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

Håndtering af lettere forurenet jord - Fase 1

2 Beregning af grænseværdier for udvaskning

• 2.1 Udvalgte stoffer til beregning
• 2.2 Anvendelsen af L/S
• 2.3 Vurdering af overholdelse af grundvandskvalitetskrav
• 2.4 Afstandskrav til anvendelse i denne sammenhæng
• 2.5 Vurdering af forskel i attenuering/fortynding ved anvendelse af forskellige afstandskrav
• 2.6 Forudsætninger for beregninger
• 2.7 Resultater for grundscenarier
• 2.8 Variation i anvendelseshøjde- beregningsmåde
  • 2.8.1 Datasæt eksklusive organiske stoffer
  • 2.8.2 Datasæt inklusive organiske stoffer
• 2.9 Resultater for variation i anvendelseshøjde
• 2.10 Overvejelser vedrørende støjvolde

2.1 Udvalgte stoffer til beregning

Beregningerne af tilladt udvaskning udføres for de uorganiske komponenter (samt DOC og phenoler), for hvilke der opstilles udvaskningsbaserede kriterier i reglerne om deponering af affald. De gennemføres endvidere for en række organiske stoffer/stofgrupper, for hvilke der ønskes opstillet faststofkriterier for jord, der skal genanvendes. Det drejer sig blandt andet om en række stofgrupper, for hvilke der skal bestemmes modelstoffer til anvendelse i beregningerne (BTEX, mineralolie C₁₀-C₄₀, PAH, PCB og phenoler). For hver af disse stofgrupper er udvalgt et eller flere modelstoffer, for hvilke beregningerne udføres. Dette muliggør modelberegninger og kriteriefastsættelse baseret på ét specifikt stof, som så i praksis anvendes til fastsættelse af kriterier for hele stofgruppen. Nedenfor gennemgås udvælgelsen af de stoffer og modelstoffer for de enkelte stofgrupper, for hvilke der gennemføres beregninger.

Uorganiske komponenter og DOC

Der er estimeret grænseværdier for As, Ba, Cd, Cr (opdelt i Cr_tot, Cr_III og Cr_VI), Cu, Hg, Mo, Ni, Pb, Sb, Se, Zn, Cl, F og SO₄ samt opløst organisk kulstof (dissolved organic carbon, DOC).

BTEX:

Beregningerne er gennemført for alle stoffer i stofgruppen. Dog gælder grundvandskvalitetskriteriet for xylen for summen af xylener og ethylbenzen, da xylen indeholder ethylbenzen efter den tekniske fremstilling. Derfor samles xylen og ethylbenzen til ét modelstof. Da m-xylen udgør op til 70% af xylenerne, anvendes der kemiske data for m-xylen (Miljøstyrelsen, 1993).

Mineralolie:

For C₁₀-C₁₅ er stoffet dekan valgt som repræsentant, ud fra den betragtning, at det ifølge DHI (2004) er den repræsentant for den vægtmæssigt største del af C₁₀-C₁₅ i dieselolie og fyringsolie, som viser den mindste tilbageholdelse (retardation). For gruppen C₁₅-C₃₅ er pentadekan af samme årsag valgt. Man ser i øvrigt, at selv om disse komponenter begge er konservativt valgt, tilskrives de begge den højeste Κ_d-værdi på 100 l/kg i modelberegningerne (se afsnit 2.6).

PAH:

For PAH'erne er naphthalen og fluoranthen valgt som repræsentative modelstoffer. Naphthalen er den mest vandopløselige PAH, og det stof som forekommer i størst andel i stenkulstjære (Miljøstyrelsen, 1996), som findes i benzin/dieselolie samtidig med, at der er fastsat et specifikt grundvandskriterium for stoffet på 1 µg/l. Desuden er der et grundvandskriterium på 0,1 µg/l baseret på summen af seks PAH'er, hvoraf fluoranthen har størst vandopløselighed.

PCB:

EU (CEC, 2003) angiver en grænseværdi for faststofindholdet i affald, som skal modtages på et deponeringsanlæg for inert affald, for syv kongenere af PCB (PCB-28, PCB-52, PCB-101, PCB-118, PCB-138, PCB-153 og PCB-180). Blandt disse er PCB-28 valgt som repræsentant, da det er det mest vandopløselige af de syv.

Phenoler:

EU (CEC, 2003) angiver grænseværdier for udvaskningen af phenoler målt som ”phenol-indeks”. Phenol-indeks dækker over resultatet af en vanddampsdestillat-analysemetode, der indregner alle phenoler, som ikke er para-substituerede (Eurofins A/S, 2006). Dette betragtes ikke som en hensigtsmæssig repræsentation af phenoler i beregningerne, og der er derfor i stedet valgt et modelstof, som dækker ikke-klorerede phenoler (phenol), og to modelstoffer, som dækker de klorerede phenoler (2-chlorphenol og pentachlorphenol).

Modelberegningerne er således udført for nedenstående stoffer:

Opløst organisk kulstof (dissolved organic carbon, DOC) er medtaget i oversigten og også i beregningerne, selv om der ikke sker nogen yderligere diskussion af resultaterne heraf. Det skyldes dels, at Miljøstyrelsen ikke har foreslået grænseværdier for faststofindhold af organisk kulstof (total organic carbon, TOC) i forbindelse med genanvendelse af lettere forurenet jord, dels at det ikke har været muligt at tilvejebringe en tilstrækkelig mængde samhørende målinger af TOC og DOC for relevante jordtyper.

2.2 Anvendelsen af L/S

I det følgende benyttes begrebet væske-/faststofforhold (L/S efter liquid to solid ratio) ofte i beskrivelsen af stofudvaskningen. L/S er et udtryk for den vandmængde (for eksempel i liter), som på et givet tidspunkt har været i kontakt med eller er perkoleret gennem en given mængde jord (for eksempel i kg). Når man udtrykker resultaterne af udvaskningstests i form af koncentrationer (mg/l) eller udvaskede stofmængder (mg/kg) som funktion af L/S-forholdet (i l/kg), muliggør det indbyrdes sammenligning af resultater fra forskellige udvaskningstests (for eksempel kolonnetests og batchtests), ligesom det under visse omstændigheder muliggør en ”oversættelse” og sammenligning af laboratorieresultater med den stofudvaskning, som forventes under feltforhold. Når dimensioner og infiltration er kendt, kan man for en givet anvendelsesprojekt for jord ”oversætte” L/S-skalaen til en tidsskala. I bilag 1 er L/S anvendt til fastsættelsen af udvaskningskriterier. En grænseværdi for udvaskning skal altid ses i sammenhæng med den L/S-værdi, hvorved den er fastlagt, og hvorved en test til kontrol af, om grænseværdien overholdes, udføres. I dansk lovgivning har man, i modsætning til situationen i de fleste andre EU-lande, valgt at foreskrive testning ved L/S = 2 l/kg, for eksempel i genanvendelsesbekendtgørelsen (Miljøstyrelsen, 2006b). Der er derfor ved indsamlingen af baggrundsdata for vurderingerne lagt størst vægt på udvaskningsdata bestemt ved L/S = 2 l/kg.

2.3 Vurdering af overholdelse af grundvandskvalitetskrav

En gennemførelse af en vurdering af tilladelig udvaskning/infiltration fra den genanvendte jord forudsætter, at det fastlægges, hvilke kvalitetskrav grundvandet i området for genanvendelsen skal overholde, og hvor disse krav skal være overholdt.

Lignende vurderinger af overholdelse af grundvandskvalitetskrav er foretaget i forbindelse med udarbejdelsen af andre bekendtgørelser/vejledninger inden for relaterede områder.

I den eksisterende genanvendelsesbekendtgørelse er der opstillet krav om en mindste afstand på 30 m til indvindingsanlæg for vandforsyning, hvor vandet skal have drikkevandskvalitet. I de modelberegninger, der er udført som grundlag for udarbejdelsen af genanvendelsesbekendtgørelsen, er det ligeledes vandkvaliteten i en tænkt indvindingsboring 30 m nedstrøms fra genanvendelsesstedet, der anvendes som dimensionerende for attenueringen af kildekoncentrationen (Miljøstyrelsen, 1999).

I bekendtgørelsen om deponeringsanlæg (Miljøstyrelsen, 2001) er det specificeret, at man for at kunne opnå reducerede krav til bundmembranen for et deponeringsanlæg ved en miljørisikovurdering skal kunne godtgøre, at koncentrationerne i grundvandet ikke overskrider kvalitetskravene i en afstand, som svarer til grundvandets transportafstand på ét år, dog maksimalt 100 m. Samme afstandskrav findes i Miljøstyrelsens vejledning om oprydning på forurenede lokaliteter (Miljøstyrelsen, 1998).

I forbindelse med udarbejdelse af nye regler om deponering af affald (se bilag 1) er det foreslået, at grundvandskvalitetskravene skal være overholdt i en afstand på 100 m fra den nedstrøms afgrænsning af deponeringsanlægget. Samtidig er porevandshastigheden (transporthastigheden) i modelberegningerne (foreløbigt) sat til 100 m/år, og de 100 m afstand svarer således til ét års transportafstand for modelscenariet. For deponeringsanlæg i umiddelbar nærhed af kysten er det foreslået, at der i tilgift kan tages hensyn til de marine fortyndingsforhold. I det følgende er det de kravværdier til grundvandskvalitet, som er vist i bilag 1, tabel 3.10, der anvendes.

2.4 Afstandskrav til anvendelse i denne sammenhæng

Som udgangspunkt fastholdes proceduren med overholdelse af vandkvalitetskrav i et punkt nedstrøms genanvendelsesområdet. Der skal dog oven i dette foretages vurderinger af den samlede tilladte flux fra genanvendelsesområder til grundvandet; dette diskuteres i kapitel 4.

Ved fastsættelse af afstandskravet til det punkt, hvor grundvandskvaliteten skal være overholdt i forbindelse med genanvendelse af lettere forurenet jord, må man sammenholde forholdene ved genanvendelse af lettere forurenet jord med afstandskravene i de øvrige bekendtgørelser og vejledninger.

Afstandskravet (til det sted – point of compliance (POC) – hvor grundvandskvalitetskravet skal være opfyldt) i forbindelse med etablering af deponeringsanlæg forventes at blive på 100 m. Det må tages i betragtning, at der vil være et begrænset antal deponeringsanlæg i Danmark, som hver især optager betydelige arealer, og at disse deponeringsanlæg i udgangspunktet er etableret kystnært og/eller i områder med begrænsede drikkevandsinteresser. Man kan således i forbindelse med deponeringsanlæggene argumentere for en relativ stor zone omkring anlæggene, hvor man tillader grundvandet at have en kvalitet, som ikke opfylder grundvandskvalitetskravet. Derimod kan genanvendelsesprojekter i princippet etableres overalt, og de vil variere meget i størrelse fra anlæg af større veje og pladser til anlæg af stier og ledningsgrave. I udgangspunktet vil man således kunne have store genanvendelsesprojekter i områder med grundvandsindvindingsinteresser. Dette taler for at gøre den zone omkring genanvendelsesprojekterne, hvor grundvandskvaliteten ikke overholdes, forholdsvis lille.

Man kan forestille sig en regulering af placeringen af bestemte typer (størrelser) af genanvendelsesprojekter eller en graduering af afstandskravet, alt efter hvor man befinder sig i forhold til grundvandsreservoirer med indvindingsinteresser. Man bør dog i den sammenhæng være opmærksom på, at nuværende og fremtidige områder med grundvandindvindingsinteresser ikke nødvendigvis er sammenfaldende, og i udgangspunktet må det foretrækkes, at reglerne gælder for alle genanvendelsesprojektet uanset beliggenheden.

For risikovurdering af forurenede grunde gælder som nævnt et afstandskrav på maksimalt 100 m (Miljøstyrelsen, 1998). Denne risikovurdering anvendes i den offentlige indsats over for eksisterende forurening, som skyldes fortidens synder, og hvor der er tale om at prioritere begrænsede offentlige midler. I modsætning hertil er der ved genanvendelse tale om ny udlægning af jord, som kan forurene grundvandet. Der er således som udgangspunkt tale om forskellige situationer, og denne forskel kan begrunde, at der anvendes et kortere afstandskrav ved genanvendelse end ved oprydning.

2.5 Vurdering af forskel i attenuering/fortynding ved anvendelse af forskellige afstandskrav

For at vurdere betydningen af valg af afstandskrav er der indledningsvis foretaget en vurdering af attenueringen i grundvandet i hhv. 30 og 100 m afstand nedstrøms kilden. Ved vurderingen er der anvendt samme forudsætninger og antagelser, som er anvendt ved beregningerne i forbindelse med deponeringsreglerne. Disse forudsætninger er vist i tabel 2.1.

Tabel 2.1 Forudsætninger anvendt ved fastsættelse af regler om deponering af affald.

I første omgang foretages en vurdering af attenueringen for de to afstande ud fra den relativt simple opblandingsmodel, som anvendes i Miljøstyrelsens vejledning om oprydning på forurenede lokaliteter (Miljøstyrelsen, 1998) og i JAGG-modellen (Miljøstyrelsen, 2000). Attenueringsfaktoren defineres ved:

(2-1)

hvor

Attenueringssfaktoren er den værdi (<1), som udgangskoncentrationen skal multipliceres med, for at beregne koncentrationen i POC. En attenueringsfaktor på for eksempel 0,10 svarer altså til en ”10 gange fortynding”. Imidlertid er der ved de her gennemførte vurderinger ikke tale om simple fortyndinger, men om både hydrodynamiske og fysisk/kemisk/biologiske processer. Derfor anvendes betegnelsen attenuering samlet som begreb for disse processer og betegnelsen attenueringsfaktor som beregningsdefinition.

Med de i tabel 2.1 givne parameterværdier varierer forholdet mellem attenueringen i hhv. 100 og 30 m afstand nedstrøms fra ca. 1,8 for små udstrækninger af de forurenede område (1-10 m) og ned til ca. 1,4 for en udstrækning af det forurenede område på 100 m (jf. tabel 2.2). Disse forhold gælder for konservative stoffer og er således retningsgivende alene for effekten af øget opblanding som følge af (hydrodynamisk) dispersion. De medtager ikke den mulige effekt af sorption på opblandingen. I de modelberegninger, som ligger til grund for Rådsbeslutning 2003/33/EF, og hvor Kd-værdierne ligger mellem 0 og 100 l/kg, fås forskelle i attenuering i punkter hhv. 20 og 200 m nedstrøms på mellem 1,8 og 2,3, så de ovenfor angivne forskelle mellem afstande på 30 og 100 m virker rimelige.

I tabel 2.2 er der for forskellige nedstrøms afstande fra den nedre afgrænsning af en genanvendelse vist attenueringen beregnet med JAGG-modellen for en udstrækning i strømningsretningen af det forurenede område eller genanvendelsesområdet på 100 m, hvilket er det samme, som er anvendt ved beregningerne i forbindelse med implementeringen af Rådsbeslutning 2003/33/EF i Danmark.

Tabel 2.2 Attenuering beregnet ved hjælp af JAGG-modellen for en genanvendelse med en udstrækning på 100 m i strømningsretningen i forskellige afstande fra områdets nedstrøms afgrænsning.

Til sammenligning giver beregningerne udført i forbindelse med implementeringen af EU’s regler for modtagelse af affald til deponering (CEC, 2003) attenueringer på fra C/C₀ = 0,2 for konservative stoffer ned til C/C₀ = 0,02 for stærkt sorberende stoffer for en afstand på 100 m og en udstrækning af deponeringen på 100 m (DHI, 2006). Attenueringsfaktoren beregnet med deponeringsmodellen er altså lidt mindre for konservative stoffer og væsentligt mindre, når sorption inddrages i betragtningen. Resultaterne af de to beregninger af attenuering kan dog ikke sammenlignes direkte, da deponeringsberegningerne indeholder forudsætninger omkring udvikling i kildestyrke og infiltration, som ikke indgår i beregningerne i JAGG-modellen.

Ovenstående betragtninger viser, at POC’s afstand nedstrøms anvendelsesområdet har væsentlig betydning. Der regnes i første omgang på resulterende kriterier i både 30 og 100 m afstand nedstrøms fra genanvendelsesområdet.

2.6 Forudsætninger for beregninger

Ideelt set burde der udføres egentlige modelberegninger på alle de scenarier, som opstilles for genanvendelsen af lettere forurenet jord. Dette er af tidsmæssige og økonomiske årsager ikke muligt. Den nedenfor beskrevne fremgangsmåde vil producere vejledende kriterier for udvaskning, som for nogen scenarier og komponenter vil være behæftet med en vis usikkerhed som følge af den tilnærmede beregningsmåde. For at kompensere for denne usikkerhed er der ved vurderingen valgt en konservativ fremgangsmåde. I det omfang de udledte kriterier viser sig at give problemer i forhold til genanvendelsen, bør forudsætningerne undersøges nærmere for eventuelt at gennemføre mere præcise beregninger for disse enkelttilfælde.

DHI har i andre sammenhænge regnet på hhv. deponeringsscenarier og genanvendelsesscenarier (DHI 2006, DHI og Miljøstyrelsen 2006). Beregningerne baseres på en tidsvarierende kildestyrke beskrevet ved:

(2-2)

hvor

Kildestyrken anvendes som input til beregninger af attenuering af de pågældende stoffer i umættet og mættet zone. Fremgangsmåden for modelberegninger på deponeringsscenariet, som det er opstillet for implementeringen af Rådsbeslutning 2003/33/EF (DHI og Miljøstyrelsen, 2006), og for modelberegninger på genanvendelsesscenarie som udført i DHI (2006) er præsenteret i bilag 1. Genanvendelsesscenariet adskiller sig fra deponeringsscenariet blandt andet ved, at der ved genanvendelse typisk ikke foregår opsamling af perkolat, mens der ved deponering vil foregå opsamling og rensning (hvis det er nødvendigt) af perkolatet før udledning. I nogle tilfælde (for eksempel ved etablering af asfalterede veje) sker der en reduktion af infiltrationen gennem det genanvendte materiale, mens det ved deponering er praksis ikke at foretage tiltag med det formål at begrænse infiltrationen.

I DHI (2006) er foretaget modelberegninger for de uorganiske komponenter og DOC for et genanvendelsesscenarie med 10 m udstrækning af anvendelsesområdet i grundvandsstrømningens retning, 1 m anvendelseshøjde, en infiltration på 350 mm/år (100%) og 100 m afstand til POC. Resultaterne fra disse beregninger anvendes som udgangspunkt for vurderingen af attenueringen af sporelementerne ved de øvrige scenarier.

I DHI (2006) er der endvidere for ovenstående genanvendelsesscenarie foretaget en vurdering af betydningen af udstrækningen af anvendelsesområdet. Konklusionen var, at attenueringsfaktoren tilnærmelsesvis er proportional med længden af genanvendelsesområdet (i grundvandets strømningsretning). Det vil sige, at hvis en 15 m lang udstrækning for en given placering af POC giver en attenueringsfaktor på 0,10, giver en 30 m lang udstrækning for samme placering af POC en attenueringsfaktor på 0,20 (uafhængigt af bidraget fra sorptionen af pågældende komponent).

Der er i DHI og Miljøstyrelsen (2006) udført egentlige modelberegninger for et deponeringsscenarie som præsenteret i bilag 1. Disse modelberegninger er både udført for uorganiske komponenter (sporelementer og salte) og DOC og for de organiske komponenter, som betragtes her, det vil sige BTEX, mineralolie C₁₀-C₄₀, PAH, PCB og phenoler. Scenariet for deponering af inert affald er dog noget anderledes end for genanvendelse, idet der i deponerinsscenariet sker perkolatopsamling over en periode på 60 år, og den dimensionerende forureningsflux optræder først efter ophør af denne periode. For nogle komponenter (med langsomt aftagende kildekoncentration) er denne perkolatopsamling dog mindre afgørende for attenueringsberegningerne, da koncentrationen aftager relativt lidt i perioden med perkolatopsamling, og man kan således drage paralleller til et genanvendelsesscenarie.

Basisscenarie

Der vælges et grundlæggende basisscenarie:

• i de indledende beregninger antages anvendelseshøjden at være 1 m og tørstofdensiteten af jorden at være 1,5 kg/l, svarende til, at L/S med en infiltration på 350 mm/år stiger med 0,23 l/kg per år
• 10 m anvendelseslængde
• POC er placeret 100 m nedstrøms med 100% infiltration, da der i DHI (2006) som nævnt er foretaget modelberegninger for uorganiske komponenter og DOC for dette scenarie

For at ekstrapolere resultaterne fra DHI (2006) til de organiske parametre foretages følgende:

1. For de organiske komponenter, hvor kildestyrken aftager meget langsomt (lave κ-værdier: PCB, pentadekan, dekan, fluoranthen, napthalen og pentachlorphenol), vil det have en meget begrænset betydning, om der er fuldt gennemslag i år 0 eller i år 60. Derfor kan man med rimelighed anvende de attenueringsfaktorer, der i forbindelse med implementeringen af EU’s deponeringsregler (bilag 1) er udregnet for deponeringsenheder for inert affald, divideret med 10, da det antagne genanvendelsesområde er 1/10 længde i grundvandets strømningsretning end deponeringsområdet i DHI og Miljøstyrelsen (2006), se bilag 1.
2. For de resterende organiske komponenter (phenol, 2-chlorphenol, benzen, toluen og xylen), der alle har lave Κ_d-værdier (< 0,2 l/kg) og relativt høje κ-værdier, det vil sige hurtigere aftagende kildekoncentrationer, benyttes attenueringsfaktorerne udregnet for deponeringsenheder for inert affald i forbindelse med implementeringen af Rådsbeslutning 2003/33/EF (DHI og Miljøstyrelsen, 2006), divideret med 5. Denne faktor vælges, da de pågældende komponenter nogenlunde kan sammenlignes med de konservative komponenter, Cl^-, SO₄^2- og DOC og det svagt sorberende Cr(VI), og for disse komponenter er forholdet mellem attenueringsfaktorerne ca. 5 (4,0 til 6,7), som beregnet i DHI (2006).

Variation i udstrækning af anvendelse og variation i afstand til POC

Variationen i attenuering for varierende udstrækning og varierende afstand til POC beregnes ud fra de i afsnit 2.5 foretagne vurderinger med JAGG-modellen på grundlag af attenueringen i udgangssituationen a) med 10 m udstrækning og POC placeret 100 m nedstrøms. Dette giver følgende:

1. 10 m udstrækning – 100 m til POC: Attenueringsfaktor = f_a= a (basisscenarie)
2. 10 m udstrækning – 30 m til POC: Attenueringsfaktor b = a gange med 1,8
3. 100 m udstrækning – 100 m til POC: Attenueringsfaktor c = a gange med 10
4. 100 m udstrækning – 30 m til POC: Attenueringsfaktor d = b gange med 10
5. 500 m udstrækning – 100 m til POC: Attenueringsfaktor e = c gange med 5
6. 500 m udstrækning – 30 m til POC: Attenueringsfaktor f = d gange med 5

De parameterværdier, som anvendes, er – ud over enkelte parametre til beskrivelse af kilden – adopteret fra modelberegninger for implementeringen af EU’s deponeringsregler (se bilag 1). De endelige parameterværdier for implementeringen i Danmark er p.t. endnu ikke fastlagt. Der kan således forekomme justeringer af disse, hvilket for nogles vedkommende ideelt set burde afspejle sig i beregningerne for genanvendelse af lettere forurenet jord.

2.7 Resultater for grundscenarier

Resultaterne af beregningerne under de i afsnit 2.6 angivne forudsætninger er beskrevet i tabel 2.3 som maksimalt tilladelige udvaskninger ved en batchtest udført ved L/S = 2 l/kg (for eksempel EN 12457-1). På grund af den tilnærmede beregningsmåde for beregning af attenueringen bliver de estimerede attenueringsfaktorer for visse af komponenterne større end 1 for 500 m udstrækning af genanvendelsesområdet. Disse er sat lig med 1.

Tilsvarende resultater for POC beliggende 30 m nedstrøms er gengivet i tabel 2.4.

Tabel 2.3 Maksimalt tilladte udvaskninger ved L/S = 2 l/kg batchtest opgivet i mg/kg for forskellige størrelser af genanvendelsesområdet (10, 100 og 500 m) og for at overholde grundvandskriteriet i POC 100 m nedstrøms.

Klik her for at se Tabel 2.3

Tabel 2.4 Maksimalt tilladte udvaskninger ved L/S = 2 l/kg batchtest opgivet i mg/kg for forskellige størrelser af genanvendelsesområdet og for POC 30 m nedstrøms.

Klik her for at se Tabel 2.4

2.8 Variation i anvendelseshøjde- beregningsmåde

2.8.1 Datasæt eksklusive organiske stoffer

De ovenfor viste beregninger (tabel 2.3 og 2.4) gælder som nævnt for en anvendelseshøjde på 1 m. Man kan forestille sig, at der kunne være ønsker om at have anvendelseshøjder, der var enten større eller mindre end dette. Det opnåede gennemsnitlige L/S-forhold vil være omvendt proportionalt med anvendelseshøjden:

(2-3)

hvor

I udtrykket for kildestyrken
	(2-4)

kan man se, at en ændring i L/S vil være ækvivalent med en ændring i κ-værdien. Derfor vil for eksempel en fordobling af anvendelseshøjden svarende til en halvering af L/S-værdien til et givent tidspunkt kunne simuleres ved at halvere κ-værdien. Dette vil være fremgangsmåden for vurdering af effekten af ændring i anvendelseshøjden.

Det ses af ligning (2-2), at den relative kildekoncentration (C/C₀) til ethvert tidspunkt er proportional med eksponentialfunktionen til κ. Dermed er den naturlige logaritme til C/C₀ proportional med κ-værdien.

I de opstillede beregningsscenarier defineres de forskellige stoffer alene ved deres værdier for parametrene Κ_d og κ. For at kunne vurdere effekten af ændringer i parameterværdierne for κ og Κ_d foretages en analyse af variationen i attenueringen med de to parameterværdier. I DHI (2006) er der foretaget gennemregninger af attenueringen for en række stoffer under forskellige scenarieforudsætninger. Indledende analyser af dette datasæt viste, at den reciprokke værdi af attenueringsfaktoren (1/f_a) udviser en lineær sammenhæng med produktet af Κ_d og κ (1/f_a = a·Κ_d·κ + b). I figur 2.1 er foretaget en afbildning af 1/f_a som funktion af produktet af Κ_d og κ for de to scenarier, som er gennemregnet i DHI (2006), hhv. 10% infiltration og 100% infiltration gennem et genanvendelsesområde på 10 m længde og POC beliggende i afstand på 100 m (samme scenarie som basisscenarie (a) ovenfor).

Figur 2.1 Reciprok attenueringsfaktor (1/f_a) som funktion af produktet Κ_d x κ for to scenarier, hhv. infiltration på 35 mm/år (10%) og 350 mm/år (100%) gennem genanvendelsesområdet.

Man kan muligvis benytte en endnu mere sofistikeret model for sammenhængen mellem attenueringsfaktoren og de to parametre, men den angivne lineære sammenhæng er overbevisende for begge scenarier. Ved at benytte produktet af Κ_d og κ som bestemmende for attenueringen er det dog samtidig givet, at der for stoffer med Κ_d = 0 (konservative stoffer) ikke vil kunne ses nogen udvikling i attenueringsfaktoren med ændringer i κ (og dermed anvendelseshøjden). Følsomhedsanalyser gennemført i DHI (2006) viste, at variationen i attenueringen med ændringer i κ er beskeden for konservative komponenter, men dog findes. Fra ovenstående datasæt er variationen i logaritmen til attenueringsfaktoren som funktion af κ-værdien for de konservative stoffer (Cl, SO₄ og DOC) vist på figur 2.2.

Figur 2.2 Logaritmen til reciprok attenueringsfaktor (1/f_a) som funktion af κ for komponenter med Κ_d = 0 for et scenarie med infiltration på 35 mm/år gennem genanvendelsesområdet og for et scenarie med 350 mm/år gennem genanvendelsesområdet.

Der ses en lineær sammenhæng mellem logaritmen til 1/f_a og κ. Ud fra disse to sammenhænge kan effekten af ændringer i de to parametre nu estimeres. Specielt kan effekten af ændringer i anvendelseshøjden estimeres, da denne som beskrevet ovenfor modsvarer en ændring i κ. Denne fremgangsmåde kan nu anvendes på resultaterne i tabellerne 2.3 og 2.4 for at illustrere effekten af ændringer i anvendelseshøjden.

2.8.2 Datasæt inklusive organiske stoffer

I figur 2.3 er den reciprokke attenueringsfaktor (1/f_a) plottet som funktion af produktet af Κ_d og κ for scenariet med 10 m længde af genanvendelsesområdet og 100 m afstand til POC (scenarie (a)). Til forskel fra figur 2.1 indeholder dette plot også de i afsnit 2.6 skønnede værdier for de organiske stoffer. Som i figur 2.1 ses en lineær sammenhæng mellem produktet af Κ_d og κ, men der ses samtidig et antal ”outliers” i området omkring Κ_d·κ = 0. Disse ”outliers” udgøres af de organiske komponenter (på nær DOC), der alle adskiller sig fra sporelementerne ved at have enten meget lave κ-værdier eller meget lave Κ_d-værdier (større end 0), og de ligger derved i yderområdet af den direkte ekstrapolation af attenueringsfaktoren fra produktet af κ og Κ_d.

En nærmere analyse viser, at datasættet, når det også omfatter organiske stoffer, må opdeles i fire dele modsat de to dele i afsnit 2.8.1. Én del med Κ_d-værdier og κ-værdier væsentligt større end nul (svarende til figur 2.1), én del med Κ_d-værdier lig nul (svarende til figur 2.2), én del med κ-værdier, som er så små, at ændringer inden for det område, som er aktuelt her, ikke har nogen effekt på attenueringen, og én del med stoffer, som har små Κ_d-værdier. De stoffer, der har så lave κ-værdier, at ændringerne i κ ikke har en effekt, er pentachlorphenol, napthalen, fluoranthen, dekan, pentadekan og PCB. Disse stoffer vil således ikke mærkbart ændre attenuering med de ændringer i anvendelseshøjde, som testes her. De stoffer, som har små værdier af Κ_d, er phenol, 2-chlorphenol, benzen, toluen og xylen. Disse analyseres på samme måde som komponenterne med Κ_d = 0 (Cl, SO₄ og DOC), men udviser en anden lineær sammenhæng end de konservative komponenter.

Figur 2.3 Reciprok attenueringsfaktor (1/f_a)som funktion af produktet Κ_d x κ for scenariet med 10 m længde af anvendelsesområdet og 100 m afstand til POC (tal fra tabel 2.4). Inkluderer også de organiske stoffer.

I figur 2.4 er sammenhængen mellem attenueringen og produktet af Κ_d og κ vist for de komponenter, som har Κ_d-værdier og κ-værdier væsentligt større end 0.

Figur 2.5 viser sammenhængen mellem logaritmen til 1/f_a og κ for de konservative komponenter (Κ_d = 0) og for stofferne med lave Κ_d-værdier.

Sammenhængen for de komponenter, der har små Κ_d-værdier, og hvor logaritmen til den reciprokke attenueringsfaktor (1/f_a) antages kun at variere med κ (de organiske parametre phenol, 2-chlorphenol, benzen, toluen og xylen) er mindre overbevisende end i det første eksempel. Dette skyldes formentlig, at attenueringen for disse komponenter i grundscenariet er skønnede, som angivet i afsnit 2.6 og ikke eksakt beregnet, som de øvrige attenueringer der er anvendt til analysen i figur 2.4. Man skal således være forsigtig med brugen af de udledte sammenhænge for meget små ændringer i κ på grund af usikkerheden i den lineære sammenhæng.

Figur 2.4 Reciprok attenueringsfaktor (1/f_a) som funktion af produktet Κ_d x κ for scenariet med 10 m længde af anvendelsesområdet og 100 m afstand til POC for stoffer med Κ_d-værdier noget større end 0.

Figur 2.5 Logaritmen til reciprok attenueringsfaktor (1/f_a) som funktion af κ for komponenter med Κ_d = 0 og for komponenter med Κ_d tæt på 0.

2.9 Resultater for variation i anvendelseshøjde

De udledte lineære tilpasninger benyttes til at estimere attenueringen for grundscenariet med ændring af anvendelseshøjden til hhv. 0,5 m og 5 m. Efterfølgende benyttes fremgangsmåden listet i afsnit 2.6 på samme måde som tidligere til at estimere attenueringen for variationerne af scenariet. De resulterende tilladte udvaskninger for L/S = 2 l/kg er givet i tabel 2.5 for en anvendelseshøjde på 0,5 m og i tabel 2.6 for en anvendelseshøjde på 5 m.

Tabel 2.5 Tilladte udvaskninger ved L/S = 2 l/kg batchtest opgivet i mg/kg for forskellige størrelser af genanvendelsesområdet og afstande til POC for en anvendelseshøjde på 0,5 m.

^a: For disse komponenter bliver den estimerede attenueringsfaktor større end 1 for 500 m udstrækning af genanvendelsesområdet. Faktoren sættes derfor lig 1.

Tabel 2.6 Tilladte udvaskninger ved L/S = 2 l/kg batchtest opgivet i mg/kg for forskellige størrelser af genanvendelsesområdet og afstande til POC for en anvendelseshøjde på 5 m.

^a: For disse komponenter bliver den estimerede attenueringsfaktor større end 1 for 500 m udstrækning af genanvendelsesområdet. Faktoren sættes derfor lig 1.

2.10 Overvejelser vedrørende støjvolde

Muligheden for genanvendelse af lettere forurenet jord i støjvolde belyses her nærmere, da denne type af projekter vil kunne udgøre en væsentlig del af genanvendelsen af lettere forurenet jord. Fra Soilrem/RGS90 er fremsendt eksempler på typiske tværsnit for støjvolde:

1. Højde: 4 m, bredde ved fod: 18 m og kronebredde: 2 m
2. Højde: 8 m, bredde ved fod: 34 m og kronebredde: 2 m

Ved hjælp af de i de foregående afsnit beskrevne metoder kan det beregnes, hvor lang en støjvold på hhv. 4 og 8 m højde kan være uden at udgøre en risiko for grundvandsforurening. Det antages, støjvolden har samme retning som grundvandsstrømningen, og at grundvandskvalitetskriterierne skal overholdes 100 m nedstrøms for støjvolden.

Med udgangspunkt i scenarie (a) i afsnit 2.6 med en udstrækning på 10 m i grundvandsstrømningens retning beregnes udvaskningen for højderne hhv. 4 og 8 m efter fremgangsmåden angivet i afsnit 2.8.2.

I tabel 2.7 er de estimerede maksimalt tilladelige udvaskninger ved L/S = 2 l/kg – for at overholde grundvandskriteriet ved de to højder ved en længde af støjvolden på 10 m – angivet (i kolonne 3 og 4).

Udvaskning fra jorden i støjvolden forudsættes nu at svare til kravene for deponering af inert affald, jf. EU’s Rådsbeslutning (CEC, 2003) og for de øvrige (organiske) komponenter (der ikke er medtaget i rådsbeslutningen) anvendes værdierne fra tabel 2.3 for den maksimale udvaskning fra en anvendelse af 100 m længde og 1 m højde og 100 m til POC. På baggrund af disse tal estimeres den maksimalt tilladte længde af støjvolden beregnes som:

maksimal længde = (maksimal udvaskning ved 10 m / kravværdi) * 10 m

Dette gøres ud fra antagelsen om, at belastningen er ligefrem proportional med længden af genanvendelsesområdet i grundvandsstrømningens retning, jf. afsnit 2.6.

Hvis man strammer kravet til maksimal udvaskning fra den genanvendte jord, vil man kunne tillade stigende værdier for den tilladte længde af støjvolde.

Tabel 2.7 Tilladte udvaskninger ved L/S = 2 l/kg batchtest opgivet i mg/kg for genanvendelseshøjder på hhv. 4 og 8 m og længder på 10 m. Krav til maksimal udvaskning for deponering af inert affald i henhold til EU’s Rådsbeslutning 2003/33/EF for uorganiske parametre og krav til maksimal udvaskning for applikation på 100 m længde og 1 m højde for de organiske komponenter. De maksimalt tilladte længder af genanvendelsesprojekter af højder på hhv. 4 og 8 m er estimeret ud fra resultaterne for 10 m længde og kravene til maksimal udvaskning.

^a: Krav til maksimal udvaskning for deponering af inert affald i EU’s deponeringsdirektiv.
^b: Krav til maksimal udvaskning for applikation på 100 m længde og 1 m højde (fra tabel 2.3).

Resultaterne i tabel 2.7 viser, at der for de fleste komponenter vil kunne tillades en anvendelseslængde på ca. 40 m eller mere ved støjvoldshøjde på 8 m. For phenol fås kun en tilladt længde på ca. 15 m. Dette skyldes, at phenol er meget følsom for ændringerne i anvendelseshøjde (κ-værdi), fordi dens meget højde κ-værdi i udgangsscenariet på 1 m anvendelseshøjde sikrer en relativt hurtig udvaskning og dermed en relativ lempelig grænseværdi. For DOC skyldes den beskedne tilladte længde, at kravet til udvaskning af DOC i EU’s deponeringsbekendtgørelse er relativt lempeligt sammenlignet med, hvad der kan tillades af hensyn til overholdelse af grundvandskriterier i Danmark.

For en generel anvendelse til støjvolde kan det anbefales at stille skrappere krav til udvaskningen (og dermed faststofindholdet) for phenol (og eventuelt DOC).

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

Version 1.0 Maj 2009, © Miljøstyrelsen.