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

Undersøgelsesprogram for grundvandsforurening

4 Undersøgelsesmetoder

• 4.1 Boringer
• 4.2 Fastlæggelse af vandbevægelse
  • 4.2.1 Strømningsretning
  • 4.2.2 Hydraulisk ledningsevne og strømningshastighed
• 4.3 Prøvetagning
  • 4.3.1 Jordprøver
  • 4.3.2 Vandprøver
  • 4.3.3 Poreluftmålinger
  • 4.3.4 On-line metoder
• 4.4 Analyseprogram
  • 4.4.1 MTBE
  • 4.4.2 Forslag til analyseprogram
  • 4.4.3 Feltanalyser

Som nævnt i de tidligere kapitler er det sigtet med nærværende rapport at beskrive undersøgelser af grundvandsforureninger, eksemplificeret ved forureninger fra benzinstationer og hovedsageligt at fokusere på MTBE, som i denne sammenhæng er den mest mobile komponent i grundvandet. Information om jordforureninger indsamles i denne sammenhæng primært for at give input til vurderingen af en evt. grundvandsforurening. Undersøgelser for MTBE-forurening i jord og grundvand er som for andre stoffer forbundet med væsentlige metodiske usikkerheder. I de følgende afsnit beskrives og diskuteres kort de væsentligste metoder, der bør anvendes i en hydrogeologisk og geokemisk kortlægning til verifikation og forfining af en ”model” for en evt. forurening på den aktuelle lokalitet.

Der foreligger endnu relativt få danske erfaringer med MTBE, og det må forventes, at der vil ske en rivende udvikling af mere specifikke metoder rettet mod MTBE som følge af det specielle fokus, der er på dette stof i bl.a. Danmark og USA. Der er her kun medtaget metoder som er velafprøvede, mens der henvises til f.eks. Amternes Videncenter for Jordforurening (2000) for nyere metoder. Overordnet for undersøgelser af MTBE-holdige benzinforureninger henvises til American Petroleum Institute (2000). En oversigt over de beskrevne feltmetoder og disses styrker og svagheder findes bl.a. i AVJ (2001 & 2003).

Det skal bemærkes at nærværende kapitel ikke er opdateret i 2007 i forbindelse med indarbejdelse af erfaringerne fra de gennemførte undersøgelser af 11 benzinstationer, rapporteret af GEO i 2006.

4.1 Boringer

I det følgende diskuteres overordnet forskellige boremetoder, der er relevante i forbindelse med forureningsundersøgelser af grundvand på benzinstationer. Metodiske specifikationer og væsentlige aspekter vedr. den konkrete udførelse af boringer er beskrevet i bl.a. Miljøstyrelsen (1998), Vedby & Nielsen (1990), Kjeldsen et al. (1989), McCall (1999) og Lauritzen & Nielsen (1999).

Der findes overordnet set følgende 2 boremetoder: rammeboringer og traditionelle snegleboringer. Valget mellem metoderne vil afhænge af den aktuelle geologi, af den ønskede boredybde og dermed omkostningerne, behovet for udtagning af jordprøver samt behovet for efterfølgende pejledata.

Rammeboringer har en begrænsning i dybden, der vil afhænge af den aktuelle geologi, idet de har en maksimal rækkevidde på 15-25 m, i modsætning til snegleboringer, der har en – i forureningsundersøgelses-sammenhæng – ubegrænset rækkevidde i dybden.

Omkostningerne ved de to metoder afhænger i høj grad af den ønskede boredybde, idet snegleboringer er billigst for korte boringer (ned til ca. 10 m.u.t.), mens rammeboringer er billigst og hurtigst for boringer fra 10-25 m u.t. (eller maksimal mulig boredybde).

Ved udførelse af snegleboringer er der mulighed for udtagning af jordprøver over hele boredybden, mens der ikke genereres jordprøver ved udførelsen af rammeboringer.

Det er muligt at udtage jordprøver fra rammeboringer, men oftest står udbyttet ikke mål med omkostningerne. Der kan udtages intakte kerneprøver vha. begge boremetoder.

Som det diskuteres i afsnit 4.2.1, er der større usikkerheder forbundet med pejling fra nedrammede filtre end fra filtre sat i snegleboringer. Hvis der er usikkerhed omkring strømningsretningen, bør det således overvejes, at der ikke udelukkende etableres filtre vha. rammeboringer, men at metoderne som minimum kombineres.

Idet der ofte ses en niveaudeling af forureningen i grundvandsmagasinet, er niveauspecifikke vandprøver velegnede til kortlægning af forureningsfanen, ikke alene i det horisontale plan, men også i det vertikale plan.

Såfremt vandprøverne udtages med henblik på en kortlægning af fanen, kan det være relevant at sætte midlertidige filtre, mens permanente filtre er mere egnede, hvis de efterfølgende ønskes anvendt til monitering.

De lange, permanente filtre (3-5 m) kan anvendes til monitering i tilfælde, hvor fanens vertikale udbredelse er kortlagt vha. niveauspecifikke filtre, og det lange moniteringsfilter er placeret hen over den forurenede dybde. Ved anvendelse af korte filtre til lokalisering af fanen, kan antallet af permanente moniteringsfiltre minimeres, og det kan sikres, at boringerne filtersættes i den rigtige dybde.

Ved valg af boringstype og –dimension bør det endvidere medtages i overvejelserne, hvilke eventuelle pumpeforsøg, der ønskes foretaget. Ved valg af filterlængder og -diameter bør det overvejes hvilke typer af prøver, der ønskes udtaget, eksempelvis om der ønskes udtaget både vand- og evt. poreluftprøver.

4.2 Fastlæggelse af vandbevægelse

4.2.1 Strømningsretning

Strømningsretningen kan kortlægges ved udarbejdelse af potentialekort ud fra samtidige pejlinger på lokaliteten. Udarbejdelse af potentialekort forudsætter, at der på henholdsvis ved lokaliteten er etableret et tilstrækkeligt stort antal filtersatte boringer (minimum 3). Det nødvendige boringsantal samt afstanden imellem dem afhænger af gradienten i området.

Der er en række måletekniske usikkerheder forbundet med vurdering af koten til grundvandet i et specifikt filter. Den samlede usikkerhed på koten er summen af de enkelte måleusikkerheder, der for de væsentligste metoder er skønnet og sammenfattet i tabel 2.1

Tabel 2.1. Måleusikkerheder ved pejling (findes også i AVJ, 2001).

En målenøjagtighed på ca. 1 cm kan således kun opnås under optimale forhold, og der er god grund til at være meget opmærksom på, hvordan pejlefiltre etableres for at undgå fejlagtige koter. Specielt hvis gradienterne i et område er meget små, og trykniveauet inden for undersøgelsesområdet således kun varierer 1-5 cm, kan det være meget vanskeligt at fastlægge strømningsretningen. For at kunne dokumentere en sådan lille gradient, kan det derfor være nødvendigt at placere boringer i en større afstand. Problemet med skæve filtre er specielt vigtigt at være opmærksom på i områder med små gradienter, idet der er eksempler på, at skæve filtre fejlagtigt har indikeret lokale sænkninger/huller i potentialebilledet.

Udover måleusikkerheden knyttet til selve målingen, kan selve vandstanden i filtret være påvirket af variationer i atmosfæretrykket, som der i nødvendigt omfang bør korrigeres for.

Strømningsretningen (og –hastigheden) kan endvidere måles direkte med et flowmeter (Ballard, 1996), hvorved der principielt kun behøves en enkelt boring til at udføre målingen og derved opnå et skøn over grundvandets strømningsretning. Instrumentet kan dog kun benyttes ved høje strømningshastigheder og angiver strømningshastigheden og –retningen helt lokalt omkring filtret, hvilke ikke nødvendigvis stemmer overens med det generelle billede for lokaliteten henholdsvis området.

4.2.2 Hydraulisk ledningsevne og strømningshastighed

Grundvandets strømningshastighed kan bestemmes ved beregning ud fra magasinets hydrauliske ledningsevne og en målt gradient. Den hydrauliske ledningsevne kan bestemmes indirekte ud fra kornstørrelseskurver eller direkte vha. prøvepumpning eller slugtest. Det vil ofte være muligt at estimere ledningsevnen ud fra registreringer foretaget under vandprøvetagning, såfremt denne planlægges omhyggeligt med henblik på at registrere informationer om flow, vandstand mv.

De forskellige metoder har en række fordele og ulemper, som også er beskrevet i AVJ (2001 & 2003). Ofte vil en kombination af metoder være velegnet til at beskrive den vertikale og horisontale variation i ledningsevnen.

4.3 Prøvetagning

Kravene til prøveudtagning og opbevaring afhænger i høj grad af hvilke stoffer, der skal måles for. Jord- og vandprøver, der udtages til analyse for olie og benzin, skal håndteres, så der er mulighed for at bestemme det oprindelige indhold, når analysen foretages. Foruden generelle forhold som risiko for forurening af prøven er der to specielle forhold, der skal tages højde for. De flygtige forbindelser vil kunne mistes ved fordampning, og mikrobiologisk omsætning vil kunne finde sted. Specielt for boreprøver og vandprøver kan en ændring i mængden af den tilstedeværende ilt/luft betyde, at der sker en hurtig afdampning og/eller omsætning. For andre prøver, som f.eks. overfladejord, vil ikke der ikke ske hurtige ændringer.

4.3.1 Jordprøver

Udtagning af jordprøver til undersøgelse for indhold af oliekomponenter kan være forbundet med væsentlige usikkerheder. Faktorer som friktionsvarme fra boregrejet, prøvehåndtering og prøveemballering er afgørende for stoftabet undervejs til analyselaboratoriet.

Ved udtagning af jordprøver fra snegleboringer udført under grundvandsspejlet bør der stilles store krav til prøvetagerens dokumentation. Som minimum bør undersøgelsen indeholde detaljeret dokumentation af anvendte metoder, emballage, transporttid mv.

4.3.2 Vandprøver

4.3.2.1 Borings- og filtertyper

Metoden, hvormed en vandprøve opsamles, afhænger primært af magasinets ydeevne. I det følgende forudsættes det, at vandprøven kan udtages under gravitativ tilstrømning, således at brug af sugeceller og lignende ikke er nødvendig.

Grundvand kan opsamles fra midlertidige eller permanente filtre vha. pumper eller bailere/vandhentere af forskellig art. Metoder til udtagning af niveauspecifikke vandprøver samt til udførelse af traditionelle boringer med længere filtre er beskrevet i McCall (1999), Miljøstyrelsen (1998a & b) samt Vedby & Nielsen (1990).

Valg af vandprøvetagningsmetode bør afhænge af formålet med den aktuelle vandprøvetagning.

Prøveudtagning kan foretages fra korte filtre, hvorved der fås en niveauspecifik vandprøve, eller fra lange filtre, der integrerer over flere forskellige forureningsniveauer og muligvis vandtyper.

Af metoder til udtagning af niveauspecifikke vandprøver kan nævnes; etablering af én boring, filtersat i flere niveauer, afpropning af et langt filter i en boring, etablering af flere boringer ved siden af hinanden med filtre i forskellige niveauer samt nedramning af midlertidige eller permanente filtre vha. f.eks. Geoprobe-systemet.

4.3.2.2 Vandprøvetagning

Generelt for vandprøvetagning henvises til Kjeldsen et al (1989). Der bør tages højde for, at BTEX-komponenter er flygtige stoffer, hvorimod MTBE har en mindre flygtighed og sorberer svagere. Der bør pumpes med så højt flow, at afsmitningen fra slanger og fittings minimeres, men dog således at suspension af finkornede partikler med adsorberet stof undgås. Pumpning med for højt flow i lavtydende filtre kan resultere i en tømning af filtret, hvorved der kan opstå en risleeffekt ved indstrømningen gennem filtret. Herved iltes vandet. Feltmålinger udført vha. flowcelle er et godt redskab til at vurdere, hvornår der er forpumpet tilstrækkeligt vand. Ilt, pH, ledningsevne, temperatur og redox-potentiale skal således måles i felten og prøver til bestemmelse af jern og mangan skal filtreres i felten. Som hovedregel kan forpumpningen indstilles, når ledningsevnen er konstant.

Derudover bør vandflowet ned i prøveflaskerne være lavt, så afdampningen minimeres, prøveflasker til analyselaboratorium bør fyldes helt op, flaskerne bør opbevares mørkt og køligt, og prøverne analyseres inden for max. 24 timer efter prøveudtagning. Med hensyn til valget af pumper er forskellige typer beskrevet og diskuteret i American Petroleum Institute (1997a & b), Kjeldsen et al. (1989) og Miljøstyrelsen (1998a & b).

4.3.3 Poreluftmålinger

Poreluftundersøgelser er almindeligt anvendt som en omkostningseffektiv metode til både kildeopsporing og til kortlægning af forureningens udbredelse i den umættede zone. De forholdsvis høje diffusionshastigheder i den umættede zone betyder, at dampformig forurening, herunder MTBE, vil fordele sig kontinuert, selv i relativt lavpermeable aflejringer.

4.3.3.1 Udtagning af poreluftprøver

Forudsætningerne for at opnå troværdige og reproducerbare resultater af poreluftundersøgelser er i særdeleshed knyttet til geologien i den umættede zone.

På lokaliteter, hvor geologien er domineret af lavpermeable aflejringer af ler eller vandholdig tørv og gytje, vil brugbare poreluftprøver være svære at udtage (Pankow & Cherry, 1995). Informationer om kilde og udbredelse kan dog stadig opnås ved at udtage prøver fra ”vinduer” i form af mere porøse fyldlag omkring tanke, produktrør, olieudskillere, brønde og kloakledninger. Hermed fokuseres der på mulige kilder og spredningsveje i jordtyper, som typisk giver gode og sammenhængende resultater ved poreluftundersøgelse.

Udtagning af niveauspecifikke poreluftprøver sker fra nedrammede sonder eller fra snegleboringer, som filtersættes i den umættede zone. Ved sondering kan flere prøver udtages fra samme sondering i løbet af nedramningen. Etablering af filtersatte snegleboringer åbner mulighed for at vælge filterintervallet ud fra en konkret vurdering af porøsitet og vandspejlsbeliggenhed og kan anvendes til gentagne prøveudtagninger.

Filtersatte snegleboringer kan indrettes til udtagning af både poreluft- og vandprøver. For yderligere detaljer omkring udtagning henvises til Amternes Videncenter for Jordforurening (1998).

Forpumpning af filter eller sonde har til hensigt at rense systemet for atmosfærisk luft og strækker sig almindeligvis over få minutter. Efter forpumpning udtages prøven med en vakuumpumpe. Prøven kan enten opsamles i Rilsan- eller Tedlarpose, på absorptionsrør eller udtages med injektionssprøjte til analyse på stedet. Metodevalg ved prøveudtagningen afgøres ofte af den ønskede detektionsgrænse.

Som alternativ til traditionel prøveudtagning og analyse er udviklet undersøgelseskoncepter til passiv opsamling af dampe i poreluften. Da passiv prøveudtagning typisk kan have en varighed på flere dage eller måske uger, imødegås herved problemet med langsomme diffusionshastigheder i lavpermeable jordlag (Hansen, 2000).

4.3.4 On-line metoder

On-line måling af MTBE udføres i dag med MIMS (Membrane Inlet Mass Spectrometry) teknologi. On-line målingen svarer til at flytte laboratoriet ud i felten. Grundvandet skal for udførsel af målingen føres til en målekasse (ca. ½ m³) placeret på overfladen og strømforsynet. Et sådant system koster i 2001 ca. 400.000 dkr. og skal bygges til lejligheden. Alternativer til den eksisterende teknologi er foto-akustisk baserede målestationer, der i dag er under udvikling. Denne metodik kræver også en placering af måleenheden over jorden og vil forventelig have det samme prisniveau som MIMS-baserede løsninger. Metoderne tilstræber en detektionsgrænse i størrelsesorden 1 µg/l.

On-line målinger af følgestoffer fra benzinforureninger, eksempelvis BTEX, eksisterer, men er i dag ikke så udviklede, at man kan angive en præcis detektionsgrænse for grundvandets indhold.

4.4 Analyseprogram

Et måleprogram til undersøgelse af en benzinforurenet grund skal indeholde analyseparametre til karakterisering af selve olie- og benzinforureningen tilpasset den konkrete forureningssituation (for eksempel forureningens alder, olieprodukter spildt, tilstedeværelse af grund, afstand til drikkevandsboringer) og et forslag hertil er givet i afsnit 4.4.2. Da MTBE er en af de væsentligste komponenter i en vurdering af en potentiel grundvandsforurening ved en benzinstation og derfor et fokuspunkt i nærværende rapport, er i det følgende givet en mere uddybende beskrivelse vedrørende undersøgelse for MTBE og dets nedbrydningsprodukter.

4.4.1 MTBE

Ved nyere forureninger med blyfri benzin er der med meget stor sandsynlighed forurenet med MTBE. Derfor skal også MTBE medtages i et analyseprogram. MTBE kan nedbrydes under aerobe forhold, og på baggrund af den indsamlede viden om nedbrydning af MTBE (som er beskrevet i Miljøprojekt 740 fra 2003)) og de foreslåede veje for nedbrydningen af MTBE, bør et analyseprogram til en MTBE forurenet grund, som minimum indeholde:

MTBE
TBA (tert-butyl alkohol)
TBF (tert-butyl formiat)

Desuden kan de mindre alkoholer og aldehyder også medtages, da de er en del af nedbrydningsvejen for MTBE, jævnfør Miljøprojekt 740 fra 2003. Formaldehyd frigives ved et af de første trin i nedbrydningen af MTBE, så den kan også bruges som indikator for nedbrydningen af MTBE. Her er er nævnt et par eksempler:

iso-propanol
formaldehyd
acetone

Der er imidlertid et problem i at benytte små alkoholer og aldehyder (f.eks. iso-propanol, HIBA) i en forureningsundersøgelse, idet de kan stamme fra andre stoffer end MTBE. Af ovenstående er det sandsynligvis kun HIBA, der er rigtig egnet, da det p.t. er det eneste af disse stoffer, der er vist at blive ophobet i forsøg.

Afhængig af formålet med prøvetagningen på grunden og redox-forholdene i fanen, kan programmet tilpasses. Skal man bare finde ud af, om der er forurenet med MTBE på en grund, er der sandsynligvis tilstrækkeligt at måle for MTBE, med mindre alt MTBE er omsat til TBF og TBA, hvilket ikke er sandsynligt. Skal man kun finde ud af, om der overhovedet er sket en nedbrydning i fanen eller i kilden uden at kvantificere den, er det tilstrækkeligt at måle for TBA. Skal nedbrydningen kvantificeres, afhænger analyseprogrammet af hvilke metoder, der bruges til kvantificering af nedbrydningens størrelse. Ofte kræver dette analyse af både MTBE og TBF/TBA.

Den bedste metode til samtidig bestemmelse af MTBE og nedbrydningsprodukterne TBA og TBF i vand er P&T GC-MS: "purge and trap" opkoncentrering med analyse ved gaskromatografi og detektion ved massespektrometri.

Princippet i analysen er, at en vandprøve udtages direkte i 40 mL prøveglas. En delmængde overføres i et lukket system til et genemboblingskammer, hvor de flygtige forbindelser blæses af med helium ved stuetemperatur. De afblæste flygtige forbindelser fanges i en fælde med en adsorbent og opkoncentreres yderligere i en frysefælde, inden stofferne direkte på GC-MS ved måling på ioner, der er karakteristiske for de enkelte stoffer: selected ion monitoring, SIM.

Metoden har den fordel, som det fremgår af det nedenstående, at den er begrænset arbejdskrævende, kræver et lille volumen prøve, ingen brug af opløsningsmidler til ekstraktion, en meget lav detektionsgrænse, og så medtager den en stor vifte af andre flygtige organiske stoffer. Som standard medtager analysen klorerede opløsningsmidler og trihalomethaner, nedbrydningsprodukter af klorerede opløsningsmidler, BTEXN, MTBE, alkylbenzener.

P&T GC-MS analysemetoden har følgende detektionsgrænse (DL): 0,1-0,2 µg/l for methylchlorid, 0,03 µg/l for vinylklorid og 0,01 µg/l for øvrige forbindelser, herunder MTBE.

Metoden giver med den nuværende opsætning også mulighed for at påvise nedbrydningsprodukterne fra MTBE: TBF (DL: 0,1 mg/L), TBA (DL: 0,2 mg/L), iso-propanol (DL: 0,3 mg/L) og acetone (DL: 5 µg/L).

4.4.2 Forslag til analyseprogram

Med udgangspunkt i eksisterende anbefalinger, praksis og kravværdier foreslås følgende opdelte analyseprogram.

Tabel 4.1. Analyseprogram for Alle benzinstationer (obligatorisk program).

Analyse for sum af kulbrinter i jord vil tillige give en screening for BTEXN og udvalgte PAH.

MTBE er medtaget for alle benzinstationer, idet selv et mindre spild kan forårsage betydelig forurening af grundvandet på grund af stoffets mobilitet og persistens. Naphthalen (N) og alkylbenzener er inddraget, da en kontrol af drikkevandskrav dermed opnås, og da meromkostningen for flere analysemetoder vil være begrænsede, idet alkylbenzener, BTEXN, MTBE og nedbrydningsprodukter kan analyseres i én analysegang (se afsnit 4.4.1).

Tabel 4.2. Supplerende analyser for benzinstationer med spild af diesel eller andre olieprodukter tungere end benzin.

Tabel 4.3. Supplerende analyser for Benzinstationer med spild af benzin med tilsat bly.

Såfremt der ønskes en vurdering af nedbrydningspotentialet for MTBE i jorden, kan analyse for TBA og TBF i jordprøver inddrages. En igangværende nedbrydning af MTBE kan hermed registreres.

Til vurdering af det geokemiske miljø i jorden kan poreluftprøver analyseres for ilt, kuldioxid og methan. En igangværende aerob respiration vil herved kunne registreres.

Geokemiske parametre (f.eks. ilt, nitrat, jern, mangan, sulfat, methan samt pH, ledningsevne, temperatur, alkalinitet) kan for grundvand inddrages i det omfang, hvor data herfra belyser grundvandets strømningsforhold (kildeidentifikation) eller hydrogeokemi (mulighed for nedbrydning af oliekomponenter).

4.4.3 Feltanalyser

Feltanalyser kan benyttes som et hjælpemiddel i felten til afgrænsning af forurening under kortlægning og bortgravning. Feltanalyser er ikke akkrediterede. Der foreligger en gennemgang af egnede feltanalysemetoder for jord (Amternes Videncenter for Jordforurening, 2001), samt en afprøvning af udvalgte feltanalysemetoder til jordanalyser (Amternes Videncenter for Jordforurening, 1999). Feltanalyser er som hovedregel ikke underlagt egentlig kvalitetskontrol, og der findes ikke retningslinier for gennemførelse heraf. Såfremt der i stor udstrækning anvendes feltanalyser er det nødvendigt at etablere et veldokumenteret kvalitetssikringssystem til dokumentation af kvaliteten. En gennemgang af anvendelige feltanalyser er beskrevet i AVJ nr. 3, 2001

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

Version 1.0 Marts 2008, © Miljøstyrelsen.