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

Håndtering af lettere forurenet jord - Fase 1

2. Overordnet beregningsprincip og omfang

• 2.1 Valg af stoffer

Der foretages en beregning af sammenhængen mellem resultatet af en udvaskningstest foretaget på en prøve af det affald, som ønskes placeret på et deponeringsanlæg og kvaliteten af grundvandet i zonen med højest koncentration, nedstrøms for deponerings-anlægget. Beregningen foretages ved hjælp af tre sammenkoblede (serie-forbundne) modeller (se også figur 2.1):

1. En model, som beskriver stofudvaskningen fra deponeringsanlægget som funktion af tiden. Den er baseret på et deponeringsscenarie, der beskriver deponeringsanlæggets fysiske opbygning, dets hydrauliske egenskaber og de klimatiske forhold (nedbør og infiltration). Stofudvaskningen beskrives som en eksponentielt aftagende funktion af væske-/faststofforholdet (L/S) og κ (kappa), der er en komponentspecifik konstant. Output fra modellen er flux og koncentration af udvaskede stoffer umiddelbart over deponeringsanlæggets bund som funktion af tiden.
2. En model, som beskriver transporten af udledte stoffer i den umættede zone fra bunden af deponeringsanlægget til den mættede zone. Der tages hensyn til retardationen, R (stofforsinkelsen) ved hjælp af Κ_d -værdier. Input til modellen er resultatet af beregnin-gerne beskrevet under punkt 1. Output fra modellen er flux og koncentration af udvaskede stoffer ved grænsen til den mættede zone som funktion af tiden.
3. En model, som beskriver transporten af udledte stoffer i den mættede zone fra depone-ringsanlægget til referencepunktet (efterfølgende benævnt POC, point of compliance), hvor der stilles krav til grundvandskvaliteten. Modellen baseres på et fysisk og hydrologisk scenarie for området, inklusiv deponeringsanlægget. Som input anvendes resultatet af beregningerne beskrevet under punkt 2. Output fra modellen vil være koncentrationsniveauet af udvaskede stoffer i grundvandet ved POC’en nedstrøms for deponeringsanlægget som funktion af tiden.

Figur 2.1 Oversigt, som viser sammenhængen i de tre serieforbundne modeller.

For hver type deponeringsanlæg (inert, mineralsk samt farligt affald) foretages en beregning for hver stofparameter. For hver stofparameter beregnes herefter attenueringsfaktoren, det vil sige forholdet mellem den maksimale koncentration af stoffet ved POC og den højeste koncentration af stoffet ved bunden af deponeringsanlægget. Den højeste koncentration registreres, men der er ikke nødvendigvis nogen tidsmæssig sammenfald mellem tidspunktet for den højeste koncentration i deponeringsanlægget og i grundvandet.

Til sidst anvendes de fastsatte krav til de maksimale koncentrationsniveauer i grundvandet sammen med attenueringsfaktorerne til ”baglæns” beregning af den maksimalt tilladelige koncentration af stoffet ved bunden af deponeringsanlægget. Ved indsættelse af denne værdi i udtrykket for udvasket stofmængde som funktion af L/S fås en ligning (se afsnit 3.3), som for hvert stof kan anvendes til fastlæggelse af grænseværdier for stofudvaskning som funktion af L/S. Da det i Danmark er valgt at teste ved L/S = 2 l/kg (bekendtgørelse nr. 650 af 29. juni 2001 om deponeringsanlæg), vil der i denne sammenhæng primært blive fokuseret på L/S = 2 l/kg, men metoden og ligningen kan i princippet anvendes til fastsættelse af grænseværdier ved en vilkårlig værdi af L/S.

Såfremt baggrundskoncentrationen af et naturligt forekommende stof i grundvandet (her baseret på 90% fraktilen af landsgennemsnittet) er forskellig fra 0, skal der korrigeres for dette, idet det tilladte bidrag fra deponeringsanlægget så bliver tilsvarende mindre. Baggrundskoncentrationen trækkes fra den maksimalt tilladte grundvandskoncentration, inden denne multipliceres med attenueringsfaktoren til bestemmelse af den maksimalt tilladelige koncentration af stoffet i perkolatet ved bunden af deponeringsanlægget.

Beregningerne foretages for deponeringsanlæg for inert affald, deponeringsanlæg for mineralsk affald (svarende til deponeringsanlæg for ikke-farligt affald, som kan modtage stabilt, ikke-reaktivt farligt affald i Rådsbeslutningen) og deponeringsanlæg for farligt affald. Da der hverken i Rådsbeslutningen eller i bekendtgørelse nr. 650 af 29. juni 2001 er stillet krav til udvaskningen af stoffer fra affald, som ønskes placeret i et deponeringsanlæg for blandet affald, er der ikke gennemført beregninger for denne type af deponeringsanlæg. Årsagen til, at der p.t. ikke stilles udvaskningskrav til blandet affald er, at der ikke findes udvaskningstests, som på en tilfredsstillende måde kan beskrive de processer, som denne type affald forventes at undergå efter deponering.

2.1 Valg af stoffer

I Rådsbeslutningen er angivet flere organiske stoffer, som kan udvaskes fra inert affald, men som også vil kunne udvaskes fra mineralsk eller farligt affald. I forhold til, hvor hyppigt der forekommer grundvandsforureninger med organiske stoffer i forhold til metaller, er det relevant at vurdere, hvad udvaskningskriteriet skal være for at overholde grundvandskriteriet i det givne beregningspunkt nedstrøms.

Beregningerne gennemføres således for de stoffer, for hvilke der er opstillet udvasknings-kriterier i Rådsbeslutningen af 19. december 2002 samt for de organiske komponenter, som Rådsbeslutningen angiver, kan udvaskes fra inert affald. De organiske komponenter består blandt andet af en række stofgrupper, for hvilke der skal bestemmes modelstoffer til anvendelse i beregningerne (BTEX, mineralolie C10-C40, PAH, PCB og Phenoler). Dette muliggør modelberegninger og kriteriefastsættelse baseret på et specifikt stof, som så i praksis gælder for stofgruppen.

BTEX:

Beregningerne gennemføres for alle stoffer i stofgruppen. Dog gælder grundvands-kvalitetskriteriet for xylen for summen af xylener og ethylbenzen, da xylen indeholder ethylbenzen efter den tekniske fremstilling. Derfor samles xylen og ethylbenzen til et model-stof. Da m-xylen udgør op til 70% af xylenerne, anvendes der kemiske data for m-xylen (Miljøprojekt nr. 223 1993).

Mineralolie:

Der vælges en repræsentant for gruppen C₁₀-C₁₅ og C₁₅-C₃₅ i henhold til retningslinierne for valg af modelstoffer i DHI (2004). For C₁₀-C₁₅ vælges stoffet dekan som repræsentant, og for gruppen C₁₅-C₃₅ vælges pentadecan.

PAH:

For PAH'erne vælges naphthlen og fluoranthen som repræsentative modelstoffer. Naphtha-len er den mest vandopløselige PAH, og det stof som forekommer i størst andel i stenkuls-tjære (miljøprojekt nr. 20 1996 bind 2), som findes i benzin/dieselolie samtidig med, at der er fastsat et specifikt grundvandskriterium for stoffet på 1 ug/l. Desuden er der et grundvands-kriterium på 0,1 ug/l baseret på summen af 6 PAH'er, hvoraf fluoranthen har størst vandopløselighed.

PCB:

I Rådsbeslutningen er angivet en grænseværdi for faststofindholdet i inert affald for syv kongenere af PCB. Disse syv kongenere er ifølge analyselaboratorier PCB-28, -52, -101, -118, -138, -153 og -180. Blandt disse vælges PCB-28 som repræsentant, da det er det mest vandopløselige af de syv.

Phenoler:

I Rådsbeslutningen er angivet grænseværdier for udvaskningen af ”Phenol-indeks”. Phenol-indeks dækker over en vanddampsdestillat-analysemetode, som indregner alle phenoler, der ikke er para-substituerede. Dette betragtes ikke som en hensigtsmæssig repræsentation af phenoler i beregningerne, og der vælges derfor i stedet et modelstof, som dækker ikke klorerede phenoler (phenol), og to modelstoffer som dækker de klorerede phenoler (2-chlorphenol og Pentachlorphenol).

Modelberegningerne udføres således for de i tabel 2.1 listede stoffer.

Tabel 2.1 Liste over stoffer som indgår i modelberegningerne.

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

Version 1.0 Maj 2009, © Miljøstyrelsen.