| Til bund | | Forside |

Vejledning fra Miljøstyrelsen Nr. 1 2008

Branchevejledning for forurenede renserigrunde

Indholdsfortegnelse

Indledning

• 1.1 Baggrund og formål
• 1.2 Læsevejledning

2 Beskrivelse af branchen

• 2.1 Branchedefinition og afgrænsning
  • 2.1.1 Branchedefinition
  • 2.1.2 Afgrænsning
  • 2.1.3 Lovgivning
  • 2.1.4 Brancheorganisering
• 2.2 Branchens strukturelle udvikling
  • 2.2.1 Rensevæsker
  • 2.2.2 Maskinteknologi
  • 2.2.3 Virksomheder og beskæftigelse

3 Processer, teknologi og miljøbelastning

• 3.1 Generel procesbeskrivelse
• 3.2 Virksomhedsindretning
• 3.3 Processer og miljøbelastning
  • 3.3.1 Modtagelse og oplag af nye rensevæsker
  • 3.3.2 Anvendelse af rensevæske under renseprocessen
  • 3.3.3 Affaldshåndtering

4 Potentiel forureningsrisiko

• 4.1 Oversigt over potentielle forurenende kilder
• 4.2 Stofbeskrivelse

5 Undersøgelsesprogram

• 5.1 Orienteringsfasen
• 5.2 Undersøgelsesfasen
  • 5.2.1 Prøvetagning
  • 5.2.2 Indledende prøvebeskrivelse
  • 5.2.3 Analyser
  • Feltanalyser
  • Laboratorieanalyser
• 5.3 Supplerende undersøgelser

6 Referencer

Bilag 1: Datablade

Bilag 2: Erfaringsopsamling

Bilag 3: Undersøgelsesmetoder

• Orienteringsfasen
• Undersøgelsesfasen
• Prøvetagning af grundvand
• Supplerende prøvetagning
• MIP sonderinger
• Placering af poreluftsonder og boringer
• Analysemetoder
• Feltanalyser
• Laboratorieanalyser
• Standardprogrammet

Indledning

• 1.1 Baggrund og formål
• 1.2 Læsevejledning

1.1 Baggrund og formål

Denne branchespecifikke vejledning skal uddybe vejledning nr. 6 og 7 fra 1998 om oprydning på forurenede lokaliteter fra Miljøstyrelsen /12/. Udover nærværende vejledning har Miljøstyrelsen udgivet branchevejledning for forurenede træimprægneringsgrunde, - gaverigrunde, - tjære/asfaltgrunde og benzin og olieforurenede grunde /7,8,9,10/.

Formålet med de branchespecifikke vejledninger er i større grad end i den generelle vejledning, at beskrive og præcisere processer, der kan føre/har ført til forurening og metoder til undersøgelse af disse.

Vejledningen henvender sig primært til regionerne og kommunerne, der er myndighederne på området. Vejledningen kan også bruges af rådgivere.

Nærværende branchevejledning skal benyttes sammen med Miljøstyrelsens generelle vejledning om oprydning på forurenede lokaliteter /12/ og Miljøstyrelsens vejledning i prøvetagning og analyse af jord /13/. Desuden kan med fordel anvendes AVJ’s branchevejledning for forurenede renserigrunde /1/ samt Miljøstyrelsens projekt om poreluftundersøgelser /14/.

1.2 Læsevejledning

Branchevejledningen indledes med et kapitel 2, der overordnet beskriver renseribranchens forhold set i historisk perspektiv.

I kapitel 3 er udarbejdet en beskrivelse af de teknologier og processer der anvend(t)es indenfor renseribranchen.

I kapitel 4 er opsummeret de væsentligste punktkilder til forurening ved renseridriften.

Størstedelen af kapitel 2, 3 og 4 er hentet fra AVJ’s branchevejledning for forurenede renserigrunde /1/. Med mindre, der specifikt henvises til andre referencer, henvises derfor til ref. /1/.

Kapitel 5 indledes med et anbefalet undersøgelsesprogram for indledende forureningsundersøgelser på ejendomme med renserivirksomhed. Herefter gennemgås de undersøgelsesmetoder, der kan anvendes til indledende (og til dels videregående undersøgelser) af forurening på ejendomme med renserivirksomhed.

Bilag 1 indeholder datablade fra udvalgte forureningskompo-nenter.

Bilag 2 er en opsamling af erfaringer med indledende og supplerende/videregående forureningsundersøgelser på ejendomme med renserivirksomhed.

Bilag 3 indeholder uddybende informationer om undersøgelsesmetoder.

2 Beskrivelse af branchen

• 2.1 Branchedefinition og afgrænsning
  • 2.1.1 Branchedefinition
  • 2.1.2 Afgrænsning
  • 2.1.3 Lovgivning
  • 2.1.4 Brancheorganisering
• 2.2 Branchens strukturelle udvikling
  • 2.2.1 Rensevæsker
  • 2.2.2 Maskinteknologi
  • 2.2.3 Virksomheder og beskæftigelse

2.1 Branchedefinition og afgrænsning

2.1.1 Branchedefinition

Renseribranchen defineres som virksomheder, hvor der foretages kemisk rensning af tekstiler mv. ved hjælp af organiske opløsningsmidler.

Rensning af tekstiler mv. er en proces, hvorved snavs bestående af f.eks. støv, sved, fedt og pletter (olie, blod etc.) opløses i en rensevæske under manuel eller mekanisk bearbejdning, og afledes med den brugte rensevæske.

I modsætning til vask af tekstiler, hvor rensevæsken hovedsagelig består af vand med tilsætning af vaskemidler, sæbe etc., består rensevæsken ved kemisk rensning hovedsageligt af organiske opløsningsmidler (deraf det engelske udtryk “dry clean”).

Da de organiske opløsningsmidler primært fjerner olie- og fedtbundet snavs, tilsættes en ringe mængde vand (max 0,5%), der tjener til samtidig at fjerne det vandopløselige snavs. Efter rensning centrifugeres og tørres de rensede tekstiler mv.

2.1.2 Afgrænsning

Farverier er i nogen sammenhænge sat i forbindelse med renserier, hvilket antagelig skyldes, at renserier i Danmarks Statistik frem til 1993 var henført til erhvervsgrupperingskode 95.204: renserier og farverier, samt under 95.205: selvbetjeningsrenserier.

I Danmarks Statistiks branchekodeinddeling (Dansk Branchekode 1993) har renserier fået sin egen klassificering: 93.01.30. Renserier er her defineret som virksomheder, der renser alle former for tekstiler, beklædning (herunder pelsværk og skind), tæpper og gardiner. Såvel maskinel som manuel rensning eller rensning i selvbetjeningsmaskiner er omfattet af klassificeringen.

Det skal bemærkes, at der i tilknytning til renserierne ofte har været anvendt olie til opvarmning og til dampproduktion o. lign som også kan indebære en risiko for punktkildeforurening.

2.1.3 Lovgivning

Renserier er siden Miljøbeskyttelseslovens ikrafttræden i 1974 omfattet af denne. I tidsrummet 1986-1991 var renserier optaget på listen over godkendelsespligtige virksomheder i henhold til lovens kapitel 5.

De godkendelsespligtige virksomheder var anført i bilaget til loven under Hovedgruppe E: “Oparbejdning af vegetabilske råvarer”, Undergruppe 9: “Renserier og erhvervsmæssigt drevne vaskerier”.

En del renserier er miljøgodkendt i henhold til den tidligere bekendtgørelse fra 1986 om godkendelse af særligt forurenende virksomheder /23/, hvor kommunen var godkendende og tilsynsførende myndighed (Kapitel 5 godkendelsespligt).

I forbindelse med revisionen af Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 794 af 9. december 1991 om godkendelse af listevirksomhed, blev listen over omfattede godkendelsespligtige virksomhedskategorier reduceret betydeligt, og renserierne blev ikke medtaget.

Renserier var herefter omfattet af Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 367 af 10. maj 1992 vedrørende anden virksomhed end listevirksomhed, med kommunen som tilsynsførende myndighed /21/.

Pr. 1. juli 2003 trådte en ny bekendtgørelse i kraft – bekendtgørelse nr. 532 af 18. juni 2003 om etablering og drift af renserier (med populærtitlen Renseribekendtgørelsen). Denne bekendtgørelse fastsætter en række konkrete krav til etablering, indretning og drift af renserier samt ind- og udleveringssteder /22/.

2.1.4 Brancheorganisering

Rensning af tekstiler blev i perioden frem til 1930 fortrinsvis drevet fra større vaskerier og farverier, af hvilke nogle var organiseret i Dansk Farveriforening, der blev stiftet i 1888.

I tiden omkring 1930 oprettedes mange specialiserede tøjrenserier uden om brancheforeningen, hvilket førte til stiftelsen af Dansk Renseriejer-Forening i 1944. (I dag Dansk Renseri Forening).

Dansk Renseri Forening organiserer i dag ca. 55 % af de eksisterende ca. 185 renserier i branchen /2/.

Vaskerier med renseaktiviteter er organiseret i Foreningen af danske Vaskerier.

2.2 Branchens strukturelle udvikling

Kemisk rensning af tekstiler anses for anvendt første gang omkring år 1825 i Frankrig. Baggrunden herfor var dels ibrugtagning af anilinfarvestoffer (tjærefarvestoffer), der ikke er vandopløselige, og dels ibrugtagning af de organiske opløsningsmidler terpentin og benzol, fremstillet på basis af stenkulstjære.

Den teknologiske udvikling inden for kemisk tekstilrensning har fundet sted på såvel rensevæskeområdet som på det maskintekniske område. Begge udviklingsområder har stor betydning i forbindelse med en vurdering af risikoen for punktkildebelastning af jord og grundvand.

2.2.1 Rensevæsker

Vådrensning (vask), oprindeligt blot ved neddypning og mekanisk bearbejdning i vand, og senere med tilsætning af renseforstærkere i form af sæber mv., har eksisteret som tekstilrensemetode siden mennesker begyndte at anvende tekstiler til beklædning /3/.

Allerede i 1826 anvendtes terpentin som rensevæske i Frankrig, og i midten af det 19. århundrede udførtes de første forsøg med benzol og benzin som rensevæske. Benzol er en tidligere anvendt benævnelse for benzen, man må dog regne med, at benzolen i denne periode har været et mindre teknisk rent produkt, og har således været et blandingsprodukt bestående af benzen, toluen, ethylbenzen og xylener (BTEX). På baggrund af de enorme risici ved brug af de brændbare rensevæsker baseret på terpentin, benzol og benzin, udførtes allerede i 1911 forsøg med de ubrændbare chlorerede kulbrinter som rensevæske, og de blev snart herefter dominerende i branchen. Fra 1970’erne og frem til midten af 1990’erne anvendtes desuden rensevæsker baseret på ubrændbare CFC (dvs. chlorerede og fluorerede kulbrinter).

Siden midten af 1960’erne og frem til i dag er tetrachlorethylen (PCE) den mest anvendte rensevæske i danske tekstilrenserier. Det samlede salg af PCE til renseribranchen i Danmark var i 1968 ca. 3.200 ton, i 1988 ca. 400 ton, og er i 2006 reduceret til ca. 65 tons /2/.

Siden starten af 1990’erne har der været arbejdet intensivt i renseribranchen på at udvikle alternative rensemidler og tilhørende maskinteknologi.

Kulbrinte-, CO₂- og forskellige videreudviklede typer af vådrensning udgør i dag de primære alternativer til tekstilrensning med PCE /2/. Endvidere har et enkelt renseri taget GreenEarth i brug – en rensevæske, der bruges meget i USA og England. Der er dog bekymringer vedrørende denne rensevæske, da den indeholder siloxaner. Siloxan er en uorganisk forbindelse (R₂SiO) der bruges for eksempel til tørrensning af tøj som alternativ til perklorethylen, i kosmetik, deodorant, vandafvisende hinder til bilruder og i nogle sæber. Energiforbruget i forbindelse med GreenEarth er også noget større end ved perchlor-rensning /2/. Desuden var der i en kort overgang enkelte aktive Rynexrenserier i Danmark. I dag er disse dog ændret til kulbrinterenserier.

Den relative udvikling i forbruget af anvendte typer af rensevæsker i Danmark er angivet i figur 2.1.

Figur 2.1 Relativ udvikling i anvendte typer af rensevæsker i Danmark /1/.

Figur 2.3 Skitse af mineralsk terpentinrenseri. Bemærk de 2 rensekasser i baggrunden til venstre samt centrifugen i forgrunden til venstre. Fra hver rensekasse går en slangeforbindelse til separatoren til højre, der igen er forbundet med 2 cylindriske klaringstanke på hver side

2.2.2 Maskinteknologi

I perioden 1825-1869 bestod renseprocessen i, at tekstilerne blev lagt i et åbent trækar med benzol i, og omrørt med en stok, jf. figur 2.2.

Figur 2.2 Skitse af den tidligste tekstilrensning.

I 1869 blev den første rensemaskine opfundet i Frankrig. Maskinen var opbygget som en kasse, der roterede omkring en aksel. Tekstilerne blev lagt i kassen sammen med rensevæsken - benzin eller mineralsk terpentin.

Rensemaskinen videreudvikledes i løbet af perioden, således at rensekarret blev indrettet som en lukket kasse, der indvendigt havde en vandret, roterende tromle bestående af stokke placeret med tilpas mellemrum til, at rensevæsken kunne passere. Efter rensning af tekstilerne blev de centrifugeret i en særskilt centrifuge, og derefter hængt til tørre. Rensevæsken blev i et vist omfang renset vha. separator og klaringstanke og genanvendt.

Fra starten af 1930’erne skete der kraftige ændringer indenfor renseribranchen, idet den første rensemaskine baseret på chlorerede kulbrinter - “Trikohl-maskinen” - blev taget i brug. I disse maskiner udførtes rensning (med trichlorethylen - TCE som rensevæske) i ét anlæg og centrifugering/tørring i en særskilt tørretumbler.

Fra midten af 1950-erne udvikledes rensemaskiner, der kunne udføre rensning, centrifugering og tørring i en sammenbygget enhed. Rensevæsken var fortrinsvis PCE. Da afkastluften ikke blev recirkuleret, men afledt til det fri, benævntes sådanne anlæg “åbne per-anlæg”.

I slutningen af 1960-erne indførtes rensemaskiner, hvor afkastluften blev recirkuleret - såkaldte lukkede anlæg med enten PCE eller CFC-113 som rensevæske. Fra og med midten af 1990-erne er lukkede anlæg med CFC-113 som rensevæske blevet udfaset.

Samtidig med udfasningen af CFC-113-anlæggene er der i Danmark introduceret lukkede anlæg med kulbrinter, glycol-ethere (”Rynex”) og GreenEarth som rensevæske /2/. Rynex-teknologien er dog siden hen blevet udfaset igen. Baggrunden for tilbagevenden til (de brandfarlige) kulbrinter som rensevæske er dels den tiltagende grundvandsforurening med TCE og PCE og dels anvendelse af substitutionsprincippet, der foreskriver, at den mindst sundheds- og miljøbelastende rensevæske skal anvendes /3/.

De kulbrinter, der i dag anvendes, er overvejende halogen- og aromatfrie kulbrinter af C9-C12-typen (enten isoparaffiner eller blandinger af iso- og cykloparaffiner) /3/.

Til dato (april 2007) udgør renserier der anvender perchlor til rensning ca. 70 %. Ca. 28 % af renserierne er af såkaldte ”kulbrintetyper”, 1 % anvender CO2 til rensning, mens andre metoder (rensevæsker) dækker den sidste ene procent /2/.

I grove træk kan udviklingsforløbet indenfor teknologi- og rensevæskeområdet i Danmark således inddeles i 6 perioder, jf. tabel 2.1.

Tabel 2.1. Periodisering af renseribranchen i Danmark, teknologihistorisk og miljøhistorisk.

Periodeafgrænsningerne i tabel 2.1 er i flere tilfælde baseret på udvikling af nye rensemaskiner og ibrugtagning af nye rensevæsker. Da der går et vist tidsrum inden ny teknologi vinder indpas i branchen, må der i de enkelte perioder regnes med et vist overlap.

2.2.3 Virksomheder og beskæftigelse

Kemisk tøjrensning (tidligere benævnt kemisk vask) blev herhjemme indført som servicefunktion på garderobefarverier omkring 1870, men farverierne måtte ifølge Dansk Farveriforening helt frem til 1938 ikke avertere med denne service. Dette kan besværliggøre indkredsning af virksomheder med kemisk tøjrensning i denne periode.

De første selvstændige renserier var oprindeligt kun presseforretninger (damppresning af tøj), men med udviklingen af “Trikohl-rensemaskinen” i 1930, blev der for alvor sat skub i oprettelsen af deciderede kemiske tøjrenserier. Allerede omkring 1940 var der typisk et trikohl-renseri i enhver by med 5.000 indbyggere eller derover.

Den strukturelle udvikling i 1950’erne og 1960’erne har dels gået mod oprettelsen af større renserienheder med tilhørende net af indleveringsbutikker samt mod oprettelse af selvbetjeningsrenserier.

En opgørelse foretaget af Københavns amt /20/ viser, at der alene i dette amt har været 200-250 renserier igennem tiden. Skaleres dette tal til landsplan baseret på indbyggerantallet i amtet forventes det, at der har været 1500-2000 renserier totalt i Danmark.

I Danmark er der i dag (april 2007) i størrelsesordenen 185 renserier, heraf kan en del være indleveringssteder eller lign. /2/. Blandt vaskerierne findes desuden mange virksomheder med renseaktiviteter /2/.

Der findes i dag ca. 10 renserier med mere end 3 ansatte. Resten har mindre end 3 ansatte. I alt er der ansat 500-600 mennesker i branchen /2/. I de senere år har branchen været inde i en stagnationsperiode /2/.

3 Processer, teknologi og miljøbelastning

• 3.1 Generel procesbeskrivelse
• 3.2 Virksomhedsindretning
• 3.3 Processer og miljøbelastning
  • 3.3.1 Modtagelse og oplag af nye rensevæsker
  • 3.3.2 Anvendelse af rensevæske under renseprocessen
  • 3.3.3 Affaldshåndtering

3.1 Generel procesbeskrivelse

De miljøbelastende processer i forbindelse med renserier kan generelt henføres til:

• modtagelse og oplag af nye rensevæsker
• håndtering af rensevæsker under renseprocessen
• affaldsbortskaffelse, herunder oplag af brugt rensevæske

Disse delprocesser er i det følgende benyttet som udgangspunkt for beskrivelsen af renseriers miljøbelastning.

Figur 3.1 Procesdiagram for håndtering af rensevæsker.

3.2 Virksomhedsindretning

I det følgende er produktionsindretningen beskrevet i et typisk renseri.

Et typisk eksempel på indretning af en beboelsesejendom med renseri er skitsemæssigt angivet i figur 3.2

Tromler og senere plastdunke med nye rensevæsker og hjælpestoffer har været opbevaret dels udendørs (evt. på uoverdækket oplagsplads for kemikalier) og dels indendørs i særskilt kemikalierum. Der er også eksempler på, at ny rensevæske har været opbevaret i nedgravet rensevæsketank. Herudover har der i et vist omfang været midlertidige oplag af ny og brugt rensevæske og hjælpestoffer i renserilokalet.

I renserilokalet var rensekasser, centrifuger, separatorer, klaringstanke og senere åbne og lukkede rensemaskiner opstillet.

I de tidligere renserier blev tekstilerne hængt til tørre i et separat tørrerum. Fra og med midten af 1930-erne blev tekstilerne tørret i rensemaskinen, og tørrerummet blev anvendt til lager.

I forbindelse med spildevandssystemet kan der være installeret riste med forbindelse til kloak eller sivebrønde/faskiner.

I forbindelse med rum- eller maskinventilation kan afkast være ført til afkasthætte/skorsten over tag eller ud på siden af renserilokalet eller til en afkastbrønd.

Opsamlet affald i form af brugt rensevæske, filterslam, kontaktvand mv. kan have været opbevaret udendørs (evt. på uoverdækket affald og containerplads) og kan i visse tilfælde være bortskaffet ved udhældning på jorden.

Herudover har der ofte været nedgravet fyringsolietank til opvarmning af lokaler, og ved kombinerede vaskerier og renserier, hvor der har været et stort vandforbrug, kan vandforbruget i nogle tilfælde være dækket af egen boring eller brønd på ejendommen.

Figur 3.2 Situationsplan for en ejendom med renserierhverv og beboelse - principskitse

3.3 Processer og miljøbelastning

I det følgende afsnit beskrives de enkelte led i renseprocessen og den affaldsproduktion, der kan forårsage jord- og grundvandsforurening. Beskrivelsen tager udgangspunkt i de forskellige rensevæsker og de forskellige processer, der anvend(t)es i renseribranchen.

3.3.1 Modtagelse og oplag af nye rensevæsker

Spild ved modtagelse og især ved oplag af nye rensevæsker giver rig mulighed for punktkildebelastning af jord og grundvand.

Rensevæsker

I perioden 1825-1869 anvendtes primært benzol, jf. afsnit 2.2.1, og i mindre grad benzin og mineralsk terpentin som rensevæske.

I perioden 1869-1930 anvendtes primært benzin og mineralsk terpentin som rensevæske, og rensning med mineralsk terpentin som rensevæske fortsatte til langt op i 1950’erne. Mineralsk terpentin har gennem tiderne været forhandlet under en række handelsnavne, bl.a.: varnoline, stoddard solvent, white spirit og high flash spirit.

I perioden 1930-1955 anvendtes i stigende grad trichlorethylen  (TCE) som rensevæske.

I tiden (1825-1955) før indførelse af rensemaskiner med effektiv rensning og genbrug af rensevæsken, har forbruget af rensevæske, og dermed størrelse af leverancer, lager og risikoen for spild herved, været meget stor. Det samlede forbrug af TCE i de første “åbne trikohl-anlæg” vurderes til 20-30% af vægten af den rensede tøjmængde.

I denne periode har rensevæskeforbruget på renserierne været så stort, at rensevæsken i visse tilfælde blev leveret pr. tankvogn og påfyldt nedgravede eller fritstående lagertanke.

Fra midten af 1950’erne faldt forbruget af rensevæske pr. kg. renset tøj. Rensevæsken var nu fortrinsvis tetrachlorethylen

(PCE) samt mineralsk terpentin.

Et typisk renseri fra midten af 1950’erne med 2-3 maskiner havde typisk et årsforbrug af PCE på ca. 3.000 kg svarende til 1,8 m³.

Med indførelse af lukkede anlæg i starten af 1980’erne faldt det årlige rensevæskeforbrug på et tilsvarende renseri typisk til 80-500 kg afhængigt af type og alder af rensemaskine. Efterhånden som forbruget af rensevæske faldt, bortfaldt også behovet for større tanklagre af rensevæske.

Fra starten af 1980’erne leveres rensevæskerne (PCE, CFC-113, kulbrinter og glycolethere) typisk i metal- eller plastbeholdere á 10-20 liter. I en del anlæg sættes beholderne direkte ind i rensemaskinen og tilsluttes, hvilket minimerer risikoen for spild. Både i kulbrinte- og perchlorrenserierne bliver der anvendt en lang række hjælpe- og tilsætningsstoffer såsom renseforstærkere, pletfjerningsmidler mm /1, 3, 4, 24/:

• renseforstærker (anvendes i grundrensning)
• forbørstningsmidler (til pletfjerning, anvendes før grundrensning)
• detachermidler (til pletfjerning, anvendes efter grund-rensning)
• imprægneringsmidler (beskytter tekstiler mod vand)
• læderolie (til specialrens af læder. Læderrensning sker typisk i særskilt renseri)
• baktericider
• antistatika (fjerner statisk elektricitet, anvendes i grundrensning)
• appreteringsmidler (anvendes i grundrensning)
• øvrige produkter (f.eks. filterpulver, aktivt kul til ekstra filtrering af rensevæsken)

Brugen af hjælpe- og tilsætningsstoffer har været stærkt stigende gennem årene i takt med udvikling af nye rensemetoder. Således skønnes forbruget af hjælpe- og tilsætningsstoffer at udgøre i størrelsesordenen 60-95 % af det totale kemikalieforbrug fra ca. 1992 og frem, mens forbruget inden da var på op til 30 % /24/. Det høje forbrug (op til 95 %) kan umiddelbart virke overraskende, idet man måske forventer, at selve rensestoffet (f.eks.  tetrachlorethylen) udgør størstedelen. Men som man kan se af ovenstående liste, omfatter gruppen af hjælpe- og tilsætningsstoffer en meget bred vifte af renseforstærkere, pletfjerningsmidler mm. Det høje tal skal dog også ses i lyset af at renserierne også i denne periode reducerede anvendelsen af rensevæske (op til 75-95 %) som følge af mere effektiv genanvendelse i de nyere maskiner /24/. Alene som følge heraf vil andelen af hjælpe- og tilsætningsstoffer stige væsentligt.

Ud fra oplysningerne fra producenterne er der identificeret 104 produkter, der er anvendt i renserier fra ca. 1992 /24/. De anvendte kemikalier i produkterne omfatter hovedsaglig opløsningsmidler som glycoler, glycolethere og kulbrinter. Dertil kommer indhold af tensider og andre emulgatorer. De vigtigste enkeltstoffer der har været anvendt til dette formål er listet i tabel 3.1. Det skal bemærkes, at der har foregået en del blanding lokalt på renserierne, således at der meget vel kan have været anvendt flere produkter på samme tid.

Endvidere skal det bemærkes, at der er meget begrænset kendskab til de tidligst anvendte hjælpestoffer.

Tabel 3.1 Vigtigste enkeltstoffer, der har været anvendt i hjælpe- og tilsætningsstoffer i perioden 1992 frem til i dag.

I bilag 1 findes datablade over de stoffer, der potentielt kan udgøre en risiko ved renserier – dvs. både rensevæsker, hjælpe- og tilsætningsstoffer samt nedbrydningsprodukter fra disse.

Miljøbelastning

Risikoen for punktkildeforurening er især knyttet til spild ved påfyldning og aftapning fra lagertanke og -beholdere samt spild fra korroderede rørforbindelser, afløb og tanke. Risikoen for spild har været størst i perioden 1825-1955 før indførelsen af lukkede anlæg med effektiv genanvendelse af rensevæsken.

Miljøbelastningen ved modtagelse og oplag af nye rensevæsker er sammenfattet i figur 3.3.

Figur 3.3 Oversigt over processer/tidsperioder, potentielt forurenende stoffer samt potentielle kildetyper ved modtagelse og oplag af nye rensevæsker.

Også i perioden efter Miljøbeskyttelseslovens ikrafttræden er der sket spild fra oplag af rensevæsker.

I en tysk undersøgelse blev der ved miljøtilsyn i 1988 på 51 renserier konstateret alvorlige mangler mht. lagerfaciliteter på de fleste af renserierne. Den hyppigste mangel var manglende spildbakke under de oplagrede rensevæskebeholdere, hvilket i flere tilfælde havde ført til omfattende spild, men også udendørs omhældning på beholdere eller indendørs omhældning i nærheden af kloakafløb var en hyppig årsag til spild.

I Danmark har Fyns Amt i 2000 udført miljøtilsyn på 9 igangværende og 37 nedlagte renserier, der alle er kortlagt på Vidensniveau 2 (V2). Resultaterne viser generelt, at der ikke er markant forskel på den forurening, der konstateres på de nedlagte renserier og på renserier i drift.

3.3.2 Anvendelse af rensevæske under renseprocessen

Processer

I perioden 1825-1869 udførtes simpel manuel tekstilrensning. Tekstilerne blev lagt i blød i et åbent trækar med benzol, og omrørt med en stok, jf. figur 2.1. I særlige tilfælde (ved rensning af større tæpper mv.) udførtes den manuelle tekstilrensning udendørs ved ophængning over tørresnor eller ved udlægning direkte på jord og efterfølgende overhældning med rensevæske og efterfølgende mekanisk bearbejdning.

I perioden 1869-1930 blev der udført mekaniseret tekstilrensning. Den første rensemaskine var opbygget som en kasse, der roterede omkring en aksel. Tekstilerne blev lagt i kassen sammen med rensevæsken - benzin eller mineralsk terpentin.

Rensemaskinen videreudvikledes i løbet af perioden, således at  rensekarret blev indrettet som en lukket kasse, der

indvendigt havde en vandret, roterende tromle bestående af stokke placeret med tilpas mellemrum til, at rensevæsken kunne passere.

Efter rensning af tekstilerne blev de centrifugeret i en særskilt centrifuge, og derefter hængt til tørre. Indtil omkring 1920 blev den snavsede rensevæske renset i en klaringsbeholder samt - i større renserier - også i et destillationsapparat. Omkring 1920 påbegyndtes i flere renserier indførelsen af kontinuerlig regenerering af rensevæske ved hjælp separator og filtre, jf. figur 2.2.

Fra starten af 1930’erne skete der kraftige ændringer indenfor renseribranchen, idet den første rensemaskine baseret på chlorerede kulbrinter - “Trikohl-maskinen” - blev taget i brug. Disse maskiner udførte rensning i ét anlæg og centrifugering/tørring i en særskilt tørretumbler. Anlæggets indretning og procesforløb kan, bortset fra den særskilte tørreproces, sidestilles med de senere udviklede såkaldte “åbne per-anlæg”, og kan, bortset fra behandling af afkastluften, også sidestilles med de senere lukkede anlæg.

Selve renseprocessen fungerer ved, at tekstilerne bringes i kontakt med den flydende rensevæske i tromlen. Efter endt behandling i rensevæsken centrifugeres og tørres tekstilerne. Rensningen afsluttes med udluftning af tekstilerne i maskinen. Under renseprocessen cirkuleres rensevæsken mellem tromlen, rensevæsketanken og filtret. Udluftningsluften føres enten direkte til det fri (åbne anlæg), eller cirkuleres (lukkede anlæg).

For rensemaskiner, der anvender perchlorethylen som rensevæske, skelnes mellem tre hovedgrupper af maskinopbygninger /5/:

Figur 3.4 Principskitse af en lukket rensemaskine (hovedgruppe 1) med indbygget kulfilter og

Hovedgruppe 1. Maskiner med indbygget kulfilter og kompressorkøling,

Hovedgruppe 2. Maskiner uden indbygget kulfilter og kompressorkøling, samt

Hovedgruppe 3. Maskiner uden indbygget kulfilter og vandkøling.

Det vurderes, at de fleste danske kulbrinte-rensemaskiner er opbygget svarende til hovedgruppe 1 og 2.

Figur 3.4 viser principperne i opbygningen af en lukket rensemaskine i hovedgruppe 1 med indbygget kulfilter og kompressorkøling /5/.

Mht. detailbeskrivelse af renseprocessen i en typisk rensemaskine, der anvender perchlorethylen som rensevæske, henvises til bilag 4 i /5/.

Rensevæsken regenereres med jævne mellemrum vha. filtrering og destillation /1,5/. Rensevæske fra skyllebad og fra filterrensning opvarmes til sit kogepunkt i destillationsanlægget, hvorved rensevæsken fordamper, og urenhederne bliver tilbage. Rensevæskedampene ledes til en kondensator kølet med vand, kondenserer og løber via en vandudskiller til lagerbeholderen for renset rensevæske /5/. Rensevæskerne er i stigende grad blevet kombineret med forskellige hjælpe- og tilsætningsstoffer. Da disse stoffer almindeligvis tilsættes hver rensning (charge) betyder dette, at andelen af hjælpe- og tilsætningsstoffer stiger i det genanvendte destillat /25/.

Vandudskilleren virker ved gravitationsseparation i en lille beholder, hvor den tunge perchlorethylen lægger sig i bunden og vandet flyder ovenpå (eller vand i bunden og kulbrinte, der flyder ovenpå i rensemaskiner, der anvender kulbrinter som rensevæske). Det udskilte vand i vandudskilleren benævnes ”kontaktvand” /5/.

Efter endt destillation tømmes destillatoren for slam, der består af filtermateriale, tekstilfibre, pigmentsmuds, olie-fedtstoffer samt rester af rensevæske.

Indholdet af rensevæske i destillationsslammet vil afhænge af viskositeten af rensevæsken og anvendelse af filterpulver. Anvendes filterpulver vil rensevæskeindholdet i affald fra et typisk renseri variere fra 10-30 %. I destillationsrester uden filterpulver kan der være op til 50 % rensevæske.

Kontaktvandet vil typisk indeholde farve- og fedtstoffer, olier, rester af rensevæske og hjælpe- og tilsætningsstoffer. Rensevæsker vil kunne optræde i koncentrationer op til opløselighedsgrænsen. I særlige tilfælde (ved defekt vandudskiller og/eller ved tilsætning af visse renseforstærkere, der kan øge opløseligheden af rensevæsken) kan der endda forekomme fri fase.

Kontaktvandet blev tidligere i vid udstrækning afledt til kloak, men opsamles typisk i dag og bortskaffes som kemikalieaffald. I senere anlæg kan der være indrettet et rensningsanlæg til kontaktvandet ved enten aktiv kulfiltrering eller ved stripning og rensning af afkastluft ved aktiv kulfiltrering.

Udluftningsluften fra åbne anlæg transporteres via ventilationskanal eller via diffuse udslip gennem døre og vinduer til udeluften i det fri eller via rørforbindelser til afkastbrønde. Nyere åbne anlæg kan være forsynet med kulfiltre til opsamling af rensevæskedampe i udluftningsluften.

Lukkede anlæg (der blev indført i slutningen af 1960-erne) recirkulerer udluftningsluften efter forudgående rensning i et filter og kondensering i en svaler. De i svaleren kondenserede rensevæske- (og vanddampe) ledes til en vandudskiller, hvorved kontaktvandet bortledes til kloak eller opsamles på tromler. Rensevæsken pumpes retur til maskinens rensevæsketank.

Miljøbelastning

I perioden med manuel tekstilrensning har arbejdsmetoden givet rig mulighed for punktkildeforurening omkring rensekarret pga. utætheder, ved omrøring samt ved vridning og afdrypning af tekstilerne.

Mulighederne for punktkildeforurening af jord og grundvand fra den mekaniserede tekstilrensning i perioden 1869-1930 er især knyttet til spild og udslip af flydende rensevæske omkring anlægget. Dette gælder såvel selve rensekarret som centrifugen, klaringstanken, separatoren og filtre som følge af utætheder samt spild ved påfyldning og aftapning. Spild af rensevæske er eventuelt blevet afledt videre til evt. kloakafløb i renserilokalet.

Det samlede udslip til jord- og grundvandsmiljøet fra renseprocessen må antages at kunne have nået et ganske betydeligt omfang i perioden frem til ca. 1930.

Selve renseprocessen har i starten ved de åbne Trikohl-anlæg kunnet give anledning til punktkildeforurening af jord og grundvand primært ved udslip af flydende rensevæske til gulv/afløb i renserilokalet på grund af utætheder i væskekredsen (tromle, væskepumpe, væskefilter, destillator, svaler, vandudskiller, rensevæsketank, tromle), ved afdrypning under flytning af tekstiler fra renseproces til centrifuge/tørreproces samt ved påfyldning og aftapning af rensevæske.

Med indførelsen af de lukkede anlæg efter 1968 er risikoen for spild under renseprocessen mindre, dels fordi maskinerne er mere sikkert indrettede, dels fordi rensevæskeforbruget er mindre pr. kg. renset tøj, og dels fordi nyere rensemaskiner ofte bliver leveret med spildbakker, der kan indeholde det samme volumen som maskinens største tank /1/.

Miljøbelastningen ved anvendelse af rensevæsker under renseprocessen er sammenfattet i figur 3.5.

Figur 3.5 Oversigt over processer/tidsperioder, potentielt forurenende stoffer samt potentielle kildetyper ved anvendelse af rensevæsker under renseprocessen.

Der er dog erfaring for, at der selv i lukkede anlæg stadig er stor risiko for spild ved f.eks. utilstrækkeligt dimensionerede spildbakker, eller hvor installationer på maskinerne rager ud over spildbakken. Der er erfaring for, at renseanlæg til kontaktvand ikke altid fungerer, hvorved kontaktvandet fortsat ledes urenset til kloak /3/.

Der er eksempler på, at kontaktvand, der lovligt er blevet udledt til kloak, pga. utætheder i denne, har givet udslip af rensevæske og hjælpestoffer til jordmiljøet /19/.

Der er desuden eksempler på, at udluftningsluft fra åbne anlæg, der afledes til en afkastbrønd, kan kondensere i brønden, hvorved kondensatet kan tilføres jordmiljøet, f.eks hvis brønden er udført som en sivebrønd/spildbrønd. Tilsvarende kan afkastluft fra åbne anlæg kondensere i afkastet/skorstenen, hvorved kondensatet siver ned langs skorstenens sider, og derfra ud i jordmiljøet /19/. Kondensat kan også dannes på kolde tagflader udfor skorstenen, og kan via regnvandsnedløb og utætte kloakker tilføres jordmiljøet.

De forskellige kilder til udslip af rensevæske til miljøet fra typiske rensemaskiner baseret på chlorerede kulbrinter i åbne og lukkede anlæg samt baseret på kulbrinter og glycolethere i lukkede anlæg er anskueliggjort i figur 3.6.

Figur 3.6 Potentielle kilder til udslip af rensevæske fra åbne og lukkede rensemaskiner (1968 – i dag) /1,3/.

For rensemaskiner baseret på chlorerede kulbrinter (i hovedgruppe 2 og 3) gælder, at langt det største rensevæsketab i renseprocesserne, ca. 75-95 %, skønnes at ske via ventilation/afkast. For rensemaskiner i hovedgruppe 1 gælder, at det største rensevæsketab skønnes at ske med udtagning af renset tekstil. Flydende udslip gennem utætheder mv. andrager i gennemsnit 1-5 % af det totale udslip, men kan dog komme op på 25%. Udslip via destillation og filterskift er ubetydeligt i forhold til de andre kilder /1,5/.

For rensemaskiner baseret på kulbrinter (og antageligt også for glycolethere) gælder, at det største rensevæsketab, ca. 55-80 %, stammer fra destillations- og filterslam, mens resten sker via ventilation/afkast. Emissionsmålinger har desuden vist, at den %-vise andel af den samlede emission, der stammer fra kontaktvand og fnugslam samt retention i de rensede tekstiler er ubetydelig i forhold til de andre kilder /3/.

En del af de renseforstærkere, der har været anvendt de sidste 10-15 år vil, på grund af deres polære egenskaber, i betydeligt omfang blive opkoncentreret i dels væsken, der recirkulerer i selve rensemaskinen, og dels være at finde i kontaktvandet.

Da det for de fleste rensemaskiner, der anvender perchlorethylen som rensevæske, gælder, at rensevæsketabet via luftformige emissioner samt via retention i renset tekstil er det betydeligste, har opmærksomheden i de senere år været rettet mod de forureningsproblemer, som emissionerne kan afstedkomme i indeklimaet i tilgrænsende beboelsesbygninger. Dette er særligt vigtigt idet en meget stor del af de danske tekstilrenserier er beliggende i boligområder og typisk i stueetagen af en fleretages beboelsesejendom.

Nyere undersøgelser har således vist, at dampe af rensevæske kan passere vægge og etageadskillelser ved både diffusion og konvektion gennem revner og bidrage til en forringelse af indeklimaet i tilstødende beboelsesrum /5/.

Andre undersøgelser har vist, at introduktion af selv beskedne mængder af tekstil renset med chlorerede rensevæsker i boliger, kan medføre potentielle indeklimaproblemer /15/, og at chlorerede rensevæsker absorberes i en lang række materialer, herunder bygningsdele såsom vægge og etageadskillelser, og igen kan desorberes til indeklimaet i lang tid efter ophør af renseridrift, den såkaldte ”sink-effekt” /16/.

Ovennævnte forhold omkring de luftformige emissioner har ingen umiddelbar relevans for indledende undersøgelser af jord- og grundvandsforurening på ejendomme med renserivirksomhed, men kan have stor betydning for tilrettelæggelse af supplerende/videregående undersøgelser, især hvis disse omfatter vurdering af risiko for forureningsspredning til indeklima.

De forskellige kilder til emission af rensevæsker og hjælpestoffer fra renserier til jord og grundvand, arbejdsmiljø, indeklima og udeluft er illustreret i figur 3.7.

Figur 3.7 Kilder til emission af rensevæsker (og hjælpestoffer) fra renserier /5/.

3.3.3 Affaldshåndtering

Miljøbelastning

I perioden frem til 1869 er brugt rensevæske – benzol - sandsynligvis bortskaffet til kloak eller udhældt direkte på jorden. Det har især været nødvendigt at udskifte rensevæsken ofte i de tidlige anlæg uden klaringstanke, filtre o.lign.

På anlæg med klaringstanke, filtre m.v. fra perioden 1869-1930 kan der være sket udendørs deponering af slam og filterkage fra klaringsbeholder, separator eller filter. Deponeringen kan være sket enten ovenpå jorden, eller ved nedgravede depoter. Restindholdet af rensevæske (benzin og mineralsk terpentin) i slammet eller filterkagen vil ved deponering udendørs kunne udvaskes til jord og grundvand.

I de tidligste anlæg med chlorerede rensevæsker fra perioden 1930-1955 aftappedes den brugte rensevæske efter en række destillationer, og ny rensevæske påfyldtes anlægget. Den brugte rensevæske påfyldtes typisk 50-100 l beholdere, og både under aftapningen, lagringen (som i visse tilfælde er foregået uoverdækket og udendørs) og den senere afhentning af den brugte rensevæske er der risiko for spild til jord og grundvand primært af TCE og mineralsk terpentin.

I særlige tilfælde kan større eller mindre partier af brugt rensevæske, filterslam, kontaktvand mv. være bortskaffet ved udhældning på jorden.

Spildbakker mv. har i perioden fra 1955 til i dag begrænset dette spild, men i lighed med spild under renseprocessen er der eksempler på, at utilstrækkeligt dimensionerede spildbakker eller omhældning/lagring udenfor spildbakker har ført til omfattende spild af især PCE og TCE.

Fyns Amt’s erfaringer fra miljøtilsyn i 2000 på nedlagte og igangværende renserier bekræfter, at afdampning og nedsivning fra oplag af affald, der står uden låg eller uden tilstrækkelig opsamlingssikring kan give anledning til forurening af jord og grundvand. Tilsvarende har affaldsbortskaffelse af kontaktvand til utæt kloak og til utæt, nedgravet spildbrønd i flere tilfælde ført til omfattende jord- og grundvandsforurening /19/.

Miljøbelastningen ved affaldsbortskaffelsen er sammenfattet i figur 3.8.

Figur 3.8 Oversigt over arbejdsmetoder/tidsperioder, potentielt forurenende stoffer samt potentielle kildetyper ved oplag og bortskaffelse af brugte rensevæsker og andet affald.

4 Potentiel forureningsrisiko

• 4.1 Oversigt over potentielle forurenende kilder
• 4.2 Stofbeskrivelse

4.1 Oversigt over potentielle forurenende kilder

I Florida er der gennemført en undersøgelse af rapporterede spild og deres årsager på igangværende renserier /6/. Denne viste at ca. 1/3 af renserierne havde haft spild, overvejende direkte spild af rensevæske. Processer mv. er sammenlignelige med danske forhold. Det vides dog ikke om maskintyper og indretning er direkte sammenlignelige. Figur 4.1 viser resultaterne fra undersøgelsen.

Figur 4.1 Spildårsager ved 530 spild fra igangværende renserier i Florida /6/.

De helt typiske fejlkilder på maskinerne (Maskindefekter 40 %) er utætte pakninger, ventiler etc. Det må forventes at disse fejl også kan opstå (opstår) på maskiner installeret i Danmark, specielt steder hvor der ikke er (har været) spildbakker. Omvendt skal man dog være opmærksom på, at der også kan være spild selvom der findes spildbakker.

Typiske fejlbrug af maskinen (21 % af spildene) kan være overkog af rensevæsken ved destillation, typisk i forbindelse med overfyldning af beholderen. Også denne fejl forventes at kunne forekomme på danske maskiner, specielt steder hvor der ikke er (har været) spildbakker.

Spild i forbindelse med transport og oplag (15 %) sker så godt som altid i forbindelse med omhældning, enten på maskinen eller ved påfyldning af beholdere eller tanke fra tankvogn. Denne fejlkilde forventes også at kunne foregå i Danmark, selvom der normalt er stillet krav om spildbakke ved oplag og maskiner.

Udslip af affald er typisk uhensigtsmæssig bortskaffelse af kontaktvand, filterslam etc. (9 %). På igangværende renserier må man ikke i Danmark bortskaffe affald ved eksempelvis at lægge det på jorden. At det tidligere har fundet sted er dokumenteret ved undersøgelser af en række renserier.

Tilsvarende erfaringer er gjort af bl.a. Fyns Amt, som i 2000 gennemførte miljøtilsyn på 37 nedlagte og 9 igangværende renserier, som alle var kortlagt på Vidensniveau 2 (V2). Fyns Amt påviste således, at der ikke var markant forskel på den forurening, der blev konstateret på de gamle nedlagte renserier og på de renserier der var i drift. I mange tilfælde skete der fortsat pågående jordforurening fra de i driftværende renserier på det tidspunkt, hvor amtets undersøgelser blev gennemført /19/.

Som det fremgår af ovenstående samt gennemgangen af processer, teknologi og miljøbelastning i kapitel 3, kan der udpeges en række tidsbestemte potentielle punktkilder til forurening af jord og grundvand på lokaliteter, hvor der har været renserivirksomhed.

I tabel 4.1 er der givet en oversigt over de punktkilder og forurenende stoffer som er knyttet til de nævnte aktiviteter. Tabellen indeholder desuden en vurdering af muligheden for spredning af forureningen i jord- og grundvandsmiljøet.

Udover spredning i jord- og grundvandsmiljøet, kan der være yderligere spredningsveje /19, 29/:

• Til overliggende lejligheder eller naboejendomme via diffusion og sprækketransport gennem vægge, etageadskillelser, hulmure, trappeskakter, rørføringer, skorstene etc.
• Til rentvandsnettet via plastikledning ført gennem forurenet jord.
• Til naboejendomme via kloaknettet, i tilfælde af manglende eller defekte vandlåse.
• Til naboer via udeluften.

Mht. placering af de potentielle forureningskilder på grunden og de tilhørende spredningsveje henvises til principskitsen figur 3.1 samt figur 3.7.

Tabel 4.1 Oversigt over potentielle punktkilder til forurening af jord og grundvand

4.2 Stofbeskrivelse

I bilag 1 findes datablade for udvalgte kemiske stoffer. Stofferne er udvalgt på baggrund af hyppighed i anvendelse og farlighed. Der er både tale om rensevæsker, hjælpe- og tilsætningsstoffer samt nedbrydningsprodukter fra disse.

Databladene viser fysisk-kemiske data som molvægt, densitet, smeltepunkt, kogepunkt, vandopløselighed, damptryk og oktanol-vand fordelingskoefficent. Endvidere er der anført om stoffet er optaget på listen over farlige stoffer, herunder om stoffet er på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer.

Ud fra de fysisk-kemiske egenskaber er det i databladet anført, i hvilken fase (jord, vand eller luft) man vil forvente hyppigst at finde stoffet. Desuden er anført gældende kvalitetskriterier for de tre faser. Det gælder dog for en del af stofferne (især hjælpestofferne), at der pt. ikke eksisterer kvalitetskriterier. For disse stoffer, er der refereret til udenlandske anbefalinger eller til toksikologiske vurderinger (for de stoffer, hvor data kunne skaffes).

Arbejdet med kvalitetskriterier er pågående, hvorfor det altid bør undersøges, om der evt. er kommet nye kvalitetskriterier. Det kan man se på Miljøstyrelsens hjemmeside www.mst.dk. På hjemmesiden kan man endvidere finde Miljøstyrelsens vejledning nr. 5 fra 2006, om metoder til fastsættelse af kvalitetskriterier for kemiske stoffer i jord, luft og drikkevand med henblik på at beskytte sundheden.

I tabel 4.2 ses en alfabetisk liste over stofferne, samt hvorvidt der er tale om rensevæsker, hjælpestoffer eller nedbrydningsprodukter. Endvidere er stoffernes mobilitiet, flygtighed og tilbageholdelse vurderet. Vurderingen er sket på baggrund af stoffernes fysisk-kemiske egenskaber efter principperne beskrevet i /27/. Ud fra tabellen kan det således vurderes hvorvidt et stof vil kunne udgøre en risiko i forhold til indeklima, arealanvendelse eller grundvand, jævnfør principperne beskrevet i /17/.

Opmærksomheden skal henledes på, at skæbnen i jord og grundvand af fri fase af de chlorerede rensevæsker vil afvige væsentligt fra de øvrige kemiske stoffer /17/.  Endvidere vil tilstedeværelsen af flere stoffer samtidig kunne ændre de enkelte stoffers opførsel. Fx kan mange af hjælpe- og tilsætningsstofferne (bl.a. glycolerne, glycoletherne og tensiderne) øge opløseligheden af de chlorerede opløsningsmidler, og dermed ændre deres spredningsforhold.

Tabel 4.2. Udvalgte stoffer, der kan give anledning til forurening i forbindelse med ældre renserier. Datablade findes i bilag 1, hvor stoffernes fulde navn også fremgår.

*Samlebetegnelse for mange stoffer, med meget forskellige egenskaber mht. mobilitet, flygtighed og tilbageholdelse.

Erfaringsopsamling fra amternes kortlægningsundersøgelser har vist, at renserier er en branche som ofte er årsag til en kraftig forurening af jord og grundvand. De konstaterede forureninger har i mange tilfælde givet anledning til påvirkning af grundvandssressourcen i området samt forringet indeklima i byggeri over forureningerne.

Resultaterne af erfaringsopsamlingerne, som til dato har identificeret de chlorerede kulbrinter som det væsentligste miljøproblem, er samlet i bilag 2.

5 Undersøgelsesprogram

• 5.1 Orienteringsfasen
• 5.2 Undersøgelsesfasen
  • 5.2.1 Prøvetagning
  • 5.2.2 Indledende prøvebeskrivelse
  • 5.2.3 Analyser
  • Feltanalyser
  • Laboratorieanalyser
• 5.3 Supplerende undersøgelser

I det følgende er beskrevet hovedtræk af indholdet i et anbefalet undersøgelsesprogram for en indledende forureningsundersøgelse på ejendomme med renserivirksomhed, og i mindre omfang de videregående undersøgelser.

De tilhørende undersøgelsesmetoder uddybes i bilag 3.

Forureningsundersøgelsen anbefales overordnet udført som anført i Miljøstyrelsens vejledning i prøvetagning og analyse /13/ samt vejledning i oprydning af forurenede grunde /12/. Vejledningerne indeholder en række appendiks med anvisninger for udførelse af borearbejde, udtagning af jord- og vandprøver, feltmålinger mv. Desuden er givet eksempler på en række blanketter, som er nyttige under feltarbejdet og ved fremsendelse af prøver til laboratoriet. I dette kapitel suppleres derfor overvejende med oplysninger af særlig betydning for undersøgelser på ejendomme med renserivirksomhed.

Opmærksomheden skal henledes på, at der på ejendomme med renserivirksomhed håndteres og opbevares brandfarlige produkter (kulbrinter) og produkter der har en skadelig virkning for helbredet (chlorerede kulbrinter). Med hensyn til sikkerhedsforanstaltninger, såsom f.eks. åndedrætsværn, ved undersøgelserne henvises til arbejdsmiljølovgivningen generelt og de vejledninger m.m., som er udarbejdet af Arbejdstilsynet /11/.

5.1 Orienteringsfasen

Formålet med denne fase er at tilvejebringe det bedst mulige grundlag for at iværksætte forureningsundersøgelser på en forurenet grund.

I denne fase udarbejdes blandt andet en miljøhistorisk kortlægning for lokaliteten med henblik på at opstille en hypotese for, hvilke stoffer der kan være forurenet med, og hvor der kan forventes forurening. Især er det vigtigt at registrere hvilken type rensevæske, der har været anvendt og hvis muligt, også hvilke hjælpe- og tilsætningsstoffer, der har været anvendt. Hjælpe- og tilsætningsstoffer har der ikke tidligere være tradition for at tage med i undersøgelser. Fokus har været på chlorerede opløsningsmidler alene.

En fastlæggelse af tidspunktet for et eventuelt spild, typisk ved fastsættelse af driftsperioden, kan hjælpe til at indkredse potentielle stoffer jvf. tabel 4.1.

Ved udarbejdelse af en miljøhistorisk kortlægning på ejendomme med renserivirksomhed, er det især af betydning at indhente oplysninger om årstal, aktiviteter og kildetyper, som er anført i tabel 4.1, da det i høj grad vil afgøre hvilke stoffer, der kan være forurenet med.

Mere detaljerede oplysninger om relevant baggrundslitteratur samt hvorledes den miljøhistoriske kortlægning forberedes, fremgår af bilag 3.

5.2 Undersøgelsesfasen

Det anbefalede undersøgelsesprogram, der bygger på den beskrevne gennemgang af processer, teknologi og miljøbelastning i renserier samt resultaterne af erfaringsopsamlingen i bilag 2, er opdelt i et standardprogram og et supplementprogram.

Standardprogrammet indeholder de elementer som altid anbefales medtaget og som kan medtages i en indledende forureningsundersøgelse. Her forudsættes det, at der er gennemført en detaljeret historisk kortlægning med lokalisering af de vigtigste forureningskilder på ejendomme med renserivirksomhed. Desuden bør det på baggrund af de historiske undersøgelser, være muligt at identificere, hvilke stofgrupper der mest sandsynligt er til stede.

Hvis historikken er sparsomt belyst, og der er mistanke om tilstedeværelse af større forureningskilder, hvis lokalisering er ukendt, kan standardprogrammet udvides med et eller flere elementer fra supplementprogrammet.

5.2.1 Prøvetagning

Standardprogrammet anbefales at indeholde prøvetagning ved følgende forureningskilder, jf. figur 3.2:

• Gulv ved rensemaskiner og indendørs oplag af rensevæsker og hjælpestoffer, minimum 1 poreluft- eller vandprøve ved hver kilde.
• Områder udenfor renseribygning i nærheden af rensemaskiner, minimum 1 poreluft- eller vandprøve ved hver maskine/kilde.
• Nedgravede olietanke og tanke til opbevaring af rensevæsker, minimum 1 poreluft- eller vandprøve ved hver kilde herudover minimum 1 jordprøve for olieindhold ved hver olietank.
• Gulvafløb samt udendørs samlebrønde, minimum 1 poreluft- eller vandprøve ved hvert gulvafløb/samlebrønd
• Kloaktracéer, minimum 1 poreluft- eller vandprøve pr. løbende 5 meter. Hvis der er foretaget kloakinspektion placeres prøvepunkter ved konstaterede brud/defekter på ledningen.
• Udendørs spild erkendt ved fotos, interview el. lign, minimum 1 poreluft eller vandprøve ved hver spildsted.
• Udendørs oplag af nye og brugte rensevæsker og hjælpestoffer erkendt ved fotos, interview el. lign, minimum 1 poreluft eller vandprøve ved hvert oplag.
• Nedgravede filtermaterialer, rensevæsketromler mv., erkendt ved fotos, interview el. lign, minimum 1 poreluft eller vandprøve ved hver spildsted.
• Afkastbrønde, minimum 1 poreluft eller vandprøve ved hver brønd.
• Skorstensfundamenter og nedløbsrør, minimum 1 poreluft eller vandprøve ved hvert rør.

Da visse kemikalier ikke vil være at finde i vandfasen, men i stedet i poreluften (luftfasen) og omvendt, anbefales det, at undersøgelsen foregår så begge faser er repræsenteret med minimum 1 prøve. Således minimeres risikoen for at overse potentielle indeklimaproblemer og grundvandsforureninger. Desuden kan det være hensigtsmæssig at tage jordprøver på lokaliteter hvor der ikke er terrænnært grundvand. Prøven kan være med til at belyse kildestyrken og/eller til bestemmelse af om der er fri fase chlorerede opløsningsmidler. Man skal være opmærksom på at man ved prøvetagningen så vidt muligt undgår afdampning fra prøven.

Det anbefales desuden, at der så vidt muligt etableres minimum 3 filtersatte boringer, for at kunne vurdere strømningsretning af terrænnært grundvand.

Prøvetagning af jord anbefales kun at finde sted ved nedgravede olietanke.

Etablering af målesteder for poreluft og udtagning af poreluftprøver er beskrevet i /12,26/. Mere detaljerede retningslinier for udtagning af poreluftprøver og deres håndtering på ejendomme med renserivirksomhed fremgår af bilag 3.

Etablering af boringer og udtagning af grundvands- og jordprøver er beskrevet i /13/. Etablering af boringer skal i øvrigt overholde kravene i /18/. Mere detaljerede retningslinjer for udtagning og håndtering af grundvands- og jordprøver på ejendomme med renserivirksomhed fremgår af bilag 3.

Supplementprogrammet kan omfatte:

• Luft- eller vandprøver som i standardprogram til analyse for specifikke stoffer (fx særlige nedbrydningsprodukter fra chlorerede opløsningsmidler eller hjælpe- og tilsætningsstoffer), der ikke blev analyseret for i standardprogrammet.
• Gravninger.
• TV-inspektion af kloaksystem.
• Lokalisering af nedgravede tanke og rørføringer ved geofysiske opmålinger.
• Poreluftscreening af grund og omgivelser med udtag af prøver 1-2 meter under terræn.
• Udtagning af mindre intaktprøver af jord (eksempelvis med Geoprobe).

En nærmere beskrivelse af elementerne i det anbefalede supplementprogram fremgår af bilag 3.

5.2.2 Indledende prøvebeskrivelse

Indledende foretages der en prøvebeskrivelse på samtlige jord- og vandprøver, der er udtaget i forbindelse med feltarbejdet. Som udgangspunkt bør alle prøvesteder være indmålt og nivelleret.

Den indledende prøvebeskrivelse bør omfatte:

• Registrering af misfarvet jord og vand.
• Registrering af mislugt i boring eller lugt/uklarheder/oliefilm o.lign. i oppumpet vand.

5.2.3 Analyser

Standardprogrammet anbefales minimum at indeholde følgende analyser:

Feltanalyser

• Direkte PID–måling eller bedre en Felt GC måling med PID detektor. Anvendes til vurdering af flygtige forbindelser i poreluften eller i headspacen over en vand- eller jordprøve. PID-apparatets følsomhed overfor aromatiske og chlorerede opløsningsmidler afhænger af hvilken type lampe, detektoren er udstyret med – bl.a. kan PID-apparatet ikke detektere chlorerede ethaner (1,1,1-TCA, 1,1-DCA og CA).

Laboratorieanalyser

• Poreluftprøver analyseres i stationært laboratorium for TCA, TCE, PCE og for BTEX og total kulbrinter
• Vandprøver analyseres i stationært laboratorium for TCA, TCE, PCE, nedbrydningsprodukterne cis-DCE, vinylchlorid, 1,1-DCA, 1,1-DCE og CA, BTEX samt total kulbrinter. Årsagen til at der også skal måles for de chlorerede opløsningsmidlers nedbrydningsprodukter er, at disse stoffer i mange tilfælde findes i høje koncentrationer. Endvidere udgør nedbrydningsprodukterne ofte den største risiko, da de både er mere mobile og flygtige end moderstofferne.
• Jordprøver analyseres i stationært laboratorium for total kulbrinter og BTEX

Standard-analyseprogrammet medtager de stoffer, der er hyppigst forekommende på ejendomme med renserivirksomhed.

Det bør bemærkes, at det ikke anbefales at analysere for hjælpe- og tilsætningsstoffer i indledende forureningsundersøgelser. Analyseprogrammet kan dog udvides/indskrænkes med analyse for specifikke komponenter, hvis den historiske kortlægning indikerer anvendelse af specielle rensevæsker eller hjælpestoffer.

Det anbefales så vidt muligt kun at analysere jordprøver, hvor der findes forhøjet PID-udslag og/eller misfarvning/mislugt.

Mht. chlorerede opløsningsmidler anbefales det at udføre analyser på vand- og poreluftprøver. Hvis det ikke er muligt, kan jordprøver inddrages.

Standard analyseprogrammet skal opfattes som vejledende.

Supplementprogrammet kan omfatte følgende feltanalyser (for yderligere beskrivelse af analysemetoder, se bilag 3):

• GC/FID og GC/ECD. Anvendes typisk i mobile laboratorier, og prøverne er enten poreluft, headspace over jord- eller vandprøver eller jordprøver, der ekstraheres (sædvanligvis med pentan). Metoderne er semispecifikke og følsomme overfor olieprodukter og chlorerede opløsningsmidler.
• MIP sondering. Er kombineret med Geoprobeudstyr og mobilt laboratorium. Når Geoprobestængerne presses ned i jorden måles kontinuert parametre som: jordens ledningsevne, forureningskomponenter på forskellige detektorer (fx FID, PID, ECD og DELCD). Metoden er semikvantiativ og følsom overfor olieprodukter og chlorerede opløsningsmidler.
• MIMS. Anvendes typisk i mobile laboratorier, og prøverne er enten poreluft, headspace over jord- eller vandprøver. Metoden er følsom overfor olieprodukter og chlorerede opløsningsmidler. Metoden er lineær over stort område, men kan bedst anvendes hvis stofblandingen ikke er for kompleks.
• Farvetest med Sudan IV (hydrofobt farvestof), der anvendes til at vurdere om jord er mættet med chlorerede opløsningsmidler.
• FLUTe (Flexible Liner Underground Technologies). Kan bruges til at monitere fri fase i formationen.

For alle analysemetoder (på nær MIP, MIMS og FLUTe) gælder at yderligere oplysninger om analyseprincipper mv. findes i /12/.

Hvis den historiske redegørelse dokumenterer, at der har været anvendt specielle rensevæsker (fx CFC-113, Rynex eller terpetin) kan disse inkluderes i analyseprogrammet. Tilsvarende, kan hjælpe- og tilsætningsstoffer inkluderes i analyseprogrammet, hvis den historiske redegørelse viser at disse har været anvendt.

Hvis der ikke foreligger en konkret viden om hvilke stoffer der er tale om, bør undersøgelsen koncentrere sig om de stoffer, der kan udgøre et problem for grundvand og indeklima – dvs. de mobile og/eller flygtige stoffer fra tabel 4.2. Ud fra stoffernes strukturformler og forskellige bionedbrydningstest fundet i litteraturen, er stofferne alle (på nær EDTA) vurderet at være relativt letomsættelige. Der kan dog være specielle forhold på de enkelte lokaliteter, der gør at de ikke omsættes så let. Det anbefales som udgangspunkt, at undersøge for 4-methylpentan-2-on i luftprøver og (2-metoxymethylethoxy)-propanol i vandprøver.

Det skal dog understreges at antallet af anvendte hjælpe- og tilsætningsstoffer i branchen er meget stort, og at erfaringsniveauet vedrørende fund af hjælpe- og tilsætningsstoffer i miljøet er meget dårligt idet det ikke tidligere har været praksis at undersøge for disse stoffer. Der kan derfor potentielt set godt være forekomster af denne type stoffer, selvom der ikke detekteres nogle af stofferne fra tabel 4.2. Evt. vil kromatogrammerne fra de andre analyseparametre kunne indikere, om der er store forekomster af uidentificerede stoffer.

En mere detaljeret beskrivelse af de anbefalede analysemetoder med vejledende detektionsgrænseniveauer i poreluft, grundvand og jord fremgår af bilag 3.

5.3 Supplerende undersøgelser

Ved supplerende undersøgelser ligger det som regel allerede klart, at der eksisterer en form for risiko efter den orienterende fase.

Formålet med de supplerende undersøgelser vil normalt være tosidigt. Dels skal der tilvejebringes data til en forbedret risikovurdering og dels skal der tilvejebringes data til vurdering af hvilke eventuelle afværgemetoder der kan finde anvendelse til reduktion af forureningen til et acceptabelt niveau.

Det anbefales derfor i den supplerende fase at planlægge undersøgelserne så de vigtigste parametre som hydraulisk ledningsevne (i umættet zone luftledningsevnen), strømningshastighed og retning i eventuelle påvirkede magasiner kan fastlægges. Kombination af koncentrationsmålinger og målinger af de hydrogeologiske forhold muliggør fluxbestemmelser, som kan være et vigtigt element i en prioritering.

Såfremt man i forbindelse med standardprogrammet konstaterer et forureningsbillede, der afviger fra det forventelige, bør man vurdere om undersøgelsen skal udvides til også at omhandle hjælpe- og tilsætningsstoffer, selvom den historiske kortlægning ikke gav anledning til at inkludere disse i standardprogrammet.

Afvigelser fra det forventelige kan fx komme til udtryk som usædvanligt høje koncentrationer af chlorerede opløsningsmidler (nogle hjælpe- og tilsætningsstoffer kan øge opløseligheden af de chlorerede opløsningsmidler), eller store mængder af uidentificerede toppe på analysekromatogrammerne, der kan stamme fra hjælpe- og tilsætningsstoffer.

Mulige afværgestrategier bør vurderes så tidligt i forløbet som muligt. Således kan fx hensigtsmæssig filtersætning og placering, specielt i sager med stor dybde til grundvandet, spare penge i afværgefasen, hvis disse er konstrueret så de eksempelvis kan anvendes til pumpning i en senere afværge. Endvidere kan specielle prøver etc. udtages i samme arbejdsgang som indsamlingen af sprednings- og hydrauliske data mv. Dette kan eksempelvis være intakt jordprøver til undersøgelser for naturlige nedbrydere af chlorerede opløsningsmidler (mikrobiologi) eller jordprøver til bestemmelse af det naturlige forbrug af kemiske oxidanter som kaliumpermanganat.

Det anbefales derfor at bygherre og rådgiver allerede efter orienteringsfasen i samråd vurderer, hvilke relevante afværgestrategier der kan komme på tale, ud fra den indledende risikovurdering og de forventede succeskriterier for en eventuel senere afværge og på denne baggrund fastlægger omfang og art af de supplerende undersøgelser. Dette sikrer den størst mulige grad af målrettethed overfor forureningen i den konkrete sammenhæng.

6 Referencer

/1/    Amternes Videncenter for Jordforurening 1999. Branchebeskrivelse for renserier. Teknik og Administration Nr. 3.

/2/    Dansk Renseri Forening v. Peer Nielsen, personlig kommunikation marts 2007.

/3/    Forskerparken CAT 2001. Miljø- og sikkerhedsvurdering af alternativer til tekstilrensning med perchlorethylen.

/4/    Miljøstyrelsen 2003. Kortlægning af kemikalier i renset tekstil fra Rynex- og kulbrinte-renserier. Kortlægning nr. 21, 2003.

/5/    Miljøstyrelsen 2001. Begrænsning af luftformig emission af tetrachlorethylen fra renserier. Miljøprojekt nr. 652.

/6/    Linn, B. &  Mixell, B. 2002. Reported Leaks, Spills and Discharges At Florida Drycleaning Sites. Artikel fra http://www.drycleancoalition.org

/7/    Miljøstyrelsen (1998) : Branchevejledning for forurenede træimprægneringsgrunde, Vejledning nr. 8, 1998

/8/    Miljøstyrelsen (1998) : Branchevejledning for forurenede garverigrunde, Vejledning nr. 9, 1998

/9/    Miljøstyrelsen (1998) : Branchevejledning for forurenede tjære/asfaltgrunde, Vejledning nr. 10, 1998

/10/  Miljøstyrelsen (1998) : Branchevejledning for benzin- og olieforurenede grunde, Vejledning nr. 11, 1998

/11/  Arbejdstilsynet (1990): Arbejde i jord, forurenet med sundhedsskadelige kemikalier. At-meddelelse . Nr. 4.04.16, Maj 1990.

/12/  Miljøstyrelsen (1998) : Oprydning på forurenede lokaliteter. Vejledning nr. 6 og 7.

/13/  Miljøstyrelsen (1999) : Prøvetagning og analyse af jord. Vejledning nr. 13.

/14/  Miljøstyrelsen (2006). Poreluftprojekt – styrende parametre for tidslige variationer af indholdet af klorerede opløsningsmidler i sand- og lerjorde. Miljøprojekt nr. 1094.

/15/  Miljøstyrelsen (2001): Dokumentation af interne og eksterne kilder til tetrachlorethylen i boliger. Miljøprojekt nr. 651.

/16/  Miljøstyrelsen (2001): Dokumentation af sinkeffekter for tetrachlorethylen. Miljøprojekt nr. 673.

/17/  Miljøstyrelsen (1996): Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen nr. 20.

/18/  Miljøministeriet (2005): Bekendtgørelse om udførelse og sløjfning af boringer og brønde på land. Bek. nr. 1000 af 26. juli 2007.

/19/  Fyns Amt. Miljø- og Arealafdelingen. Jordforureningskontoret (2001): Renserier: Kilder til forurening og forholdene omkring indeklimaproblemer i omkringliggende ejendomme. Brev af 8. marts 2001 til Miljøstyrelsen, Industrikontoret.

/20/  Jensen, C.B. & Petersen, O. B. (2002): Københavns Amts erfaringer med renserigrunde – en miljømæssigt og økonomisk belastende historie. DanskVand nr. 7, September 2002, pp. 320-325.

/21/  Miljøministeriet (2006). Bekendtgørelse om miljøregulering af visse aktiviteter. Bek. nr. 1517 af 14. december 2006.

/22/  Miljøministeriet (2003). Bekendtgørelse om etablering og drift af renserier. Bek. nr. 532 af 18. juni 2003.

/23/       Miljøministeriet (2007). Bekendtgørelse om godkendelse af listevirksomhed. Bek. nr. 168 af 21. februar 2007.

/24/       COWI’s rapport om tilsætningsstoffer (reference gøres færdig ved udgivelsen)

/25/       Miljøstyrelsen (2003): Kortlægning af kemiske stoffer i renset tekstil fra Rynex og kulbrinte-renserier. Kortlægning af kemiske stoffer i forbrugerprodukter, kortlægning nr. 21, 2003.

/26/       Prøvetagning af poreluft (”Fyns Amts poreluftmanual”), Fyns Amt, Miljø- og Arealafdelingen, 2004.

/27/       Baun, A., Bertelsen, M.,  Bjerregaard, P., Borggaard, O.K., Fenger, J., Glasisus, M., Hansen, H.C.B., Larsen, M.M., Nyholm, N., Jakobsen, R. (2005). Naturens Kemi – processer og påvirkninger.  Ed. Berthelsen, M. and Fenger, J. Gyldendal, København, Danmark.

/28/       Miljøstyrelsen 2007. Opfølgning på Miljøstyrelsen 2006. Indeklimakoncentrationer af rensevæske i boliger over et repræsentativt udsnit af danske renserier. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. xx

/29/       Indeklimakoncentrationer af rensevæske i boliger over et repræsentativt udsnit af danske renserier, Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 36, 2006.

/30/       Personlig kommunikation, Peter Mortensen, Eurofins, april 2007.

/31/       Tilbudsliste fra Højvang Miljølaboratorium, marts 2007.

Bilag 1. Datablade for udvalgte stoffer og produkter

I bilaget findes datablade for udvalgte kemiske stoffer og produkter. Stofferne og produkterne er udvalgt på baggrund af hyppighed i anvendelse og farlighed. Der er både tale om rensevæsker, hjælpe- og tilsætningsstoffer samt nedbrydningsprodukter fra disse.  Stofferne og produkterne, som er sorteret alfabetisk, er:

• APFO
• Benzen
• Benzin
• 2-(2-butoxyethoxy)ethanol
• n-butylacetat
• CA
• CFC-113
• 1,1-DCA
• cis-DCE
• 1,1-DCE
• EDTA
• (2-methoxymethylethoxy)propanol
• 4-methylpentan-2-on
• Isoalkaner
• PCE
• PFOA
• PFOS
• Polyethylenglycol
• Rynex 1
• Rynex 2
• 4-tert-octylphenol
• 1,1,1-TCA
• TCE
• Terpentin
• Tributylphosphat
• VC

I databladene er stoffernes fulde navn angivet.

Databladene viser fysisk-kemiske data som molvægt, densitet, smeltepunkt, kogepunkt, vandopløselighed, damptryk og oktanol-vand fordelingskoefficent. Endvidere er der anført om stoffet er optaget på listen over farlige stoffer, herunder om stoffet er på Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer..

Ud fra de fysisk-kemiske egenskaber er det i databladet anført, i hvilken fase (jord, vand eller luft) man vil forvente hyppigst at finde stoffet. Desuden er anført gældende kvalitetskriterier for de tre faser. Det gælder dog for en del af stofferne (især hjælpestofferne), at der pt. ikke eksisterer kvalitetskriterier. For disse stoffer, er der refereret til udenlandske anbefalinger eller til toksikologiske vurderinger (for de stoffer, hvor data kunne skaffes). Ved angivelse af en streg (-) er der ikke fundet data. Symbolet anvendes eksempelvis hvis stoffet ikke er optaget på listen over farlige stoffer eller hvis der ikke i dag findes et kvalitetskriterium.

Referencer til bilag 1:

/1/   http://monographs.iarc.fr/htdig/search.html

/2/   http://chemfinder.cambridgesoft.com

/3/   Miljøstyrelsen, JAGG, regneark til risikovurdering af jord, afdampning, gas og grundvand

/4/   Miljøstyrelsen, 2005. Listen over farlige stoffer, Bekendtgørelse nr. 923/2005

/5/   Miljøstyrelsen, 1998. Oprydning på forurenede lokaliteter. Vejledning nr. 6 og 7

/6/   http://esc.syrres.com/interkow/physdemo.htm

/7/   Forskerparken CAT 2001. Miljø- og sikkerhedsvurdering af alternativer til tekstilrensning med perchlor-ethylen.

/8/   www.syrres.com/esc/efdb.htm

/9/   http://toxnet.hlm.nih.gov

/10/  Scheutz, C., Hansen, M.M. & Bjerg, P.L., 2006. Naturlig og stimuleret nedbrydning af 1,1,1-TCA. Institut for Miljø & Ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet

/11/  Verschueren, K., 2000. Handbook of Environmental Data on Organic Chemicals, Fourth Edition, Wiley.

/12/  Miljøstyrelsen, 2007. Danish (Q)SAR Database

/13/  www.usepa.gov

/14/  Miljøstyrelsens liste over kvalitetskriterier i relation til forurenet jord. December 2005. http://www.mst.dk/Jord/Forurenede+og+muligt+
forurende+grunde/Graensevaerdier/

/15/  Miljøstyrelsens liste over uønskede stoffer. http://www.mst.dk/Kemikalier/Stoflister+og+databaser/
Listen+over+uoenskede+stoffer/

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** der er ikke fastsat B-værdi for stoffet

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

***Wolf, K, Gilbert, PA; in The Handbook of Environmental Chemistry. Hutzinger O, ed. Berlin, Germany: Spring-Verlag 3F: 243-259 (1992)

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

**fx 64742-48-9, 90622-57-4, 90622-58-5,
64741-65-7, 64742-47-8, 68551-17-7, 1120-21-4

***CAS nr 64742-48-9 < 1g/l

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

***Osol,A. and JE Hoover (eds.) Remington’s Pharmaceutical Sciences. 15^th ed. Easton, Pennsylvania: Mack Publishing Co., 1975, p. 1535

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

Fordeling udregnet på baggrund af opløselighed på 100 g/l

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

** Estimeret ud fra n-oktans diffusionskoefficient

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5, damptryk på 1000 Pa, vandopløselighed på 15 mg/l og logKow på 5

** Estimeret ved damptryk på 1000 Pa og vandopløselighed på 15 mg/l

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

* Standardværdier for jordparametre fra JAGG 1.5

Bilag 2. Erfaringsopsamling

På ejendomme med renserivirksomhed kan der som omtalt i branchevejledningen være flere kilder til jord- og grundvandsforurening. I kapitel 3 og 4 er udarbejdet oversigter over miljøbelastninger fra de forskellige aktiviteter, der kan forekomme, jf. tabel 4.1.

AVJ’s erfaringsopsamling (frem til 1998)

Ifølge Amternes Videncenter for Jordforurenings database over amternes registreringsundersøgelser (september 1998) var der frem til 1998 registreret oplysninger om undersøgelser på i alt 108 ejendomme med renserivirksomhed fordelt på ca. 75 renserier, og resten er kombinerede renserier og vaskerier samt møntvaskerier med selvbetjeningsrens /1/.

Ved de 6 hyppigst undersøgte potentielle forureningskilder, er der konstateret forurening som vist i tabel 1.

Tabel 1 Forureningshyppighed ved undersøgte potentielle forureningskilder /1/.

Tallene i tabellen skal kun opfattes som retningsgivende, idet det ikke kan afvises, at nogle forureningskilder kan dække over andre. F.eks kan en del forureningskilder være talt med flere steder (f.eks i kategorierne “under bygning”, “afløbs-system”, “spild”).

Trods dette er der en tydelig tendens. De tekniske undersøgelser viser, at der er størst mulighed for at træffe forurening ved kilder under bygning og ved bygninger samt ved afløbssystem, hvor der har foregået renseriaktiviteter. Men også ved olietanke, spild og udendørs oplag er forureningsrisikoen høj.

Der er ved de tekniske undersøgelser af de 108 ejendomme konstateret de i tabel 2 viste forureningsniveauer i de tre prøvetagningsmedier jord, grundvand og poreluft. Kun forureningskomponenter, for hvilke der er foretaget flere end 10 analyser, er medtaget i tabellen.

Erfaringerne viser, at de maksimalt fundne koncentrationsniveauer for såvel jord, vand som poreluft er meget høje for de hyppigst analyserede komponenter PCE, TCE og total kulbrinter. For TCA’s vedkommende har analyser i jord kun i få tilfælde vist forurening, hvorimod analyser af vand og især poreluft hyppigt har vist forurening. Det samme gør sig gældende for nedbrydningsprodukterne vinylchlorid og DCE. Årsagen til dette er formodentlig, at TCA har en betydeligt højere vandopløselighed og et højere damptryk end TCE og PCE (se i øvrigt datablade i bilag).

I olieproduktgruppen er der først og fremmest analyseret på jordprøver. Der er påvist forholdsvis høje forureningsniveauer i disse. Benzen er kun påvist i vand- og poreluftprøver i relativt lave koncentrationsniveauer, hvorimod toluen og xylener er påvist i relativt større koncentrationer i vand og især i poreluftprøver.

Sammenfattende er der ved renserier hovedsageligt truffet forurening med olieprodukter i jord samt forurening med BTEX og chlorerede opløsningsmidler i grundvand og poreluft.

Tabel 2 Max.koncentrationsniveauer i tekniske undersøgelser på 108 renserier /1/.

*    Antallet af analyser før skråstregen er det totalt antal udførte. Efter skråstregen er anført det antal analyser, hvor indholdet overskrider detektionsgrænsen.

Senere erfaringsopsamling (1999-2001)

I 2002 indsamlede Hedeselskabet Miljø og Energi AS (nu Orbicon) supplerende materiale fra undersøgelser udført i fire amter i perioden 1999-2001, i alt knap 100 undersøgelser, der blev struktureret i en database. Det vurderes, at undersøgelser udført efter 2001, er sammenlignelige med disse undersøgelser. Dog er nyere metoder såsom MIP og FLUTe begyndt at blive anvendt i senere undersøgelser (se bilag 3).

Hovedkonklusionerne fra dataopsamlingen udført i 1998 understøttes her. Eksempelvis er der konstateret sammenlignelige maksimal koncentrationer af PCE i forhold til den tidligere undersøgelse.

Mht. forureningskilder er det konstateret, at afløbssystemerne på renseriejendommene generelt er en hovedkilde. Dette gælder kloaktracéer generelt og samlebrønde. Ligeledes gælder det at poreluftundersøgelser umiddelbart under gulvene i tidligere og igangværende renserier meget ofte viser høje koncentrationer.

På baggrund af det foreliggende materiale har det ikke været muligt at skelne enkeltkilder (rensemaskine, gulvafløb, indendørs oplag) til de observerede koncentrationer under gulvene.

Generelt må det i forhold til de indledende undersøgelser konstateres at historikken i forhold til potentielle kilder er mangelfuld eller helt manglende på grund af, at der ikke eksisterer pålidelige kilder til at afdække, hvor eksempelvis potentielle udendørs oplag har været eller, hvordan affald er blevet bortskaffet.

I tabel 3 er vist nogle observationer primært baseret på indledende undersøgelser.

Tabel 3 Resultater fra gennemgang af undersøgelser 1999-2001

* Positive fund angiver andel med fundne skader, ikke andel hvor der er PCE fund.

Det ses af tabel 3, at der er en stor anvendelse af poreluftprøver i forbindelse med indledende undersøgelser og lidt mindre fokus på vand- og jordprøver. At der ikke tages flere vandprøver vurderes at hænge sammen med, at vandet i en del geologiske formationer ofte står dybere end de 5-6 m, der typisk anvendes i forbindelse med registreringsundersøgelserne. De steder, hvor der er konstateret vand i boringerne, udtages der altid vandprøver.

På de supplerende/videregående undersøgelser er der meget stor spredning, både med hensyn til metodetilgang, undersøgelsesstrategi, resultatbearbejdning mv. Der ses ikke et entydigt billede af, at de enkelte amter bruger bestemte metoder. Ligeledes er der heller ikke et tydeligt billede af at rådgiverne anvender ens metodetilgang til undersøgelserne.

Systematikken overfor kvantificering af forureningsmassen er manglende i en lang række videregående undersøgelser der skal danne baggrund for valg af afværgeteknik. Ligeledes mangler der en mere systematisk tilgang til bestemmelse af hydrauliske og pneumatiske parametre i en stor del af de videregående undersøgelser. Dette betyder også at risikovurderingen i mange tilfælde hviler på et relativt spinkelt grundlag pga. manglende viden om hydrauliske parametre, såvel som en mere aktiv vurdering af nedbrydningsforholdene.

Det har derfor været vanskeligt at uddrage meget håndfaste konklusioner ud fra de videregående undersøgelser.

Dog er følgende metoder vurderet at kunne give meget brugbare resultater ud fra det gennemgåede materiale:

• Poreluftscreening af grunden og omgivelserne med udtag af prøver i 1-2 m under terræn. Analysemetode kan være PID (afslører primært ukendte hot-spots), eller bedre felt GC eller MIMS hvor en kvantitativ måling kan opnås, hvilket kan danne basis for en egentlig risikovurdering.
• Udtagning af mindre intaktprøver, eksempelvis med Geoprobe, til fastlæggelse af hvor i jordsøjlen de højeste koncentrationer findes. Generelt findes højere koncentrationer fra denne type prøveudtag i forhold til traditionelle snegleboringer.
• Udtagning af niveaubestemte vandprøver. Vandprøvetagning over større filterlængder kan være stærkt misvisende i forhold til ”sande” værdier for mindre dele af magasinet.

Bilag 3. Undersøgelsesmetoder

• Orienteringsfasen
• Undersøgelsesfasen
• Prøvetagning af grundvand
• Supplerende prøvetagning
• MIP sonderinger
• Placering af poreluftsonder og boringer
• Analysemetoder
• Feltanalyser
• Laboratorieanalyser
• Standardprogrammet

I dette bilag uddybes de undersøgelsesmetoder, som er beskrevet i Branchevejledningens kapitel 5.

Orienteringsfasen

Af litteratur, der beskriver renseribranchen, kan udover nærværende rapport nævnes:

• Emil Hammershøy (red.) 1971. De danske vaskeri- og renserierhverv. Faglig biografisk håndbog for de erhvervsdrivende inden for vaskeri- og renserierhvervene i Danmark. Forlaget Liber A/S. København.

• Vestsjællands Amtskommune 1992. Historisk beskrivelse af Renseribranchens mulige miljøbelastning - specielt med henblik på jord- og grundvandsforurening.
• Miljøstyrelsen 1994. Rensemaskine med kulbrinter. Miljøprojekt nr. 262.
• Miljøstyrelsen 1995. Renere teknologi i renseribranchen. Miljøprojekt nr. 305.
• Miljøstyrelsen 1995. Erfaringsopsamling på amternes registreringsundersøgelser. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen nr. 9.
• Amternes Videncenter for Jordforurening 1999. Branchebeskrivelse for renserier. Teknik og Administration Nr. 3.
• Amternes Videncenter for Jordforurening 2001. Håndbog om undersøgelser af chlorerede stoffer i jord og grundvand. Teknik og Administration Nr. 5.
• Forskerparken CAT 2001. Miljø- og sikkerhedsvurdering af alternativer til tekstilrensning med perchlorethylen.
• Miljøstyrelsen 2001. Begrænsning af luftformig emission af tetrachlorethylen fra renserier. Miljøprojekt nr. 652
• Miljøstyrelsen 2002. Indeklimavurdering af alternative rensevæsker i renseribranchen. Miljøprojekt nr. 686
• Miljøministeriet 2003. Bekendtgørelse om etablering og drift af renserier nr. 531 af 18. juni 2003.
• Miljøstyrelsen 2003. Kortlægning af kemiske stoffer i renset tekstil fra Rynex og kulbrinte-renserier. Kortlægning af kemiske stoffer i forbrugerprodukter, kortlægning nr. 21, 2003.
• Miljøstyrelsen 2003. Betydningen af tørringen i renserier. Miljøprojekt nr. 818.

• Miljøstyrelsen 2005. Kommunernes tilsyn med renserierne i 2004.

• Miljøstyrelsen 2006. Indeklimakoncentrationer af rensevæske i boliger over et repræsentativt udsnit af danske renserier. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 36.

• COWI 2007. Rapport om tilsætningsstoffer (reference gøres færdig ved udgivelsen).

• Miljøstyrelsen 2007. Opfølgning på Miljøstyrelsen 2006. Indeklimakoncentrationer af rensevæske i boliger over et repræsentativt udsnit af danske renserier. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. xx.

Desuden kan generelle oplysninger om branchen indhentes fra brancheforeningen Dansk Renseri Forening.

Ved tilrettelæggelse af indledende forureningsundersøgelser kan det historiske materiale inddeles efter de forhold, der søges oplysninger om. For en renseriejendom kan følgende forhold være relevante /1/:

• Lokalisering og driftsperiode

Adresse, matr. nr. og ejerforhold mv. fremgår af kommunens arkiver. Driftsperioden fremgår af tingbogen. Herudover kan der evt. indhentes oplysninger fra erhvervsregistret, vejvisere, brancheforeninger, telefonbøger mv.

• Fysisk indretning

Kommunens arkiver, herunder evt. miljøgodkendelser. Virksomhedens arkiver. Politi og brandvæsen, hvis der har været oplag af brandfarlige stoffer eller ulykker. Dansk Tarifforenings inspektionsberetninger. Fotos fra det Kongelige bibliotek, Kort- og Matrikelstyrelsen og Lokalhistorisk arkiv

Industrialismens bygninger og boliger (Nationalmuseet i Brede).

• Gennemgang af processer og oplag

Kommunens arkiver, herunder evt. miljøgodkendelser. Virksomhedens arkiver. Avisartikler mv. Arbejdstilsynets inspektionsberetninger. Dansk Tarifforenings inspektionsberetninger.

• Identifikation af miljøfarlige stoffer og lokalisering af forureningskilder.

Her vil det være relevant at gennemgå de samme kilder som under ovenstående punkt.

• Oplysninger om brand og ulykker

Oplysninger kan hentes i virksomhedens arkiver og hos politi- og brandmyndigheder

• Besigtigelse

Ved besigtigelse af en tidligere renseriejendom med intakt gulvbelægning kan man evt. lokalisere rensemaskiners placering ved rester af beslag, støbte fundamenter og evt. gulvreparationer samt evt. lokalisere indendørs kemikalieoplag ved tegn på spild.

• Interviews

Interviews af tidligere og nuværende ejere og/eller ansatte samt af leverandører kan bidrage med værdifuld information.

Undersøgelsesfasen

Prøvetagning af poreluft

I den umættede zone vil forureningskomponenterne i varierende grad være adsorberet til jord, opløst i porevand og opløst i poreluften (på dampform). Fordelingen mellem de tre faser afhænger af forureningskomponenternes fysisk/kemiske egenskaber.

For de flygtige forbindelser, som f.eks. aromatiske opløsningsmidler (BTEX) samt chlorerede og fluorerede opløsningsmidler (TCA, TCE, PCE og CFC-113), der er en bestanddel af de mest benyttede rensevæsker, vil en større del af forureningen forekomme på dampform. Derfor anbefales det at udføre poreluftmålinger som en del af standardprogrammet på ejendomme med renserivirksomhed.

Til oppumpning af luft anvendes fra korte sonder en vacuumpumpe. Der kan udtages en poreluftprøve via et udtag i slangen som umiddelbart herefter injiceres i en transportabel gaschromatograf.

Ved anvendelse af maskindrevet udstyr transporteres de flygtige komponenter fra sonden via en bæregas til analyse i et mobilt laboratorium, hvor der kan gennemføres kontinuerte målinger med PID-, FID- og ECD-detektorer

Som alternativ til analyse i mobillaboratorium kan poreluftprøver udtages på kulrør el. lign. til senere analyse i stationært laboratorium. Herved kan der ofte opnås bedre detektionsgrænser, og anvendes akkrediterede analysemetoder.

Etablering af prøvesteder til poreluftmåling samt udtagning af poreluftprøver er nærmere beskrevet i /26/.

Poreluftmålinger er især velegnede som undersøgelsesmetode ved indendørs forureningskilder såsom rensemaskiner og indendørs oplag af rensevæsker. I disse tilfælde etableres prøvestederne mest hensigtsmæssigt ved at nedramme en sonde vertikalt gennem gulv og fundament til det kapillarbrydende lag umiddelbart under gulvniveau. Ved anvendelse af særligt udstyr kan prøvesteder i det kapillarbrydende lag også etableres udefra ved skrå boringer ind gennem bygningens fundament.

Poreluftmålinger er desuden velegnede til screening af især de udendørs arealer på ejendommen for flygtige stoffer. Udfra resultaterne af poreluftmålingerne kan boringerne efterfølgende placeres.

Man bør være opmærksom på, at resultatet af poreluftmålinger er påvirket af jordens permeabilitet, hvilket f.eks. betyder at en kompakt moræneler er mindre velegnet til poreluftundersøgelse.

Flere års erfaringer med poreluftundersøgelser har vist, at de målte koncentrationer kan variere med flere størrelsesordener. Problematikken er grundigt belyst i /14/. Der er tale om både stedslige og tidslige variationer, hvor især de stedslige er vigtige. Variationerne skyldes primært geologiske og meteorologiske faktorer, og er særlig aktuel på morænelerslokaliter. Omhyggelig prøvetagning er derfor essentiel, og behandling af resultaterne bør foretages med disse variationer in mente. Bl.a. bør en risikovurdering ikke foretages alene på baggrund af poreluftundersøgelser.

Prøvetagning af grundvand

Boringer er velegnede til undersøgelse af koncentrerede forureningskilder og til undersøgelse af grundvandsforurening.

Under borearbejdet udarbejdes der feltjournal med angivelse af:

• Prøvetagningsdybder
• Foreløbig jordartsbeskrivelse, forureningsbedømmelse, laggrænser og boredybder
• Fugtige og våde aflejringer mhp. forventet placering af grundvandsspejl
• Filtersætning, afpropning, retablering og vandspejlsobservationer

I prøvetagningen indgår 3 faser:

• Forpumpning
• Prøvetagning
• Prøveopbevaring

Ved forpumpning af højtydende boringer bør vandet passere en pH- ilt- og ledningsevnemåler. Når pH, ilt-indhold og ledningsevne bliver konstant udtages vandprøven. Der skal dog som minium forpumpes en vandmængde svarende til 10 gange vandmængden i filter og blindrør.

Ved lavtydende boringer, hvor boringen tørpumpes inden forpumpningen er afsluttet, bør boringen tørpumpes 1-4 gange inden prøvetagningen. Boringer til det terrænnære grundvandsmagasin er typisk lavtydende.

Prøvetagningen bør udføres i direkte forlængelse af forpumpningen. Opmærksomheden skal henledes på, at filtre, pumpeslanger og beholdere af blød PVC skal undgås, idet disse kan afgive blødgøringsmidler og opløsningsmidler. I stedet anbefales filtre og pumpeslanger af stiv PEH og prøvetagningsbeholdere af glas.

Prøvetagningsmetode, emballering, håndtering og opbevaring af prøverne skal tilpasses forureningens art. Det er således overordentligt vigtigt, specielt ved flygtige, organiske forureninger, at vandprøven ikke sprøjtes ned i prøveemballagen, idet der herved kan forekomme en betydelig stripning af flygtige stoffer fra prøven. De udtagne vandprøver emballeres i glasflasker med tætsluttende låg, og opbevares mørkt og køligt i felten, under transport og under opbevaring i laboratoriet for at minimere fordampningsrisikoen.

Prøvetagning af jord

Fra boringer ved nedgravede olietanke udtages typisk to jordprøver for hvert jordlagsskift dog minimum for hver halve boremeter til beskrivelse af jordart, PID-måling og evt. kemisk analyse.

I forbindelse med den udførte erfaringsopsamling, jf. bilag 2, er det dokumenteret at intaktprøver, udtaget med eksempelvis Geoprobe udstyr, udviste højere koncentrationer og således bedre er i stand til at give et indtryk af kildestyrken i hot-spot.

Supplerende prøvetagning

Som en del af supplementprogrammet kan følgende undersøgelsesmetoder anbefales på ejendomme med renserivirksomhed:

Gravninger

Da der kan være overfladenære affaldsdeponeringer på ejendomme med renserivirksomhed, kan det overvejes at supplere borearbejdet med gravninger.

Ved udtagning af helt terrænnære jordprøver kan boringerne erstattes af gravninger. Gravningerne udføres normalt med rendegraver eller lignende.

Gravninger er en enkel og ofte økonomisk fordelagtig metode, der giver et særdeles godt indtryk af jordens sammensætning. Dette har betydning ved vurdering af evt. affaldsdeponering.

I felten optegnes profiler med beskrivelse af det gennemgravede affald og fyld. Herudover er det en god ide at fotografere graveprofilet og det opgravede fyld.

TV-inspektion

Risiko for udsivning fra et defekt kloaksystem til den omkringliggende jord og evt. terrænnært grundvand kan vurderes ved gennemførelse af en TV-inspektion.

Forud for TV-inspektion undersøges ved arkivgennemgang og evt. interview om kloaksystemet har været renoveret, og i givet fald hvornår reparation er foretaget.

Under TV-inspektionen trækkes et kamera gennem kloaksystemet. Kameraet registrerer rørenes tilstand og skader på rørene.

Udfra TV-inspektionen kan forureningskilder hidrørende fra udsivning fra kloaksystemet lokaliseres.

Lokalisering af nedgravede tanke og rørføringer

Ved undersøgelser, der omfatter nedgravede tankanlæg, viser erfaringen, at det tilgængelige kort- og informationsmateriale ofte er mangelfuldt og unøjagtigt.

I sådanne tilfælde kan der anvendes geofysiske metoder, som f. eks. målinger med protonmagnetometer eller metaldetektor.

Metoderne kan anvendes ved lokalisering af nedgravede tanke, tromler og rørinstallationer ned til 2-3 m´s dybde.

MIP sonderinger

Istedet for at udtage poreluft-, vand- eller jordprøver til efterfølgende analyse, kan kortlægning af forurening ske ved hjælp af MIP sonderinger (Membran Interface Probe). MIP sonden er monteret på Geoprobestænger, der presses ned i jorden. Da membranen varmes op, vil de flygtige stoffer fra jordmatricen mobiliseres, og ved hjælp af en bæregas, transporteres de op til et mobilt laboratorium på jorden.

Afhængig af detektorerne i det mobile laboratorium kan der måles for BTEX’er og chlorerede opløsningsmetoder. Målinger er semikvantitative (udslagene afhænger blandt mange ting af membranens temperatur, tilstedeværelsen af fri fase osv). Desuden måles jordens ledningsevne ved et dipolsystem monteret på sonden. Herfra kan oplysninger om de geologiske forhold tolkes.

I forhold til etablering af boringer med efterfølgende prøvetagning, er MIP sonderingerne hurtige at udføre (nogle firmaer anslår, at der kan udføres 50 sonderingsmetre pr. dag). Sonderingerne kan derfor bruges til fx at afgrænse et kildeområde, eller retningsbestemme en faneudbredelse. Herefter kan der så etableres boringer i de mest forurenede områder, så stofsammensætningen og koncentrationerne præcist kan bestemmes.

FLUTe (Flexible Liner Underground Technologies)

Kan bruges til at kortlægge udbredelsen af fri fase i ikke filtersatte boringer. Det gøres ved med et specielt stofmateriale, der er tilsat et kemikalie, der ved reaktion med fri fase giver en farvereaktion. Ved hjælp af en speciel teknik presses stoffet ud mod siderne af boringerne (almindelige boringer eller geoprobe) og kommer derved i kontakt med formationen. Teknikken kan anvendes i umættet og mættet zone.

Placering af poreluftsonder og boringer

Da formålet med en indledende forureningsundersøgelse er at teste den hypotese, der blev opstillet i orienteringsfasen samt at få et indtryk af grundens forureningsgrad, anbefales det i standardprogrammet at placere poreluftsonder og boringer i de områder, hvor den historiske kortlægning har lokaliseret potentielle forureningskilder.

Som supplement kan poreluftsonder og boringer placeres udfra den nuværende eller fremtidige arealanvendelse eller udfra statistiske overvejelser. Endelig kan poreluftsonder og boringer placeres udfra TV-inspektion og geofysiske opmålinger. I det følgende er strategien for placeringen af poreluftsonder og boringer beskrevet nærmere.

Ved opstilling af en prøvetagnings- og analysestrategi, er det vigtigt at der foreligger en historisk kortlægning for området, således at potentielle forureningskilder og -komponenter er udpeget.

Udfra den historiske kortlægning defineres der for hver potentiel forureningskilde mindst ét prøvetagningsfelt. Et prøvetagningsfelt er et område, hvor der kan forventes sammenhængende eller ensartede forureningsforhold. Et prøvetagningsfelt kan f.eks. være:

• En punktkilde, f.eks. en rensemaskine eller en samlebrønd
• Et område, f.eks. et tromleoplag eller en skrotplads
• En diffus kilde, f.eks. en overfladenær forurening stammende fra afkastet fra en udsugning.

Hvis den historiske kortlægning har lokaliseret potentielle forureningskilder defineres disse kilder som prøvetagningsfelterne. Prøvetagningspunkterne placeres i prøvetagningsfelterne mhp. på at dokumentere evt. forureninger.

Hvis den historiske kortlægning er mangelfuld, kan prøvetagningsfelterne defineres udfra sårbarhed af den nuværende eller fremtidige arealanvendelse, f.eks. kan en køkkenhave defineres som et prøvetagningsfelt eller et areal som fremover skal anvendes til parkeringsplads kan defineres som et prøvetagningsfelt.

Som supplement til den historiske kortlægning kan forureningskilder stammende fra udsivning fra kloaksystemer og nedgravede olie- og kemikalietanke lokaliseres vha. TV-inspektion og geofysiske opmålinger.

Endelig kan der udføres en række poreluftmålinger eller MIP sonderinger til screening af området for flygtige stoffer. Udfra resultaterne af disse screeninger kan boringerne placeres.

Hvis der er kendskab til en potentiel forureningskilde i et prøvetagningsfelt, men placeringen af forureningskilden er ukendt kan der anvendes statistiske metoder til placering af prøvetagningspunkter. Prøvetagningspunkterne placeres da i et gitter over hele området.

En detaljeret gennemgang af prøvetagnings- og analysestrategier fremgår af /13/. Her beskrives i bilag 1, eksempel 1 og 2 relevante typer af prøvetagnings- og analysestrategier i indledende forureningsundersøgelser. Det anbefales generelt, at prøvetagningstætheden til lokalisering af ukendte forureningskilder ved indledende forureningsundersøgelser begrænses til niveauet “grov screening”.

Analysemetoder

Feltanalyser

Ved feltanalyser forstås analysemetoder af mindre kompleksitet, som er egnede til anvendelse i felten. Feltanalyserne har generelt en lavere præcision og nøjagtighed, men er billigere og hurtigere end laboratorieanalyserne.

Feltanalyser anvendes primært til indikation af kritiske forureningsniveauer. Herudover kan feltanalyser udføres samtidig med borearbejdet, således at placeringen af boringerne løbende tilrettelægges udfra resultaterne af feltanalyserne.

I tabel 1 er de anbefalede feltmetoder sammenfattet med angivelse af analysemetoder, parametre og detektionsgrænser.

Tabel 1 Oversigt over feltanalyser

GC/ECD   Gaschromatografi med elektroncapturedetektor

GC/FID    Gaschromatografi med flammeionisationsdetektor

MIMS        Membran Inlet Massespektrometri

MIP            Membran Interface Probe

FLUTe    Flexible Liner Underground Technologies

Feltanalyser kan sjældent stå alene, men må sædvanligvis suppleres med laboratorieanalyser. Hvis feltmetoden er stofspecifik, skal den som minimum have en detektionsgrænse, der svarer til det gældende kvalitetskriterie for det pågældende stof.

Laboratorieanalyser

Ved laboratorieanalyser forstås analyser udført på et analyselaboratorium, som laver analyser af en kvalitet, der bl.a. kan leve op til følgende krav /12/:

• at detektionsgrænserne er 1/10 af de gældende acceptkriterier for jord, vand og poreluft
• at metodeusikkerheden er acceptabel målt som standardafvigelsen (typisk 10-20%)

Standardprogrammet

I tabel 2, 3 og 4 ses en oversigt over de parametre, det anbefales at analysere for i standardprogrammet i hhv. poreluften, grundvandet og jorden. I tabellerne ses desuden mulige analysemetoder og detektionsgrænser.

Tabel 2 Laboratorieanalyser for poreluftprøver i standardprogrammet

¹         Vejl. detektionsgrænser ved opsamling af 100 l luft på kulrør

Tabel 3 Laboratorieanalyser for vandprøver i standardprogrammet.

Tabel 4 Laboratorieanalyser for jordprøver i standardprogrammet.

Supplementprogrammet

Såfremt der er grund til at tro, at der kan være sket spild af hjælpestoffer (baseret på historiske oplysninger eller evaluering af forureningens karakteristika jf. kapitel 5), kan der analyseres for stofferne i tabel 5 og 6 i hhv. poreluften og grundvandet. Det har ikke været muligt at finde standardmetoder for stofferne, der er relevante i forhold til jordfasen. Her må tilbud indhentes specifikt fra analyselaboratorierne.

Som udgangspunkt anbefales det, at se efter stofferne i den fase, hvor det er mest sandsynligt at de befinder sig (jf. tabel 4.2). Måles der en høj koncentration i en af faserne, kan der efterfølgende suppleres med målinger i de andre faser. Det bør bemærkes, at der for nogle af stofferne ikke eksisterer ”standardanalyser” på laboratorierne, som det gælder for fx de chlorerede stoffer og BTEX’er.

Tabel 5 Laboratorieanalyser for poreluftprøver i supplementprogrammet.

Tabel 6 Laboratorieanalyser for vandprøver i supplementprogrammet.

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 Januar 2008 • © Miljøstyrelsen.