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

Monitering af PCE-afværge ved kemisk oxidation (permanganat) i moræneler - Hovedrapport

5 Monitering af afværgeforanstaltninger

• 5.1 Prøvetagningsprocedure
  • 5.1.1 Moniteringsboringer
  • 5.1.2 Storformatboringer
  • 5.1.3 Sorgenfribækken
• 5.2 Præsentation af moniteringsresultater, moniteringsboringer
  • 5.2.1 Pejlinger/trykniveau
  • 5.2.2 KMnO₄ (visuel og kemisk bedømmelse)
  • 5.2.3 Klorid
  • 5.2.4 Ledningsevne
  • 5.2.5 Klorerede opløsningsmidler
  • 5.2.6 Chrom^VI, diklorethylener og vinylklorid
  • 5.2.7 Hydraulisk kontakt mellem filtre i multi level boringer
  • 5.2.8 Spredning af kaliumpermanganat til Sorgenfribækken
• 5.3 Præsentation af moniteringsresultater, Storformatboringer
  • 5.3.1 KMnO4 (visuel og kemisk bedømmelse)
  • 5.3.2 Klorid
  • 5.3.3 Ledningsevne
  • 5.3.4 Udtagning af intakte jordkerner
• 5.4 Præsentation af moniteringsresultater, kontrolnivellementer
• 5.5 Præsentation af laboratorieresultater, præferentiel strømning

Med henblik på at følge udbredelsen af oxidationsmiddel og belyse oprensningseffekten ved anvendelse af kemisk oxidation med kaliumpermanganat blev der opstillet et moniteringsprogram, der omfattede pejling af trykniveau, måling af ledningsevne samt prøvetagning af grundvand til bestemmelse af indholdet af kaliumpermanganat, klorid, klorerede opløsningsmidler, klorerede nedbrydningsprodukter og chrom^VI.

Moniteringsprogrammet omfattede 27 moniteringsboringer (82 filtre), 5 storformatboringer og en nærliggende brønd ved det rørlagte vandløb (Sorgenfri Bæk). Moniterings- og storformatboringerne fremgår af situationsplanen i bilag 3.1. Til kontrol for eventuelle sætninger, som følge af oxidation af jordens reaktive bestanddele, omfattede moniteringsprogrammet også kontrolnivellementer til 25 nyetablerede fixpunkter. Moniteringsprogrammet er beskrevet i /ref. 17 og 18/, og den gennemførte monitering fremgår af moniteringsoversigten i bilag 3.6.

Moniteringsprogrammet blev opstartet i januar 2003, svarende til ca. 3 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Der blev gennemført monitering i forskelligt omfang hhv. 3, 4, 5, 6, 8, 10, 11, 12, 13, 16, 18, 22 og 28 måneder efter, at installationen af oxidationsmiddel var afsluttet. Oprindeligt var det planlagt at gennemføre et længerevarende moniteringsprogram (jf. /ref. 17 og ref. 18/). Den del af moniteringen, som var baseret på grundvandsprøvetagning, blev imidlertid indstillet efter april 2004 (18. måned efter installationen af oxidationsmiddel), da der ikke længere kunne påvises kaliumpermanganat i de nedstrøms moniteringsboringer.

Resultatet af moniteringen præsenteres i afsnittene herunder, idet der opdeles mellem moniteringsboringer (afsnit 5.2), storformatboringer (afsnit 5.3) og kontrolnivellementer (afsnit 5.4). I afsnit 5.5 præsenteres endvidere en udtagning af intakte jordkerner, som blev gennemført i oktober 2003 med henblik på at vurdere spredningen af permanganat og effekten af kemisk oxidation af PCE i en lavpermeabel leraflejring, hvor der foregik præferentiel vandstrømning i sandlinser og sandede horisonter.

5.1 Prøvetagningsprocedure

5.1.1 Moniteringsboringer

Udtagningen af grundvandsprøver til felt- eller laboratorieanalyser blev foretaget med whale-dykpumper (ø63 mm filtre) og interti-dykpumper (ø32 mm filtre). Der blev foretaget en renpumpning svarende til ca. 2 filtervolumener. For de filtre, hvor der var en begrænset tilstrømning, blev filtret tømt 3 gange. Vandet fra renpumpningen blev opsamlet og efterfølgende returpumpet i storformatboringen SB4.

Grundvandsprøver, der skulle analyseres for klorerede opløsningsmidler, blev i felten konserveret ved tilsætning at natriumthiosulfat. Formålet var at sikre, at der ikke skete en oxidation af de klorerede opløsningsmidler under transporten til laboratoriet. Den tilsatte mængde af natriumthiosulfat sikrede således, at et eventuelt indhold af oxidationsmiddel (KMnO₄) blev neutraliseret.

5.1.2 Storformatboringer

Udtagningen af grundvandsprøver til felt- eller laboratorieanalyser blev foretaget med whale-dykpumper (ø63 mm filtre). Grundvandsprøverne blev udtaget uden forudgående renpumpning. Renpumpningen blev udeladt, idet prøverne skulle repræsentere den vandmængde, som stod i storformatboringernes gruskastning og ikke vandmængden i den omgivende jordformation.

5.1.3 Sorgenfribækken

Vandprøvetagningen fra Sorgenfribækken foregik ved at nedsænke en prøvetagningsflaske i vandstrømmen.

5.2 Præsentation af moniteringsresultater, moniteringsboringer

Dette afsnit indeholder kortfattede beskrivelser af resultaterne fra monitering i boringerne M1-M9, M11-M14, B1, B5, B8-B15, B25 og B26. For en nærmere diskussion af udvalgte moniteringstemaer henvises til afsnit 6.1-6.6. Placeringen af disse boringer fremgår af situationsplanen i bilag 3.1, undtaget er B12 og B15, som fremgår af bilag 1.A.

5.2.1 Pejlinger/trykniveau

Med henblik på at følge vandspejlsændringerne i det sekundære magasin omkring lokaliteten blev der gennemført pejlinger under driften af afværgeforanstaltningerne. Pejlingerne blev foretaget i moniteringsboringerne ca. 3, 4, 5, 6, 10, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Pejledata og koter for trykniveauet fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.1.

Pejledata viste, at vandspejlet i moniteringsfiltrene generelt stod 2-3 m u.t., svarende til kote +11-13 m DNN. Undtaget var meget nedstrøms placerede boringer som fx B12 og B15, hvor vandspejlet stod væsentlig tættere på terræn.

Pejledata viste trykniveauvariationer indenfor det samme filter på op til 90 cm (fx M1). Det skal desuden anføres, at der en række steder blev konstateret væsentlige forskelle i trykniveauet i sandslirer/sandlag med en meget lille indbyrdes afstand. Pejledata viste endvidere, at der i flere boringer til nogle tidspunkter blev registreret en opadrettet gradient (fx M³, 6 md. efter installation af oxidationsmiddel). De registrerede variationer i trykniveau kan eksempelvis skyldes nedbørsforhold, geologiske forhold og forskellig barometereffekt ved de enkelte filtre.

De trykniveauer, som blev registreret 3 måneder efter installationen af kaliumpermanganat (januar 2003), er præsenteret på tværsnitsprofiler, som er vedlagt i bilag 3.7.1 (B-tema). Et eksempel på registrerede trykniveauer i de fem multi level moniteringsboringer nedstøms kildeområdet (M1-M5) fremgår af tværsnitsprofilet i figur 5.1.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.1: Geologisk tværsnitsprofil med registrerede trykniveauer, 3. måned, januar 2003 (figuren ses i større format i bilag 3.7.1, 1B).

5.2.2 KMnO₄ (visuel og kemisk bedømmelse)

Bedømmelserne af KMnO₄-indholdet blev foretaget med henblik på at vurdere udbredelsen af oxidationsmiddel. Der blev udtaget grundvandsprøver til visuel og/eller kemisk bedømmelse af KMnO₄-indholdet i moniteringsboringerne ca. 3, 6, 8, 10, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Visuelle og kemiske bedømmelser af KMnO₄-indholdet fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.2.

5.2.2.1 Visuel KMnO₄-bedømmelse

Den visuelle bedømmelse af KMnO₄-indholdet blev foretaget i felten efter en medbragt fortyndingsrække med kendte koncentrationer. Fortyndingsrækken bestod af KMnO₄-opløsninger med koncentrationerne 0, 1, 2, 4, 8, 10, 20, 50, 100, 250, 500, 1.000, 2.000 og 10.000 mg/L.

Den anvendte fortyndingsrække fremgår af figur 5.2. Heraf fremgår det, at farveintensiteten tiltager med stigende KMnO₄-koncentrationer. Det er muligt, at farveintensiteten over en vis KMnO₄-koncentration ikke tiltager yderligere. Dette blev dog vurderet først at være tilfældet ved forholdsvist høje koncentrationer (>2.000 mg/L), hvorfor farveintensiteten blev vurderet at være en anvendelig indikator til bedømmelse af et omtrentligt koncentrationsniveau for KMnO₄ i grundvandsprøverne.

Figur 5.2: Fortyndingsrække med kaliumpermanganat.

5.2.2.2 Kemisk KMnO₄-bedømmelse

Den kemiske bedømmelse af KMnO₄-indholdet blev foretaget hos A/S AnalyCen. Der blev anvendt en analysemetode, som er en modifikation af DS 275, hvor indholdet af kaliumpermanganat bestemmes direkte i vandprøven uden forudgående kogning eller anden behandling.

Kemisk analyse af KMnO₄-indholdet blev kun foretaget på et begrænset antal grundvandsprøver. Foruden at fastlægge koncentrationsniveauet havde de kemiske analyser til formål at undersøge/dokumentere, om den visuelle bedømmelse kunne benyttes som et retvisende udtryk for indholdet af kaliumpermanganat. Dette forhold er nærmere beskrevet i afsnit 6.1.

5.2.2.3 Udbredelsen af KMnO₄

En fortolket udbredelse af kaliumpermanganaten 3, 6, 8, 10, 13 og 18 måneder efter installationen af oxidationsmiddel fremgår af figur 5.3-5.8. Figurerne er desuden vedlagt i større format i bilag 3.8.1-3.8.6. Udbredelsen af kaliumpermanganat er ligeledes optegnet på tværsnitsprofiler, som er vedlagt i bilag 3.7.1-3.7.5 (C-tema).

Den røde farvemarkering i boringssignaturerne på figur 5.3-5.8 viser i hvilke moniteringsboringer, der blev konstateret indhold af kaliumpermanganat - enten ved en visuel bedømmelse eller ved en kemisk analyse. For hver boring er desuden vist den højeste KMnO₄-koncentration, som blev påvist hhv. visuelt og kemisk i et af boringens moniteringsfiltre. Den lyserøde farvemarkering på figur 5.3-5.8 viser den fortolkede udbredelse af kaliumpermanganat til det pågældende tidspunkt.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.3: Udbredelse af KMnO₄ (3. måned, 16. januar 2003), (figuren ses i større format i bilag 3.8.1).

Det fremgår af figur 5.3, at kaliumpermanganat 3 måneder efter installationen kunne registreres i boringerne SB3-SB5, M1-M4, M6, M11, M13, M14, B5 og B14, og således var nået ud i en afstand på op til ca. 14 meter fra det primære indbygningsområde. Særligt overraskende var det, at kaliumpermanganaten efter blot 3 måneder havde nået ud til boringerne B5, B14, M4 og M13. Den horisontale udbredelse af kaliumpermanganaten skete således radialt ud fra indbygningsområdet og hurtigere end forventet.

Ved en overslagsmæssig beregning kunne spredningshastigheden for kaliumpermanganat i grundvandet anslås til ca. 50 meter pr. år. Til sammenligning var strømningshastigheden i de sandede lag omkring lokaliteten tidligere anslået til ca. 10 meter pr. år (jf. afsnit 2.2).

Det blev vurderet, at den hurtigere og mere udbredte spredning af permanganat sandsynligvis kunne skyldes en kombination af følgende forhold:

• Højere hydraulisk ledningsevne i sandlagene end bestemt ved forundersøgelserne,
• suge-effekt ved opboringen af materiale i storformatboringer (det genererede undertryk kunne lokalt ændre strømningsforholdene),
• densitetseffekt på strømningen af vand med opløst permanganat i forhold til grundvand uden permanganat, og
• lokal hævning af vandspejlet ved tilførsel af vand til storformatboringer i forbindelse med indkøring af doseringssystemet (jf. afsnit 4.4).

Den registrerede hurtigere og mere udbredte spredning var med til at fremskynde overvejelser omkring et beredskab til at hindre en utilsigtet spredning af oxidationsmiddel mod bl.a. Sorgenfri Bæk /ref. 9/.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.4: Udbredelse af KMnO₄ (6. måned, 23. april 2003), (figuren ses i større format i bilag 3.8.2).

Det fremgår af figur 5.4, at kaliumpermanganaten 6 måneder efter installationen ikke længere kunne registreres i boringerne M³, M4 og M6. Monitering blev gennemført i de samme boringer som efter 3. måned, SB3-SB5 undtaget.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.5: Udbredelse af KMnO₄ (8. måned, 30. juni 2003), (figuren ses i større format i bilag 3.8.3).

Klik her for at se figuren.

Figur 5.6: Udbredelse af KMnO₄ (10. måned, 11. august 2003), (figuren ses i større format i bilag 3.8.4).

Det fremgår af figur 5.6, at kaliumpermanganaten 10 måneder efter installationen alene blev registreret i moniteringsboringerne M1 og M11 - og ikke længere i M14. Det skal bemærkes, at moniteringsrunden efter 10 måneder ligeledes omfattede et reduceret antal filtre, og at prøvetagning fra B5 ikke var mulig. Den tolkede udbredelse af kaliumpermanganat på figur 5.6 er således også baseret på resultaterne fra den senere monitering (13 og 18 måneder efter installationen af oxidationsmiddel).

På trods af at moniteringen efter 8 og 10 måneder kun omfattede et reduceret men udvalgt antal filtre, var der således allerede efter 8 måneder tydelige tegn på, at udbredelsen af kaliumpermanganaten var væsentligt indskrænket. Disse iagttagelser blev tolket som tegn på, at der ikke længere foregik en kontinuert spredning/udvaskning af kaliumpermanganat fra kildeområdet.

Det blev vurderet, at årsagen til den aftagende udbredelse af oxidationsmiddel kunne være:

• Et større forbrug end forventet til omsætning af PCE og særligt jordens reaktive bestanddele (jf. afsnit 3.4.1).
• En særlig stor spredning i forbindelse med indbygningen af kaliumpermanganaten.
• En hurtigere udvaskning af kaliumpermanganat end forventet.
• Autodestruktion af kaliumpermanganat (jf. afsnit 5.3.4.1).

På dette tidspunkt blev det besluttet at igangsætte supplerende arbejde/monitering med henblik på at belyse den tilbageværende mængde af oxidationsmiddel i og omkring kildeområdet. Dette arbejde omfattede undersøgelse af ledningsevneforholdene i udvalgte storformatboringer og senere udtagning af intakte jordkerner fra udvalgte storformatboringer (se afsnit 5.3.3 og afsnit 5.3.4).

Klik her for at se figuren.

Figur 5.7: Udbredelse af KMnO₄ (13. måned, 10. november 2003), (figuren ses i større format i bilag 3.8.5).

Det fremgår af figur 5.7, at kaliumpermanganaten 13 måneder efter installationen kunne registreres i boringerne M1, B5, SB3-SB5 samt SB16 - men ikke længere i M11. Moniteringen blev gennemført i de samme boringer som efter 3. måned. Den tolkede udbredelse af kaliumpermanganaten var på dette tidspunkt indskrænket til en forholdsvis smal fane.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.8: Udbredelse af KMnO₄ (18. måned, 14. april 2004), (figuren ses i større format i bilag 3.8.6).

Som det fremgår af figur 5.8, havde udbredelsen af kaliumpermanganat 18 måneder efter installationen ikke ændret sig væsentligt, om end de registrerede KMnO₄-indhold var meget beskedne i forhold til tidligere. Det skal bemærkes, at der efter 18 måneder blev registreret et KMnO₄-indhold i M6 i et filter (M6.6), hvor der ikke tidligere var registreret oxidationsmiddel. Denne registrering blev vurderet at være ubetydelig, idet forekomsten af kaliumpermanganat i og omkring kildeområdet generelt var meget lav.

Kaliumpermanganatindholdene, der blev registreret i moniteringsboringerne, er ligeledes optegnet på tværsnitsprofiler vedlagt i bilag 3.7.1-3.7.5 (C-tema). Af disse tværsnitsprofiler fremgår den vertikale udbredelse af kaliumpermanganat i de forskellige moniteringsfiltre hhv. 3, 6, 10, 13 og 18 måneder efter installationen.

Ved at betragte multi level moniteringsboringerne M1-M5, der er placeret på en linie i strømningsretningen (bilag 3.7.1,1C-3.7.5,1C), fremgår det, at kaliumpermanganat allerede efter 3. måned blev registret i 6 ud af 7 filtre i M1. I M²-M4 blev kaliumpermanganat kun registreret i 1-2 filtre. Et tilsvarende billede tegnede sig efter 6. måned, hvor kaliumpermanganat dog kun blev registreret i M1 og M². Efter 10. måned blev kaliumpermanganat alene registreret i M1, hvor det til gengæld forekom i alle filtre. Det skal bemærkes, at der efter 10. måned ikke blev gennemført monitering i M²-M5. Efter 13. måned, hvor moniteringen igen omfattede alle filtre i M1-M5, forekom kaliumpermanganaten at være opbrugt nedstrøms kildeområdet. Der blev kun registreret kaliumpermanganat i et filter i M1. Efter 18. måned blev der i M1-M5 ikke registreret kaliumpermanganatindhold over 1 mg/l.

Et eksempel på registrerede indhold af kaliumpermanganat i de fem multi level moniteringsboringer nedstøms kildeområdet (M1-M5) fremgår af tværsnitsprofilet i figur 5.9.

Klik her for at se figuren.

Figur 5.9: Geologisk tværsnitsprofil med kaliumpermanganatindhold i grundvand, 3. måned, januar 2003 (figuren ses i større format i bilag 3.7.1, 1C).

5.2.3 Klorid

I overensstemmelse med nedenstående reaktionsformel blev udvalgte grundvandsprøver analyseret for indhold af klorid med henblik på at benytte eventuelle forhøjede kloridkoncentrationer som indikation på, at der havde foregået en kemisk oxidation med kaliumpermanganat.

3C₂Cl₄ + 4MnO₄^- + 4H₂O → 4MnO₂(s) + 6CO₂ (g) + 12Cl^- + 8H⁺

Der blev udtaget grundvandsprøver til analyse for indholdet af klorid ca. 3, 6, 10, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.3.

Koncentrationen af klorid i upåvirket grundvand er normalt i størrelsesorden 20-50 mg/l /ref. 25/. I de analyserede grundvandsprøver blev der påvist indhold af klorid på mellem 11 og 150 mg/l. For størstedelen af de filtre, hvor der foreligger flere moniteringsresultater, kunne der ikke registreres en signifikant udvikling i kloridkoncentrationen.

Det skal dog fremhæves, at der blev registreret en forhøjet kloridkoncentration i M11.1 efter 3. og 6. måned (130-150 mg/l) og en forhøjet kloridkoncentration i M1.1 efter 6. måned (110 mg/l). I begge filtre blev kloridkoncentrationen efterfølgende reduceret til ca. en tredjedel. De høje kloridkoncentrationer kan forventeligt tilskrives oxidation af klorerede opløsningsmidler og den deraf følgende produktion af klorid. Denne sammenhæng underbygges af, at der blev påvist indhold af kaliumpermanganat i M1.1 og M11.1 både ved 3. og 6. måned, og at der på samme tidspunkter blev registreret lave/faldende PCE-koncentrationer - nogle PCE-koncentrationer, som ved efterfølgende moniteringsrunder (13. og/eller 18. måned) viste sig at antage højere værdier (se bilag 3.9.5). For M1.1 og M11.1 er klorid-dataene således med til at dokumentere, at der har foregået en oxidation af PCE med kaliumpermanganat.

Det skal bemærkes, at de forholdsvis høje kloridniveauer, som blev påvist i B1.1, blev tilskrevet påvirkning fra vintersaltning mv. og således vurderes at være uden sammenhæng med den lokale anvendelse af kaliumpermanganat.

Sammenfattende vurderes det således, at kloridindholdet ikke er en entydig indikator for omsætning af PCE med kaliumpermanganat. Det skyldes, at der ikke kunne påvises signifikante ændringer af kloridkoncentrationen, og at der kan være andre årsager til et eventuelt øget kloridindhold.

5.2.4 Ledningsevne

Ud fra en forventning om at kunne benytte ledningsevnen som en indirekte parameter til bedømmelse af indholdet af kaliumpermanganat omfattede moniteringen udførelse af ledningsevnemålinger. Sammenhængen mellem ledningsevnen og indholdet af kaliumpermanganat er nærmere beskrevet i afsnit 6.2.

Der blev udtaget grundvandsprøver til feltmåling af ledningsevnen ca. 3, 6, 8, 10, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Ledningsevnemålinger blev foretaget i alle moniterede filtre. Resultatet af ledningsevnemålingerne fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.4.

De ledningsevneværdier, som blev registreret 3 og 6 måneder efter installationen af kaliumpermanganat (januar og april 2003), er endvidere præsenteret på tværsnitsprofiler, som er vedlagt i bilag 3.7.1-3.7.2 (E-tema). Af disse tværsnitsprofiler fremgår den vertikale udbredelse af ledningsevnen i de forskellige moniteringsfiltre.

Ledningsevnen for kaliumpermanganatfrit grundvand omkring Dalulmvej 34B er tidligere målt til 0,5-1,1 mS/cm /ref. 3, ref. 4 og ref. 7/. I forbindelse med den gennemførte monitering er ledningsevnen for kaliumpermanganatfrit grundvand fra B9 og B10 målt til 0,45-1,08 mS/cm (se bilag 3.9.4).

Efter 3. måned blev der målt ledningsevneværdier på mellem 0,53 og 10,6 mS/cm. De største værdier (>5 mS/cm) blev målt i terrænnære filtre i M4 og M7, hvilket ikke umiddelbart kan forklares (vintersaltning kan dog være en mulig årsag). De målte ledningsevneværdier kan ligeledes ikke korreleres korrekt med tilstedeværelsen af kaliumpermanganat (jf. tabellen i bilag 3.9.2). Den manglende korrelation kan eksempelvis skyldes, at ledningsevnen kan være påvirket af grundvandskemiske processer, der har foregået både opstrøms og omkring de aktuelle prøvetagningssteder.

Efter 6. måned blev der målt ledningsevneværdier på mellem 0,14 og 14,14 mS/cm. De største værdier (>5 mS/cm) blev igen målt i terrænnære filtre i M4 og M7 samt i M9 og M11. Ledningsevneværdier mindre end 0,25 mS/cm blev målt i de mest terrænnære filtre i M1, M², M³ og M8, i M12-M14 samt i B14, B15 og B26. De lave ledningsevneværdier kan ikke umiddelbart forklares (fortynding som følge af nedtrængende nedbør til de terrænnære filter kan dog være en mulighed). Ledningsevnemålingerne fra 6. måned viser ingen sammenhæng med tilstedeværelsen af kaliumpermanganat (jf. tabellen i bilag 3.9.2).

Mhp. at verificere de mange uforklarlige ledningsevnedata, der blev registret efter 6. måned, blev der efter 8. måned foretaget ekstra ledningsevnemålinger i udvalgte filtre. Der blev målt ledningsevneværdier på mellem 0,49 og 8,03 mS/cm, hvor de største værdier (>5 mS/cm) fortsat blev målt i terrænnære filtre i M4, M7 og M9 samt i det dybeste filter i M9.

Efter 10. måned er der målt ledningsevneværdier på mellem 0,41 og 2,04 mS/cm. Der er ikke foretaget måling i M4, M7 og M9, idet moniteringen ved 10. måned kun omfattede udvalgte filtre. Ledningsevnemålingerne fra 10. måned viser ingen sammenhæng med tilstedeværelsen af kaliumpermanganat (jf. tabellen i bilag 3.9.2).

Efter 13. måned, som igen omfattede alle moniteringsboringer, blev der målt ledningsevneværdier på mellem 0,46 og 4,52 mS/cm. Den største værdi blev målt i det dybeste filter i M9. Det var ikke muligt at foretage målinger i de filtre i M4 og M7, hvor der tidligere var påvist meget høje ledningsevneværdier. Ledningsevnemålingerne fra 13. måned viser ingen sammenhæng med tilstedeværelsen af kaliumpermanganat (jf. tabellen i bilag 3.9.2).

Efter 18. måned, som ligeledes omfattede alle moniteringsboringer, blev der målt ledningsevneværdier på mellem 0,42 og 7,30 mS/cm. De største værdier blev målt i terrænnære filtre i M², M7 og M9 samt i det dybeste filter i M9. Ledningsevnemålingerne fra 18. måned viser ingen sammenhæng med tilstedeværelsen af kaliumpermanganat (jf. tabellen i bilag 3.9.2).

5.2.5 Klorerede opløsningsmidler

Med henblik på at vurdere effekten af de etablerede afværgeforanstaltninger blev der foretaget kemiske analyser af grundvandets indhold af klorerede opløsningsmidler. Eftersom PCE var den primære forureningskomponent på lokaliteten, blev afværgeeffekten vurderet ud fra koncentrationerne af PCE. Der blev udtaget grundvandsprøver til kemisk analyse fra udvalgte moniteringsboringer ca. 3, 6, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.5 sammen med analyseresultater fra vandprøver udtaget i forbindelse med de tidligere undersøgelser på ejendommene /ref. 3, ref. 4 og ref. 7/. PCE-indholdene, som blev registreret i grundvandet 3 måneder efter installationen af kaliumpermanganat (januar 2003), er endvidere præsenteret på tværsnitsprofiler vedlagt i bilag 3.7.1 (D-tema). Af disse tværsnitsprofiler fremgår den vertikale variation af PCE-indholdene.

Udviklingen af PCE-koncentrationen omtales i det følgende, idet der skelnes mellem området nedstrøms kildeområdet (M1-M5) og området nordvest for kildeområdet (M6-M9).

5.2.5.1 Nedstrøms kildeområdet

Området nedstrøms kildeområdet omfattede moniteringsboringerne M1-M5, M11, M13, M14, B5, B13, B14 og B28. Udviklingen af PCE-koncentrationen beskrives ud fra analyseresultaterne i M1-M5, som var placeret i et nedstrøms tracé fra kildeområdet.

De påviste PCE-koncentrationer og de procentuelle koncentrationsændringer (regnet fra 3. måned efter installationen af kaliumpermanganat) er præsenteret i tabel 5.1. Tabellen medtager alene værdier for de filtre, hvorfra der foreligger data i form af en tidsserie. De grønne tal i tabel 5.1 markerer filtre, hvor der blev registreret en reduktion af PCE-koncentrationen, og de røde tal i tabellen markerer filtre, hvor der blev registreret en forøgelse af PCE-koncentrationen. Den lyserøde skravering i tabel 5.1 angiver filtre, hvor der ved prøvetagning blev registreret en samtidig tilstedeværelse af kaliumpermanganat og PCE.

Som det fremgår af tabel 5.1 blev der i M1 frem til og med 13. måned registreret markant aftagende PCE-koncentrationer (48-99%). På baggrund af den markerede tilstedeværelse af kaliumpermanganat vurderes de aftagende koncentrationer at kunne tilskrives oxidation med kaliumpermanganat. Således vurderes der at være dokumentation for, at det tilførte oxidationsmiddel lokalt har været i stand til at reducere forureningskoncentrationerne i grundvandet. Efter 18. måned blev der imidlertid i 4 filtre registreret tiltagende koncentrationer. De tiltagende koncentrationer blev sammenkædet med fraværet af oxidationsmiddel og en mulig tilstrømning af PCE-forurening fra det nye kildeområde, som blev påvist omkring boligen på den vestlige del af Dalumvej 34B (se afsnit 2.4.2). Endvidere kan de høje PCE-koncentrationer skyldes en fortsat tilbagediffusion af PCE fra lermatricen efter oxidationsmidlet ikke længere var til stede (se afsnit 7.4).

Som det fremgår af tabel 5.1 blev der i M² registreret aftagende PCE-koncentrationer på 10-100%. For M² er overensstemmelsen mellem de aftagende PCE-koncentrationer og tilstedeværelsen af kaliumpermanganat ikke udtalt. I M² blev der efter 3. og 6. måned registreret indhold af kaliumpermanganat i M².3 og/eller M².4, og idet faldene i PCE-koncentrationen primært blev påvist i M².3 og dybereliggende filtre (M².2 og M².1), er det muligt, at koncentrationsfaldet kan skyldes en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat i disse filtre. I M².4 blev der entydigt registreret tiltagende PCE-koncentrationer, hvilket ikke harmonerer med en tilstedeværelse af kaliumpermanganat efter 3. og 6. måned.

Af tabel 5.1 fremgår det, at der i M³ blev registreret aftagende PCE-koncentrationer på 31-91%. I M³ er de påviste PCE-koncentrationer væsentlig lavere end for M1, M², M4 og M5. For M³ er der ikke overensstemmelse mellem de aftagende PCE-koncentrationer og tilstedeværelsen af kaliumpermanganat.

I M4 blev der jf. tabel 5.1 registreret aftagende PCE-koncentrationer på 56-97% (M4.1 og M4.2). Efter 3. måned blev der registreret indhold af kaliumpermanganat i M4.3, og idet faldene i PCE-koncentrationen blev påvist i M4.3 og dybereliggende filtre (M4.2 og M4.1), er det muligt, at koncentrationsfaldet kan skyldes en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat. I M4.3 blev der, som i filtrene i M1, efter 18. måned registreret en tiltagende PCE-koncentration.

Som det fremgår af tabel 5.1 blev der i M5 registreret aftagende PCE-koncentrationer på 27-66%. De procentuelle ændringer vurderes ikke at være signifikant forskellige for koncentrationerne efter 3. måned og kan ligeledes ikke sammenkædes med en tilstedeværelse af kaliumpermanganat.

De aftagende PCE-koncentrationer, som fremgår af tabel 5.1, kan principielt skyldes omsætning via kemisk oxidation, omsætning via reduktiv deklorering, naturlig udvaskning og analyse-/prøvetagningsusikkerhed. I moniteringsboringerne M1-M5 er der ikke påvist væsentlige indhold af klorerede nedbrydningsprodukter, og der er ikke tegn på redox-forhold, som kan understøtte reduktiv deklorering. Den naturlige udvaskning af PCE vurderes, jf. modelberegningerne i afsnit 7.5, ikke at kunne redegøre for de påviste koncentrationsfald indenfor en tidsperiode på op til 1½ år. På denne baggrund vurderes de aftagende PCE-koncentrationer overordnet at kunne tilskrives omsætning via det tilførte oxidationsmiddel.

Sammenfattende gælder det, at de aftagende PCE-koncentrationer i M1 dokumenteret kan tilskrives kemisk oxidation via en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat. For M²-M5 kan der ikke uddrages entydige tendenser. For disse moniteringsboringer er det mere usikkert, i hvilken grad de aftagende PCE-koncentrationer kan sammenkædes med en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat, ligesom det er usikkert i hvilken grad de tiltagende PCE-koncentrationer kan sammenkædes med en forureningsspredning fra det nye kildeområde på ejendommens vestlige del.

For individuelle filtre dokumenterer moniteringsresultaterne, at der lokalt sker en omsætning (oxidation) af PCE-forureningen, i det omfang at kaliumpermanganaten spredes og kommer i kontakt med grundvandsforureningen. I moniteringsboringerne nedstrøms behandlingsområdet (M1-M5) vurderes det overordnet, at det installerede oxidationsmiddel har medvirket til en reduktion af PCE-indholdene i det sekundære grundvand.

Tabel 5.1: Påviste PCE-koncentrationer og procentuelle koncentrationsændringer i nedstrøms moniteringsboringer 3, 6, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat.

5.2.5.2 Nordvest for kildeområdet

Området nordvest for kildeområdet omfattede moniteringsboringerne M6-M9, M12 og B9-B11. Udviklingen af PCE-koncentrationen beskrives ud fra analyseresultaterne i M6-M9, som var placeret i et tracé vinkelret på strømningsretningen.

De påviste PCE-koncentrationer og de procentuelle koncentrationsændringer (regnet fra 3. måned efter installationen af kaliumpermanganat) er præsenteret i tabel 5.2. Tabellen medtager alene værdier for de filtre, hvorfra der foreligger data i form af en tidsserie. De grønne tal i tabel 5.2 markerer filtre, hvor der blev registreret en reduktion af PCE-koncentrationen, og de røde tal i tabellen markerer filtre, hvor der blev registreret en forøgelse af PCE-koncentrationen.

Som det fremgår af tabel 5.2 blev der i M6-M9 allerede efter 6. måned registreret tiltagende PCE-koncentrationer (41-3.463%) - en tendens, som fortsatte frem til moniteringens afslutning i april 2004 (18. måned). En undtagelse er filtret M7.2, hvor der i hele moniteringsperioden blev påvist aftagende PCE-koncentrationer. De generelt kraftigt tiltagende PCE-koncentrationer blev sammenkædet med en mulig tilstrømning af PCE-forurening fra det nye kildeområde, som blev påvist omkring boligen på den vestlige del af Dalumvej 34B (se afsnit 2.4.2).

I moniteringsboringerne nordvest for kildeområdet er der således ikke tegn på, at det installerede oxidationsmiddel har medvirket til en reduktion af de tidligere registrerede PCE-indhold i det sekundære grundvand.

De kraftigt tiltagende PCE-koncentrationer blev sammenkædet med forureningen i det nye kildeområde idet:

• Der i det nye kildeområde blev påvist PCE-koncentrationer i jord på op til 2.500 mg/kg /ref. 16/.
• Der i det nye kildeområde blev påvist PCE-koncentrationer i grundvand på op til 82.300 µg/l /ref. 16/.
• Der i den nord- og vestlige borefront samt i bunden af storformatboringerne blev efterladt restforurening med PCE i koncentrationer på op til hhv. 51 og 150 mg/kg TS /ref. 10/.

Fra dette område kunne der ske afsmitning og udvaskning af PCE til de nedstrøms moniteringsboringer (M6-M9).

De tiltagende PCE-koncentrationer, som således tilskrives tilstedeværelsen af et nyt kildeområde, vurderes i høj grad at have påvirket moniteringen af afværgeforanstaltningernes effekt. De forøgede PCE-koncentrationer er således ikke et entydigt udtryk for, at der ikke har foregået oxidation og dermed oprensning af klorerede opløsningsmidler. Men modsat er der heller ikke resultater, der dokumenterer oxidationsprocessen.

Figur 5.2: Påviste PCE-koncentrationer og procentuelle koncentrationsændringer i nordvestlige moniteringsboringer 3, 6, 13 og 18 måneder efter installationen af kaliumpermanganat.

5.2.6 Chrom^VI, diklorethylener og vinylklorid

Med henblik på at undersøge, om indbygningen af kaliumpermanganat resulterede i en mobilisering af jordlagenes indhold af chrom blev der foretaget kemiske analyser af chrom^VI. Denne mobilisering kunne ske, idet chrom^III oxideres til det mere vandopløselige chrom^VI. Analyserne af chrom blev desuden benyttet til at vurdere, om der skete en udvaskning af chrom (urenhed) fra den indbyggede kaliumpermanganat.

Den indbyggede kaliumpermanganat indeholdt urenheder i form af cadmium, arsen, chrom, kviksølv og bly. I nedenstående tabel 5.3 er anført, hvor store mængder af disse metaller, som omtrentligt blev indbygget på Dalumvej 34B /ref. 21/. I tabellen er desuden anført, hvilken grundvandsmængde der (ved stationære forhold) kan påvirkes med koncentrationer over drikkevandskriterierne som følge af de indbyggede metaller. Af tabellen fremgår ligeledes Miljøstyrelsens drikkevandskriterier.

Tabel 5.3: Urenheder i indbygget kaliumpermanganat og beregnede forurenede grundvandsmængder.

Af tabel 5.3 ses det, at metallerne i den indbyggede kaliumpermanganet kan forurene en grundvandsmængde på op til 30.000 m³ med niveauer over drikkevandskriterierne. Det skal bemærkes, at koncentrationen af metaller efter indbygningen blev fortyndet ved grundvandsstrømning gennem indbygningsområdet /ref. 21/.

Der blev udtaget grundvandsprøver til kemisk analyse for chrom^VI fra seks udvalgte moniteringsboringer ca. 3 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Grundvandsprøverne blev udtaget fra filtrene M².4, M4.2, M5.2, M7.2, M8.1 og B1.1, idet disse filtre blev udvalgt til at repræsentere forholdene hhv. nedstrøms og vinkelret på strømningsretningen. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.6.

Af denne oversigt fremgår det, at der i filtrene M².4 og M7.2 blev påvist indhold af chrom^VI på 0,027 og 0,085 mg/l. I grundvandsprøverne fra de øvrige 4 filtre blev der ikke påvist indhold af chrom^VI over analysemetodens detektionsgrænse. Til sammenligning skal det nævnes, at det naturlige indhold af chrom^VI i grundvandet forventeligt var meget lavt (under analysemetodens detektionsgrænse), eftersom chrom naturligt vil forekomme som chrom^III. Af /ref. 33/ fremgår det, at anvendelsen af kaliumpermanganat har givet anledning til forhøjede chrom^VI-indhold på op til 800 mg/l (heraf blev en mindre del af indholdet dog vurderet at stamme fra urenheder i den anvendte kaliumpermanganat). De påviste chrom^VI-indhold på Dalumvej 34B var således væsentlig mindre end indholdene rapporteret i /ref. 33/.

I forbindelse med moniteringen på Dalumvej 34B blev der således ikke påvist væsentligt forhøjede indhold af chrom^VI. På denne baggrund blev det vurderet, at hverken chrom indbygget i form af urenheder i oxidationsmidler eller chrom mobiliseret fra jordlagene udgjorde et væsentligt problem.

Det skal bemærkes, at efterfølgende undersøgelser ved Center for miljøteknologi, Syddansk Universitet har påpeget, at anvendelsen af kaliumpermanganat resulterer i en mobilisering af jordens naturlige chrom-indhold. Ved batch-forsøg (optimal kontakt) er det eksempelvis dokumenteret, at en 2½% KMnO₄-opløsning gav anledning til mobilisering (oxidation af chrom^III) af chrom^VI i koncentrationer på op til 230 mg/l. Forsøget blev gennemført for en siltet lerjord /ref. 32/.

Med henblik på at følge en eventuel biologisk dannelse af nedbrydningsprodukter blev der udtaget grundvandsprøver til kemisk analyse for klorerede nedbrydningsprodukter. Grundvandsprøverne blev udtaget fra udvalgte moniteringsboringer ca. 3 måneder efter installationen af kaliumpermanganat (samme filtre som chrom^VI-analyserne). Resultatet af de kemiske analyser fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.6.

Af bilag 3.9.6 fremgår det, at der i de udvalgte moniteringsboringer blev påvist samlede indhold af diklorethylener på 27-3.200 mg/l (januar 2003, 3. måned). De største koncentrationer blev påvist i M7 og M8. I disse boringer blev der desuden påvist forholdsvis høje indhold af vinylklorid på hhv. 630 og 1.000 mg/l. Disse analyseresultater indikerer, at der i området opstrøms for eller omkring M7 og M8 havde foregået en biologisk omsætning af PCE (reduktiv deklorering).

5.2.7 Hydraulisk kontakt mellem filtre i multi level boringer

På baggrund af moniteringsdataene fra januar 2003 (3. måned) blev der foretaget en vurdering af, om der var hydraulisk kontakt mellem de enkelte filtre i multi level boringerne (M1-M9).

En sammenligning af datasæt for trykniveau, indhold af kaliumpermanganat og ledningsevne sandsynliggjorde, at der ikke var hydraulisk kontakt mellem de enkelte filtre i multi level boringerne. Datagrundlaget for sammenligningen er vedlagt i bilag 3.9.1 og bilag 3.9.2 og præsenteret på tværsnitsprofilerne i bilag 3.7.1.

5.2.8 Spredning af kaliumpermanganat til Sorgenfribækken

Med henblik på at dokumentere, at der ikke foregik en utilsigtet spredning af kaliumpermanganat til Sorgenfri Bæk og Odense Å, blev der foretaget en punktvis kontrol for en eventuel rødfarvning af vandet i Sorgenfri Bæk. Der blev desuden foretaget måling af ledningsevnen.

Denne registrering blev foretaget hhv. under indkøringen af væskedoseringsanlægget samt efter 3., 6., 10., 13. og 18. måned.

I hht. /ref. 10/ blev der under indkøringen af væskedoseringsanlægget målt ledningsevner i intervallet 520-642 mS/cm, og der blev ikke registreret tegn på rødfarvning af vandet.

Som det fremgår af bilag 3.9.2 blev der efter 3., 6., 10., 13. og 18. måned ligeledes ikke registreret tegn på rødfarvning af vandet i Sorgenfri Bæk, og der blev målt ledningsevner i intervallet 660-830 mS/cm.

Der blev iagttaget en tendens til stigende ledningsevne ved faldende vandføring. Den højere ledningsevne, som blev registreret i august 2003 (10. måned), blev således ikke vurderet at være et udtryk for en begyndende påvirkning af bækken.

På baggrund af ovenstående vurderes der under moniteringen ikke registreret tegn på en utilsigtet spredning af kaliumpermanganat til Sorgenfri Bæk.

5.3 Præsentation af moniteringsresultater, Storformatboringer

Dette afsnit indeholder kortfattede beskrivelser af resultaterne fra monitering i storformatboringerne SB3, SB4, SB5, SB16 og SB21. Placeringen af disse storformatboringer fremgår af situationsplanen i bilag 3.1.

5.3.1 KMnO4 (visuel og kemisk bedømmelse)

Bedømmelserne af KMnO₄-indholdet blev foretaget med henblik på at følge udviklingen af kaliumpermanganatkoncentrationen i kildeområdet, herunder at følge hvor hurtigt den indbyggede kaliumpermanganatmængde blev udvasket og derved vurdere behovet for eventuel tilførsel af natriumpermanganat via væskedoseringsanlægget.

Der blev udtaget grundvandsprøver til kemisk bedømmelse af KMnO₄-indholdet i storformatboringerne SB3, SB4 og SB5 ca. 3 og 13 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Grundvandsprøverne blev udtaget hhv. i toppen og bunden af storformatboringerne. De kemiske bedømmelser af KMnO₄-indholdet fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.2.

I de analyserede grundvandsprøver blev der efter 3 måneder påvist indhold af KMnO₄ på 33.000-35.000 mg/l (SB3), 3.700-5.100 mg/l (SB4) og 890-18.000 mg/l (SB5). De højeste koncentrationer blev således påvist i SB3, der var placeret i den sydlige del af området for indbygningen af kaliumpermanganat. Til sammenligning er opløseligheden af kaliumpermanganat ca. 60.000 mg/l, ved grundvandstemperaturen på ca. 10º C.

Efter 13 måneder blev der påvist indhold af KMnO₄ på <2 mg/l (SB3), 910-3.500 mg/l (SB4) og <2-2.800 mg/l (SB5).

I henhold til det oprindelige moniteringsprogram skulle der have været udtaget udtaget grundvandsprøver til visuel og kemisk bedømmelse af KMnO₄-indholdet i storformatboringerne igen efter 24, 30, 36, 42 og 48 måneder. Denne monitering udgik, eftersom den tilbageværende mængde af kaliumpermanganat i storformatboringerne blev vurderet at være begrænset (se afsnit 5.3.4).

5.3.2 Klorid

Der blev udtaget grundvandsprøver til kemisk analyse for klorid-indholdet i storformatboringerne SB3, SB4 og SB5 ca. 3 og 13 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.3.

I de analyserede grundvandsprøver udtaget efter 3 måneder blev der påvist indhold af klorid på mellem 27 og 120 mg/l. Efter 13. måned blev der påvist indhold af klorid på mellem 22 og 130 mg/l. Der er således ikke signifikant forskel på de klorid-koncentrationer, der er påvist efter hhv. 3 og 13 måneder.

5.3.3 Ledningsevne

Ledningsevnemålingerne blev benyttet som et indirekte mål indholdet af kaliumpermanganat (jf. afsnit 6.2). Ledningsevnemålingerne blev foretaget med henblik på at følge udviklingen af ledningsevnen og indirekte kaliumpermanganatkoncentrationen i kildeområdet. Ledningsevnemålingerne var endvidere en forholdsvis let måde til at få oplysninger om en eventuel lagdeling af den tilstedeværende kaliumpermanganatmængde. På denne baggrund blev ledningsevnemålingerne i storformatboringerne udført over hele filterstrækningen, for hver 0,5 meter. Som de kemiske analyser var det hensigten at benytte ledningsevnemålingerne til vurdere behovet for eventuel tilførsel af natriumpermanganat via væskedoseringsanlægget.

Der blev udtaget grundvandsprøver til feltmåling af ledningsevnen i udvalgte storformatboringer ca. 8, 10, 12 og 13 måneder efter installationen af kaliumpermanganat. Resultatet af ledningsevnemålingerne fremgår af tabeloversigten i bilag 3.9.7.

I forbindelse med kontrol af ledningsevnemålingerne blev der efter 8 måneder (juni 2003) registreret forholdsvis lave ledningsevneværdier i storformatboringerne SB3, SB5, SB16 og SB21 (<3.000 mS/cm). I SB4 blev der toppen af moniteringsfiltret ligeledes registreret lave ledningsevneværdier, hvorimod ledningsevnemålingerne i bunden af filtret viste niveauer over 25.000 mS/cm. Denne lagdeling i ledningsevnen (kaliumpermanganaten) indenfor storformatboringerne kunne skyldes en densitetseffekt, som bevirkede, at kaliumpermanganaten blev koncentreret i bunden af boringerne. De generelt lave ledningsevneværdier blev vurderet som et udtryk for manglende tilstedeværelse af kaliumpermanganat i storformatboringerne.

På baggrund af disse lave værdier blev der i august 2003 (10. måned) igangsat et pumpeforsøg til yderligere undersøgelse af ledningsevneforholdene i udvalgte storformatboringer /ref. 22/. I SB3, SB5, SB16 og SB22 blev der påvist ledningsevneniveauer mindre end 2.500 mS/cm. I bunden af SB5 blev der dog påvist 4.630 mS/cm. Resultaterne af denne undersøgelse indikerede, at der kun var en meget begrænset mængde kaliumpermanganat tilbage i storformatboringerne i og udenfor kildeområdet /ref. 22/.

Efterfølgende blev der i oktober 2003 (12. måned) gennemført prøvetagning til fastlæggelse af den aktuelle KMnO₄-koncentration i bagfyldet i storformatboringerne (se afsnit 5.3.4). Samtidig med denne prøvetagning blev der foretaget ledningsevnemålinger i SB5 og SB16. Disse målinger viste generelt værdier mindre end 2.000 mS/cm, dog blev der i bunden af SB5 målt værdier på op til 6.640 mS/cm.

I november 2003 (13. måned) blev der foretaget feltmåling af ledningsevnen for hver 0,5 meter i SB3, SB4, SB5, SB16 og SB21. Ved disse målinger blev der generelt registreret lave ledningsevneværdier (<3.000 mS/cm). Undtaget var dog bunden af filtrene i SB4 og SB5, hvor der blev målt op til ca. 19.000 mS/cm. Efter 13 måneder kunne der således fortsat registreres en lagdeling af ledningsevnen, som blev tilskrevet en densitetseffekt for kaliumpermanganaten.

I henhold til det oprindelige moniteringsprogram skulle der have været foretaget ledningsevnemålinger igen efter 24, 30, 36, 42 og 48 måneder. Denne monitering udgik, eftersom den tilbageværende mængde af kaliumpermanganat i storformatboringerne blev vurderet at være begrænset (se afsnit 5.3.4).

5.3.4 Udtagning af intakte jordkerner

Resultaterne af pumpeforsøget og ledningsevnemålingerne fra august 2003 (efter 10. måned) pegede på, at den tilbageværende mængde af kaliumpermanganat i storformatboringerne i og udenfor kildeområdet var ret begrænset (jf. afsnit 5.3.3).

På denne baggrund blev det besluttet i oktober 2003 at udtage intakte jordkerner i tilbagefyldsmaterialet med henblik på at bestemme den aktuelle tilbageværende mængde af oxidationsmiddel i og omkring kildeområdet.

De intakte jordkerner blev udtaget fra storformatboringerne SB5 og SB16, hvor tilbagefyld var indbygget hhv. ca. 2,0-10,0 m u.t. og ca. 3,0-8,0 m u.t. Placeringen af SB5 og SB16 fremgår af situationsplanen i bilag 3.1. Prøvetagningen blev foretaget med geoprobeudstyr og er nærmere beskrevet i /ref. 23/. Prøvetagningen er illustreret på figur 5.10.

Figur 5.10: Udtagning (tv.) og forsegling (th.) af intakt jordkerne med geoprobeudstyr.

I forbindelse med prøvetagningen i felten blev der foretaget en visuel beskrivelse af de udtagne jordkerner (geologi og farve). I laboratoriet blev de intakte kerner åbnet, og beskrivelsen af jordkernerne blev ajourført med evt. supplerende iagttagelser. Beskrivelserne i både felten og laboratoriet havde fokus på indhold af kaliumpermanganat (violet farve) og udfældninger af mangandioxid (rødbrun farve).

I forbindelse med åbningen af de intakte kerner i laboratoriet blev der udtaget jordprøver til kemisk analyse for indholdet af kaliumpermanganat og mangandioxid.

De kemiske analyser blev udført med henblik på at kvantificere den tilbageværende KMnO₄-mængde og den MnO₂, som var dannet. Det blev valgt at udtage i alt 6 repræsentative jordprøver fra SB5 og 1 jordprøve fra SB16. Visuelle registreringer og analyseresultaterne fremgår af tabel 5.4.

Tabel 5.4: Samhørende koncentrationer for KMnO₄ og MnO₂.

Som det fremgår af tabel 5.4 blev der i SB5 (kildeområdet) påvist indhold af KMnO₄ i intervallet 380-15.700 mg/kg TS. Det højeste indhold blev påvist 4,5-4,6 m u.t., hvor der tilsvarende er registreret den kraftigste violette farve af tilbagefyldsmaterialerne. I dybderne herunder blev der registreret væsentlig lavere indhold af kaliumpermanganat.

I SB16 (udenfor kildeområdet) blev der ikke påvist indhold af kaliumpermanganat over detektionsgrænsen. Der blev dog registreret en svag violet farve 8,0-9,0 m u.t.

5.3.4.1 Vurdering af tilbageværende KMnO₄-mængde

Som det fremgår ovenfor blev der i oktober 2003 (12. måned) påvist forholdsvis lave koncentrationer af kaliumpermanganat i tilbagefyldningsmaterialet i storformatboringerne.

Figur 5.11: Indbygning af tilbagefyldningsmaterialer (tydelig violet farve).

På indbygningstidspunktet var koncentrationen af kaliumpermanganat i tilbagefyldsmaterialerne i størrelsesordenen 17.000 mg/kg, og materialerne havde en tydelig violet farve (se figur 5.11). Ovenstående koncentration fremkommer ud fra en tilførsel af 12 tons kaliumpermanganat til 414 m³ sand med en antaget rumvægt på 1,7 tons/m³ (se afsnit 4.2).

Resultaterne fra oktober 2003 gav således grundlag for en hypotese om, at kaliumpermanganaten i stort omfang enten var udvasket og forbrugt til oxidation eller var autodestrueret.

Autodestruktion, som er kaliumpermanganatens reaktion med sig selv, foregår under dannelse af mangandioxid efter nedenstående reaktionsligning. Autodestruktionen katalyseres af tilstedeværelse af MnO₂(s), og er således en selvforstærkende proces /ref. 29/. Det skal bemærkes, at en kaliumpermanganatopløsning er stabil, så længe der ikke sker reaktion med PCE og/eller organisk stof, hvor der dannes mangandioxid.

4MnO₄^- + 2H₂O → 3O₂ + 4MnO₂ (s) + 4OH^-

Såfremt hele den oprindeligt installerede KMnO₄-mængde skulle være autodestrueret burde det, ifølge ovenstående reaktionsligning, have givet anledning til en MnO₂-koncentration på i størrelsesordenen 9.500 mg MnO₂/kg.

Som anført i tabel 5.4 blev der i SB5 og SB16 påvist MnO₂-koncentrationer på mellem 1.300-4.100 mg/kg TS (gennemsnitligt 2.300 mg/kg TS). Det højeste indhold blev påvist 4,5-4,6 m u.t., hvor der samtidig blev påvist det højeste KMnO₄-niveau. Det blev således vurderet, at det ikke var hele den installerede KMnO₄-mængde, som var autodestrueret.

Ifølge /ref. 26 og ref. 27/ ligger baggrundsniveauet for mangan (Mn) i jord i intervallet 20-10.000 mg/kg, med en medianværdi på 1.000 mg/kg. Hvis det antages, at dette indhold af mangan forekommer som MnO₂, vil det svare til en mediankoncentration på ca. 1.600 mg MnO₂-ækvivalenter/kg. Tilbagefyldningsmaterialerne, som blev anvendt på Dalumvej 34B, blev vurderet at have et baggrundsniveau for mangandioxid på ca. 300 mg MnO₂-ækvivalenter/kg TS /ref. 34/. På baggrund af disse vurderinger af baggrundsniveauet for mangandioxid blev det vurderet, at en ikke ubetydelig andel af den installerede KMnO₄-mængde var autodestrueret.

Sammenfattende blev det i 2004 vurderet, at den installerede KMnO₄-mængde i væsentlig grad var udvasket og forbrugt til oxidation af hhv. naturligt forekommende organisk materiale og forureningskomponenter, og at autodestruktionen alene ikke kunne redegøre for fraværet af kaliumpermanganat.

Ud fra nogle overslagsmæssige beregninger blev det anslået, at gennemsnitligt 17 % (6-36 %) af den installerede KMnO₄-mængde var forbrugt som følge af autodestruktion.

Til grund for disse beregninger ligger:

• De påviste MnO₂-koncentrationer i tilbagefyldningsmaterialerne bestemt i oktober 2003 (1.300-4.100 mg MnO₂-ækvivalenter/kg TS, gennemsnitligt 2.300 mg MnO₂-ækvivalenter/kg TS), jf. tabel 5.4.
• Et vurderet baggrundsniveau for mangandioxid i tilbagefyldningsmaterialerne på 300 mg MnO₂-ækvivalenter/kg TS.
• En NOD-værdi for tilbagefyldningsmaterialerne på ca. 400 mg MnO₂-ækvivalenter/kg TS (NOD-værdien udtrykker, hvilken mængde mangandioxid, der kan dannes som følge af oxidationen af tilbagefyldningsmaterialernes indhold af reaktive bestanddele (se afsnit 3.4.1)).
• En værdi for KMnO₄-koncentrationen (udtrykt som MnO₂-ækvivalenter) umiddelbart efter installationen på ca. 9.500 mg MnO₂-ækvivalenter/kg.

Primo 2004 blev det overvejet, om der via væskedoseringsanlægget skulle foretages en yderligere tilførsel af oxidationsmiddel (natriumpermanganat). Kort tid herefter valgte Fyns Amt, på baggrund af fraværet af kaliumpermanganat og påvisningen af et nyt kildeområde (se afsnit 4.8), imidlertid at indstille afværgeforanstaltningerne. Der blev således aldrig foretaget tilførsel af yderligere oxidationsmiddel.

5.4 Præsentation af moniteringsresultater, kontrolnivellementer

I perioden 2003-2006 var det planlagt at udføre i alt 6 kontrolnivellementer til de etablerede fixpunkter. Nivellementerne var planlagt udført hhv. 4, 10, 15, 21, 33 og 45 måneder efter, at installationen af oxidationsmiddel var afsluttet /ref. 17 og ref. 18/.

Som følge af at oxidationsmidlet forekom at være opbrugt i efteråret 2003 (se afsnit 5.3.4.1) besluttede Fyns Amt, at udførelsen af kontrolnivellementer skulle ophøre efter udførelsen af det 5. kontrolnivellement i februar 2005 (28 måneder efter installationen af oxidationsmiddel).

Der blev udført kontrolnivellementer hhv. 4, 11, 16, 22 og 28 måneder efter installationen af oxidationsmiddel. Data for kontrolnivellementerne fremgår af bilag 3.5.2, og fixpunkternes placering fremgår af situationsplanen i bilag 3.5.1.

Af tabel 5.5 fremgår de koteforskelle, som er registreret ved de forskellige fixpunkter mellem hhv. 4. og 11. måned efter installationen af oxidationsmiddel, mellem 4. og 28. måned efter installationen af oxidationsmiddel, mellem 11. og 28. måned efter installationen af oxidationsmiddel og mellem 16. og 28. måned efter installationen af oxidationsmiddel. De fremhævede tal i tabellen angiver koteforskellen for den længst mulige registreringsperiode.

Som det fremgår af tabel 5.5 blev der for bygingsfixpunkterne (FixA-FixG) registreret koteforskelle på maksimalt -1 mm. Det blev således vurderet, at installationen af oxidationsmiddel indenfor en periode på ca. 1½ år ikke havde givet anledning til sætninger af bygningerne på Dalumvej 34B og Lykkeshåbs Alle 4.

For jordfixpunkterne (Fix1-Fix19) blev der registreret koteforskelle på mellem -1 og +6 mm. Koteforskelle på mere end 5 mm blev registreret ved Fix5, Fix6, Fix8, Fix11, Fix12 og Fix15, som er placeret på Dalumvej 34B samt på Lykkeshåbs Alle 3 og 4.

Tabel 5.5: Registrerede koteforskelle (angivet i meter).

Ved at betragte nivellementsdataene i bilag 3.5.2 var der eksempler på, at fixpunkter ved et tidligt kontrolnivellement havde sat sig 3 mm for ved et efterfølgende kontrolnivellementer igen at have rejst sig til en kote 1 mm over det oprindelige niveau (Fix3). Denne observation pegede på, at kontrolnivellementerne var behæftet med en vis måleusikkerhed.

Generelt er koteforskellene identificeret ved fixpunkter, der er placeret nedstrøms kildeområdet eller forholdsvis tæt på områder, hvor der er installeret kaliumpermanganat, undtaget er koteforskellene, som er registreret på Lykkeshåbs Alle 3. Koteforskellene på denne opstrøms placerede ejendom var med til at påpege, at koteforskellene i stor udstrækning kunne tilskrives måleusikkerhed og ikke sætninger som følge af oxidation af organisk materiale i jorden.

De generelt forholdsvis beskedne koteforskelle blev ikke tillagt større betydning men blev henført til måleusikkerhed og sætning af jorden efter etablering af fixpunkterne. Det skal i forlængelse heraf bemærkes, at de registrerede koteforskelle primært blev registreret mellem første og andet kontrolnivellement, hvorefter der stort set ikke blev målt yderligere koteforskelle.

5.5 Præsentation af laboratorieresultater, præferentiel strømning

Med afsæt i forureningssituationen og afværgeindsatsen på Dalumvej 34B, Odense har Miljø & Ressourcer ved Danmarks Tekniske Universitet belyst effekten af permanganat oxidation af PCE i medier med præferentiel strømning.

Dette arbejde, som er nærmere beskrevet i /ref. 30/ havde til formål:

• At vurdere og visualisere fordeling af PCE, permanganat og mangandioxid i matrix i moræneler med præferentiel vandstrømning i sandlinser og -slirer
• At kvantificere oxidation af naturligt organisk materiale og dannelsen af mangandioxid i matrix i moræneler med præferentiel vandstrømning i sandlinser og -slirer
• At vurdere effekten af kemisk oxidation af PCE i matrix i moræneler med præferentiel vandstrømning i sandlinser og -slirer.

Med henblik på ovenstående blev der udtaget to intakte jordkerner nær moniteringsboringerne M1 og M11, hvor der 10 måneder efter installationen af kaliumpermanganat fortsat var registreret oxidationsmiddel. De intakte jordkerner blev udtaget i oktober 2003 samtidig med udtagningen af intakte jordkerner i tilbagefyldsmaterialet (se afsnit 5.3.4). Placeringen af M1 og M11 fremgår af situationsplanen i bilag 3.1.

De udtagne jordkerner bestod af moræneler med indlejrede sandlinser og -slirer. Fra jordkernerne blev der udtaget prøver til bestemmelse af jordens indhold af PCE, kaliumpermanganat, organisk kulstof (TOC) og mangan. Disse prøver blev udtaget fra områder, hvor der visuelt var registreret en markant brunfarvning af jorden (grundet kemisk oxidation og dannelse af mangandioxid). I de udtagne jordkerner var der ikke registreret violet farve, som indikerede tilstedeværekse af kaliumpermanganat. Prøvetagningen blev gennemført for jordprøver der repræsenterede såvel den forvitrede (naturligt oxideret) og uforvitrede zone (mere reduceret) på lokaliteten. Moræneleren på lokaliteten var forvitret til en dybde på 4-5 m u.t.

Profiler, der viser indholdet af mangandioxid og PCE i leren, er illustreret i figur 5.12 og figur 5.13 for hhv. den forvitrede (M1: 3,2-4 m u.t.) og uforvitrede zone (M11: 5,4-6,1 m u.t.).

Figur 5.12: PCE () og MnO₂ () profiler for M1 (3,2-4,0 m u.t.) udtaget fra den forvitrede zone. Farve og geologi af jordkernen er illustreret til højre ved siden af et foto af den udtagne kerne (gengivet efter originalmateriale /ref. 30/).

Som det fremgår af figur 5.12 blev der i den forvitrede zone registreret mangandioxid ca. 15 cm inde i lermatricen, svarende til en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat og oxidation af PCE samt organisk stof. Af figuren fremgår det endvidere, at PCE-koncentrationen var markant lavere i de områder, hvor der havde været kaliumpermanganat til stede.

Figur 5.13: PCE () og MnO₂ () profiler for M11 (5,4-6,1 m u.t.) udtaget fra den uforvitrede zone. Farve og geologi af jordkernen er illustreret til højre ved siden af et foto af den udtagne kerne (gengivet efter originalmateriale /ref. 30/).

Som det fremgår af figur 5.13 blev der i den uforvitrede zone kun registreret mangandioxid 2-3 cm inde i lermatricen, svarende til en tidligere tilstedeværelse af kaliumpermanganat og oxidation af PCE samt organisk stof. Af denne figur fremgår det også, at PCE-koncentrationen var markant lavere i de områder, der tidligere havde indeholdt kaliumpermanganat.

Figur 5.12 og 5.13 dokumenterer således, at der på lokaliteten har foregået kemisk oxidation af PCE med kaliumpermanganat i sandlinser og -slirer samt i den tilstødende ler, hvortil der har foregået diffusion af oxidationsmiddel.

De indledende laboratorieundersøgelser, som blev gennemført med henblik på at vurdere indtrængningen af kaliumpermanganat i lermatricen, indikerede, at kaliumpermanganaten forventeligt ville have en indtrængning svarende til ca. 20 cm pr. år (se afsnit 3.4.3). Idet indtrængningen ved diffusionen aftager over tid, blev det skønnet, at indtrængningen reelt ville være ca. 10 cm pr. år og maksimalt ville være størrelsesordenen 20 cm.

Indtrængningen af kaliumpermanganat, som fremgår af figur 5.12 og 5.13 (15 cm for forvitret zone og 2-3 cm for uforvitret zone) svarer således nogenlunde til, hvad der var forventet ud fra laboratorieforsøgene i forvitret zone og noget mindre end forventet i uforvitret zone. Som det fremgår af /ref. 30/ er det overraskende, at indtrængningen i forvitret og uforvitret zone er så forskellig, særligt idet det naturlige forbrug af oxidationsmiddel (NOD) for de to jordtyper er relativt ens.

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

Version 1.0 Februar 2008, © Miljøstyrelsen.