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

Funktionen af den reaktive væg på Vapokon grunden - 7 år efter etableringen

2 Teori

• 2.1 Reaktive vægge
• 2.2 Nedbrydning af klorerede opløsningsmidler med Fe0
  • 2.2.1 Primære kemiske nedbrydningsprocesser
  • 2.2.2 Biologisk nedbrydning
  • 2.2.3 Erfaringer med biologisk nedbrydning i jernspånevægge
• 2.3 Påvirkning af nedbrydningen i en reaktiv jernspånevæg
  • 2.3.1 Konkurrerende effekter
  • 2.3.2 Reaktivt materiale
  • 2.3.3 Tilklogning af reaktive vægge

2.1 Reaktive vægge

En permeabel reaktiv barriere er en in-situ teknologi til oprensning af forurenet grundvand. En typisk reaktiv barriere består af en permeabel behandlingszone placeret vinkelret på grundvandsflowet indeholdende et reaktivt materiale, [Perebar, 2000]. Når det forurenede grundvand strømmer gennem den reaktive zone, bliver forureningen enten fastholdt i det reaktive materiale, eller omdannet til mindre toksiske eller lettere nedbrydelige stoffer. Væggen er på den måde en barriere for forureningen, men ikke for grundvandsstrømningen, se figur 1. [Powell et al., 1998]

Figur 1: Skitse af reaktiv væg.

Der findes især to typer af reaktive vægge: den kontinuerte væg og funnel and gate systemet, se figur 2.

Den kontinuerte væg etableres således, at denne står vinkelret på grundvandets strømningsretning. Dette betyder at hele forureningsfanen vil strømme gennem den kontinuerte væg. For at undgå at fanen bevæger sig uden om væggen, er det af stor betydning at det reaktive materiale har en større hydraulisk ledningsevne end den omkringliggende akvifer. [Kjeldsen, 2004]

Figur 2: Skitse af kontinuert væg samt ”Funnel & Gate” system.

”Funnel and gate” systemet består af ikke-permeable vægge (funnels) i kombination med en reaktiv væg (gate). Den reaktive væg vil i dette tilfælde være noget mindre i bredden end tilfældet er for den kontinuerte væg. Ved etablering af ”funnel and gate” systemet er det vigtigt at de ikke-permeable vægge er tætte, samt at systemet etableres over hele akviferens tykkelse. Ydermere skal væggen gå ned i et underliggende lerlag. Dette er afgørende for væggens effektivitet, da der ellers vil kunne forekomme strømninger udenom væggen.

”Funnel and gate” systemet er hovedsageligt relevant at overveje ved akvifer-tykkelser under 15-20 meter, da systemet som nævnt skal strække sig over hele akviferens tykkelse [Kjeldsen, 2004].

Det mest udbredte reaktive materiale, der benyttes i reaktive vægge, er granuleret nul-valent jern (Fe⁰). Udbredelsen af nul-valent jern skyldes jernets evne til at nedbryde eller sorbere mange forskellige organiske substanser som klorerede opløsningsmidler, kulbrinter, propaner og nogle uorganiske stoffer som krom, nikkel, bly, uran, sulfat, nitrat, fosfat, arsenik og mange andre. Desuden er granuleret jern det billigst tilgængelige metalliske materiale og et af de billigste reaktive materialer generelt. Nedbrydningsraten afhænger primært af jernets specifikke overfladeareal – jo større areal, jo højere rate. [Perebar, 2000]

2.2 Nedbrydning af klorerede opløsningsmidler med Fe⁰

Når det forurenede grundvand med klorerede opløsningsmidler strømmer gennem en reaktiv væg med jernspåner, sker der flere forskellige sideløbende processer. Der forløber primært fire sideløbende processer; anaerob deklorering (hydrogenolyse), reduktiv ßα-elimination, reduktiv aß-elemination og hydrogenation [Arnold & Roberts, 2000].

Nogle klorerede nedbrydningsprodukter nedbrydes ikke ved med metallisk jern. Dette gælder for følgende stoffer:

• 1,2-DCA
• Dichlormethan (DCM)
• Monochlormethan

2.2.1 Primære kemiske nedbrydningsprocesser

Den anaerobe deklorering, også kaldet hydrogenolyse, sker på baggrund af en anaerob jernkorrosion, hvor iltindholdet i grundvandet ved gennemstrømning af væggen reduceres af det metalliske jern – Fe⁰. Når ilten reduceres, dannes der rust og herefter forløber jernkorrosionen efter følgende reaktion:

Fe⁰ + 2H₂O → Fe²⁺ + 2OH^- + H₂

Under processen henfalder jernet og der frigives ferrojern – Fe²⁺.

Fe⁰ → Fe²⁺ + 2e^-

[Birkelund & Harrekilde, 2003]

På baggrund af denne jernkorrosion udnyttes Fe²⁺, H₂ og de frigivede elektroner til den anaerobe deklorering, hvor PCE ved fuldstændig nedbrydning omdannes til ethan, gennem stofferne TCE, DCE, vinylchlorid og ethen, se figur 3.

Figur 3: Anaerob deklorering (hydrogenolyse) og reduktiv αß-elimination [Kjeldsen, 2004].

Biologisk nedbrydning følger denne anaerobe deklorering (hydrogenolyse) og dannelse af DCE og vinylchlorid kan derfor være et tegn på, at der forekommer biologisk nedbrydning. Sideløbende med dekloreringsprocessen sker der oftest en såkaldt ß-elimination, hvor f.eks. TCE nedbrydes til ethan over mellemprodukterne chloroacetylen, acetylen og ethen. Ved ß-elimination vil der altså ikke dannes de kendte deklorerede nedbrydningsprodukter. [Kjeldsen, 2004]

Figur 3 giver et overordnet billede af de to vigtigste processer ved nedbrydning af klorerede opløsningsmidler, hydrogenolyse og ß-elimination. På figur 4 opnås et mere detaljeret overblik over de 4 nedbrydningsprocesser som foregår ved nedbrydningen: hydrogenolyse, reduktiv α- og ß-elimination og hydrogenation.

Figur 4: Nedbrydningsprocesser for klorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter [Arnold & Roberts, 2000].

Alle reaktionerne i figur 4 starter ved stoffet PCE og ender med dannelsen af ethan. Hydrogenolysen danner nedbrydningsproduktet vinylchlorid, hvilket er specifikt for denne nedbrydningsproces. Reduktiv ß-elimination danner acetylener, hvorefter der dannes ethen og ethan. Det ses også, at der via hydrogenolyse kan dannes acetylener og dermed har ß-eliminationen ikke et unikt nedbrydningsprodukt, som ikke dannes ved en af de andre reaktioner.

Ved hydrogenation dannes DCE fra dichloroacetylen, ethen fra acetylen og ethan fra ethen. α-eliminationen ses ved dannelsen af ethen fra 1,1-DCE. Ved hydrogenolyse erstattes et halogenatom (her et kloratom) med et hydrogenatom, mens der ved reduktiv elimination, elimineres to kloratomer (dihalo-elimination). Ved reduktiv α-elimination erstattes de to kloratomer med hydrogenatomer, mens kloratomerne ved reduktiv ß-elimination elimineres til fordel for en triplebinding i stedet for en dobbeltbinding mellem c-atomerne. Ved hydrogenation reduceres en multibinding (her en triplebinding) til en dobbeltbinding.

Tabel 1 er udarbejdet for at anskueliggøre hvilke nedbrydningsprocesser der er dominerende for hvert enkelt stof, dvs. hvor stor en procentdel af hvert stof der nedbrydes ved hver af de fire omtalte nedbrydningsprocesser.

Tabel 1: Nedbrydning ved de 4 processer i % af de forskellige stoffer.
[Arnold & Roberts, 2000]

Det fremgår af tabel 1, at reduktiv ß-elimination generelt er dominerende for nedbrydningen af PCE, TCE, trans-DCE og cis-DCE. 1,1-DCE nedbrydes kun ved reduktiv aα-elimination, mens acetylen nedbrydes ved hydrogenation og chloroacetylen og dichloroacetylen primært ved hydrogenolyse.

Der er i litteraturen fundet en figur der angiver nedbrydningsrater for forskellige klorerede stoffer, se figur 5. Raterne er normaliserede i forhold til jernets overfladeareal og derfor angivet i enheden L/(h·m²).

Figur 5: Nedbrydningsrater for klorerede stoffer normaliseret i forhold til jernets overfladeareal. De åbne cirkler angiver data fra batchforsøg, mens de fyldte cirkler angiver data fra kolonneforsøg. [Johnson et al., 1996]

Det ses af figur 5 at nedbrydningsraterne for moderstofferne PCE og TCE generelt ligger omkring 10^-4-10^-3 L/(h·m²), mens raterne for nedbrydningsprodukterne er lidt lavere omkring 10^-5-10^-4 L/(h·m²).

2.2.2 Biologisk nedbrydning

Under de rette betingelser kan mikroorganismer foretage biologisk nedbrydning af klorerede opløsningsmidler. Den biologiske nedbrydning kan overordnet inddeles i to processer:

• Aerob oxidation
• Anaerob reduktiv deklorering

Disse to processer kan begge have indflydelse på den biologiske nedbrydning af et kloreret stof. Generelt er opfattelsen af biologisk nedbrydning af klorerede ethener, at PCE kun nedbrydes anaerobt, TCE nedbrydes både anaerobt og aerobt, mens DCE og vinylchlorid nedbrydes bedst under aerobe forhold. [Søgaard & Christensen, 2003] Den væsentligste fjernelsesmekanisme i et grundvandsmagasin er anaerob reduktiv deklorering. Processen foregår ved at moderstoffet PCE omdannes til TCE, ved ombytning af et kloratom med et hydrogenatom. I næste step omdannes TCE til en af de tre DCE-isomerer (fortrinsvis cis-DCE ca. 99%), hvilket foregår på samme måde. [Mossing & Bjerg, 2003] Halorespirerende bakterier er den overordnede betegnelse for de bakterier der kan nedbryde klorerede stoffer ved anaerob reduktiv deklorering. I denne proces spiller hydrogen en central rolle som elektrondonor, mens det klorerede stof er elektronacceptor. Nogle halorespirerende bakterier kan også benytte nitrat eller sulfat som elektronacceptor og er på den måde ikke afhængig af tilstedeværelsen af klorerede stoffer. Dette gælder dog ikke for bakterierne Dehalococcoides ethenogens og Dehalobacter restrictus, der kun kan benytte klorerede forbindelser som elektronacceptor. Figur 6 anskueliggør hvilke typer halorespirerende bakterier, der kan udføre de forskellige trin i den anaerobe dekloreringsproces.

Figur 6: Typer af halorespirerende bakterier og deres indflydelse på den reduktive deklorering [Bjerg et al., 2006].

Da der dannes hydrogen ved jernkorrosion i en reaktiv barriere er det nærliggende at tro, at der her kan foregå biologisk nedbrydning. Dette kræver dog at der ikke er forhold i væggen, der forhindrer mikrobiologisk aktivitet.

2.2.3 Erfaringer med biologisk nedbrydning i jernspånevægge

Da man begyndte at implementere reaktive barrierer og flere år efter, betragtede man processerne der foregår i en reaktiv væg, indeholdende nul-valent jern, som rene abiotiske reaktioner og dermed uden indblanding af mikrobiel aktivitet. Argumenterne var på dette tidspunkt, at mikroorganismerne ikke kunne fungere i et miljø med så høj pH som jernkorrosionen forårsager (i flere tilfælde over 10) [Kjeldsen 2004]. Det er i flere tilfælde siden set, at der foregår mikrobielle reaktioner i nul-valent jern [Scherer et al., 2000]. Der er blevet rapporteret om nedbrydning af stoffer som normalt ikke nedbrydes i nul-valent jern og hurtigere nedbrydning af TCE ved tilsætning af mikroorganismer i forsøgsinstallationer [Diels, 2001]. Desuden er der i forsøgsopstillinger observeret en højere dannelsesgrad af nedbrydningsprodukterne cis-DCE og vinylchlorid, som indikerer biologisk nedbrydning frem for abiotisk nedbrydning [Lampron et al., 2001].

2.3 Påvirkning af nedbrydningen i en reaktiv jernspånevæg

I de foregående afsnit er der redegjort for, hvordan de teoretiske nedbrydningsprocesser foregår, samt hvilke processer der er dominerende. Der er imidlertid mange elementer der kan påvirke disse teoretiske processer. I det følgende vil nogle problemstillinger blive belyst, som kan have afgørende betydning for en reaktiv barrieres effektivitet.

2.3.1 Konkurrerende effekter

Nedbrydning af klorerede opløsningsmidler på en nul-valent jernoverflade er en kompleks overfladekemisk proces. Når PCE og TCE transporteres med grundvandet hen mod den reaktive barriere, adsorberer stofferne til jernoverfladen, hvor de dekloreres. Nedbrydningsprodukterne trans-, cis- og 1,1-DCE produceres på jernoverfladen og kan enten adsorbere på eller desorbere fra denne overflade, med deres egne specifikke kinetiske parametre. Adsorberede nedbrydningsprodukter kan dekloreres yderligere til nedbrydningsprodukterne vinylchlorid, acetylen, ethen og til sidst ethan. På denne måde optager alle stofferne plads på jernoverfladen og der vil opstå konkurrence mellem dem, for at blive siddende på overfladen. Denne konkurrence kan blive et problem hvis der eksisterer højere koncentrationer af klorerede opløsningsmidler end jernoverfladen kan rumme, eller hvis andre adsorberende stoffer som fx BTEX’er eksisterer i grundvandet som primære forureningsstoffer. En undersøgelse af betydningen af forhøjede trans-DCE-koncentrationer på nedbrydningsraten af cis-DCE, har vist at cis-DCE’s førsteordens nedbrydningsrate faldt med en faktor 3, hvis trans-DCE med en koncentration på 4 µg/l blev tilsat en startkoncentration for cis-DCE på 0,5 µg/l. [Schäfer et al., 2003]

Der er desuden lavet en kolonneforsøgsopstilling for at undersøge, hvordan tilstedeværelsen af TCE påvirker nedbrydningen af cis-DCE og omvendt. Det viser sig, at nedbrydningen af TCE ikke er påvirket af tilstedeværelsen af cis-DCE. Til gengæld nedsættes nedbrydningsraten for cis-DCE med omkring 44% ved tilstedeværelsen af 50% TCE og 50% cis-DCE, i forhold til nedbrydningsraten når der kun er cis-DCE tilstede. [Schäfer et al., 2003] Den indbyrdes påvirkning af nedbrydningsraten ved tilstedværelse af en kombination af stoffer, påvirker desuden dimensioneringen af den reaktive væg og derfor bør beregningerne på opholdstiden tilpasses disse påvirkninger.

2.3.2 Reaktivt materiale

Effektiviteten af det reaktive materiale der benyttes i en reaktiv væg, reduceres efter en årrække. Der er lavet kolonneforsøgsopstillinger for at afgøre, hvor stor forskellen er på nyt jernmateriale og et jernmateriale, der har været installeret i en reaktiv væg i ca. 4 år. I tabel 2 er nedbrydningsraterne for PCE, TCE og cis-DCE med nyt jernmateriale sammenlignet med brugt materiale.

Det fremgår af tabel 2, at effektiviteten nedsættes væsentligt når jernmaterialet har været brugt i en årrække. Derfor kan dette også være en medvirkende faktor, når effektiviteten og levetiden af en reaktiv væg vurderes.

Tabel 2: Nedbrydningsratekoefficienter (k_obs)for tre stoffer, ved brug af nyt og brugt jernmateriale. [Ebert et al., 2006]

2.3.3 Tilklogning af reaktive vægge

Effektiviteten af en reaktiv barriere kan forringes hvis den klogges til. Dette kan ske ved udfældning, hydrogendannelse, samt ved akkumulering af biomasse. Tilklogningen kan forårsage, at vandstrømningen kun foregår i en begrænset del af væggen og dermed forkortes væggens levetid, da det reaktive materiale ved den forhøjede gennemstrømning hurtigere slides op. Hvis vandstrømningshastigheden stiger i begrænsede dele af væggen forkortes reaktionstiden og dermed renses vandet ikke som ønsket. På denne måde forringes effektiviteten af væggen, hvorfor det er vigtigt at sætte fokus på udfældninger, hydrogendannelse og biomasse.

2.3.3.1 Udfældninger

Effektiviteten af en reaktiv væg med jernspåner kan potentielt forringes hvis det nul-valente jern (Fe⁰) ødelægges af korrosion og udfældningsprodukter, der nedsætter permeabiliteten og reaktiviteten af den reaktive væg.

Når jernet oxideres fra Fe⁰ til Fe²⁺ dannes hydroxidioner, hvilket vil forårsage en stigning i pH. Dette kan medføre en udfældning af jernhydroxid ved reaktionerne:

Fe^O + 2H₂O → Fe(OH)₂ + 2H⁺ + 2e^-

Fe(OH)₂(s) → FeO(OH) + H⁺ + e^-

Finder disse reaktioner sted på overfladen af jernvæggen, kan det føre til en begrænset adgang for de klorerede stoffer til det reaktive materiale, hvorfor der vil ske en forringelse af dekloreringsprocessen. Ydermere kan udfældningen resultere i, at porevolumenet mellem jernspånerne blokeres, hvilket ligeledes vil forringe dekloreringsprocessen. [Roh et al., 2000]

Det bør dog nævnes, at nogle udfældninger, som magnetit (Fe₃O₄) og grøn rust, ikke kun er passiverende for nedbrydningen af klorerede opløsningsmidler, men også kan være gavnlig for processen, da udfældningerne ikke forhindrer eletrontransferen i at ske [Ritter et al., 2002]. Desuden er der estimeret nedbrydningsrater med grøn rust i samme størrelsesorden som for nul-valent jern [Erbs et al., 1999].

Den kemiske sammensætning af grundvandet spiller en rolle for eventuel tilklogning af den reaktive væg, da sammensætningen kontrollerer mineralogien af de udfældninger der vil kunne forekomme. Indeholder grundvandet store mængder karbonat, kan dette resultere i en signifikant udfældning af siderit (FeCO₃) og kalcit (CaCO₃). Hydroxidioner dannet ved jernkorrosion vil reagere med opløst kulsyre og bikarbonat i grundvandet, hvorved der vil dannes karbonationer:

H₂CO₃ + 2OH^- → CO₃^2- + 2H₂O

HCO₃^- + OH^- → CO₃² + H₂O

Dannelsen af karbonationer vil resultere i en udfældning af forskellige karbonatspecier på fast form, der kan medføre tilklogning af den reaktive væg.

Ca²⁺ + CO₃^2- → CaCO₃(s)

Ca²⁺ + HCO₃^- → CaCO₃(s) + H⁺

Fe²⁺ + CO₃^2- → FeCO₃(s)

Fe²⁺ + HCO₃^- → FeCO₃(s) + H⁺

[Roh et al., 2000]

I USA er flere af de etablerede reaktive barrierer blevet evalueret og der er fundet flere eksempler på at der finder udfældninger sted. På grundene ”Former NAS Moffett Field” (Mountain View, CA) og ”Former Lowry AFB” (Denver, CO) er reaktive vægge benyttet som oprensningsmetode til TCE-forureninger. Jernkerner udtaget af de to vægge har vist, at der på jernpartiklerne findes udfældninger af mineraler som kalcium, silicium, aragonit, kalcit og jernkarbonathydroxid. I begge tilfælde er de mest markante udfældninger fundet i den opstrøms del af væggen. Der er ydermere udført kolonneforsøg, hvor en driftsperiode for den reaktive barriere på 30 år er simuleret. Grundvandet benyttet til simuleringen, har et moderat indhold af totalt opløst stof (500-1000 mg/l) ved ” Former NAS Moffett Field” og et højt indhold af totalt opløst stof (>1000 mg/l) ved ”Former Lowry AFB”. Simuleringerne har vist, at halveringstiden for TCE stiger med en faktor 2 ved et moderat indhold af TDS, mens stigningen er på en faktor 4 ved et højt indhold. Denne stigning i halveringstiden skyldes sandsynligvis udfældninger på jernets overflade. [FRTR, 2002]

Omfanget af udfældning på jernspånerne er undersøgt ved to andre reaktive vægge, U.S. Coast Guard Support Center (Elizabeth City, NC) og Denver Federal Center (Lakewood, CO). Disse to steder er de reaktive barrierer undersøgt efter 4 års drift, og resultaterne har vist at jernspånerne er dækket af et 10-50 µµm tykt lag udfældninger i den opstrøms overgang mellem akvifer og jern. Disse udfældninger er vurderet til at give en maksimal reduktion af porøsiteten i væggen på mellem 6 og 14 % efter 4 år. [FRTR, 2002]

Figur 7: Nye jernspåner (a), Jernspåner brugt i 5 måneder (b), [Liang et al., 2000]

På ”Portsmouth Gaseous Diffusion Plant” (PORTS) i Ohio resulterede korrosion og tilklogning i, at en oprensning af grundvand forurenet med klorerede opløsningsmidler, uran og metaller, måtte stoppes efter kort tid. Grundvandet blev behandlet ved at gennemstrømme et nul-valent jernmedie og efter ca. 5 måneders behandling var der sket en markant ændring af de benyttede jernspåner. De korroderede jernspåner var markant mindre end nye jernspåner, de var hullede og havde ikke den samme metalliske glans som de nye jernspåner, se figur 7. Behandlingen af grundvandet måtte ophøre efter 6 måneder, grundet signifikant korrosion samt tilklogning af jernmediet. [Liang et al., 2000]

Det er blevet undersøgt hvordan et højt indhold af karbonationer i grundvandet påvirker nedbrydningen af klorerede opløsningsmidler og hvordan det påvirker udfældningen. Kolonneforsøg viser, at der foregår en større nedbrydning af klorerede opløsningsmidler ved højere indhold af karbonationer i grundvandet, men ved denne højere flux af karbonationer ses ligeledes en hurtigere udfældning. Desuden vil en højere karbonatflux øge jernkorrosionen og dannelsen af hydrogengas, som ligeledes kan nedsætte permeabiliteten i væggen. Ved et ”funnel and gate” system fås større masseflux af karbonat, da væggen gennemtrænges af en større mængde vand end ved en kontinuert væg som beskrevet tidligere. Derfor ses disse begrænsninger med større udfældning og mere produceret hydrogengas mere udtalt i et ”funnel and gate” system, end i en kontinuert reaktiv væg. [Parbs et al., 2007]

2.3.3.2 Hydrogendannelse

Ved jernkorrosionen sker en frigivelse af hydrogengas ifølge reaktionsligningen:

Fe⁰ + 2H₂O → Fe²⁺ + 2OH^- + H₂(g)

Batchforsøg med nul-valent jern under forskellige forhold har vist en hydrogendannelse på mellem 0,19 og 49 µmol/(dag·g jern). Batchen der resulterede i den laveste produktion af hydrogen indeholdt foruden jern millipore vand og 100 % nitrogen. Batchen der gav den højeste produktion indeholdt 80 vol% nitrogen og 20 vol% kuldioxid samt vand med en koncentration af bikarbonat på 250 mg/l. Forsøget har ydermere vist at hydrogenkoncentrationen i batchene var stigende i den første måned, hvorefter produktionen stort set ophørte. [Bokermann et al., 2000]

Hydrogengas kan udfylde dele af porevolumenet i en reaktiv væg og hermed reduceres væggens effektivitet. Dette kan især være et problem, hvis der over den reaktive zone forekommer et impermeabelt lag så gassen ikke kan diffundere ud af væggen [RTDF, 2000].

I kolonneforsøg er 4 opløsninger (1: destilleret vand, 2: 10 mg/l TCE, 3: 300 mg/l CaCO₃, 4: 10 mg/l TCE + 300 mg/L CaCO₃) blevet tilsat kolonner med nul-valent jern. I alle 4 kolonner blev der akkumuleret gas som nedsatte startporøsiteten med 10% og medførte et fald i permeabiliteten på omkring 50-80% [Zhang & Gillham, 2005]. Andre lignende forsøgsopstillinger har ligeledes påvist at hydrogengas som klogging har en væsentlig reducerende effekt på væggen, ved nedsættelse af væggens permeabilitet [Parbs et al., 2007]. I nogle tilfælde har bobler af hydrogengas endda vist sig at være den væsentligste grund til reduktion af væggens permeabilitet [Gillham et al., 2001].

2.3.3.3 Biologisk tilklogning

Mikrobiologiske processer kan have betydning for effektiviteten af en reaktiv væg på længere sigt. Øget mikrobiel aktivitet kan nedsætte og ændre væggens porøsitet og hydraulik, grundet akkumulering af biomasse eller biofilm, produktion af gasbobler samt dannelse af udfældninger. De mikrobiologiske processer kan dog også være med til at forbedre væggens effektivitet. Dette kan ske da mikroorganismerne kan nedbryde de forurenende stoffer, samt at organismerne kan forbruge den hydrogengas der er dannet under jernkorrosionen. [Gu et al., 2002]

Mikrobiologiske undersøgelser af en reaktiv barriere med jern etableret i 1997 på ”Oak Ridge Y-12 Plant”-grunden i Tennessee viser, at der et år efter installationen er sket en stigning i mændgen af biomasse i grundvandet i og omkring væggen. Det er fundet, at koncentrationen af mikroorganismer (celler per ml grundvand) er 1-3 gange større i grundvandet i og omkring væggen, i forhold til baggrundskoncentrationen. Ydermere viser undersøgelserne, at tilstedeværelsen af mikroorganismer stiger fra opstrøms til nedstrøms væggen. [Gu et, al., 2002]

Udover grundvandsprøver er der i undersøgelsen også taget prøver af jorden omkring væggen, samt jernkerner. Disse prøver viser ligeledes en øget mikrobiel aktivitet der er 2-3 gange højere end baggrundskoncentrationen. [Gu et al., 2002]

Som nævnt kan den øgede mikrobielle aktivitet i og omkring den reaktive barriere både have fordele og ulemper. Den vigtigste konsekvens er måske, at tilstedeværelsen af sulfatreducerende bakterier, der reducerer sulfat til sulfid, kan bidrage til udfældning af FeS der danner belægning på jernspånerne og medfører tilklogning af væggen, se figur 8. [Gu et al., 2002]

Figur 8: Jernudfældning på den reaktive væg på ”Y-12”-grunden i Tennessee [Roh et al., 2000]

To år efter etableringen af væggen blev der på ”Oak Ridge Y-12 Plant”-grunden udtaget jernkerner fra væggen til kolonneforsøg. Der blev udført forsøg med to forskellige porevandshastigheder på henholdsvis 9,4 m/d og 0,3 m/d, til en simuleringsperiode på ca. 17 år. Kolonnen med den højeste hastighed viste omfattende jernkorrosion og udfældning ved indløbet, mens der for kolonnen med den lavere hastighed ikke sås den samme grad af hverken jernkorrosion eller udfældning. Sporstofforsøg viste, at flowet gennem kolonnen efter en simuleringsperiode på 1,3 år var homogent, mens der efter 3,9 års simulering sås kanaldannelse i jernmaterialet. [Kamolpornwijit et al., 2004]

Andre undersøgelser af reaktive barrierer i USA har ligeledes vist en øget mikrobiel aktivitet i dele af væggen. På grundene ”U.S. Coast Guard Support Center” (Elizabeth City, NC) og ”Denver Federal Center” (Lakewood, CO), er der etableret reaktive vægge til oprensning af forurening med henholdsvis hexavalent krom samt TCE og de klorerede stoffer TCE, TCA og DCE. I begge tilfælde er den mikrobielle aktivitet i området omkring væggen undersøgt og resultaterne har vist, at der i overgangen mellem akvifer og jernmateriale opstrøms, findes større mikrobiel aktivitet end i den øvrige del af væggen. [FRTR, 2002]

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

Version 1.0 marts 2009, © Miljøstyrelsen.