Nordamerika underlagt myndighedsgodkendelse i de fleste tilfælde (se kapitel 6).

På mange af de små lokaliteter, der er del af erfaringsgrundlaget i tabel 4.5, viste symptomer på tilgroning sig ved en pludselig stigning i vandspejlsniveauet i de injektionsboringer, der blev kørt med et konstant flow. Problemerne blev løst ved benyttelse af mange forskellige teknikker, hvor den mest almindelige var kraftig renpumpning ("purging"), der er en standardprocedure ved boringsretablering. Disse renoveringsteknikker er omkostningstunge og er ofte koblet sammen med tilsætning af aggressive kemikalier, som kan være både vanskelige og farlige at tilsætte. Desuden giver det oftest kun kortvarige forbedringer i driften. I en amerikansk undersøgelse evalueres potentielle cost-effektive boringsretableringsteknikker for afhjælpning af tilklogning af boringer i Leesville Dam, Leesville Ohio. Boringerne blev tilført polyfosfat, renpumpet i 2-4 timer og udsat for en choktilsætning af klor i koncentration på 1.000 mg/l i 12 timer, efterfulgt af kraftig renpumpning (Alford og Cullimore, 1999). Metoden var meget effektiv, men driftsomkostningerne var relativt store.

I det seneste år har GeoSyntec vurderet og/eller testet adskillige metoder til forebygning af tilgroning på mindre feltskalaniveau. Af disse, har brugen af klordioxid været meget effektiv til at forhindre tilgroning i feltforsøg over 4-6 måneder. Klordioxid benyttes normalt til desinficering af drikkevand og til at undgå biofilmdannelse i ex situ behandlingssystemer, køletårne og andre industrielle formål. En vigtig fordel ved brugen af klordioxid frem for andre klorbaserede desinfektionsmidler er, at det ikke udvikler trihalometaner. Nedbrydningsprodukterne er klorid og oxygen, der er naturligt tilstede i de fleste grundvandsmagasiner. Dog udgør både klordioxid og klorgas en betydelig helbreds- og risikofare (arbejdsmiljø).

På det seneste har GeoSyntec testet en ultralyds rør-resonator (UTR), der ødelægger biofilm og udfældninger i filtersætningen ved generering af ultralydssvingninger. Fordelen ved UTR-metoden er, at der ikke benyttes farlige kemikalier, den er uafhængig af redoxforhold, og driftsomkostningerne er lave. Metoden har været afprøvet med succes i en tilgroet injektionsboring, men metoden mangler stadig at blive testet for forebyggelsen af tilgroning af boringer over længere tid i fuld skala.

GeoSyntec har ligeledes erfaring med skiftevis injektion af elektrondonorer og rent vand, eksempelvis 1 times injektion af elektrondonorer og 23 timers injektion af vand.

Tabel 4.5. Sammenstilling af metoder til at modvirke tilklogningsproblemer (Alford et al., 1999; Donlan, 2000; Allison et al., 2000; Dupin et al., 2000; Taylor et al., 1997).

Klik her for at se tabellen.

4.5 Bioaugmentation - tilsætning af bakteriekulturer

I litteraturen er der rapporteret gode erfaringer med stimulering af den reduktive deklorering med tilsætning af bakterier (bioaugmentation). Udvalgte sager er præsenteret i tabel 4.6 og appendiks B. Før gennemførelse af feltforsøgene var der på forhånd på alle sager lavet treatability studies til vurdering af tilsætning af elektrondonorer og bakterier.

Cox et al. (2000) påviste fuldstændig deklorering af TCE og perklorat i en ca. 20 meter lang recirkulationscelle med en ekstraktionsboring, en injektionsboring og to moniteringsboringer placeret mellem injektions- og ekstraktionsboringerne. Grundvandet blev recirkuleret med en rate på ca. 20 liter/min, hvilket ved tracertilsætning blev bestemt til en opholdstid på 23 dage. Ethanol blev benyttet som elektrondonor, og behandlingsområdet var podet med en bakteriekultur indeholdende Dehalococcoides. Ellis et al. (2000) opnåede fuldstændig deklorering af TCE til ethen i en ca. 22 meter lang recirkulationscelle, der bestod af tre ekstraktionsboringer, tre injektionsboringer og en serie af moniteringspunkter imellem dem. En opholdstid på 60 dage blev opnået i projektet. Laktat blev benyttet som elektrondonor, og behandlingsområdet var podet med Dehalococcoides kulturer. Major et al. (2001, 2002) benyttede et lignende design, som det Cox et al. (2000) og Ellis et al. (2000) benyttede, på nær at opholdstiden var 7 dage. Alle tre projekter opnåede ved bioaugmentation fuldstændig og relativ hurtig omdannelse af klorethenerne til koncentrationer, der opfyldte stopkriterierne.

Resultaterne fra tabel 4.6 viser, at tilsætning af bakterier kan forcere oprensningen væsentligt, og at tilsætningen af bakterier ofte er nødvendigt for at sikre en fuld omdannelse til ethen. I litteraturen er der, som tidligere omtalt, bedst dokumentation for vellykkede projekter med aktive systemer (afsnit 4.1.4).

Tabel 4.6 Oversigt over udvalgte lokaliteter hvor der er anvendt bioaugmentation (se endvidere appendiks A.2)

Klik her for at se tabellen.

4.5.1 Bakteriekulturer

I tabel 2.6 er der en oversigt over bakteriekulturer, hvor evnen til anaerob deklorering af klorerede opløsningsmidler er dokumenteret. Tabellen giver også oplysninger om bakterierne er testet for patogener, og om de er kommercielt tilgængelige. I skema i appendiks A.2 (feltforsøg) er der angivet, om der er anvendt bioaugmentation, og hvilke kulturer der er anvendt.

Det fremgår, at de typiske bakteriekulturer, som har været anvendt i felten, er KB-1, Pinellas og Bachman Road. På enkelte oprensningssager (Fam et al., 2002; Manale et al., 2002) er der anvendt en ukarakteriseret bakteriekultur fra en anden forurenet lokalitet, hvor aktiv reduktiv deklorering pågik.

I Nordamerika bliver KB-1 og Bachman Road kulturen solgt kommercielt til brug for bioaugmentation. KB-1 er solgt gennem det nordamerikanske firma SiREM (www.siremlab.com). Bachman Road kulturen er solgt gennem firmaet Regenesis (www.regenesis.com) under navnet BioDechlor og gennem firmaet Bioaug LLC. Det er dog sandsynligvis ikke helt det samme produkt, som sælges af Regenesis og Bioaug LLC, idet bakterierne ikke opformeres under helt samme forhold.

I Europa er bakteriekulturer indeholdende Dehalococcoides også kommercielt tilgængeligt via det hollandske firma Bioclear BV (www.bioclear.nl), der sammen med firmaet Logisticon levererer on-site bioreaktorer til nedbrydning af klorerede ethener. Her bioaugmenteres oppumpet grundvand i reaktoren, og det behandlede grundvand reinfiltreres i grundvandsmagasinet (se www.avjinfo.dk/pdf/AVJinfo0503.pdf).

4.5.2 Vurdering af behov for bioaugmentation

Når behovet for bioaugementation skal vurderes skal det ske på på baggrund af en grundig feltundersøgelse af lokaliteten. Desuden er det ofte hensigtsmæssigt at supplere disse informationer med målrettede undersøgelser af de mikrobielle og nedbrydningsmæssige forhold. Som diskuteret i afsnit 2.3, er Dehalococcoides den eneste kendte bakteriestamme, der kan nedbryde cis-DCE og VC helt til ethen, og disse mikroorganismer findes ikke på alle lokaliteter (Hendrickson et al., 2002; Major et al., 2003). Tilstedeværelsen af Dehalococcoides er en kritisk forudsætning for at opnå en effektiv nedbrydning af klorethener til ethen. Som følge deraf er bestemmelsen af tilstedeværelsen af Dehalococcoides anbefalet for at evaluere muligheden for biologisk nedbrydning (Hendrickson et al., 2002). En anden mulighed er at udføre laboratorieforsøg (treatabilitystudier), som både giver en vurdering af behovet for bioaugmentation, men også kan benyttes til valg af donor og dimensionering af tilsætning af donor. Direkte påvisning af Dehalococcoides ved molekylære analyse er nøjere diskuteret i afsnit 2.4 og laboratorieforsøg (treatability studies) er behandlet afsnit 3.7. Her vil feltundersøgelser målrettet mod vurdering af behovet for bioaugmentation blive diskuteret.

Feltundersøgelser
Der er forskellige geokemiske forhold, der indikerer, når bioaugmentation er nødvendig for at forøge den biologiske nedbrydning af klorerede ethener i grundvand. Disse inkluderer:

• Iltrige forhold hvor der ikke er tegn på reduktiv deklorering. Iltrige forhold er hæmmende for tilstedeværelsen af Dehalococcoides, da ilt er toxisk for denne mikroorganisme.
• Lokaliteter hvor der naturligt sker reduktiv deklorering med produktion af cis-DCE, men ingen eller kun meget lave koncentrationer af VC eller ethen. Lave koncentrationer af VC og ethen kan dannes naturligt gennem abiotiske processer, eller anaerobe co-metaboliske reaktioner.
• Ingen forekomst af VC eller ethen inden for 6 måneder efter tilsætning af elektrondonor. Denne tidsramme er baseret på en antagelse om, at maksimalt en 20 dobling (fordoblingstid på 5-10 dage afhængig af temperaturen) af den naturligt forekommende bestand af Dehalococcoides, resulterer i tilstrækkelig biomassevækst (fra 1 celle/ml til 10⁶ celler/ml), se afsnit 4.5.3.
• Karakterisering af redoxforhold, herunder identifikation af aerobe forhold kan udføres på baggrund af vandopløselige redoxparametre (Bjerg og Arvin, 1998). En kontrolleret prøvetagning med feltmålinger af ilt, pH, EC med "prøvetagningsgris" suppleret med en "boringskontrol" er ofte den billigste måde at få det nødvendige datagrundlag. Det kan i lavpermable aflejringer være vanskeligt at få troværdige iltmålinger i lavtydende boringer. Kvaliteten af sådanne iltmålinger bør altid sammenholdes med vurderinger af de øvrige redoxparametre.
• Målinger af ethen er ikke standard ved forureningsundersøgelser for klorerede opløsningsmidler i Danmark, og det afspejles også af den nuværende detektionsgrænse på 10 μg/l for kommercielle analyser (november 2003). I de få tilfælde, hvor der er publiceret målinger har baggrundsniveauet udenfor det forurenede område været under 10 μg/l (Miljøstyrelsen, 2003a; Miljøstyrelsen, 2000). Der er blevet målt markante koncentrationer (45 μg/l ) på Drejøgade i enkelte boringer i områder, hvor der pågik en aktiv anaerob deklorering (Miljøstyrelsen, 2000). Det vil være hensigtsmæssigt, at ethen bliver indarbejdet som standard i sager, hvor nedbrydning af klorerede opløsningsmidler skal vurderes. I vurdering af nedbrydning er det en god ide at vurdere forholdene mellem de enkelte nedbrydningsprodukter på mol basis, så det samtidig sikres, at ethen på molbasis udgør en signifikant del (>1 %) i forhold til både moderstof og nedbrydningsprodukter. Det samme gør sig gældende, når niveauet af VC skal vurderes. I Major et al. (2003) findes en interessant diskussion af denne problemstilling.

4.5.3 Volumen af bakteriekoncentration

Der er mange faktorer, som har indflydelse på mængden af bakteriekultur, der skal tilsættes. Disse faktorer, og hvad de betyder for bakteriekulturen, er præsenteret i det følgende.

• Vækstraten for Dehalococcoides ved en given temperatur. Som en tommelfingerregel vil en positiv temperaturændring på 10°C fordoble vækstraten. Temperaturer under 4°C vil sandsynligvis hæmme væksten, mens temperaturer over 35°C vil forhindre vækst. Med forventede grundvandstemperaturer på mellem 5 og 15°C vurderes fordoblingstider på 5-15 dage at være realistiske.
  
• Bakteriekulturens populationstæthed. Jo højere den initiale populationstæthed er, desto mindre bakteriekultur behøves for at opnå den ønskede celletæthed i akviferen. Kendskab til den initiale celletæthed i akviferen sammen med vækstraten for kulturen vil hjælpe med at kunne vurdere den forventede tilvænningsperiode. Erfaringerne på dette område er meget sparsomme og kvantitative vurderinger af vækst af Dehalococcoides under feltforhold er kun rapporteret i få tilfælde (se Lendvay et al., 2003).
• Volumen af behandlingsområdet, der skal gøres bioaktivt. Dette volumen er en funktion af den initielle koncentration af forureningskomponenterne, de estimerede nedbrydningsrater, den ønskede koncentration af forureningskomponenterne efter behandling og grundvandets strømningshastighed.
• Den minimalt ønskede tilvænningstid før den anaerobe deklorering er effektiv, så der sker dannelse af ethen. Dette er en funktion af kulturens vækstrate og den initielle celletæthed i grundvands-magasinet. Sædvanligvis vil en 10 gange forøgelse af kulturens volumen mindske fordoblingstiden af kulturen in situ 3,3 gange - fx ved at antage at ved en fordoblingstid på 5 dage vil tilføjelse af 10 gange mere kultur reducere tilvænningsperioden med ca. 17 dage (Durant., 2003).
• Systemdesign. Passive systemer for tilsætning af elektrondonorer er generelt afhængig af advektion, dispersion og diffusion for spredning af elektrondonorerne. Spredning af mikroorganismerne vil også afhænge af disse forhold, og for at opnå de ønskede tilvænningsperioder i behandlingsområdet, skal kulturen derfor tilsættes i flere injektionspunkter for passive systemer end for recirkulationsbaserede systemer. Dette kan føre til behov for tilsætning af et større volumen bakteriekultur for at sikre en effektiv spredning af mikroorganismerne.

Der er relativt få felterfaringer med bioaugmentation i forhold til biostimulation. På Kelly AFB, San Antonio (Major et al. 2002) blev der tilsat 13 l KB-1 kultur med en koncentration på 10⁶ celler/ml til et behandlet volumen på 70 m³. Dette svarer til et tilsat bakterievolumen på 0,2 promille.

I sagen fra Oscada i Michigan (Lendvay et al. 2003) blev der tilsat 200 l bakteriekultur med en koncentration på 10⁸ celler/ml til et behandlet volumen på 25 m³. Dette svarer til et tilsat bakterievolumen på 8 promille, hvilket er en meget betydelig tilsætning.

4.5.4 Levering, håndtering og tilsætning af bakteriekulturer

Fremgangsmåde for levering, håndtering og tilsætning af Dehalococcoides kulturer er beskrevet af Major et al. (2001, 2002), Cox et al. (2002), Chang et al. (2002, 2003) og Finn et al. (2003). Før indkøb af kulturen skal forhandleren bl.a. dokumentere følgende forhold:

• Kulturen skal være stabil over tiden, så der er sikkerhed for at specifikationerne overholdes
• Skal være fri for patogene bakterier
• Skal kunne købes i de rette mængder i forhold til den konkrete sag
• Skal være nem at håndtere, efter at den er leveret på lokaliteten

Kulturerne bør leveres til lokaliteten i beholdere, som sikrer, at ilt ikke kan trænge ind. Alle de flygtige organiske stoffer, der benyttes til at holde kulturen i live, og de tilhørende nedbrydningsprodukter, bør renses ud inden levering. Der bør foreligge en attest på, at kulturen er fri for flygtige organiske forbindelser inden leveringen. Beholderne bør pakkes således, at de er lette at håndtere, samt med opsamlingsbakker eller opsugende materiale i tilfælde af spild. Der bør foreligge både produktark og en plan for sikkerhed og sundhed.

Da Dehalococcoides kun er levedygtig under anaerobe forhold, er det ikke hensigtsmæssig at injicere bakterierne direkte ned i aerobe akviferer. Kulturen bør i stedet tilsættes efter en tilvænningsperiode, hvor elektrondonor tilsættes behandlingsområdet for at reducere redoxpotentialet og skabe geokemiske forhold, der er gunstige for de tilsatte mikroorganismer. Generelt bør tilsætning af kulturer først udføres, når koncentrationen af opløst ilt er under 0,5 mg/l, redoxpotentialet er under -100 mV og ideelt set, når der sker sulfatreduktion og/eller metanogese (Durant., 2003).

Inden tilsætningen af bakteriekulturer, bør injektionssystemet (rør og slanger mv.) renses ved tilsætning af nitrogen eller en anden inert gas, der kan fjerne ilt. Et headspace med nitrogen eller anden inert gas bør også opretholdes over kulturen under selve injektionen. Injektionen af kulturen skal foregå under grundvandsspejlet og i midten af filterstrækningen og skal kunne spredes og etableres i behandlingsområdet under tilstedeværelsen af elektrondonor i flere dage inden evt. recirkulering.

4.6 Monitering af oprensningseffekten

Anvendelse af stimuleret in situ reduktiv deklorering som afværgeteknologi er ikke lykkedes, før der er sket fuldstændig nedbrydning af de klorerede forbindelser til ethen og klorid. Det er relativt let for både passive og aktive biologiske systemer at opnå deklorering til cis-DCE, men mere besværligt for disse systemer at opnå fuld nedbrydning, specielt hvis Dehalococcoides ikke er tilstede i et tilstrækkeligt antal. Derfor mislykkes mange afværgeprojekter med både passive og aktive systemer, da der ikke sker fuldstændig nedbrydning. Desværre har der i litteraturen været en tendens til, at projekterne er erklæret en succes, hvis PCE eller TCE bare er nedbrudt til cis-DCE eller VC.

Formålet med et godt overvågningsprogram er, at bekræfte metodens anvendelighed, kvantificere fuldskala parametre og dokumentere overfor myndighederne, at metoden er i stand til at nedbryde klorerede opløsningsmidler. Der bør indsamles data til at måle behandlingseffekten, inklusive undersøgelser af den hydraulisk ledningsevne mellem moniteringspunkter, masseflux og koncentration af forurening, nedbrydningsprodukter, elektrondonor og uorganiske elektronacceptorer gennem behandlingsområdet (Morse et al., 1998). For systemer, der benytter bioaugmentation, bør det overvejes, om der skal udføres monitering for at påvise overlevelse, transport og aktivitetsniveau af de introducerede bakteriekulturer.

Uanset om der benyttes et aktivt eller passivt system, er data fra moniteringspunkter nedstrøms behandlingsområdet af minimal relevans, såfremt der ikke er god hydraulisk kontakt til behandlingsområdet. Pumpeforsøg alene er ikke nok til at påvise hydraulisk kontakt, da vandstandspejling i observationsboringer ikke tilvejebringer bevis for, at der transporteres vand mellem pumpeboringen og observationsboringer. Tilsætning af en tracer er den bedste dokumentation for, at grundvandet fra behandlingsområdet har bevæget sig nedstrøms mod moniteringsboringerne (Morse et al., 1998; Ellis et al. 2000; Dybas et al., 2002; Major et al., 2002; Lendvay et al., 2003).

Det anbefales at gennemføre tracerforsøg inden tilsætningen af elektrondonorer, således at grundvandsstrømningshastigheder og hydraulisk opholdstid kan måles, og resultaterne kan benyttes til at optimere pumpning og/eller elektrondonortilsætning. For både passive og aktive systemer bør den hydrauliske sammenhæng spores over et lineært snit fra opstrøms til nedstrøms gennem behandlingsområdet. Wilson et al. (2002) bemærkede, at bio-barrierer kan reducere akviferers permeabilitet (enten ved gasproduktion eller ophobning af biomasse), således at lokale strømningsretninger blev ændret til at strømme udenom de nedstrøms moniteringspunkter. I dette tilfælde vil data fra nedstrøms moniteringsboringer ikke afspejle kvaliteten af grundvandet, der forlader behandlingszonen, og derfor skal det erkendes, at bio-barrierer kan ændre grundvandsstrømninger. Periodisk tracertilsætning bør derfor benyttes til at opnå hensigtsmæssige moniteringsdata.

4.6.1 Moniteringsboringer

For pilotforsøg bør opstilling og afstand mellem moniteringsboringer baseres på de forventede grundvandsstrømningshastigheder (både under naturlig og forceret hydraulisk gradient) og de forventede nedbrydningsrater. For pilotforsøg med recirkulering anbefaler Morse et al. (1998) og en vejledning fra U.S. EPA (2000) brugen af flerdobbelte rækker af moniteringspunkter placeret på tværs af grundvandsstrømningen mellem injektions- og moniteringspunkter (se figur 4.3) for at sikre et godt grundlag for beregning af nedbrydningsrater. Morse et al. (1998) anbefaler, at længden af behandlingsområdet, pumperater og boringsplacering designes for en hydraulisk opholdstid på 35-40 dage ved naturlig grundvandsstrømning. På Jægersborg Allé blev der placeret boringer i et nærfelt (3-8 m nedstrøms) for at kunne få en vurdering af de lokale forhold omkring injektionen og et fjernfelt (25-30 m nedstrøms) for at sikre, at der kunne ses en signifikant nedbrydning (Miljøstyrelsen, 2003a). Placeringen af fjernfeltet svarede til en opholdstid på 60-75 dage med den vurderede porevandshastighed.

For fuldskala oprensning, bør overvågningsnetværket have tilstrækkelig rumlig udbredelse, både horisontalt og vertikalt, for at tillade en ordentlig vurdering af oprensningseffekten. Med hensyn til rumlig dækning er der ingen entydige krav til placering af moniteringspunkter ude i forureningsfanen, men tætheden af moniteringspunkter i nærheden af behandlingsområdet bør være større end længere ude i fanen for at sikre en effektiv måling af oprensningseffekten over lang tid (U.S. EPA, 2000).

Længden af filtrene og antallet af filtre over dybden er et væsentligt punkt i et moniteringsprogram. I en del af de rapporterede amerikanske forsøg og specielt sager rapporteret ved konferencer, er det et problem, at der ikke er detailinformation om den vertikale fordeling af fx elektrondonor og forureningen. I pilotforsøget på Jægersborg Allé blev der anvendt boringer med 3 filtre af en længde på 3,5 meter, da der ønskedes en god dækning over hele dybden, og det skulle være økonomisk overkommeligt (Miljøstyrelsen, 2003a). Disse filtre var egnede til at afklare, hvorvidt der var sket anaerob deklorering i pilotforsøget, men var mindre egnede til at vurdere de aktuelle mikrobiologiske og geokemiske processer pga. af opblanding over dybden. Det blev anbefalet, at der ved fremtidige projekter blev inkluderet boringer med korte filtre og evt. flere filtre over dybde.

4.6.2 Moniteringsprogram

Moniteringsprogrammet ved pilotforsøg er bestemt af grundvandets strømningshastighed, forureningsmassefluxen ind i behandlingsområdet, den hydrauliske opholdstid og den forventede oprensningseffekt. Prøver bør udtages med en hyppighed, der sikrer en statistisk meningsfuld beregning af nedbrydningsrater. Generelt er udtagning af prøver hver anden uge nok til at spore ændringer (Cox et al., 2000; Major et al., 2002); dog er ugentlig vandprøvetagning udført i visse tilfælde (fx Dybas et al., 2002). Det kan være hensigtmæssigt at anvende en kombination af synoptisk prøvetagning i alle boringer (snapshots) og tidsserier i udvalgte centrale boringer (Miljøstyrelsen, 2003a). Informationer ved synoptisk prøvetagning afslører, om der sker anaerob deklorering i randområder, og kan bruges til at vurdere spredning af elektrondonor og ændringer i strømningsmønstre. Tidsserier i udvalgte boringer er et meget stærkt værktøj sammen med en tracer. Hvis der ikke er medtaget en tracer, kan det være vanskeligt at vurdere, hvad der sker, hvis der er betydelige forskelle i indløbskoncentrationer af moderstoffer (se diskussion i Major et al., 2003) eller strømningsretninger.

Moniteringsprogrammet for fuldskala oprensninger er typisk dikteret af myndighedskrav. I indkøringsfasen (typisk de første 3 måneder) vil udtagning af dokumentationsprøver hver 2. uge være tilstrækkeligt. Derefter vil kvartalvis eller tilmed halvårlig udtagning være tilstrækkeligt i overensstemmelse med de lokale myndighedskrav.

For aktive systemer skal det nævnes, at moniteringsprogrammet for grundvandsprøvetagning vil være betydeligt forskelligt fra selve driften af systemet. Pumper, målere, rørføringer, tilførselssystem osv. vil kræve mindst ugentlig vedligeholdelse for visse systemer. Kontrol af trykopbygning, der kan indikere tilgroningsproblemer, skal overvåges rutinemæssigt gennem driftsforløbet. I mange tilfælde er driften af systemet kontrolleret via fjernbetjente SRO - anlæg (Cox et al., 2000; McMaster et al., 2003).

4.6.3 Moniteringsparametre

Tabel 4.7 viser analyseparametre og forslag til analysefrekvens for pilotforsøg (ESTCP 2001). Et tilsvarende moniteringsprogram er rapporteret fra Jægersborg Allé (Miljøstyrelsen, 2003a), hvor der udover de nævnte parametre i tabel 4.7 er suppleret med mangan og sulfid. Der har også efterfølgende været udført brintmålinger for at belyse redoxprocesserne yderligere. Redoxparametre bør altid medtages, og her er det oftest billigst at foretage en boringskontrolanalyse, da den medtager de væsentligste parametre.

Koncentrationerne af klorerede opløsningsmidler inklusiv nedbrydningsprodukter, ethen og ethan er de vigtigste parametre til at måle effekten af den stimulerede anaerobe deklorering. For at påvise fuldstændig nedbrydning til ethen kan massebalanceberegninger benyttes til at påvise, at reduktionen er sket ved nedbrydning og ikke ved fortynding. Forekomsten af flygtige organiske syrer er især interessant, når der er tale om komplekse elektrondonorer, da omsætningen af disse kan være svær at forudsige.

Metan er en værdifuld analyseparameter, da den er en indikator på stærkt reducerende forhold. Forhøjede koncentrationer af metan viser også, at en stor del af de tilsatte elektronækvivalenter bliver benyttet af metanogene bakterier (eller spildt til ikke-deklorerende processer). En uheldig konsekvens af metanogene forhold er, at de kan udkonkurrere de deklorerende bakterier. Som følge deraf kan måling af metan også give værdifuld information mht., hvorvidt bakteriekulturen er hæmmet, samt om der er risiko for eksplosive koncentrationer af metan.

Tabel 4.7. Eksempel på moniteringsprogram for pilotforsøg (ESTCP, 2001).

På lokaliteter, hvor bioaugmentation med Dehalococcoides kulturer benyttes, bør grundvandsprøver udtages til molekylær analyse før og efter tilsætningen af kulturen for at kunne påvise, om injektionen har været vellykket. Molekylær analyse kan benyttes til at følge spredningen og opformeringen af Dehalococcoides mikroorganismerne i behandlingsområdet. Spredning og forøgelse af populationstætheden af Dehalococcoides over tid indikerer etableringen af kulturen i grundvandsmagasinet (Lendvay et al., 2003).

4.7 Observerede nedbrydningsrater

Hastigheden hvorved PCE, TCE, cis-DCE og VC nedbrydes biologisk ved stimuleret in situ reduktiv deklorering kan variere betydeligt afhængig af forskellige stedbestemte faktorer indbefattende, om systemet er aktivt, eller passivt eller hvorvidt bioaugmentation er benyttet. Passive systemer uden bioaugmentation kan være år om at nedbryde TCE alene, og systemet går ofte i stå ved cis-DCE (se kapitel 2 og eksempler i appendiks B). De hurtigste nedbrydningsrater, som er rapporteret i videnskabelige artikler, er for aktive systemer med forceret gradient og bioaugmentation. Som vist i tabel 4.8, er halveringstiderne for nedbrydningen i størrelsesordenen timer til dage for PCE, TCE, cis-DCE, and VC. Major et al. (2002) observerede, at nedbrydningsraterne, der opnåedes i felten, var mere end en faktor 2 hurtigere end det, der blev observeret i laboratorieforsøgene med sediment fra samme lokalitet.

Alle nedbrydningsrater skal dog tages med store forbehold, da de problemer omkring bestemmelse af troværdige rater, som blev diskuteret i afsnit 3.5, er de samme under feltforhold. Her er der desværre samtidig meget større usikkerheder om strømningshastigheder (hydrogeologisk variation), opholdstider og observerede koncentrationer.

Tabel 4.8. Nedbrydningsrater observeret ved aktive systemer med forceret hydraulisk gradient og tilførsel af Dehalococcoides kulturer.

4.8 Oprensningseffekt

Tabel 4.9 viser oprensningseffekt med reduktiv deklorering på udvalgte sager. De bedste oprensningseffekter er fundet på aktive systemer med anvendelse af bioaugmentation. Her er det lykkedes at oprense til under 10 μg/l. (Cox et al., 2002, Ellis et al., 2000, Hennsen et al., 2001, Lendvay et al., 2001, Major et al., 2001 og 2002, U.S. EPAd., 2000). Lignende oprensningsniveauer er opnået i Holland (Ras N., 2004).

Flere af sagerne indikerer at det er nødvendigt at tilsætte bakteriekultur for at få en fuldstændig nedbrydning til ethen, idet nedbrydningen standser ved cis-DCE uden tilsætning af bakterier (Cox et al., 2002, Ellis et al., 2000, Hennsen et al., 2001, Leigh et al., 2000, Major et al., 2001 og 2002, U.S. EPAd., 2000).

For passive systemer er oprensningseffekten typisk mindre. Sandefur et al.(2002) rapporterer om biostimulering af PCE med HRC i en grundvandsfane. PCE faldt fra 7.000 μg/l til 92 μg/l over 565 dage. Der blev efterladt restforurening med PCE og nedbrydningsprodukter på ca. 1000 μg/l. I litteraturen er disse oprensningsniveauer meget typiske for oprensning ved passive systemer. Det skal bemærkes, at for mange af de passive oprensningssager går nedbrydningen i stå ved cis-DCE. På den samme lokalitet (Sandefur et al., 2002) blev der ligeledes forsøgt oprensning af kildeområdet, hvor der var forekomst af fri fase. PCE indholdet blev reduceret fra 98.000 μg/l til under 250 μg/l i løbet af 565 dage. Restforureningen med nedbrydningsprodukter var dog meget høj, henholdsvis 43.900 μg/l af cis-DCE og 9.510 μg/l af VC. Maierle et al. (2001) beskriver en oprensning med brug af melasse som elektrondonor, hvor PCE indholdet i grundvandet blev reduceret fra 4000 μg/l til under detektionsgrænsen i løbet af 20 måneder. Indholdet af cis-DCE var under 300 μg/l og indholdet af VC var under 100 μg/l efter 20 måneder.

Der vil sandsynligvis også kunne ske en fuldstændig oprensning med passive systemer - litteraturgennemgangen tyder dog på, at oprensningstiden vil være noget længere end ved aktive systemer.

4.9 Tidsperspektiv for afslutning af sager og tilbageslagsmålinger

Ud fra litteraturgennemgangen er det vanskeligt at vurdere tidshorisonten for oprensning med in situ reduktiv deklorering. Generelt er oprensningen i aktive systemer hurtigere end passive systemer. En tidshorisont på mindst 1-2 år for aktiver systemer vurderes at være et realistisk bud. I litteraturen er der dog ikke mange afsluttede sager med aktive systemer, idet disse sager typisk er gennemført som pilotforsøg.

For passive systemer vurderes oprensningstiden at være længere. Boyle et al. (2000) rapporterer om lukning af sag ved oprensning med HRC. Der er ikke tale om en fuldstændig oprensning, idet der efter 15 måneder stadig var høje indhold af klorerede opløsningsmidler tilbage (PCE: op til 4,7 mg/, DCE: op til 18 mg/l, VC: op til 0,19 mg/l). HRC injektionen medførte dog en vis massereduktion, og myndighederne accepterede lukning af sagen på baggrund heraf. Det skal bemærkes, at der før HRC-tilsætning var sket oprensning med "dual phase extraction" af både den mættede og umættede zone.

Ovenstående er i tråd med erfaringer fra Holland (se appendiks G). Her regnes der med forventede oprensningstider fra 1,5 til 15 år, med de længste oprensningstider i leraflejringer. De typisk forventede oprensningstider er fra 3-5 år.

Railsback et al. (2002) rapporterer om lukning af oprensning af PCE forurening fra et renseri. Der er sket opgravning af kildeområdet og efterfølgende injektion af HRC til den mættede zone. Efter oprensningen var der dog stadig restforurening med klorerede opløsningsmidler (PCE: 408 μg/l, TCE: 88 μg/l, cis-DCE: 438 μg/l og VC: 132 μg/l). Det er desuden vanskeligt at vurdere, om det var opgravningen af kildeområdet, eller om det var injektionen af HRC, der medførte reduktion i forureningsindholdet. Der var således ingen tegn på reduktiv deklorering.

Maierle et al. (2001) rapporterer om lukning af oprensning af PCE forurening fra et renseri efter 2½ år. Ved injektion af melasse observeredes effektiv nedbrydning af PCE til ethen på 20 måneder.

Litteraturgennemgangen viser således kun få sager, hvor der er sket lukning af sager som følge af oprensning med in situ reduktiv deklorering. Ved passive systemer må der mindst forventes oprensningstider på 2-3 år. I mere lavpermeable aflejringer vurderes tidsperspektivet at være noget længere. Der kan dog godt ske en betydelig massereduktion på kortere tid (1-2 år). Det kan dog ikke forventes, at en forurening kan renses fuldstændig op på denne tid. Det skal hertil bemærkes, at en fuldstændig oprensning ikke altid vil være målet - en væsentlig massefjernelse kan i mange tilfælde være tilstrækkelig.

Tabel 4.9 Oprensningseffekt ved stimuleret reduktiv deklorering for udvalgte sager.

Klik her for at se tabellen.

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

Version 1.0 Februar 2005, © Miljøstyrelsen.