|
Eksponeringsrisici ved deponering af forurenet havnesediment 6 Eksponering ved deponering i en kontrolleret losseplads
I dette scenarie foretages en beregning af udvaskningen fra et sedimentdepot, hvor regnvand tænkes at infiltrere depotet, og perkolatet opsamles og bortpumpes i overensstemmelse med Deponeringsbekendtgørelsens bestemmelser. 6.1 Administrative bestemmelserIfølge Bek. nr. 619 af 27. juni 2000 om affald er klapmateriale defineret som affald (under koden 17 05 02 00), såfremt at indehaveren skiller sig af med, agter at skille sig af med eller er forpligtet til at skille sig af med det (bekendtgørelsens definition af affald). Klapmaterialet kan i henhold til Deponeringsbekendtgørelsen i princippet håndteres som inert affald, såfremt indholdet af TOC ikke overstiger 0,5 vægt %. Dette vil formentlig sjældent være tilfældet (jvf. f.eks. tabel C.2). Indholdet af organiske sporelementer (f.eks. PAH) skal endvidere overholde jordkvalitetskriterierne i Miljøstyrelsens vejledning nr. 6/1998 om "oprydning på forurenede lokaliteter (PAH: 1,5 mg/kg). Endvidere skal indholdet af uorganiske sporelementer ligge under en række grænseværdier anført i bekendtgørelsen (Cd: 0,5 mg/kg, Cu: 500 mg/kg, Hg: 1 mg/kg, Pb: 40 mg/kg). Klapmaterialet kan håndteres som mineralsk affald i henhold til Deponeringsbekendtgørelsens definition, såfremt indholdet af TOC ikke overstiger 3 vægt %. Det vil være opfyldt for en del af klapmaterialet. Såfremt TOC overstiger 3 vægt %, skal klapmaterialet deponeres som blandet affald. Afhængigt af hvilken affaldskategori, sedimentet kan henføres til, vil der være forskellige krav til permeabilitet og lagtykkelse af den geologiske barriere, der omgiver deponiet. 6.2 Geokemisk modellering af udvaskningDet deponerede sediment antages at have geokemisk sammensætning svarende til det reducerede sediment, der er beskrevet i Bilag A. Der foretages i beregningen først en fordampning af vand, svarende til en tørring af sedimentet, og efterfølgende beregnes sammensætningen af perkolatet skabt af infiltrerende regnvand. En målt sammensætning af regnvand kan ses i Tabel 6.1. Simuleringen gennemføres dog med den ændring, at pH af det infiltrerende regnvand sættes til at være den samme som i sedimentet, da der forventes at være en vis bufferkapacitet i sedimentet, som vil forhindre en forsuring af sedimentet til pH-værdien for regnvandet. Der regnes endvidere med, at regnvandet står i ligevægt med atmosfærisk ilt. Tabel 6.1. Sammensætning af infiltrerende regnvand (Miljøstyrelsen, 1990)
Koncentrationen af metaller i perkolatet som funktion af tiden (og pe og pH) kan ses i Figur 6.1. Figuren viser forskellen i koncentrationen af Cd, Cu og Pb (Hg er ikke medtaget, da den p.g.a. ringe sorption hurtigt udvaskes totalt), hvis hele sedimentmængden går fra en reduceret tilstand til en oxideret tilstand samt fra saltvands- til ferskvandsforhold. En sådan ændring gennem hele sedimentet vil dog næppe forekomme, blandt andet p.g.a. den relativt store mængder af organisk stof (1 - 6 % TOC), som vil forbruge en del af ilten i vandet. Figuren illustrerer en kraftig stigning i koncentrationerne på grund af ændringen.
Figur 6.1. Koncentrationsændringer i porevandet som funktion af oxidering i forbindelse med gennemskylning med regnvand. 6.3 Vurdering af perkolatkoncentrationer under forskellige redox-forholdFor at disse geokemiske beregninger skal kunne bruges til bedømmelse af udvaskningen og dens variation over tiden kræves mere detaljerede oplysninger om sedimentet. På grund af usikkerhederne ved beregningerne baseres estimaterne af eksponeringen fra deponering i en kontrolleret losseplads derfor i stedet på en sammenligning af Kd-værdier for oxiderede og reducerede miljøer. Kd-værdier for reducerede miljøer er angivet i tabel 4.2. (hentet fra Miljøstyrelsen, 1996b). I samme rapport er tillige opgivet estimerede Kd-værdier for formodet oxiderede miljøer (bestemt som forholdet mellem koncentrationerne i suspenderede partikler og i havvandet). Endelig kendes Kd-værdier for jord deponeret i losspladser (med bl.a. let forhøjede saltindhold) (Miljøstyrelsen, 1994). Alle værdier er gengivet i tabel 6.2. På denne baggrund er en "forøgelsesfaktor" i den opløste fraktion ved at gå fra reducerede til oxiderede forhold skønnet. Det skal bemærkes, at de angivne Kd-værdier ikke er sande Kd-værdier alene relateret til sorption, men også indeholder fasefordeling i forhold til en udfældet fraktion. Tabel 6.2 Kd-værdier for sedimenter (og jord) under reducerede og oxiderede forhold
Af tabel 6.2. fremgår det, at mobiliteten af i hvert fald metallerne vil være forøget, såfremt sedimentet oxideres. Anvendes de skønnede forøgelsesfaktorer på de ud fra sedimentet fra Århus Havn beregnede porevandskoncentrationer (tabel 4.2), fås de i tabel 6.3. angivne "perkolatkoncentrationer" for sediment deponeret i en kontrolleret losseplads (forudsat at sedimentet har samme koncentration). For PAH (og TBT) vil Kd-værdier afhænge af indholdet af organisk kulstof, som kun langsomt vil falde p.g.a. nedbrydning. Kd for disse stoffer regnes derfor uændret ved deponering i en losseplads. Disse "perkolatkoncentrationer" kan så sammenlignes med "typiske" perkolatkoncentrationer hentet fra tabel C.3. Der findes ikke tal for TBT i perkolat fra affald i almindelighed, men indholdet må forventes at være meget lavt. Tabel 6.3 Skønnede perkolatkoncentrationer
Det ses af tabel 6.3, at perkolat fra sediment kan forventes at indeholde koncentrationer af de pågældende stoffer, som er af samme størrelsesorden som "typisk" lossepladsperkolat fra blandet affald. Perkolatet må således forventes at skulle håndteres på tilsvarende måde som perkolatet fra blandet affald (selvfølgelig forudsat at sedimentet indeholder koncentrationer af de pågældende stoffer svarende til sedimentet fra Århus Havn).
|
