| Til bund | | Forside |

Miljøprojekt Nr. 1241, 2008
Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Sammenligning af oprensningseffekt ved airsparging og kemisk oxidation

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

Summary

1 Indledning

• 1.1 Baggrund
• 1.2 Formål

2 Lokaliteten

• 2.1 Historisk beskrivelse af lokaliteten
• 2.2 Geologiske og hydrogeologiske forhold
• 2.3 Vandindvinding og recipienter
• 2.4 Forureningsbeskrivelse

3 Afværgeforanstaltninger og oprensningsstrategi

• 3.1 Strategi for afværgeforanstaltninger

4 Oprensning med airsparging og vakuumekstraktion

• 4.1 Borearbejde
  • 4.1.1 Ventilationsboringer
  • 4.1.2 Airspargeboringer
  • 4.1.3 Kombinerede ventilations- og airspargeboringer
• 4.2 Vakuum- og trykluftanlæg
• 4.3 Luftmængder, flow og massefjernelse
  • 4.3.1 Vakuumekstraktion
  • 4.3.2 Airsparging
• 4.4 Massefjernelse
• 4.5 Oprensningseffekt i mættet zone efter airsparging

5 Supplerende afværgeforanstalt-ninger med kemisk oxidation

• 5.1 kemisk oxidation med kaliumpermanganat
• 5.2 Dimensioneringsgrundlag
• 5.3 Produktbeskrivelse
• 5.4 injektion af kaliumpermanganat
  • 5.4.1 Grønnegade 41
  • 5.4.2 Grønnegade 39
  • 5.4.3 Tilsatte mængder kaliumpermanganat

6 Effekt af afværgeforanstaltninger med kemisk oxidation

• 6.1 Moniteringsprogram
  • 6.1.1 Moniteringsboringer
• 6.2 Prøvetagning
• 6.3 Udbredelse af kaliumpermanganat
  • 6.3.1 Horisontal udbredelse
  • 6.3.2 Vertikal udbredelse
  • 6.3.3 Samlet vurdering af udbredelse af kaliumpermanganat
• 6.4 Påvirkning af den uorganiske grundvandskvalitet
  • 6.4.1 Kalium
  • 6.4.2 Mangan
  • 6.4.3 Tungmetaller
• 6.5 Oprensningseffekt overfor klorerede opløsningsmidler
  • 6.5.1 Horisontal oprensningseffekt
  • 6.5.2 Vertikal oprensningseffekt

7 Økonomi

8 Diskussion og erfaringer

• 8.1 Moniteringsprogram (kemisk oxidation)
• 8.2 Injektionsstrategi
• 8.3 Sammenligning af oprensningseffekt ved airsparging og kemisk oxidation
  • 8.3.1 Airsparging
  • 8.3.2 Kemisk oxidation
• 8.4 Mobilisering af tungmetaller
• 8.5 Økonomi

Referenceliste

Bilag 1 Situationsplan samtlige installationer

Bilag 2 Oversigtstegning med indhold af PCE i grundvand

Bilag 3 Boreprofiler

Bilag 4 PI-diagram

Bilag 5 Analyseresultater

• Bilag 5.1 Bromidanalyser
• Bilag 5.2 Ledningsevnemålinger
• Bilag 5.3 Farvetjek
• Bilag 5.4 PCE-analyser
• Bilag 5.5 Analyseresultater Chrom
• Bilag 5.6 Analyseresultater Tungmetaller
• Bilag 5.7 Analyseresultater uorganiske parametre

Bilag 6 Monitering

• Bilag 6.1 Moniteringsprogram
• Bilag 6.2 moniteringsboringer

Forord

Oprensning af klorerede opløsningsmidler i grundvandet med traditionelle metoder har vist sig at være meget vanskelig. Der har derfor i de senere år været fokus på at finde nye metoder, som kan fjerne forureningen hurtigere og mere effektivt. En af de nyere afværgemetoder er kemisk oxidation med anvendelse af eksempelvis kaliumpermanganat (KMnO₄) i den mættede zone. KMnO₄ er et kraftigt oxidationsmiddel med en meget karakteristisk rød farve, der effektivt og hurtigt i løbet af timer kemisk nedbryder klorerede opløsningsmidler. Selve oxidationsprocessen forløber i vandfasen og sker derfor mest effektivt i den mættede zone.

Metoden er blevet afprøvet under et tidligere renseri i Faaborg, hvor der indledningsvist er gennemført en in-situ oprensning af tetrachlorethylen i den mættede zone ved hjælp af airsparging. Efter 16 måneder med drift af airsparging var der stadig kraftig forurening tilbage, men det var vanskeligt at nedbringe forureningen yderligere. Restforureningen i grundvandet er derfor efterfølgende blevet forsøgt oprenset med tilsætning af kaliumpermanganat som oxidationsmiddel.

Denne rapport belyser forskellene i oprensningseffekt mellem henholdsvis airsparging og kemisk oxidation med kaliumpermanganat under et tidligere renseri.

Afværgeprojektet er udført af COWI A/S for Fyns Amt. Projektet er et led i Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord- og grundvands-forurening.

Sammenfatning og konklusioner

Dette projekt er udført under Miljøstyrelsens Teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening i samarbejde med Fyns Amt.

På et tidligere renseri i Faaborg er der gennemført en oprensning af en forurening med tetrachlorethylen (PCE) ved hjælp af airsparging og vakuumekstraktion. Ved oprensningen blev der efterladt en relativt kraftig restforurening i jorden og grundvandet. Denne forurening er efterfølgende forsøgt oprenset med kemisk oxidation ved injektion af kaliumpermanganat som oxidationsmiddel.

Afværgeforanstaltningerne er gennemført med det formål at sikre indeklimaet i beboelserne på de overliggende ejendomme. Formålet med Teknologipro-grammet har overordnet været at belyse forskelle i oprensningseffekt ved airsparging og kemisk oxidation i den mættede zone.

Der blev før opstart af oprensningen målt indhold af PCE i grundvands-magasinet på op til 64.000 mg/l og op til 1.300 mg PCE/kg TS i jorden. Det sekundære magasin under ejendommene består af fin - grovkornet smeltevandssand med stedvise siltindslag. Magasinet underlejres af moræneler.

Efter 16 måneders airsparging sås en markant reduktion i forureningsindhol-det, men der var også stadig kraftig restforurening i kildeområdet med PCE på op til 13.000 mg/l i grundvandet og 160 mg/kg TS i jorden i den mættede zone. Det blev herefter besluttet at supplere afværgen med kemisk oxidation.

Der blev i dette projekt valgt en injektionsstrategi med tilsætning af kaliumper-manganat over flere injektionsrunder. Der er samlet injiceret 82 m³ kaliumpermanganatopløsning svarende til ca. 2.700 kg ren kaliumpermanga-nat.

For at undersøge oprensningseffekten og udbredelsen med kaliumpermanganat i grundvandet er der løbende udtaget vandprøver til undersøgelse  af farveændringer, chlorerede opløsningsmidler, uorganiske parametre, tungmetaller og bromidtracer.

Injektionen af permanganat var mere vanskelig end forventet, primært pga. af risiko for indløb i en utæt kloak under kælderen på Grønnegade 41. Dette medførte, at der ikke kunne tilsættes så stort et volumen af permanganat som planlagt. Der ses dog overordnet en god horisontal og vertikal fordeling af kaliumpermanganat i og umiddelbart nedstrøms hotspot.

I kildeområdet og umiddelbart nedstrøms herfor er der opnået en markant reduktion i forureningsniveauet med kemisk oxidation. Det vurderes, at den residuale fri fase i dette område stort set er oprenset. Der er dog stadig en mindre restforurening tilbage i kildeområdet, men indeklimamålinger viser, at denne forurening ikke udgør nogen risiko for indeklimaet på ejendommen.

I områder uden for selve injektionsområdet, hvor fordelingen af permanganat ikke har været så god, er oprensningseffekten tilsvarende dårligere, idet permanganaten her primært er spredt i bunden af magasinet. Det tyder således på, at permanganaten i lighed med forureningen synker ned i bunden af magasinet på lokaliteten.

En sammenligning af oprensningseffekten med airsparging og kemisk oxidation i den mættede zone viser, at langt den største reduktion i forureningsniveauet sker med den kemiske oxidation. Det vurderes overordnet, at den kemiske oxidation er noget mere effektiv end airsparging med hensyn til oprensning i såvel det horisontale som det vertikale plan. For begge metoder gælder dog, at de vanskelige adgangsforhold betyder, at det er vanskeligt at udføre en fuldstændig oprensning af den mættede zone.

Tilsætning af kaliumpermanganat medfører, at der tilføres opløste tungmetaller til grundvandet fra injektionsvæsken. Bortset fra chrom-6 er det dog relativt lavt indhold af tungmetaller. Desuden sker der også en mobilisering af chrom og zink som følge af den kemiske oxidation. Resultaterne af tungmetalmålingerne viser dog, at der ikke sker nogen væsentlig spredning af tungmetaller i grundvandet i nedstrøms retning.

Samlet set viser erfaringerne med den kemiske oxidation på lokaliteten, at fordelingen af permanganat er det helt centrale. Sker der en god fordeling af permanganat i en længere periode, er det muligt at oprense selv meget kraftigt forurenede områder.

På baggrund af erfaringerne fra sagen vurderes det, at den mættede zone kunne være oprenset mere effektivt og billigere med kemisk oxidation alene (uden airsparging). Nogle af de omkostninger, der blev anvendt til airspargingen, kunne i stedet have været anvendt til at etablere et mere effektivt injektionssystem for kemisk oxidation.

Summary

This project has been carried out under the Danish EPA's Technology Programme for soil and groundwater contamination in cooperation with the County of Funen.

At a former dry-cleaning establishment in Faaborg, remediation of tetrachlorethylene (PCE) contamination has been carried out using air sparging and vacuum extraction. Remediation left rather heavy contamination in the soil and groundwater. Attempts have subsequently been made to clean up this contamination using chemical oxidation by injection of potassium permanganate as the oxidation agent.

The remediation was carried out with the purpose of securing the indoor climate in the flats above. In general, the purpose of the Technology Programme has been to illustrate the differences in clean-up effects of air sparging and chemical oxidation in the saturated zone.

Before the clean-up was started, the contents of PCE in the groundwater were measured at to up to 64,000 mg/l and up to 1,300 mg PCE/kg TS in the soil. The secondary aquifer below the buildings consists of fine to coarse-grained melt water sand with local elements of silt. The layer below the aquifer is moraine clay.

After air sparging for 16 months, a remarkable reduction of the contamination could be observed, but heavy contamination in the source area was still observed consisting of up to 13,000 mg PCE/l in the groundwater and 160 mg PCE/kg TS in the soil in the saturated zone. Subsequently, it was decided to supplement the remediation with chemical oxidation.

For this project, an injection strategy of adding potassium permanganate in several rounds of doses was chosen. A total of 82 m³ potassium permanganate solution equivalent to 2,700 kg pure potassium permanganate was injected.

In order to investigate the clean-up effect and spread of potassium permanganate to the groundwater, water samples were taken regularly to examine colour changes, chlorinated solvents, inorganic parameters, heavy metals and bromide traces.

The injection of potassium permanganate was more difficult than expected primarily because of the risk of inflow to a leaky sewer below the basement in Grønnegade 41. This meant that the planned volume of permanganate could not be added. However, in general, good horizontal and vertical distribution of potassium permanganate in and immediately downstream the hot spot was seen.

In the source area and immediately downstream, a significant reduction in the contamination level was achieved using chemical oxidation. It is assessed that the residual free phase in this area has, on the whole, been fully remediated. However, a small amount of residual contamination is still present in the source area, but measurements of the indoor climate show that this contamination does not pose a risk for the indoor climate in the property.

In areas outside the actual injection area, where the distribution of permanganate was not been quite so good, the effect of the clean-up is also not so good, as the permanganate has spread - primarily at the bottom of the aquifer. This indicates that the permanganate, similar to the contamination, sinks to the bottom of the aquifer of the area.

A comparison of the clean-up effect of air sparging and chemical oxidation in the saturated zone shows that the by far largest reduction of the contamination level occurs when using chemical oxidation. It is assessed that in general the chemical oxidation is more effective than air sparging in relation to clean-up in both the horizontal as well as the vertical level. For both methods, the limitations in accessibility makes it difficult to carry out a complete clean-up in the saturated zone.

Addition of potassium permanganate causes diluted heavy metals to be added to the groundwater from the injection fluid. Apart from chrome-6, the contents of heavy metals are, however, relatively low. Furthermore, mobilisation of chrome and zinc also takes place because of the chemical oxidation. However, the results of the measurements of heavy metals show that a substantial spreading of heavy metals in the groundwater downstream does not take place.

In general, experience with chemical oxidation in the area shows that the distribution of permanganate is the focus point. If, for a longer period of time, the distribution of permanganate is optimal, it is possible to clean-up even very heavily contaminated areas.

On the basis of the experience from this project, it is assessed that the saturated zone could have been cleaned up more effectively and cheaply using only chemical oxidation (without air sparging). Some of the costs of the air sparging could, instead, have been used to set up a more effective injection system for chemical oxidation.

1 Indledning

• 1.1 Baggrund
• 1.2 Formål

1.1 Baggrund

På et tidligere renseri på Grønnegade 41 i Faaborg er der fra september 2002 til januar 2004 gennemført en oprensning af en forurening med tetrachlorethylen (PCE) ved hjælp af airsparging og vakuumekstraktion. Ved oprensningen blev der efterladt en relativt kraftig restforurening i jorden og grundvandet. Denne forurening er efterfølgende oprenset med kemisk oxidation ved injektion af kaliumpermanganat i perioden marts 2004 - januar 2005. Oprensningen er gennemført af Fyns Amt og er finansieret af Værditabsordningen. I /7/ er der en samlet rapportering af oprensningen.

COWI har forestået undersøgelser, projektering og monitering af oprensningen og Arkil Miljøteknik A/S har forestået entreprenørarbejdet. Placering af oprensningsområdet fremgår af figur 1.1.

Dokumentation af oprensningen med kemisk oxidation er udført med støtte fra Miljøstyrelsens Teknologipulje.

Nærværende rapport omhandler kun oprensning af den mættede zone og med fokus på kemisk oxidation. For en mere detaljeret beskrivelse af den samlede oprensning med airsparging og vakuumekstraktion henvises til /7/.

Grundmateriale Ó copyright Kort & Matrikelstyrelsen. Reproduceret i henhold til tilladelse G11-98.

Figur 1.1 Oversigtskort. Målestok ca. 1:17.000

1.2 Formål

Formålet med gennemførelsen af afværgeforanstaltningerne har været at sikre indeklimaet i beboelserne på ejendommene Grønnegade 39 og Grønnegade 41.

Formålet med Teknologiprogrammet har været følgende:

• Belyse forskelle i oprensningseffekt ved airsparging og kemisk
  oxidation i den mættede zone
• Belyse den vertikale fordeling og udbredelse af kaliumpermanganat
  under og efter injektionen, herunder at belyse den vertikale oprensningseffekt af PCE.
• Belyse om der sker spredning af tungmetaller ved injektion af kaliumpermanganat.

2 Lokaliteten

• 2.1 Historisk beskrivelse af lokaliteten
• 2.2 Geologiske og hydrogeologiske forhold
• 2.3 Vandindvinding og recipienter
• 2.4 Forureningsbeskrivelse

2.1 Historisk beskrivelse af lokaliteten

Grønnegade 41 er beliggende på matr. nr. 118 e, Faaborg Bygrunde. Grønnegade 41 har fungeret som vaskeri fra 1968 - 1972, som vaskeri og renseri fra 1972 til 1985 og som møntvaskeri fra 1985 til i dag.

Foto 2.1 Luftfoto Grønnegade 39 og 41, Faaborg

Ejendommen Grønnegade 41 er et gammelt byhus fra 1763 bestående af 3 etager. Stueetagen anvendes til erhverv (møntvaskeri) mens 1. og 2. salen anvendes til beboelse. Desuden er der kælder under en mindre del af ejendommen. Det tidligere renseri var placeret i stueetagen, mens der i kælderen tidligere har været opbevaring af rensevæske i renseriets driftsperiode. Grønnegade 41 er registreret som forurenet lokalitet nr. 431-36 som følge af forurening fra renseridriften.

Foto 2.2 Grønnegade 41, set fra Grønnegade

Foto 2.3 Grønnegade 41, set fra baggården

Grønnegade 39 anvendes til beboelse (byhus) og består af et for- og et baghus med hver sin beboelse i 1½ plan. Under en mindre del af forhuset er der kælder. Grønnegade 39 er beliggende på matr. nr. 117, Faaborg Bygrunde.

Foto 2.4 Grønnegade 39, Forhus set fra Grønnegade

Som følge af forureningen fra Grønnegade 41 er ejendommen Grønnegade 39 ligeledes registreret som forurenet.

Situationsplan fremgår af figur 2.1.

Figur 2.1 Situationsplan

2.2 Geologiske og hydrogeologiske forhold

Terrænkoten på Grønnegade 41 er ca. + 4 m. Terrænet falder svagt mod nordøst.

Der træffes generelt øverst et fyldlag bestående af muld og sand til mellem ca. 1 og 3 m u.t. Herunder er der overvejende truffet fin - grovkornet smeltevandssand med stedvise siltindslag til dybder mellem 2,5 og 7 m u.t. Smeltevandssandet af senglacial oprindelse vurderes at være aflejret i en erosionsrende i den underliggende moræneler. Mægtigheden af moræneleren er ukendt, idet leren ikke er gennemboret. Erosionsrenden af smeltevandssand ligger langs med Grønnegade og under Grønnegade 39 og 41.

Geologisk tværsnit gennem kildeområdet fremgår af figur 2.2. Placering af boringer fremgår af bilag 1. Udvalgte boreprofiler fremgår af bilag 3.

Grundvandsspejlet ved Grønnegade 39 og 41 står mellem ca. 2,5 og 3 m u.t. (frit grundvandsspejl).

Strømningsretningen er ud fra de udførte undersøgelser fastlagt til at være mod vest - nordvest med en gradient på ca. 9 promille. Den gennemsnitlige hydrauliske ledningsevne i det sekundære magasin er i /3/ vurderet til at være ca. 1 * 10^-4 m/s, men variationer vil forekomme afhængig af geologien. Porevandshastighed er i /3/ vurderet til at være gennemsnitligt ca. 95 m/år.

Klik her for at se Figur 2.2.

Figur 2.2 Tolket geologisk tværsnit (syd-nord)

2.3 Vandindvinding og recipienter

Området ved Grønnegade er i Fyns Amts regionplan udpeget som et område med begrænsede drikkevandsinteresser, dog umiddelbart øst herfor er der et grundvandsområde med særlige drikkevandsinteresser.

Nærmeste vandindvinding foregår fra Anneks Vandværk, og den nærmeste indvindingsboring hertil er beliggende ca. 900 m nord for Grønnegade 41. Det er vurderet, at forureningen fra lokaliteten ikke udgør nogen risiko mod vandindvindingen i området.

Den nærmeste recipient er Sundet, som ligger ca. 300 m nordøst for Grønnegade 41 samt Faaborg Fjord, der ligger ca. 350 m sydvest for Grønnegade 41.

2.4 Forureningsbeskrivelse

De tidligere gennemførte undersøgelser viste en kraftig forurening med klorerede opløsningsmidler i jord, poreluft og grundvand /1, 2, 3 og 5/.

Jordprøver fra forureningsundersøgelserne viste et højt forureningsniveau med PCE-indhold op til 1.300 mg/kg TS. Det blev vurderet, at der skønsmæssigt befandt sig mindst 30 kg PCE i kildeområdet. Hovedparten af jordforureningen vurderedes at være beliggende fra underside af kældergulv under Grønnegade 41 og ned til ca. 6 til 7 m u.t.

I det sekundære magasin (terrænnære grundvand) blev der fundet forurening med PCE op til 64.000 mg/l. Denne koncentration konstateredes uden for kildeområdet i nedstrøms retning under Grønnegade 39 (boring M1). Forureningen i grundvandet strakte sig fra kildeområdet Grønnegade 41 mod vestnordvest. En vurderet udbredelse af grundvandsforureningen fremgår af figur 2.3.

Figur 2.3 PCE-indhold i grundvand før oprensning

De udførte undersøgelser indikerede, at der stedvis findes mindre mængder af fri fase i den mættede zone.

Der blev ikke konstateret væsentlige indhold af nedbrydningsprodukterne DCE og vinylchlorid, hvilket skyldes at der er iltrige forhold i grundvandszonen.

I poreluften kunne der konstateres meget højt indhold af PCE. Højeste indhold blev fundet i kildeområdet (Grønnegade 41), hvor der sås koncentrationer op til 2.700 mg PCE/m³. Til sammenligning er afdampningskriteriet for boliganvendelse på 0,006 mg PCE/m³. Der blev i enkelte prøver også fundet højt indhold af TCE (op til 2.300 mg/m³), men PCE var den altdominerende forureningskomponent. Undersøgelserne viste, at forureningen fra det tidligere renseri på Grønnegade 41 påvirkede indeklimaet i ejendommene Grønnegade 39 og 41 med PCE-indhold på op til 40 mg/m³.

Hovedkilden til den konstaterede forurening var spild af rensevæske i kælderen på Grønnegade 41. Herudover kan der være sket udsivning fra kloakker.

3 Afværgeforanstaltninger og oprensningsstrategi

• 3.1 Strategi for afværgeforanstaltninger

3.1 Strategi for afværgeforanstaltninger

Der er gennemført afværgeforanstaltninger efter værditabsloven på både Grønnegade 41 og Grønnegade 39/39A.

Strategien for oprensning af forurening på ejendommene har været følgende:

• Airsparging i mættet zone
• Vakuumventilation i umættet zone
• Efterpolering med kaliumpermanganat ved tilførsel af opløst kaliumpermanganat

Oprensningsarbejdet er på baggrund af ovenstående strategi opdelt i 4 faser. Tidsforløbet samt aktiviteter i de enkelte faser fremgår af tabel 3.1.

Tabel 3.1 Faseopdelt oprensningsstrategi

4 Oprensning med airsparging og vakuumekstraktion

• 4.1 Borearbejde
  • 4.1.1 Ventilationsboringer
  • 4.1.2 Airspargeboringer
  • 4.1.3 Kombinerede ventilations- og airspargeboringer
• 4.2 Vakuum- og trykluftanlæg
• 4.3 Luftmængder, flow og massefjernelse
  • 4.3.1 Vakuumekstraktion
  • 4.3.2 Airsparging
• 4.4 Massefjernelse
• 4.5 Oprensningseffekt i mættet zone efter airsparging

Før projektering af afværge er der gennemført in-situ tests, der har vist, at teknikkerne airsparging og vakuumventilation er egnede metoder til oprensning af forurening på lokaliteten. For beskrivelser af de udførte tests henvises til /4/.

For teoretisk gennemgang af de to metoder henvises til /8/ (afsnit 6.1.2 og 6.1.3 samt bilag 5.2 og 5.3).

Figur 4.1 viser et tværsnit af den overordnede afværgestrategi for oprensningen med airsparging og vakuumekstraktion.

Figur 4.1 Principskitse for oprensning med airsparging og vakuumekstraktion

4.1 Borearbejde

De indledende arbejder på lokaliteten har omfattet etablering af filtersatte boringer til airsparging og vakuumekstraktion. Af tabel 4.1 fremgår de etablerede boringer. Detailoplysninger vedrørende etableringen af afværgeforanstaltninger på ejendommen fremgår af /6/.

Tabel 4.1 Etablerede boringer til airsparging og vakuumekstraktion

Samtlige boringer er afproppet med cementstabiliseret bentonit såvel mellem som over filtre. Oversigtstegning med samtlige installationer på ejendommen fremgår af bilag 1. Udvalgte boreprofiler fremgår af bilag 3.

4.1.1 Ventilationsboringer

Til oprensning i den umættede zone under kælderen til Grønnegade 41 er der etableret 3 stk. filterboringer (V1 - V3). Endvidere blev der udført 3 stk. filterboringer (V4 - V6) under kælderen til Grønnegade 39. Boringerne er etableret for at opsuge luft fra den umættede zone under kældergulvene på Grønnegade 39 og 41.

Der er desuden etableret to stk. henholdsvis 7 og 9 m lange horisontalt filtersatte boringer H1 og H2. Boringernes funktion er at opsuge luft fra den umættede zone under Grønnegade 39. Ventilationsfiltrene er etableret med udgangspunkt i en 1,5 m dyb boregrube fra Grønnegade 41. Boringernes filtersatte strækninger er sektioneret hver med 2 stk. filterrør (H1.01, H1.02, H2.02 og H2.03) hver med en filterstrækning på 2,25 m (H2) og 3 m (H1).
Af foto 4.2 fremgår, hvorledes filtrene ind under Grønnegade 39 er etableret.

Foto 4.2 Etablering af horisontale boringer

4.1.2 Airspargeboringer

For oprensning i den mættede zone under kælderen i nr. 41 er der etableret 3 stk. boringer (A1 - A3). For oprensning i den mættede zone under Grønnegade 39 er der etableret 4 filtre (AS1 - AS4). Filtrene er placeret i det forventede mest forurenede område på Grønnegade 39. De enkelte boringer har en filterstrækning på 0,5 m og er placeret i bunden af det vandførende lag. Boringerne er udført som skrå boringer fra baggården til Grønnegade 41. Boringerne er ført til overside af moræneleren.

4.1.3 Kombinerede ventilations- og airspargeboringer

Til oprensning i både umættet og mættet zone i porten og gården til Grønnegade 41 er etableret 6 stk. boringer (K1-K6). Boringerne er indrettet således, at de både kan bruges til at opsuge luft i den umættede zone og indblæse luft i den mættede zone, begge dele i samme boring.

Foto 4.1 Ledningsføring, kombinerede vacuum- og airspargeboringer

4.2 Vakuum- og trykluftanlæg

De forskellige maskinkomponenter er installeret i en 20 fods stålcontainer (tidl. kølecontainer) med lydisolerede vægge, bund og loft. Luften suges fra de 15 ventilationsboringer, hvor flow og vakuum fra hver boring kan aflæses og reguleres. Desuden er der målestuds med mulighed for udtagning af poreluftprøver fra hver boring.

Foto 4.4 og 4.5 Placering af behandlingscontainer i baggården til Grønnegade 41 (venstre) samt indretning af manifold til vakuumekstraktion og airsparging

Luften ledes gennem en vandudskiller med automatisk lænsning efter behov og alarm med standsning af anlæg ved for høj vandstand. Luften renses gennem et kulfilter. Der er mulighed for udtagning af poreluftprøver til måling af forureningsindholdet (PID eller kulrørsprøver).

Der er desuden etableret et trykluftanlæg, som forsyner 2 stk. separate manifolder med oliefri trykluft i 13 stk. filtre.

Anlægget er koblet op på et mini-SRO anlæg til overvågning af in-situ anlægget. Mini-SRO anlægget kan ikke benyttes til at styre og regulere in-situ anlægget.

PI-diagram af airsparging- og vakuumanlæg fremgår af bilag 4.

4.3 Luftmængder, flow og massefjernelse

4.3.1 Vakuumekstraktion

Anlæg til vakuumekstraktion blev opstartet den 16. september 2002 og er lukket ned den 5. april 2005.

Anlægget har kørt 24 timer i døgnet med et antal mindre driftsstop. Den samlede drifttid af vakuumventilationsanlægget i hele oprensningsperioden er ca. 21.000 timer.

Der er i driftperioden oppumpet ca. 5.000.000 m³ luft. Dette svarer til en udskiftning af poreluftvolumen på ca. 15.000 gange, idet influensområde er ca. 300 m² i en dybde af 2-3 m u.t. (effektiv porøsitet regnes som ca. 0,3)

Af figur 4.2 fremgår driftstid/flow af vakuumanlægget i fase 1. Data er hentet fra SRO-anlæg.

Figur 4.2 driftstid/flow af vakuumanlægget

4.3.2 Airsparging

Anlæg til airsparging blev opstartet den 24. oktober 2002 og lukket ned den 25. januar 2004. Anlægget har kørt 24 timer i døgnet, ca. 10.000 timer i oprensningsperioden.

Der er samlet i perioden med airsparging injiceret ca. 1.000.000 m³ luft med et flow på ca. 100 m³/h.

4.4 Massefjernelse

Massefjernelsen af PCE gennem den oppumpede luft er vist på figur 4.3. Det fremgår, at den største mængde forurening som forventet sker de første dage, anlægget har kørt. Efter opstart af airsparging d. 24. oktober 2002 blev der på 4 døgn fjernet ca. 4 kg PCE, hvorefter fjernelsen igen blev stabiliseret. Ved afslutning af airspargingen var massefjernelsen ca. 10 g PCE/døgn.

Der er totalt i perioden 16. september 2002 - 5. april 2005 fjernet ca. 33 kg PCE. Det bemærkes, at massefjernelsen ved kaliumpermanganat ikke er indregnet i figur 4.3

Figur 4.3 Massefjernelse af PCE ved vakuumekstraktion

Af resultaterne fremgår det, at fjernelsesraten efter ca. 3 måneders drift er faldet til et næsten stabilt niveau på mindre end 1 kg om måneden. Dette indikerer, at fjernelsen begrænses af diffusion fra restforureningen bundet til lavpermeable aflejringer og/eller fri fase i områder der ikke påvirkes effektivt af airspargingen.

4.5 Oprensningseffekt i mættet zone efter airsparging

Som nævnt i afsnit 2.3 blev der før opstart af oprensningen konstateret forurening med PCE op til 64.000 mg/l i det sekundære grundvand.

Af figur 4.4 fremgår den vurderede udbredelse af grundvandsforurening efter afslutning af airsparging. Der skal gøres opmærksom på, at prøverne er udtaget umiddelbart efter afslutning af airspargingen, og der har således ikke været en egentlig tilbageslagsperiode, hvorfor forureningsindholdet antages at være i den "lave" ende.

Figur 4.5 PCE-indhold i grundvand efter 16 måneders airsparging

De konstaterede indhold i grundvandet fremgår af bilag 2 og 5.4. Der ses en markant reduktion i forureningsindholdet efter 16 måneders airsparging, men der ses også stadig kraftig restforurening i kildeområdet på op til 13.000 mg/l i grundvandet og 160 mg/kg TS i jorden i den mættede zone (boring M5).

Ved den gennemførte oprensning med airsparging var der efter 16 måneders drift fjernet ca. 30 kg PCE fra hele indsatsområdet. Det blev vurderet, at der stadig var i størrelsesordenen 15-30 kg PCE tilbage og at den altovervejende forureningsmasse fandtes i den mættede zone.

Såfremt den mættede zone skulle oprenses med airsparging alene, blev det vurderet, at driftstider på 5-10 år ikke var urealistiske..

Omkostningerne til 1 års drift med airsparging har været ca. 250-300.000 kr. For at effektivisere oprensningen og mindske omkostningerne blev det derfor besluttet at indstille airspargingen og injicere kaliumpermanganat i og nedstrøms kildeområdet.

5 Supplerende afværgeforanstalt-ninger med kemisk oxidation

• 5.1 kemisk oxidation med kaliumpermanganat
• 5.2 Dimensioneringsgrundlag
• 5.3 Produktbeskrivelse
• 5.4 injektion af kaliumpermanganat
  • 5.4.1 Grønnegade 41
  • 5.4.2 Grønnegade 39
  • 5.4.3 Tilsatte mængder kaliumpermanganat

5.1 kemisk oxidation med kaliumpermanganat

Formålet med efterpoleringen med kaliumpermaganat er at oprense den øverste del af det sekundære magasin for at fjerne eller reducere den del af forureningen der formodes at have størst betydning for påvirkning af indeklimaet.

Indsatsområdet for den kemiske oxidation er Grønnegade 39 (under bolig) og Grønnegade 41. Indsatsområdet var her områder med PCE-indhold i grundvandet på større end 100 mg/l, dog med den største indsats i selve kildeområdet (PCE > 1.000 mg/l). Da der her er en relativ kraftig forurening lige over grundvandsspejlet (kapillærzonen), er det forsøgt at medtage denne zone i den kemiske oxidation. Den kraftige dybereliggende forurening i baggården på Grønnegade 39 var ikke et decideret mål for oprensningen, idet denne forurening ikke udgør nogen risiko mod indeklimaet.

Strategien ved den kemiske oxidation har været følgende:

• Injektion af kaliumpermanganat i og umiddelbart nedstrøms
  kildeområdet omkring grundvandsspejlet
• Løbende monitering på farveudbredelse og forureningsniveau
• Måling af oprensningseffekt, når farven er aftaget.

Princippet i kemisk oxidation er, at der sker en direkte oxidationen som destruerer opbygningen af f.eks. et PCE-molekyle via brydning af kulstof dobbeltbindingen. Slutproduktet af oxidationen er kuldioxid, vand og chloridioner. En reaktionsligning for den fuldstændige nedbrydning af PCE ved oxidation med permanganat (MnO₄^-) er vist nedenfor.

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

Tilsætningen af et kraftigt oxidationsmiddel vil resultere i oxidation af organiske og reducerede uorganiske forbindelser, som kaldes sedimentets naturlige oxidantforbrug (NOD). Organisk og uorganisk stof i grundvandet og i jordmatricen vil blive oxideret, og forbruget af oxidationsmiddel afhænger primært af indholdet af organisk kulstof. Til nedbrydning af PCE kræves der 1,27 g KMnO₄/g PCE, mens oxidationen af det naturlige organiske og uorganiske stof vil variere efter jordtype. Forbruget i danske sandjorde er typisk fra 2-10 g/kg sediment og på danske lerjorde er forbruget typisk 7 -18 g/kg sediment /9/.

Foto 5.1 Rødfarvning af jorden ved injektion af kaliumpermanganat.

5.2 Dimensioneringsgrundlag

I forbindelse med etablering af boringer til airsparging i august 2002 blev der udtaget jordprøver til efterfølgende bestemmelse af jordens oxidationsbehov. Formålet med forsøgene var at undersøge nedbrydningen af PCE i sedimentet samt at fastlæge forbruget af KMnO₄ til oxidation af organisk og uorganisk stof i sedimentet (sedimentets NOD-forbrug). Forsøgene blev udført på Danmarks Tekniske Universitet og er afrapporteret i /10/.

Forsøgene viste et NOD forbrug på ca. 6 g KMnO₄ pr kg sediment ved en koncentration af kaliumpermanganat på 2,5 %.

Tabel 5.2 viser de dimensionsgivende injektionsmængder.

Det fremgår, at der skal anvendes ca. 3000 kg kaliumpermanganat opløst i ca. 130 m³ opløsning.

Det var på forhånd planlagt, at injektionen skulle ske gennem 3 injektions-runder i 10 injektionspunkter med ca. 40-45 m³ 2,5 % permanganatopløsning i hver runde.

Tabel 5.2 Dimensionsgivende injektionsmængder af kaliumpermanganat

5.3 Produktbeskrivelse

Den anvendte kaliumpermanganat er af teknisk kvalitet, hvilket betyder at mindre end 1 % er urenheder. Urenhederne består bl.a. af metallerne cadmium, arsen, chrom, kviksølv og bly. Kaliumpermanganaten blev indkøbt af entreprenøren hos firmaet Brenntag Nordic.

Indholdet af opløste tungmetaller i den injicerede kaliumpermanganat er angivet i bilag 5.6.

5.4 injektion af kaliumpermanganat

Kaliumpermanganaten blev leveret i metalbeholdere med 25 kg produkt. Blanding af kaliumpermanganaten skete i en container således, at blandingen foregik i et lukket miljø for at minimere spredning af kaliumpermanganat til omgivelserne.

Injektionen af kaliumpermanganat er foretaget af Arkil Miljøteknik A/S, der har designet en mobil trailer til opblanding af kaliumpermanganatopløsningen. Der anvendes 2 stk. 1 m³ lukkede stålbeholdere til opblanding. Opblandingen sker under omrøring. Efter opblanding blev opløsningen pumpet via en manifold ud til de enkelte etablerede filtre.

Foto 5.1 og 5.2 Trailer til opblanding af kaliumpermanganat på fast form med vand

Foto 5.3 og 5.4 Manifold samt fittings til sammenkobling af injektionsslange med filterrør

Til vurdering af spredningen af kaliumpermanganat samt til vurdering af de hydrauliske forhold blev der tilsat en tracer af kaliumbromid. Der blev tilsat ca. 120 mg bromid/l i den tilsatte kaliumpermanganat under de 2 første injektionsrunder af kaliumpermanganat på Grønnegade 41.

Injektionen er udført i og umiddelbart opstrøms for hotspot dvs. i kælderen og umiddelbart uden for kælderen på Grønnegade 41. Injektion er forsøgt udført således, at der sker en jævn fordeling af kaliumpermanganat både horisontalt og vertikalt i indsatsområdet. Tabel 5.3 giver en oversigt over anvendte injektionsboringer. Boringernes placering fremgår af figur 5.2.

Tabel 5.3 Oversigt over injektionsboringer

5.4.1 Grønnegade 41

Det var på forhånd planlagt, at injektionen skulle ske gennem 3 injektionsrunder i 10 injektionspunkter. Dimensioneringsgrundlaget var 3 runder med ca. 40 m³ 2,5 % KMnO₄-opløsning injiceret i hver runde.

Det var ikke på forhånd klart, hvorvidt det var muligt at tilsætte 40 m³ uden for stor hævning af grundvandsspejlet. Den første injektionsrunde skulle være dimensionsgivende.

Under injektionen blev vakuumventilationen slukket for at undgå, at der tilgik kaliumpermanganatopløsning til filtre i container. Vakuumventilationen blev genstartet efter injektionen, da grundvandsspejlet havde normaliseret sig.

For at forbedre opblandingen af injektionsvæsken i den mættede zone blev airspargingen opstartet i 1 time med en ydelse på 50 m³/h. Formålet med airspargingen var at sikre:

• en bedre horisontal og vertikal opblanding
• en midlertidig stigning i grundvandspejlet for at behandle den
  umættede zone

Det var dog ikke muligt at sparge gennem A1 og A2, som blev tilklokket under tilsætning af kaliumpermanganat på 1. injektionsdag. Der blev kun gennemført airsparging under den første injektionsrunde, idet det kunne konstateres, at der blev presset kaliumpermanaganatopløsning op i ventilationsstrengene.

En tidligere TV-inspektion af kloakken under kælderen på Grønnegade 41 (se figur 5.2) viste, at kloakken var utæt. Kloakken ligger ca. ½ m under kældergulv og ca. ½ m over grundvandspejlet. For at undgå, at der sivede permanganat ind i kloakken måtte der således maksimalt ske en hævning af grundvands-spejlet på ca. ½ m.

Figur 5.2 Placering af injektions- og moniteringsboringer samt kloakker

Under injektionen er der således løbende udført pejlinger i kildeområdet for at sikre, at grundvandsstanden ikke skulle stige til et niveau over kloakkens bundkote. Det blev ligeledes kontrolleret ca. 1 gang pr. time i hovedkloakledningen i Grønnegade, nedstrøms Grønnegade 41, om der kunne ses rødfarvning på grund af kaliumpermanganat.

Tabel 5.4 Oversigt injektionsrunder Grønnegade 41

Som det fremgår af tabel 5.4 blev injektionen i 1. injektionsrunde afbrudt, idet der tilgik kaliumpermanganatopløsning til kloakledning placeret under Grønnegade 41.

Strategien til 2. injektionsrunde blev derfor ændret således, at kloakken under Grønnegade 41 blev afproppet mod Grønnegade. Der blev foretaget midlertidig afpropning af kloak i den sydlige ende af kælderen Grønnegade 41 (0,5 m under kældergulv). Afpropningen blev udført ved at grave til kloak og tilstoppe røret. Desuden blev kloak nord for Grønnegade 41 midlertidigt afproppet således at samlebrønd nord for Grønnegade 41 kunne anvendes som reservoir for spildevand. Efter endt injektion blev kloakken retableret.

Før 3. injektionsrunde bekostede grundejer og Faaborg Kommune en strømpeforing af fælleskloakken under ejendommen Grønnegade 41. Dette skulle bevirke, at man under injektionen ikke skulle tage hensyn til, hvorvidt kaliumpermanganat kunne tilgå kloakken. Det kunne under injektionen konstateres, at der stadig var problemer med indsivning af kaliumpermanganatopløsning i kloakken. Injektionen blev derfor indstillet, og der blev foretaget en TV-inspektion af hovedkloakken under kælderen. Det kunne her konstateres, at der var foretaget en anboring af strømpeforingen ved en regnvandsrist i kælderskakten til kælderen Grønnegade 41. Denne stikledning var ikke blevet skiftet, og der var således direkte tilgang til kloakken. Desuden kunne det konstateres ved injektionen, at de foretagne sammenkoblinger fra stikledning til hovedkloak ikke var 100 % tætte. Injektionen kunne dog gennemføres under overvågning af kloakken nedstrøms Grønnegade 41.

5.4.2 Grønnegade 39

På grund af ombygning i forhuset på Grønnegade 39 blev det muligt at tilsætte kaliumpermanganat direkte under boligen. Der blev etableret 2 håndgravede render vinkelret på Grønnegade placeret i det tidligere badeværelse (tættest på Grønnegade 41) og i det tidligere køkken (mellem den første rende og kælder under Grønnegade 39A). Placering af renderne fremgår af figur 5.2.

Der blev desuden injiceret kaliumpermanganatopløsning direkte på kampestensgulvet i kælderens nordlige ende.

Tabel 5.5 Oversigt injektionsrunder Grønnegade 39

5.4.3 Tilsatte mængder kaliumpermanganat

Det var ikke muligt at udføre en eksakt måling af, hvor meget kaliumper-manganat opløsning der er tilgået de enkelte boringer. Der er samlet injiceret 81,5 m³ kaliumpermanganatopløsning svarende til ca. 2.700 kg ren kaliumpermanganat. Dette udgør ca. 90 % af det dimensionerede forbrug.

6 Effekt af afværgeforanstaltninger med kemisk oxidation

• 6.1 Moniteringsprogram
  • 6.1.1 Moniteringsboringer
• 6.2 Prøvetagning
• 6.3 Udbredelse af kaliumpermanganat
  • 6.3.1 Horisontal udbredelse
  • 6.3.2 Vertikal udbredelse
  • 6.3.3 Samlet vurdering af udbredelse af kaliumpermanganat
• 6.4 Påvirkning af den uorganiske grundvandskvalitet
  • 6.4.1 Kalium
  • 6.4.2 Mangan
  • 6.4.3 Tungmetaller
• 6.5 Oprensningseffekt overfor klorerede opløsningsmidler
  • 6.5.1 Horisontal oprensningseffekt
  • 6.5.2 Vertikal oprensningseffekt

6.1 Moniteringsprogram

Udbredelsen af permanganaten er med de rette boringer relativt nemt og billigt at dokumentere, idet permanganaten har en meget karakteristisk og kraftig rødlilla farve. Oprensningseffekten kan derimod først rigtig vurderes, når den injicerede permanganat er bortreageret, og der atter er en naturlig grundvandskemi.

Forud for oprensningen blev der opstillet et moniteringsprogram. Formålet med moniteringsprogrammet var dels at undersøge oprensningseffekten med kaliumpermanganat og dels at undersøge udbredelsen af kaliumpermanganat i grundvandet bl.a. for at sikre, at der ikke skete en uhensigtsmæssig spredning. Der er desuden en vis bekymring ved at bruge kaliumpermanganat pga. risikoen for, at der sker mobilisering af tungmetaller, her især chrom-6. Denne problemstilling er bl.a. belyst i /9/. På baggrund heraf er der udtaget vandprøver til analyse af chrom-6.

Moniteringsprogram fremgår af bilag 6. Formålet med de enkelte aktiviteter fremgår af tabel 6.1.

Tabel 6.1 Moniteringsprogram i den mættede zone

Herudover er der udtaget jordprøver til kemisk analyse i kildeområdet ved start og slut af oprensningen med kemisk oxidation.

6.1.1 Moniteringsboringer

Til belysning af oprensningseffekt og spredning af permanganat blev der anvendt eksisterende boringer jf. bilag 6.2.

Til belysning af den vertikale forureningsfordeling og oprensningseffekt ved kildeområdet blev der etableret 3 boringer med niveauspecifikke filtre (M101-M103). Boringerne M101 og M102 er placeret umiddelbart ved henholdsvis F4 og F12, hvorfor der ikke er etableret et nyt filter i dybden ca.6-7 m u.t. Herudover blev der i september 2006 etableret 2 ekstra boringer til vurdering af oprensningseffekten i kildeområdet (M201 og M202). Disse boringer er udført til supplerende vurdering af oprensningseffekten fordi M101 og M102 har været brugt som injektionsboringer for kaliumpermanganat.

Af tabel 6.2 fremgår fordelingen af filtre.

Tabel 6.2 Moniteringsboringer til belysning af vertikal spredning

Injektionen med kaliumpermanganat blev afsluttet den 3. februar 2005. Til vurdering af oprensningseffekten og til undersøgelse af udbredelsen af kaliumpermanganaten blev der iværksat et moniteringsprogram med opstart den 10. marts 2005, dvs. ca. en måned efter stop af injektionen.

6.2 Prøvetagning

Udtagning af vandprøver til farvetjek er udført med gennemsigtig bailer, som er nedsænket i boringen. Udtagning af vandprøver til felt- og/eller laboratorieanalyser er udtaget med almindelige whale-dykpumper. I forbindelse hermed blev farven på det oppumpede grundvand ligeledes noteret.

Rødfarvede vandprøver, som skulle analyseres for klorerede opløsningsmidler ved akkrediteret laboratorieanalyse, blev konserveret i felten ved tilsætning af natriumthiosulfat indtil rødfarvningen forsvandt. Til en 100 ml grundvandsprøve blev der ca. tilsat 10-20 ml natriumthiosulfat. Formålet var at sikre, at der ikke skete en fortsat nedbrydning af de klorerede opløsningsmidler under transporten til laboratoriet, da natriumthiosulfat neutraliserer og udfælder resterende indhold af oxidationsmiddel.

6.3 Udbredelse af kaliumpermanganat

6.3.1 Horisontal udbredelse

Undersøgelse af den horisontale udbredelse af kaliumpermanganat er baseret på farvetjek med bailer samt målinger af ledningsevnen og bromid. Det bemærkes, at ledningsevnen og bromidmålingerne er indikative målinger, der viser områder, som er påvirket af tilsætningen af permanganat. Forhøjet indhold af bromid og ledningsevne viser ikke nødvendigvis udbredelse af permanganat, da denne løbende nedbrydes.

Farvemålinger
Farvetjek er vigtigt med henblik på at vurdere, hvor den tilsatte permanganat stadig er reaktiv. Til vurdering af farvestyrke blev der udført en fortyndingsrække med kendte koncentrationer. Herudfra kunne koncentrationen af kaliumpermanganat i grundvandsprøverne vurderes. Fortyndingsrækken fremgår af nedenstående foto.

Foto 6.1 Fortyndingsrække til vurdering af indhold af kaliumpermanganat

Farveobservationer i de enkelte målerunder fremgår af bilag 5.3. Den maksimale horisontale rødfarvning af grundvandet er vist på figur 6.1.

Figur 6.1 Skønnet maksimal udbredelse af rødfarvet grundvand

Det fremgår, at der ikke er konstateret rødfarvning og dermed påvirkning af kaliumpermanganat i den opstrøms boring F8 samt den nedstrøms beliggende boring F7. Desuden er spredningen af kaliumpermanganat afgrænset i sidestrøms retninger af boringerne F3 og F5 samt M³ og F14.

I flere boringer (F2, F4-kort, M², M5, M101-kort og M103-kort) er der ved prøvetagningen observeret brunfarvede kolloider, hvilket sandsynligvis er udfældning af manganoxid.

Det bemærkes, at der i boring F10 og M102-kort den 17. oktober 2006 blev observeret lyserød farve (0,1 mg permanganat/l), dvs. 20 måneder efter den sidste injektion med kaliumpermanganat. Ved målingerne den 1. februar 2006, dvs. 12 måneder efter sidste injektion, blev der i M102-kort og M103-dyb observeret lilla farve (0,5 mg permanganat/l). Disse målinger viser, at kaliumpermanganat er stabilt og et langtidsholdbart iltningsmiddel.

Bromidtracer
Det højeste indhold af bromid er målt i F4-dyb med et indhold på 32 mg/l, svarende til en faktor 325 større end baggrundsniveauet (ca. 0,1 mg/l) og en faktor 4 under injektionskoncentrationen (120 mg/l).

Den skønnede udbredelse af bromidtraceren samt det højeste målte indhold af bromid i de enkelte boringer er vist på figur 6.2. Der gøres opmærksom på, at der ikke har været analyseret prøver for bromid fra boringerne M², F2, F9, F10 og H6, hvorfor der ikke er angivet maksimale koncentrationer for disse boringer.

Det fremgår, at der i boring F7 er fundet markant forhøjet bromidindhold (op til 6,2 mg/l bromid). Resultaterne viser, at denne boring er placeret nedstrøms injektionsområdet, og at denne boring derfor som forventet kan anvendes til at vurdere den nedstrøms påvirkning fra den kemiske oxidation. I forhold til udgangskoncentrationen i injektionsvæsken, er der tale om en fortynding på en faktor 20.

Figur 6.2 Skønnet udbredelse af bromidtracer samt angivelse af det højeste målte indhold af bromid

Ledningsevnemålinger
Påvirkningen med kaliumpermanganat er indirekte undersøgt ved måling af ledningsevnen i grundvandet. Resultater af de udførte ledningsevnemålinger fremgår af bilag 5.2.

Overordnet ses en god overensstemmelse mellem målinger af ledningsevne og bromidanalyser. Det ses, at boringerne med forhøjet indhold af bromid også har et højere niveau for ledningsevne. Ledningsevnemålinger er dog ikke så følsomme som bromidmålinger og der forekommer variationer som skyldes andre faktorer end omsætning af kaliumpermanganat. Det ses bl.a. i boring M103-kort, hvor der er fundet lidt forhøjet bromid (faktor20 over baggrundsniveau). Måling af ledningsevnen i samme filter viser ingen forhøjet ledningsevne.

Anvendelse af bromidtracer er derfor en mere følsom og sikker metode til at vurdere påvirkning af kemisk oxidation.

6.3.2 Vertikal udbredelse

Den vertikale udbredelse af kaliumpermanganat er vist på det geologiske tværsnit på figur 6.3.

Klik her for at se Figur 6.3.

Figur 6.3 Geologisk tværsnit der viser, hvor der er observeret rødfarvning med permanganat. Bromidanalyser er ligeledes indtegnet.

Der ses generelt en god vertikal fordeling af kaliumpermanganat i og umiddelbart nedstrøms hotspot. Dette hænger dog i nogen grad sammen med, at der er injiceret kaliumpermanganat i boring M102 for at opnå en bedre distribution.

Som det fremgår af figuren, er der ikke påvist rødfarvning i M103-kort, men i de seneste målerunder er der konstateret brunfarvning, hvorfor det vurderes, at dette filter i mindre grad har været under påvirkning af kaliumpermanganaten.

I M103-mellem er der ikke konstateret rødfarvning, hvorfor det vurderes, at denne boring ikke har været påvirket. Det konstaterede indhold af bromid på 6,4 mg/l og forhøjet indhold af kalium viser, at vandet i injektionsområdet strømmer til boringen, men permanganaten må vurderes at være omsat forinden

Resultaterne tyder således på, at permanganaten synker ned mod bunden af magasinet, dvs. den samme spredningsvej som forureningen.

6.3.3 Samlet vurdering af udbredelse af kaliumpermanganat

Det har været langt vanskeligere at få injiceret kaliumpermanganat end forventet. Dette skyldtes primært indløb til kloak, der bevirkede, at der ikke kunne tilsættes det planlagte volumen. Det var derfor nødvendigt at anvende flere injektionsboringer bl.a. eksisterende moniteringsboringer. Det har medført, at det efterfølgende var vanskeligt at kortlægge den præcise fordeling af permanganat. Den mindre injektionsmængde har ligeledes medført, at spredningen med permanganat er blevet mindre end planlagt, især i nedstrøms retning på Grønnegade 39. Hertil skal bemærkes, at der i to målerunder er konstateret brunfarvning i M² beliggende under kælderen Grønnegade 39, hvilket indikerer påvirkning med permanganat. Det vurderes dog, at denne brunfarvning kan henføres til injektionen direkte på kældergulvet i Grønnegade 39.

Hævningen af grundvandsspejlet i kildeområdet har medført, at der også er sket en vis behandling af den umættede zone. Evt. residual fri fase i den umættede zone vurderes dog ikke behandlet effektivt, da kontakttiden her har været relativ kort og grundvandspotentialet hurtigt er faldet.

Overordnet vurderes det, at såvel den horisontale som den vertikale fordeling af kaliumpermanganat er blevet stort set som ønsket i selve kildeområdet, men at spredningen nedstrøms har været mindre end planlagt.

Den horisontale spredning har været relativ lille. Der er således ikke sket nogen utilsigtet spredning i nedstrøms retning.

6.4 Påvirkning af den uorganiske grundvandskvalitet

6.4.1 Kalium

Resultater af kaliumanalyser fremgår af bilag 5.7.

Kaliumanalyser viser et markant forhøjet indhold i injektionsområdet, med indhold op til ca. 2.000 mg K/l. Til sammenligning er baggrundsindholdet omkring 15 - 65 mg/l. Ved den sidste måling i februar 2006 (1 år efter sidste injektionsrunde) var der stadig forhøjet indhold op til 1.500 mg/l i injektionsområdet.

I den nedstrøms boring F7 ses kun en mindre forøgelse af indholdet fra ca. 40 mg/l til 60 mg/l. Det tyder således ikke på nogen væsentlig spredning af kalium i nedstrøms retning.

6.4.2 Mangan

Resultater af mangananalyser fremgår af bilag 5.7.

I injektionsområdet ses en markant forhøjelse af manganindholdet som følge af den kemiske oxidation med indhold op til 290 mg/l. Til sammenligning er baggrundsindholdet typisk under 0,01 mg/l.

I den nedstrøms boring F7 ses en mindre forhøjelse i februar 2006 med et indhold på 0,26 mg/l. Resultaterne viser, at mangan som forventet udfældes i det iltede miljø, og at der ikke sker nogen væsentlig spredning af mangan i nedstrøms retning.

6.4.3 Tungmetaller

Tungmetalanalyser fremgår af bilag 5.5 og 5.6.

Forud for injektionen blev der udtaget prøve af injektionsvæsken (2,5 % kaliumpermanganat) til analyse for udvalgte tungmetaller. Resultaterne fremgår af tabel 6.3.

For alle parametre undtagen chrom ses kun en lille forhøjelse i injektionsvæsken i forhold til baggrundsniveauet i grundvandet (F8). For chrom er indholdet i injektionsvæsken ca. en faktor 100 højere. Af analysetekniske årsager var det ikke muligt at måle chrom-6 i injektionsvæsken, men det vurderes, at mindst 50 % af det totale indhold af chrom findes som chrom-6.

Det fremgår, at der er en overskridelse af grænseværdien for arsen (faktor ca. 2,5) og for chrom (faktor ca. 4,5) i injektionsvæsken. Det bemærkes, at grænseværdien for chrom-6 er 1 µg/l.

Tabel 6.3 Indhold af tungmetaller i injektionsvæsken (2,5 % kaliumpermanganatopløsning). Alle koncentrationer er i µg/l

1): 2,5 % kaliumpermanganat
2): Grundvandskvalitetskriterie jf. Miljøstyrelsen
3) For chrom-6 er grænseværdien 1 µg/l
fed: overskridelse af grænseværdien

Tabel 6.4 viser indhold af tungmetaller i grundvandet den 6. februar 2006, dvs. 1 år efter sidste injektionsrunde. Bortset fra chrom ses kun mindre overskridelser af grænseværdierne i grundvandet. I den nedstrøms boring F7 ses ingen betydelig påvirkning med tungmetaller. Det tyder således på, at der ikke sker nogen mobilisering eller spredning af tungmetaller som følge af den kemiske oxidation.

Tabel 6.4 Indhold af tungmetaller i grundvandet den 6. februar 2006. Alle koncentrationer er i µg/l

1): Baggrundskoncentration
2): Grundvandskvalitetskriterie jf. Miljøstyrelsen
3): Højere end chrom-total pga. analyseusikkerhed
4): Højere detektionsgrænse end tidligere pga. anden analysemetode
fed: overskridelse af grænseværdien

I bilag 5.5 er alle chromanalyserne vist. Det fremgår, at der er fundet op til 840 µg/l af total-chrom og 230 µg/l af chrom-6 i injektionsområdet. Disse relative høje indhold tyder på, at der udover det naturlige chromindhold i permanganaten også mobiliseres chrom fra selve sedimentet.

Ved den sidste prøvetagningsrunde den 17. oktober blev der ikke fundet indhold af chrom-6 over 10 µg/l, hverken i injektionsområdet eller i den nedstrøms boring F7. I den nedstrøms boring F7 er der ikke påvist noget indhold af chrom-6. Den 7. juli 2005 blev indholdet af chrom-6 i F7 målt til <1 µg/l. Samme prøve viste et bromidindhold på 6,2 mg/l, dvs. en fortynding på en faktor 20 i forhold til koncentrationen i den injicerede væske (120 mg/l). Med et chromindhold på ca. 100 µg/l i kildeområdet skulle der således teoretisk være 5 µg/l chrom-6 i boring F7 (fortyndingsfaktor 20). Da chrom-6 stort set ikke tilbageholdes i grundvandet, indikerer det, at chrom-6 ikke spredes væsentligt i grundvandet - sandsynligvis pga. reduktion til chrom-3 forbindelser, der stort set er immobile.

6.5 Oprensningseffekt overfor klorerede opløsningsmidler

Efter injektion med kaliumpermanganat er der løbende udtaget vandprøver til analyse for klorerede opløsningsmidler. Analyseresultater fremgår af bilag 5.4.

Til belysning af forskellen i oprensningseffekt mellem airsparging og kemisk oxidation er der dels set på den horisontale oprensning og dels den vertikale oprensning.

6.5.1 Horisontal oprensningseffekt

Den horisontale forureningsfordeling i grundvandet efter oprensning med kaliumpermanganat fremgår af figur 6.4.

Figur 6.4 PCE-indhold i grundvand 20 måneder efter sidste injektionsrunde med kaliumpermanganat

Det ses, at der 20 måneder efter den kemiske oxidation er et væsentligt lavere forureningsniveau i selve hotspotområdet i kælderen (ved M5 og M201) og lige nedstrøms herfor (ved M102) end efter airspargingen (se figur 4.5). Det højeste indhold ses i M102-kort med et PCE indhold på 1.400 mg/l (mod tidligere >15.000 mg/l).

Det skal bemærkes, at der stadig er konstateret svag rødfarvning i boringerne F10 og M102-kort. Dette betyder, at det ikke kan udelukkes, at forureningsindholdet i de to boringer vil være lidt højere, når rødfarvningen er helt væk.

Ved M1og M103 på Grønnegade 39 er der stadig høje koncentrationer (mellem 3.800 - 16.000 mg/l). Forureningen ligger her i den nederste del af magasinet og udgør derfor ikke nogen risiko mod indeklimaet.

Nedstrøms kildeområdet, er der ikke sket nogen væsentlig ændring af forureningsindholdet som følge af den kemiske oxidation.

På næste side er figurerne med de vurderede horisontale udbredelser af PCE-indhold vist i en sammenhæng. Det fremgår, at arealet af området med koncentrationer > 1.000 µg/l PCE er reduceret med ca. en faktor 3 ved den kemiske oprensning og sammen med airspargingen er arealet i alt er reduceret med ca. en faktor 5.

Figur 6.5 Sammenligning af oprensningseffekt. PCE-indhold før oprensning, umiddelbart efter airsparging samt 20 måneder efter kemisk oxidation

6.5.2 Vertikal oprensningseffekt

For at belyse den vertikale oprensningseffekt er der som tidligere nævnt udført 2 nye boringer (M201 og M202) i september 2006. Analyseresultater af udtagne jordprøver fremgår af bilag 5.8.

Boringerne skal repræsentere oprensningseffekten i de 2 delområder hvor der før og efter airspargingen blev konstateret kraftig forurening:

• Kildeområdet under kælderen Grønnegade 41 (boringerne H1, M5 og M201)
• Området umiddelbart nedstrøms kildeområdet i porten til Grønnegade
  41 (boringerne F12, M102 og M202)

For at kunne sammenligne oprensningseffekten er det forudsat, at boringerne, der er placeret inden for ½ meters afstand, repræsenterer det samme forureningsniveau med hensyn til PID, jord- og vandkoncentrationer. Det vurderes at vandprøver er de væsentligste parametre til at belyse forureningsniveauet, hvorimod jordprøver ikke nødvendigvis repræsenterer de samme niveauer, da den samme jordprøve ikke kan udtages 2 gange.

Af figur 6.5 og 6.6 fremgår borejournaler med PID-målinger og indhold af PCE i jord og grundvand i de 2 delområder.

Det ses, at den største reduktion i forureningsniveau i begge delområder er sket ved den kemiske oxidation.

Af figur 6.6 fremgår desuden, at oprensningseffekten har været mest effektiv i den nederste del af magasinet 5-6 m u.t.

Det vurderes på baggrund heraf, at oprensningen har været mere effektiv med kemisk oxidation end med airsparging.

Det er desuden en kendsgerning, at langt den største fjernelse af forurening med airsparging sker i de første måneder. Det vurderes derfor, at den kemiske oxidation er noget mere effektiv med hensyn til oprensning i såvel det horisontale som det vertikale plan.

For begge metoder gælder dog, at de vanskelige adgangsforhold betyder, at det er vanskeligt at udføre en fuldstændig oprensning af den mættede zone.

Figur 6.5 Borejournaler i kildeområdet i kælderen^[1]. Y-akse viser dybde i m u.t

Figur 6.6 Borejournaler umiddelbart nedstrøms hotspot. Y-akse viser dybde i m u.t

7 Økonomi

Fyns Amts andel af oprensningen til kemisk oxidation udgør 577.000 kr. excl. moms for henholdsvis projektering, etablering og monitering af afværgeforanstaltninger. Det bemærkes at disse udgifter omfatter de relativt store udgifter der har været med indløb af permanganat til kloakken. Teknologipuljens tilskud udgør 232.000 kr. excl. moms, hovedsageligt til ekstra dokumentation (moniteringsboringer og analyser) samt afrapportering.

Et tilsvarende kommercielt projekt vurderes at kunne udføres i størrelsesordenen 600.000 kr. excl. moms.

Tabel 7.1 Økonomi for projektet med kemisk oxidation. Alle beløb er i kr. excl. moms.

Til sammenligning har udgifterne til etablering af airsparging og drift i 16 måneder været ca. kr. 1.400.000 excl. moms.

8 Diskussion og erfaringer

• 8.1 Moniteringsprogram (kemisk oxidation)
• 8.2 Injektionsstrategi
• 8.3 Sammenligning af oprensningseffekt ved airsparging og kemisk oxidation
  • 8.3.1 Airsparging
  • 8.3.2 Kemisk oxidation
• 8.4 Mobilisering af tungmetaller
• 8.5 Økonomi

8.1 Moniteringsprogram (kemisk oxidation)

Tabel 8.1 viser vurdering af de gennemførte moniteringsparametre. Det er vores vurdering at moniteringsprogrammet har været dækkende mht. til at vurdere påvirkninger af den kemiske oxidation samt af oprensningseffekt.

Tabel 8.1 Vurdering af moniteringsparametre

8.2 Injektionsstrategi

Der blev i dette projekt valgt en injektionsstrategi med tilsætning af kaliumpermanganat over flere injektionsrunder, hvilket er i overensstemmelse med erfaringer fra andre sager /11/ og /15/. Især områder med residual fri fase eller forurening i mere lavpermeable aflejringer kræver en længerevarende behandling med flere injektioner.

Injektion af permanganat har været mere vanskelig end forventet, primært pga. af risiko for indløb i den utætte kloak under kælderen på Grønnegade 41. Det medførte, at der ikke kunne tilsættes så stort et volumen af permanganat som planlagt. Koncentrationen af permanganat blev som følge heraf hævet fra 2,5 til 4 %, således at næsten hele den dimensionsgivende masse af permanganat kunne tilsættes. Dette var dog en nødløsning, da det ville være mere optimalt med et større injektionsvolumen for at få spredt permanganaten så meget som muligt. Desuden viser erfaringerne fra bl.a. /12/, at der ved høje koncentrationer af permanganat, sandsynligvis kan ske en vis selvdestruktion af permanganat, så anvendelse af for høj en koncentration kan generelt ikke anbefales.

Med baggrund i de store problemer med indtrængning af permanganat til kloakken ville det sandsynligvis have været mere optimalt at have anvendt en anden injektionsteknik med flere injektionsboringer og kontinuert tilledning af permanganat i længere perioder med lavere flow.

Dette ville kræve, at der blev etableret et reservoir (fx 10 m³ overjordisk tank) med en høj koncentration af permanganat (4 % kaliumpermanganat). Herfra ville permanganaten kunne blandes med vand til en passende koncentration (fx 1% opløsning). Denne opløsning kunne herefter tilledes langsomt til den mættede zone, eksempelvis med et flow på 1-2 m³/døgn. Der skulle automatisk styring af injektionen og der skulle være installeret alarm ved for høj grundvandsstand. Der skulle injiceres i mindst 10 injektionsboringer. Med denne fremgangs-måde kunne der ske tilledning af et støre volumen og der kunne sandsynligvis opnås en større spredning både vertikalt og horisontalt.

For at få en bedre fordeling af permanganat kunne det også været overvejet, at oppumpe grundvand fra Grønnegade 39, som efterfølgende kunne reinfiltreres på Grønnegade 41 efter opblanding med permanganat.

8.3 Sammenligning af oprensningseffekt ved airsparging og kemisk oxidation

8.3.1 Airsparging

Oprensningen med airsparging viste en betydelig massefjernelse i løbet af de første måneder (ca. 20 kg de første 4 måneder), men herefter faldt massefjernelsen markant og efter ca. 1 år var den nogenlunde stabil med en fjernelsesrate på ca. 0,3 kg om måneden. Den stabile massefjernelse indikerede, at der skete en langsom frigivelse (diffusion) af PCE fra lavpermeable aflejringer og/eller fra fri fase.

Tabel 8.2 viser massefjernelse af PCE for henholdsvis airsparging og kemisk oxidation.

Det blev vurderet, at der efter ca. 16 måneder med airsparging var fjernet ca. 30 kg PCE og at der var mindst 15-30 kg PCE tilbage i den mættede zone.

Tabel 8.2 Massefjernelse ved oprensningen

* Der er sandsynligvis efterladt op til 5 kg udenfor indsatsområdet (boring M1/M103) som residual fri fase.

Med en massefjernelse på højst 0,3 kg om måneden ville det tage mindst 5-10 år at nedbringe forurening til det ønskede. Udgifterne til den fortsatte drift af airsparging ville blive mindst ca. 1,2 mio. kr og sandsynligvis op til 2-2,5 mio. hvis anlægget skule drives i op til 10 år.

Det blev desuden vurderet, at der selv ved en fortsat drift af airsparging, ville være en stor risiko for at efterlade en betydelig restforurening pga. tilbagediffusion fra lavpermeable aflejringer og/eller fri fase.

Det blev på baggrund heraf vurderet at en fortsat drift af airspargingen ikke var cost-effektivt.

Den relative dårlige oprensningseffekt med airsparging skyldes sandsynligvis, at geologien ikke var så homogen som forventet, og at der derfor var områder som ikke blev behandlet (mere lavpermeable aflejringer). Desuden har der været en begrænset effektiv overfor forurening med residuel fri fase.

Disse observationer er i overensstemmelse med den generelle erfaring med airsparging som er indhøstet de senere år /13 og 14/. I 14 postuleres en maksimal oprensningseffekt på 75 % i sandaflejringer og sandsynligvis under 50 %. Dette postulat er nogenlunde i overensstemmelse med vores erfaringer fra Grønnegade i Faaborg, hvor airspargingen sandsynligvis kun har fjernet ca. 50 % af forureningen i den mættede zone og evt. mindre.

8.3.2 Kemisk oxidation

I kildeområdet og umiddelbart nedstrøms herfor er der opnået en markant reduktion i forureningsniveauet. Det vurderes at den residuale fri fase i dette område stort set er oprenset. Der er dog stadig en mindre restforurening tilbage i kildeområdet, men indeklimamålinger viser, at denne forurening ikke udgør nogen risiko mod indeklimaet på ejendommen /7/.

I områder uden for selve injektionsområdet (fx i baggården på Grønnegade 39), hvor fordelingen af permanganat ikke har været så god, er oprensningseffekten tilsvarende dårligere, idet permanganaten her primært er spredt i bunden af magasinet. Det tyder således på, at permanganaten, i lighed med forureningen synker ned i bunden af magasin på lokaliteten. For at få en bedre oprensningseffekt i nedstrøms retning, vil det derfor være nødvendigt med relativt tætte injektionspunkter og muligvis injektion i flere dybder.

Samlet set viser erfaringerne med den kemiske oxidation på lokaliteten, at fordelingen af permanganat er det helt centrale. Sker der en god fordeling af permanganat i en længere periode, er det muligt at oprense selv meget kraftigt forurenede områder.

8.4 Mobilisering af tungmetaller

Tilsætning af kaliumpermanganat medfører at der tilføres opløste tungmetaller til grundvandet fra injektionsvæsken. Bortset fra chrom-6 er det dog relativt lave indhold af tungmetaller.

Da der efter injektionen blev målt forhøjet indholdet af chrom-6 og zink i grundvandet og da indholdet i grundvandet samtidigt var højere end i injektionsvæsken, er der også sket en vis mobilisering af disse stoffer fra selve sedimentet. Også her er det chrom-6 som er det mest kritiske stof, idet zinkindholdet kun er en faktor 1,5 over grundvandskriteriet.

Resultaterne af tungmetalmålingerne viser dog, at der ikke sker nogen væsentlig spredning af tungmetaller i grundvandet i nedstrøms retning.

Samlet set er der ikke sket nogen betydende påvirkning med tungmetaller ud over selve injektionsområdet.

8.5 Økonomi

Udgifterne til airsparging har været ca. 1,4 mio. kr excl. moms og udgifterne til den kemiske oxidation har været ca. 0,8 mio. kr.

På baggrund af erfaringerne fra sagen vurderes det, at den mættede zone kunne være oprenset mere effektivt og billigere med kemisk oxidation alene (uden airsparging). Nogle af de omkostninger der blev anvendt til airspargingen kunne i stedet været anvendt til at etablere et mere effektivt injektionssystem for kemisk oxidation.

Det vurderes, at oprensningen i den mættede zone med kemisk oxidation alene kunne være udført for i størrelsesorden 1,2 - 1,5 mio. kr og at oprensningseffektiviteten ville have været bedre end den gennemførte med airsparging og efterpolering med kemisk oxidation.

Referenceliste

1.    Industrikortlægning, Faaborg Kommune. Begrænset teknisk undersøgelse på tidligere renseri. Grønnegade 41, Faaborg. September 1998.

2.    Forureningsundersøgelse på Grønnegade 41, Faaborg. Affaldsdepot nr. 431-36. Fyns Amt og Hedeselskabet. Januar 2000.

3.    Forureningsundersøgelse. Affaldsdepot nr. 431-36. Grønnegade 41, Faaborg. Fyns Amt og Hedeselskabet. Maj 2001.

4.    Skitseprojekt for afværgeforanstaltninger. Affaldsdepot nr. 431-36. Grønnegade 41, Faaborg. Fyns Amt og Hedeselskabet. August 2001.

5.    Supplerende forureningsundersøgelse og projektforslag. Grønnegade 39 - 41, Faaborg. Fyns Amt og COWI. Februar 2002.

6.    Detailprojekt. Afværgeforanstaltninger på Grønnegade 39 - 41, Faaborg. Fyns Amt og COWI. Juni 2002.

7.    Dokumentation for etablering og drift af afværgeforanstaltninger Grønnegade 39-41, Faaborg. Forurenet lokalitet nr. 431-36. Fyns Amt og COWI, september 2006.

8.    Afværgehåndbog om klorerede stoffer i jord og grundvand, Teknik og administration, AVJ nr. 4 2003.

9.    Vurdering af oxidantforbrug ved in situ kemisk oxidation på danske lokaliteter. Hønning, J.; Skou, J.; Scheutz, C.; et al DTU. Vintermøde om jord- og grundvandsforurening; marts 2004, 51-62

10.Notat vedr. resultater af forsøg med kaliumpermanganat. Grønnegade 39-41, Faaborg. DTU og COWI, februar 2002

11.Oprensning af PCE ved kemisk oxidation med kaliumpermanganat. Miljøprojekt nr. 872 .Teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening. COWI, Fyns Amt og Miljøstyrelsen, 2003

12.Vurdering af oxidationsforbrug ved in situ kemisk oxidation på danske lokaliteter. Vintermøde om jord- og grundvandsforurening. Vingstedcenteret den 9. - 10. marts 2004.

13. Afprøvede teknologier under Miljøstyrelsens Teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening. Teknologiprogrammet, Miljøprojekt 714.

14. Hvordan stilles præcise målsætninger til afværgeløsninger, og hvad er egentlig realistisk at opnå med de forskellige teknikker?
Afdelingsleder, hydrogeolog Tom Heron, NIRAS. ATV møde om "Valg af afværgemetoder - hvordan findes den teknisk og miljømæssigt optimale oprensningsmetode". Den 26. oktober 2006 i Odense.

15. ATV Vintermøde, marts 2003. Erfaringer med kemisk oxidation på 5 lokaliteter forurenet med klorerede opløsningsmidler. Jarl Dall-Jepsen, COWI A/S.

Bilag 1 Situationsplan samtlige installationer

Klik her for at se Bilag 1

Bilag 2 Oversigtstegning med indhold af PCE i grundvand

Klik her for at se Bilag 2

Bilag 3 Boreprofiler

Klik her for at se Bilag 3

Bilag 4 PI-diagram

Klik her for at se Bilag 4

Bilag 5 Analyseresultater

• Bilag 5.1 Bromidanalyser
• Bilag 5.2 Ledningsevnemålinger
• Bilag 5.3 Farvetjek
• Bilag 5.4 PCE-analyser
• Bilag 5.5 Analyseresultater Chrom
• Bilag 5.6 Analyseresultater Tungmetaller
• Bilag 5.7 Analyseresultater uorganiske parametre

Bilag 5.1 Bromidanalyser

Klik her for at se Bilag 5.1

Bilag 5.2 Ledningsevnemålinger

Klik her for at se Bilag 5.2

Bilag 5.3 Farvetjek

Klik her for at se Bilag 5.3

Bilag 5.4 PCE-analyser

Klik her for at se Bilag 5.4

Bilag 5.5 Analyseresultater Chrom

Klik her for at se Bilag 5.5

Bilag 5.6 Analyseresultater Tungmetaller

Klik her for at se Bilag 5.6

Bilag 5.7 Analyseresultater uorganiske parametre

Klik her for at se Bilag 5.7

Bilag 6 Monitering

• Bilag 6.1 Moniteringsprogram
• Bilag 6.2 moniteringsboringer

Bilag 6.1 Moniteringsprogram

Bilag 6.2 moniteringsboringer

GG: Grønnegade

Fodnoter

^[1] PID- og jordprøver fra M5 er udtaget efter 6 måneders airsparging. PCE-indhold i grundvand er udtaget efter stop af airsparging

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 Juli 2008 • © Miljøstyrelsen.