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

Oprensning af forureningen på depotet ved Høfde 42 ved hjælp af nul-valent jern

5 Fuldskalaoprensning af Høfde 42 depotet med nul-valent jern

5.1 Introduktion

5.1.1 Opsummering af de for afsnittet vigtigste resultater

I laboratorieforsøgene blev det fundet, at jernmængden skal være omkring 5 g/kg sediment før der begynder at ske en nedbrydning af de mest toksiske forbindelser og en følgende toksicitetsreduktion. Jernmængden skulle dog op på 50 g/kg sediment før en betydelig nedbrydning og toksicitetsreduktion blev observeret.

Det blev fundet, at de mest toksiske forbindelser blev hurtigt nedbrudt, mens nedbrydningshastigheden af de forskellige nedbrydningsprodukter er noget langsommere. Ved laboratorieforsøgets afslutning blev der stadig produceret diestre, som et resultat af nedbrydningen af de andre forbindelser. Det er dog sandsynligt, at også disse kan nedbrydes, når de andre forbindelser er væk, hvis jernmængden og reaktionstiden er tilstrækkelig. MCPA viste sig at være problematisk at få nedbrudt. I tidligere forsøg er der dog påvist en nedbrydning på op til 81 % af MCPA i vandfasen ved kontakt med jernspåner. Ved en længere reaktionstid er det derfor sandsynligt, at også MCPA og de klorerede kresoler vil nedbrydes.

Det blev desuden fundet, at af de tre afprøvede jerntyper var mikrojernet mest effektivt til at sikre en nedbrydning af forureningen, og den største reduktion i toksiciteten på omkring 50 gange efter både batchforsøgenes (5 uger) og kolonneforsøgenes (11 uger) afslutning blev fundet.

I det følgende forudsættes det, at de fundne laboratorieresultater kan overføres til et fuldskalaprojekt. I hvor høj grad dette skal modificeres vil blive belyst i et pilotprojekt under mere realistiske forhold og eventuelt med længere varighed.

5.1.2 Geologiske forudsætninger (kildeudbredelse)

Det er uden for projektets område at bestemme hotspots indenfor det indspunsede område, derfor er priserne i afsnittet om fuldskalaoprensning givet som priser per m³ forurenet sediment, der skal oprenses. Desuden er givet et overslag for fuldskalaoprensningen baseret på en oprensning af hele det indspunsede område på 20.000 m². I den forbindelse antages det, at forureningen er lokaliseret fra grundvandsspejlet i kote + 1 m og ned til det indskudte gytjelag omkring kote - 3 m, altså et forurenet sedimentvolumen på 80.000 m³.

De anvendte jernmængder er baseret på en oprensning af hotspots, hvorved mindre jernmængder kan være tilstrækkelige ved en oprensning af de ydre og mindre forurenede områder i indspunsningen, hvor den samme reaktivitet ikke er nødvendig. Dette er f.eks. afprøvet med tre forskellige jernmængder på en amerikansk lokalitet ved Martinsville /57/.

Vurderingen af metodens oprensningstider er baseret på koncentrationer i den størrelsesorden som der er fundet i sedimentprøven i forbindelse med forsøgene i laboratoriet. Da sedimentet er udtaget i et hotspot, anses koncentrationerne for at give et realistisk niveau for de koncentrationer, der vil skulle oprenses i området.

5.2 Alternative forslag til oprensning indenfor spunset område

I det spunsede område vil den vigtigste opgave være at få nedbrudt alle de hotspots med fri organisk fase, der eksisterer. I denne forbindelse skal der skabes kontakt mellem den fri fase og det reaktive jern, hvilket kan opnås på flere måder.

Det er vurderet, at de mest lovende metoder vil være enten injektion af en olie/vand emulsion indeholdende jernpartiklerne, eller ”ZVI-clay” teknologien hvor sedimentet bliver opblandet med ler og jern.

Blandt fordelene ved injektion af emulsionen er den begrænsede kontakt med forureningen, hvilket begrænser eventuelle sikkerhedsmæssige problemer. Til gengæld er metoden stadig relativ ugennemprøvet i felten. Den vil samtidig kræve en klar kortlægning af alle lokalitetens hotspots, hvortil jernet skal leveres. Desuden er metoden bedst egnet i forbindelse med nanopartiklerne. Skønt nanojernpartiklerne gav gode resultater i batchforsøgene, var de stort set effektløse i kolonneforsøgene. På det grundlag vurderes de dyre nanopartikler at være for risikable at anvende på lokaliteten.

Den bedst egnede metode anses derfor at være ”ZVI-clay” teknologien, som der er opnået gode resultater med på flere lokaliteter. En fordel ved metoden er, at den homogeniserer det forurenede sediment, hvorved den nøjagtige placering af hotspots bliver mindre relevant end ved en injektionsmetode. Dette giver desuden mere ensartede koncentrationer, hvorved et bestemt jern/sediment-forhold bedre kan forventes at virke overalt. Metoden vil desuden kunne stabilisere en forurening nedadtil, hvorved forureningen ikke vil sprede sig til området under det forurenede gytjelag, der vil blive brudt og opblandet med reaktivt materiale. Desuden vil der i opblandingsprocessen dannes en Pickering emulsion af den forurenende DNAPL, som vil være stabiliseret af lerpartiklerne. Dette vil skabe en bedre kontakt mellem jernet og DNAPL-micellerne, hvorved forholdene for en nedbrydning af forureningen bliver mere optimale.

Det vil være muligt at kombinere den udvalgte metode med andre afværgeteknologier, dette emne vil blive behandlet nedenfor i afsnit 5.7.

5.3 Metodens krav til spunsvæg og topmembran

Såfremt oprensningen af depotet udføres ved denne teknik, vil en sådan oprensning foregå efter etablering af spuns og membran. Projektet som sådan stiller ikke særskilte krav til membranen og spunsen, blot må det forventes, at membranen bliver brudt i de områder, hvor teknikken bliver implementeret. Ved en fuldskalaoprensning af området vil hele membranen dermed skulle retableres.

Med hensyn til spunsen og den katodiske korrosionssikringen af denne er der ikke erfaringer fra lignende projekter. Selve korrosionssikringen af spunsen udføres ved at placere anoder indenfor det spunsede område og påtrykke en strøm, så spunsen kommer til at fungere som katode i kredsløbet. Det forventes, at de spændingsforskelle, der etableres mellem jern-slurry og omgivende miljø er relativt små, så der ikke vil ske negativ påvirkning af korrosionssikringen.

Oprensning af forurening i et strømfelt vha. nul-valent jern er blevet anvendt i forbindelse med LasagnaTM teknologien. Ved anvendelse af denne teknologi befinder det forurenede område sig i et elektrisk felt, hvorved vandet transporteres hurtigere igennem området fra anoden til katoden vha. elektroosmose. Teknologien er anvendt med stor succes overfor TCE forurening, hvor nedbrydningen af gennemsnitskoncentrationen er 99 % og der efterlades ikke en pulje af nedbrydningsprodukter (DCE og VC) /58/. Det forventes derfor ikke, at korrosionssikringen vil resultere i problemer i forbindelse med nedbrydningen vha. nul-valent jern teknologien.

5.4 Forventet effektivitet, oprensningstider og overslagspriser

5.4.1 Effektivitet og oprensningstid

Ud fra effektiviteten af de forskellige anvendte mængder jern i laboratoriet kan der gives en vurdering af den nødvendige jernmængde til oprensning af lokaliteten. Det vurderes at en jernmængde på 50 g/kg sediment vil være et realistisk bud på en tilstrækkelig mængde til oprensningen. Denne mængde vil være rigelig tilstrækkelig til at få nedbrudt parathion og malathion, mens den også virker tilstrækkelig til at få nedbrudt de vigtigste nedbrydningsprodukter. Hvorvidt hovedsageligt diestrene vil blive nedbrudt med tiden ved den pågældende jernmængde bør dog undersøges i længerevarende forsøg, hvor de andre fosforholdige forbindelser er nedbrudt.

Grundet temperaturforskellen fra laboratoriet til felten vil reaktionshastighederne kunne forventes at være omkring en faktor 2 langsommere end dem, der blev fundet i forsøgene. Reaktionshastighederne vil dermed kunne øges ved at fordoble den anvendte jernmængde, eller man kan lade reaktionerne forløbe i det langsommere tempo. I de følgende vurderinger vil de forventede oprensningstider være baseret på de nedbrydningskonstanter, der er fundet i kolonneforsøgene med 50 g mikrojern/kg sediment, da kolonneforsøgene anses for at give det mest realistiske billede af en nedbrydning i felten. Nedbrydningskonstanterne er blevet halveret for at tage højde for den forventede lavere reaktivitet i felten.

Årsagen til at nedbrydningskonstanterne fra kolonneforsøgene anvendes er, at opblandingsforholdene i disse forsøg minder mest om forholdene i felten. Da laboratorieforsøgene er udført i mindre skala og opblandingen er sket under bedre kontrollerede forhold, end det vil være tilfældet i felten, så vil der dog være en yderligere usikkerhed i at overføre nedbrydningskonstanterne fra laboratorium til felt. Til gengæld er de fundne nedbrydningskonstanter for methyl- og ethyl-parathion i kolonneforsøgene mindsteværdier, da nedbrydningen efter forsøgets 11 uger var fuldstændig. Hermed er det usikkert, hvor hurtigt nedbrydningen reelt skete. Desuden er laboratorieforsøgene foretaget uden ler, hvorved en eventuel positiv effekt at en emulgering ikke er opnået. En ekstra usikkerhedsfaktor vil derfor ikke blive indlagt i beregningerne af oprensningstiden, men det bør påpeges at tiderne er påhæftet en vis usikkerhed.

For de forbindelser der er de mest toksiske og dermed mest væsentlige for den indspunsede forurening forventes langt hovedparten at blive nedbrudt i løbet af projektets første måneder. Anvendes nedbrydningskonstanterne fra kolonneforsøgene for malathion og parathion, da vil koncentrationer på op til omkring 10.000 mg/kg være nedbrudt til under detektionsgrænsen i løbet af 10 måneder.

For de noget mindre toksiske men stadig væsentlige forbindelser, såsom E-sulfotep, amino-parathion og p-nitrofenol, forventes nedbrydning at forløbe i de følgende 1-4 år. Længst tid vil der gå før E-sulfotep er nedbrudt, mens de andre forbindelser i høj grad vil blive nedbrudt i løbet af et år. Dette er baseret på nedbrydningshastighederne i kolonneforsøgene, samt for amino-parathion nedbrydningshastighederne i batchforsøgene efter parathion var blevet fjernet fra sedimentet. I løbet af de 4 år forventes hovedparten af triestrene også at være blevet nedbrudt. Det kan dog kræve nogle ekstra år at få dem fuldstændig nedbrudt. Et bud på en nedbrydningstid vil dog være usikker baseret på de opnåede laboratorieforsøg.

De forbindelser der anses for problematiske at få nedbrudt er diestrene, især MP1 og EP1. Det er muligt at disse langsomt vil blive nedbrudt i løbet af spunsvæggens levetid, dette kan dog ikke endelig konkluderes på baggrund af de foreliggende resultater. Disse forbindelser er dog langt mindre toksiske end moderforbindelserne (omkring en faktor 105-106 til forskel i EC50), og har ikke de samme æstetiske ulemper i form af lugt og farve, som det er tilfældet for nogle af moderforbindelserne.

MCPA anses også delvis som problematisk, da der ikke er set en betydelig nedbrydning af forbindelsen i de foreliggende resultater. Da det tidligere er blevet observeret, at nedbrydningen af MCPA og dens nedbrydningsprodukter er relativt effektiv i vandfasen ved kontakt med jernspåner, er det dog højst sandsynligt, at også disse forbindelser vil blive nedbrudt i løbet af projektets første par år.

Den væsentligste masse- og toksicitetsreduktion forventes altså at ske i løbet af det første år, mens det efter omkring 5 år må forventes, at hovedparten af de forbindelser der vil nedbrydes er blevet nedbrudt.

5.4.2 Overslagspris for oprensning med ”ZVI-clay” teknologien

I litteraturstudiet blev det fundet, at teknologiens omkostninger til materialer og opblandingsprocessen er i omegnen af 600 kr/m³ /37, 57/.

CMS mikrojernet fra Höganäs AB er ud fra kontakt med firmaet sat til at koste omkring 2600 kr/ton i 2007. Ved et jern/sediment-forhold på 50 g/kg kræves der omkring 85 kg jern per m³ forurenet sediment (1,7 ton), hvilket giver en omkostning på omkring 220 kr/m³ forurenet sediment. Da CMS mikrojernet er billigt i forhold til mange andre jernprodukter, som koster mindst 4 gange så meget, vurderes det, at omkostningerne vil kunne holdes på omkring 600 kr/m³ som i litteraturen, selvom der er brug for en større jernmængde end normalt anvendt. Siden det er et relativt stort forurenet område der skal behandles, forventes omkostningerne til mobilisering desuden at være relativt små i forhold til en mindre lokalitet. Til sammenligning er lokaliteterne som omkostningsvurderinger i høj grad er baseret på over 10 gange mindre en lokaliteten ved Høfde 42 /37, 47/.

Ved opstart af et fuldskalaprojekt vil de indledende undersøgelser af lokaliteten og metoden egnethed mod den specifikke forurening allerede være undersøgt i tidligere projektfaser. Yderligere omkostninger vil dermed bestå i forberedelser på lokaliteten, reetablering af membranen, planlægning og afrapportering. Dette antages at øge prisen med 300 kr/m³ (50 % af anlægsomkostningerne).

Et realistisk overslag på behandlingsprisen vurderes derfor at ligge omkring 900 kr/m³ fordelt på materialer (20-25 %), opblandingsprocessen (40-60 %) og forberedelser, reetablering af membran og afrapportering (15-35 %).

Ud fra det tidligere skøn om at der skal behandles omkring 80.000 m³ forurenet sediment, giver et overslag på en samlet pris for oprensning omkring 70-75 mio. kr.

5.5 Forventelige miljøpåvirkninger ved brug af metoden

Ved anvendelse at nul-valent jern til oprensning af den forurenede lokalitet vil påvirkningerne af miljøet hovedsageligt ske under selve anlægsprocessen. Af mulige påvirkninger kan nævnes: støjmæssige gener, luftforurening og spredning af forureningen til de omkringliggende arealer og Vesterhavet med følgende effekt på områdets flora og fauna.

Med hensyn til anlægningsarbejdet i det indspunsede område og stranden umiddelbart omkring det, da forventes der ikke en betydelig effekt på flora og fauna. Dette skyldes til dels, at projektet udføres i forlængelse af indspunsningsarbejdet, hvorved der endnu ikke forventes at være etableret ny flora og fauna i området. Desuden vurderes naturværdien over det gamle depotområde, at være begrænset på grund af den kraftige forurening.

Det vurderes, at de omkringliggende arealer bag havdiget har områdets største naturværdi, da strandengene og de to inddæmmede fjorde er et Natura 2000 fuglebeskyttelsesområde. Fokus bør derfor være på eventuelle påvirkninger på dette område, samt på Vesterhavet.

Da anlægsprocessen sker i et indspunset område med en indadrettet gradient, forventes det at forureningsspredningen vil være begrænset og ret lokal. Den største risiko for spredning vil være i form af støv fra anlægsarbejdet og dannede aerosoler. Arbejdsrutinerne under anlægsarbejdet bør derfor tilpasses, så denne påvirkning minimeres.

Med hensyn til de støjmæssige gener fra det anvendte maskineri i anlægningsarbejdet, da må det på baggrund af lokalitetens beliggenhed forventes, at det kun er fuglebeskyttelsesområdet, der vil blive påvirket af støjen. Da fuglene kan blive forstyrret af støjen og skræmt af pludselige høje lyde, da bør det overvejes, om arbejdet ligesom spunsningsarbejdet bør ligges udenfor fuglenes yngletid. I den forbindelsen bør det vurderes, hvor meget larm fuglene vil blive udsat for i anlægsprocessen og i hvor lang tid.

Den sidste af de overvejede miljøpåvirkninger er luftforurening som følge af anlægsarbejdet. Den væsentligste årsag til luftforureningen ved ”ZVI-clay” metoden er, at noget af det forurenede sediment vil blive blotlagt under iblandingsprocessen. Dette vil give anledning vil betydelige lugtgener. Vindforholdene på den kystnære lokalitet forventes dog at reducere lugtgenerne, og de forventes hovedsageligt at være et arbejdsmiljømæssigt problem. På grund af nedbrydningsprocesserne vil der efter anlægsfasen kunne dannes gas, lugtgenerne fra disse forventes dog at være betydeligt mindre end under anlægsprocessen, og forventes ikke at udgøre et problem.

5.6 Praktiske forhold

5.6.1 Gennemførelse af metoden i relation til lokale forhold

Såfremt metoden vælges til fuldskalaoprensning, skal oprensningen udføres i forlængelse af indspunsningsprojektet og pilotskalaprojekter. I forhold til dette vil påvirkningerne af lokale forhold, herunder flora og fauna, blive minimal, fordi projektet kan genanvende de veje og forskellige anlæg, som allerede er etableret. Projektet vil ikke give anledning til specielle påvirkninger i forhold til klima og vil heller ikke være særligt følsomt overfor klimaændringer.

Det anbefales dog, at der forud for en eventuel iværksættelse udarbejdes en miljøhandlingsplan, således at de miljømæssig og praktiske forhold inddrages og vægtes i forhold til udførelsesfasen.

5.6.2 Arbejdsmiljø

Den største arbejdsmiljømæssige risiko er kontakt med forureningens organofosfaterne (parathion og malathion), der som tidligere nævnt er meget toksiske og er til stede i høje koncentration i sedimentet på lokaliteten. En arbejdsmiljøvurdering vil derfor skulle baseres hovedsageligt på disse forbindelser, skønt de andre forbindelser stadig kan have en vis relevans, hvis de stiller anderledes krav til sikkerhedsudstyr end organofosfaterne.

Organofosfaterne har en kraftig lugt, lugtgener vil derfor være en del af de arbejdsmiljømæssige gener. Dette har dog den positive effekt, at det vil være tydeligt, hvornår der er risiko for en skadelig påvirkning fra stoffer. Desuden vil nødvendigheden af brug af sikkerhedsudstyr tydeliggøres.

Da organofosfaterne optages let ved kontakt med huden, samt ved indånding, kontakt med øjnene og direkte indtagelse vil anvendelsen af følgende sikkerhedsudstyr være påkrævet under arbejdet på lokalitet:

  • Heldækkende øjen- og åndedrætsværn
  • Kemikalieresistente heldragter, handsker og støvler med tætte overlapninger.

Forurenet sikkerhedsudstyr bør vaskes før det fjernes, så forurening ikke overføres til huden.

Der bør desuden anvendes arbejdstøj til arbejdet på lokaliteten efter samme princip som hos Cheminova A/S. Desuden bør det være en del af arbejdsrutinen, at der vaskes hænder, arme og ansigt før der ryges, spises eller drikkes.

Gravemaskinudstyr skal være forsynet med overtrykskabine med friskluftsforsyning eller flaskebatteri, såfremt der ikke kan findes egnet filterudstyr. Desuden vil det hjælpe på spredningen af støv og aerosoler, hvis snegleboret udstyres med en afskærmningshætte. Tilsvarende skal der foretages en teknisk sikring af mandskabsfacilliter, hvis ikke det er muligt at finde en optimal placering af faciliteterne i forhold til depotområdet.

Det vil lette og styrke sikkerhedsarbejdet, at anlægsfasen ikke er mandskabstung, hvorved risikoen for svigt i sikkerhedsarbejdet vurderes at være lille. I tilfælde af en sikkerhedsbrist vil der kunne opstå en række forgiftningssymptomer. Nedenfor er givet en række hhv. akutte og kroniske effekter ved kontakt med organofosfaterne /59/.

Af akutte effekter kan nævnes:

  • Hovedpine
  • Kvalme, diarré og opkastning
  • Svimmelhed og sløret syn
  • Kramper
  • Øget svedproduktion
  • Sammentrækning eller udvidelse af pupiller
  • Slimsekretion fra mund og næse

Og i tilfælde af en mere alvorlig forgiftning:

  • Trykken for brystet og åndedrætsbesvær
  • Sløret tale
  • Mangel på koordination og reflekser
  • Bevidstløshed (i yderste konsekvens efterfulgt af død)

Af kroniske effekter kan nævnes:

  • Hukommelsestab
  • Koncentrationsbesvær
  • Nedsat reaktionsevne
  • Desorientering
  • Personlighedsforandringer, herunder depression og irritabilitet
  • Skader på lever og andre indre organer
  • Skader på nervesystemet

Da symptomerne optræder fra få minutter efter en påvirkning til adskillige timer senere, bør arbejderne også være opmærksomme på eventuelle akutte effekter efter arbejdsdagen er forbi.

Som tidligere anført er organofosfaterne cholinesterasehæmmere. Tegn på cholinesterasehæmmning kan påvises i blodprøver. Som en del af et helbredsmæssigt moniteringsprogram vil det derfor være en mulighed at tage regelmæssige blodprøver fra personer, der arbejder med stofferne over længere perioder.

Der forventes ikke at være specielle arbejdsmiljømæssige risici som følge af den specifikke oprensningsmetode.

5.7 Potentielle ”treatment-train” løsninger

I tilfælde af, at ikke alle forbindelserne vil blive fuldstændig nedbrudt ved en kildeoprensning med nul-valent jern, da vil det være en mulighed at kombinere metoden med andre afværgeteknologier i et såkaldt ”treatment-train”.

5.7.1 Reinfiltration af iltet drænvand

Ud fra resultaterne af de udførte laboratorieforsøg kan der rejses tvivl om, hvorvidt en fuldstændig nedbrydning af diestrene vil finde sted. Diestrene er langt mindre toksiske end de andre forbindelser på lokaliteten, hvorved de ikke forventes at udgøre en betydelig risiko ved udsivning til omgivelserne. Det vil dog være på sin plads, at undersøge alternative oprensningsmetoder for disse forbindelser, hvis yderligere undersøgelser af diestrenes nedbrydelighed bekræfter, at forbindelserne kun vil blive delvist nedbrudt.

Der er i tidligere undersøgelser af parathions nedbrydelighed under aerobe forhold set en indikation på, at diestrene også er aerobt nedbrydelige /60/. I figur 5.7.1 ses det, at der sker et fald i EP2-syre efter parathion er nedbrudt.

Figur 5.7.1: Undersøgelse af aerob biologisk omdannelse af parathion (EP3)

Figur 5.7.1: Undersøgelse af aerob biologisk omdannelse af parathion (EP3) /60/.

Hvis en nærmere undersøgelse af diestrenes nedbrydelighed under aerobe forhold giver positive resultater, vil det være muligt at supplere nul-valent jern teknologien med en aerob nedbrydning af den mængde af diestrene, der vil være indeholdt i drænvandet fra det indspunsede område. Dette vil kunne gøres i form af en iltning og reinfiltration af opsamlet drænvand (eventuelt kombineret med en tilsætning af mikroorganismer) et stykke fra brændingszonen for at udnytte sediments naturlige nedbrydningsegenskaber. Da diestrene ikke giver anledning til de store miljømæssige eller æstetiske effekter, vil dette kunne være en holdbar løsning til at få fjernet de sidste rester af forureningen.

5.7.2 Oprensning i jernspånebede

I tilfælde af at kildeoprensningen med nul-valent jern ikke får fjernet alle forbindelserne fuldstændigt, vil det være muligt at kombinere kildeoprensningen med en oprensning af drænvandet. Dette kan gøres ved at etablere jernspånebede omkring drænrørerne, der dermed kommer til at virke som passive jernfiltre. På grund af den dybde drænrørerne er etableret i, kan et alternativ dog være at etablere kolonner med nul-valente jernspåner på udvalgte steder over drænene. Herved vil eventuelle restforbindelser, der ikke er blevet nedbrudt under ”ZVI-clay” behandlingen, kunne nedbrydes. Dette kunne f.eks. vise sig at være en god kombinationsmulighed i forbindelse med MCPA, der før er fundet effektivt nedbrudt under lignende forhold.

 

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



Version 1.0 Oktober 2007, © Miljøstyrelsen.