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

Håndtering af lettere forurenet jord - Fase 1

3. Model 1: Kildestyrken

• 3.1 Deponeringsscenarier
  • 3.1.1 Oversigt
  • 3.1.2 Deponeringsanlæggets geometri (højde, længde og bredde, volumen og overfladeareal)
  • 3.1.3 Affaldets fysiske egenskaber (porøsitet, tørrumvægt, tørvægt og permeabilitet)
  • 3.1.4 Vandbalance (topmembran/slutafdækning, bundmembran, infiltration, perkolatdannelse, perkolatudsivning)
• 3.2 Perkolatets sammensætning
• 3.3 Beregning af kildestyrken
• 3.4 Stofparametre til brug for transportberegninger mv.

3.1 Deponeringsscenarier

3.1.1 Oversigt

I tabellerne 3.1, 3.2 og 3.3 er de fysiske scenarier for hver af de tre typer deponeringsanlæg beskrevet. Tabellerne angiver dels de parameterværdier, som er anvendt til beregningerne under danske forhold, dels de værdier der blev anvendt ved de modelberegninger, som lå til grund for fastsættelsen af grænseværdierne i Rådsbeslutningen. I tabel 3.4 og 3.5 er gengivet de infiltrationsscenarier, som blev anvendt ved de modelberegninger, der lå til grund for fastsættelsen af grænseværdierne i Rådsbeslutningen, og de infiltrationsscenarier som anvendes i de nærværende modelberegninger. Fastsættelsen af værdier for de fysiske og infiltrationsmæssige parametre er kommenteret i afsnittene 3.1.2, 3.1.3 og 3.1.4. For en nærmere beskrivelse af værdierne anvendt af TAC’en til beregning af værdierne i Rådsbeslutningen henvises til rapporten (DHI & ECN - 2003).

Tabel 3.1 Beskrivelse af fysiske parametre anvendt ved deponeringsscenarie i Danmark hhv. i TAC for deponeringsanlæg for inert affald.

Tabel 3.2 Beskrivelse af fysiske parametre anvendt ved deponeringsscenarie i Danmark hhv. i TAC for deponeringsanlæg for mineralsk affald.

Tabel 3.3 Beskrivelse af fysiske parametre anvendt ved deponeringsscenarie i Danmark hhv. i TAC for deponeringsanlæg for farligt affald.

Tabel 3.4 Beskrivelse af infiltrationsscenarie anvendt for TAC-modelberegninger for ikke-farligt affald (hvor der samtidigt deponeres farligt affald) og farligt affald. For inert affald blev der i TAC-beregningerne anvendt en konstant infiltration og perkolatdannelse på 300 mm/år.

Tabel 3.5

Beskrivelse af infiltrationsscenarie anvendt under danske forhold for inert, mineralsk og farligt affald.

3.1.2 Deponeringsanlæggets geometri (højde, længde og bredde, volumen og overfladeareal)

Der regnes i alle tre tilfælde med et deponeringsanlæg, der har en højde på 10 m. Højden på 10 m er valgt med udgangspunkt i en vurdering af, at der i Danmark er stærkt begrænsede muligheder for at etablere deponeringsanlæg med større fyldhøjde. Dette gælder specielt set i sammenhæng med, at nye deponeringsanlæg som hovedregel skal placeres kystnært, Miljøministeriet (1991). Det antages (helt arbitrært), at deponeringsanlægget er indrettet således, at 5 m af fyldhøjden er placeret under terræn og 5 m over terræn. I de europæiske TAC-scenarier blev der for alle tre kategorier af deponeringsanlæg regnet med en deponeringshøjde på 20 m. Der regnes for alle tre kategorier af deponeringsanlæg med en længde og bredde på 100 m. Arealerne af de danske deponeringsanlæg er mindre end i det europæiske scenarie, hvor der blev anvendt en længde og bredde på 200 m for mineralsk og farligt affald hhv. 150 m for inert affald. Anvendelsen af forskellig geometri under danske forhold sammenlignet med TAC-beregningerne er udelukkende begrundet i, at der forventes deponeret forholdsvis begrænsede mængder affald årligt på danske deponeringsanlæg i fremtiden. Det samlede volumen af hver af de tre kategorier af deponeringsanlæg bliver således 100.000 m³ (svarende til ca. 150.000 tons affald). Overfladearealet bliver 10.000 m². Bredden af deponeringsanlægget har ikke umiddelbart nogen væsentlig indflydelse på størrelsen af de beregnede grænseværdier for udvaskning af stoffer.

3.1.3 Affaldets fysiske egenskaber (porøsitet, tørrumvægt, tørvægt og permeabilitet)

Der er ikke noget specifikt grundlag for at ændre forudsætningerne vedrørende affaldets fysiske egenskaber fra de værdier, der blev anvendt ved beregningerne i TAC. For det første findes der så vidt vides ikke tilgængelige, repræsentative informationer om porøsitet, tørrumvægt, tørvægt og permeabilitet af de forskellige typer affald, som deponeres i Danmark, og for det andet skønnes det, at der vil være en betydelig variation i disse egenskaber, både mellem deponeringsanlæg og inden for samme deponeringsanlæg. Det foreslås derfor, at der regnes med de samme værdier, som blev anvendt af TAC. Dette betyder, at der for alle tre typer deponeringsanlæg regnes med en porøsitet på 0,3 og en gennemsnitlig tørrumvægt efter deponering på 1,5 t/m³, hvilket med den angivne geometri giver en samlet tørvægt af det deponerede affald i hver type deponeringsanlæg på 150.000 tons. På grund af de ovennævnte forskelle i geometri er dette væsentligt mindre end ved TAC-beregningerne, hvor den samlede tørvægt var 675.000 tons for deponeringsanlæg for inert affald, hhv. 1.200.000 tons for deponeringsanlæg for ikke-farligt og farligt affald. Permeabiliteten af affaldet regnes både i TAC-beregningerne og i denne sammenhæng at være 10^-5 m/s for alle affaldstyper, hvilket betyder, at vandtransporten gennem affaldet ikke udgør nogen begrænsende faktor. Disse parametre vil reelt variere mellem de forskellige typer af affald, der måtte blive deponeret på anlæggene, f.eks. vil flyveaske have en lavere permeabilitet, hvilket kan influere på fordampningen fra denne affaldstype. Der er dog ikke taget denne slags type-specifikke hensyn ved beregningerne (nettoinfiltrationen er den samme for alle affaldstyper). Den antagne densitet af affaldet benyttes til at beregne L/S-forholdet som funktion af infiltrationen til anlægget.

3.1.4 Vandbalance (topmembran/slutafdækning, bundmembran, infiltration, perkolatdannelse, perkolatudsivning)

TAC-beregningerne

Ved TAC-beregningerne er der for deponeringsanlæg til inert affald regnet med en effektiv infiltration gennem slutafdækningen (inkl. eventuel ikke-færdigtildækket affald) på 300 mm/år gennem hele beregningsperioden (DHI & ECN, 2003). Da der i TAC-beregningerne ikke er forudsat at være nogen bundmembran for deponeringsanlæg til inert affald, svarer udsivningen i hele beregningsperioden til infiltrationen, det vil sige 300 mm/år.

For deponeringsanlæg til ikke-farligt (hvor der samtidigt deponeres farligt affald) og farligt affald er der regnet med en infiltration på 200 mm/år i opfyldningsperioden (30 år), hvorefter deponeringsanlægget slutafdækkes med jord og en kunstig topmembran med en permeabilitet på 10^-9 m/s, hvilket gennem de næste 30 år, hvor membranen regnes som værende intakt, giver en (maksimal) infiltration på 31,5 mm/år. Herefter antages top-membranens effektivitet gradvis at aftage over de næste 50 år, og efter et samlet tidsforløb på 110 år fra deponeringens start, regnes igen med en infiltration på 200 mm/år. I beregningerne for ikke-farligt og farligt affald regnes med en kompositbundmembran med en initiel effektivitet, som svarer til udsivning af 2 mm/år. Plastmembranen antages at miste sin effektivitet i løbet af de første 30 år, således at infiltrationen gennem bundmembranen stiger til 31,5 mm/år. Fra 30-60 år antages infiltrationen gennem bundmembranen lig 0, da infiltrationen gennem toplaget antages lig 0. Efterfølgende stiger infiltrationen gennem toplaget og følgelig stiger infiltrationen gennem bundmembranen igen til 31,5 mm/år. Udsivningen på 31,5 mm/år modsvarer den hydrauliske ledningsevne af lermembranen, som ikke antages at miste sin effektivitet. Det antages, at forskellen mellem den infiltrerende og udsivende vandmængde opsamles og behandles.

Beregninger under danske forhold

Da det som hovedregel ikke er tilladt at etablere tæt slutafdækning/topmembran på depone-ringsanlæg i Danmark, regnes der under danske forhold ikke med nogen vandstandsende effekt af slutafdækningen, hverken i driftsperioden eller efter afslutningen af denne. Perkolatdannelsen antages derfor generelt at svare til nettonedbøren. Valget af nettonedbør på 350 mm/år er baseret på den beregnede nettonedbør opgjort på kommuneplan i Miljøstyrelsen (1995), og GEUS (2003) viser tal i samme størrelsesorden, men opgjort i grovere intervaller. Nettonedbøren varierer på landsplan fra over 700 mm/år og ned til 200 mm/år. I 59% af de 275 kommuner, som opgørelsen er baseret på, ligger nettonedbøren på mellem 200 og 400 mm/år. Da antallet af kommuner, som har en nettonedbør på mellem 200 og 300 mm/år, er 25,5%, mens antallet af kommuner, som har en nettonedbør mellem 300 og 400 mm udgør 33,5%, anvendes der i modelopsætningen en værdi på 350 mm/år.

Det forudsættes, at der anvendes et kompositmembransystem bestående af en geologisk barriere med en tykkelse på 2 m for deponeringsanlæg for inert og mineralsk affald og en tykkelse på 5 m for deponeringsanlæg for farligt affald samt en kunstig membran med en antaget effektivitet, der svarer til tilbageholdelse af 99% af den dannede perkolatmængde. Permeabiliteten af lermembranen for inert affald er 10^-7 m/s, mens den for de to andre typer deponeringsanlæg er 10^-9 m/s svarende til kravene i deponeringsbekendtgørelsen. For-skellen mellem den dannede perkolatmængde og den udsivende perkolatmængde opsamles og behandles, så længe systemerne er intakte (og behandling er påkrævet). Der differen-tieres mellem den periode, hvor det skal garanteres, at perkolatopsamlingen fungerer på de tre typer af deponeringsanlæg (t_perkolat i tabel 3.5), således af den tid, som perkolat-opsamlingen skal fungere for de tre typer af deponeringsanlæg, vil være:

Inert affald: t_perkolat = 60 år

Mineralsk affald: t_perkolat = 80 år

Farligt affald: t_perkolat = 100 år

I perioden 0 - t_perkolat, hvoraf perioden fra 0 til 30 år udgør driftsperioden, antages bundmembran, drænsystem og perkolatfjernelse at fungere (DS, 1999). Gennem denne periode antages mængden af udsivende perkolat at være 1% af 350 mm/år = 3,5 mm/år. Efter ophør af perioden med perkolatopsamling vil vandstanden i deponeringsanlægget (og udsivningen) med de givne forudsætninger gradvis stige for deponeringsanlæg for mineralsk og farligt affald (over hhv. ca. 5,5 og ca. 4,5 år¹), indtil det løber ud over kanten på deponeringsanlægget. For deponeringsanlæg for inert affald vil hele den infiltrerede nedbør med de givne forudsætninger kunne passere gennem membranen i bunden. Miljøet belastes i alle tre tilfælde herefter med en perkolatmængde, der svarer til nettonedbøren, det vil sige med 350 mm/år.

For at simplificere beregningerne regnes der dels, som om deponeringsanlægget er helt opfyldt med affald fra starten, det vil sige til tiden 0 år, dels med en momentan overgang fra en perkolatudsivning på 3,5 mm/år i perioden 0 – t_perkolat til en udsivning på 350 mm/år fra t_perkolat og fremefter. I perioden efter overløbet af perkolat er begyndt, regnes der, som om perkolatet i deponeringsanlægget fortsat strømmer gennem dette som gennem en kolonne, og at stofudvaskningen fortsat kan beskrives som angivet i afsnit 3.2. Det forsøges altså ikke beskrevet, hvorledes overløbet fra anlæggene for mineralsk og farligt affald måtte ændre nedsivningszonen. Det skønnes hensigtsmæssigt at forsøge at udarbejde en model for opfyldningen af deponeringsanlæggene over den 30-årige driftsperiode, da det ville være yderst svært at lave en sådan model generel, og fordi man ville opnå en relativ lille ændring af de opnåede resultater set i forhold til indsatsen ved udarbejdelsen af en sådan model.

Levetiden på 60-100 år for et membran- og perkolatopsamlingssystem er ikke meget længere end de 60 år (30 års deponeringsperiode + 30 års efterbehandlingsfase), som i dansk deponeringspolitik – sammen med en intention om, at enhver generation bør tage vare om sit eget affald – er sat som mål for, hvor længe man bør være afhængig af aktive miljøbeskyttende systemer.

I tabel 3.6 er der (ved hjælp af ligning 3.2) foretaget en sammenligning mellem de akkumulerede L/S-værdier, som opnås på forskellige tidspunkter i perioden 0-100 år, under hhv. de foreslåede danske forudsætninger og de forudsætninger, som anvendtes til TAC-beregningerne for deponeringsanlæg for inert affald og for deponeringsanlæg for ikke-farligt og farligt affald. Ved begge beregninger er det antaget, at L/S ved starten af perkolatproduktionen ved bunden er lig med 0, svarende til konventionen for kolonneforsøg. Det ses, at udvaskningen skrider betydeligt hurtigere frem under de danske forudsætninger, end under TAC-forudsætningerne. Dette er en gunstig forudsætning i forhold til at reducere påvirkningen af grundvand og øvrige vandområder, idet man herved udnytter levetiden af de miljøbeskyttende foranstaltninger bedre til hurtigere at reducere forureningsniveauet.

Tabel 3.6 Akkumuleret L/S som funktion af tiden under danske forudsætninger og TAC-forudsætninger.

3.2 Perkolatets sammensætning

Perkolatsammensætningen vil generelt ændre sig med udvaskningsgraden og dermed med tiden. Med tiden vil udvaskningen af alle stoffer falde, men for nogle stoffer kan udvask-ningen dog først stige eller være konstant i en periode. Det vil derfor være særdeles hensigtsmæssigt at beskrive stofudvaskningen som funktion af L/S.

Af hensyn til enkeltheden og gennemsigtigheden er der gjort følgende simplificerende antagelser i beregningerne:

• Udvaskningen fra alle affaldstyper og alle enheder i deponeringsanlægget producerer identisk perkolat for så vidt angår modelberegningerne (det vil sige, at affaldet betragtes rent modelmæssigt som ens uanset, hvor på deponeringsanlægget det er deponeret), og kontakten mellem forskellige affaldstyper medfører ingen signifikant påvirkning af perkolatkvaliteten. Når en affaldstype efterfølgende testes i relation til kriterierne, vurderes resultatet således, som om hele deponeringsanlægget var opfyldt/skulle opfyldes alene med denne affaldstype
• Deponeringsenheden opfører sig på samme måde som en stor kolonne eller et lysimeterforsøg udført på en given (uorganisk) affaldstype, og fluxen ud gennem bunden af deponeringsanlægget kan estimeres på grundlag af resultater af laboratorie- eller lysimeterudvaskningsforsøg og informationer om vandgennemstrømningsforholdene (jf. afsnit 3.1)
• Udvaskningen af alle uorganiske stoffer og de her omfattede organiske stoffer kan beskrives som en eksponentielt aftagende funktion af L/S eller tid på basis af en CSTR-model (Hjelmar et al., 2001 samt DHI & ECN, 2003). Se også nedenfor

Figur 3.1 C/C₀ for forskellige værdier af κ baseret på formel 3.1.

CSTR-model for udvaskning

Ved brug CSTR (Continuosly Stirred Tank Reactor) modellen beskrives koncentrationen i den udvaskede væske (eluat/perkolat) ved følgende ligning:

Hvor

CSTR-modellen angiver en eksponentielt aftagende koncentration i eluatet/perkolatet som funktion af L/S. Det samme forløb vil opnås ved beskrivelse af stofudvaskning fra en reaktor med en blanding af sediment, vand og luft under antagelse om ligevægtsfordeling af stoffet mellem de tre faser (og under antagelse af, at der ikke optræder mætning i nogen af faserne). Modellen inkluderer således ikke i sig selv komplekse fysisk-kemiske reaktioner, men den anvendes til at repræsentere observationer fra udvaskningstests, hvori sådanne reaktioner må antages at kunne foregå, og i den udstrækning, at modellen er kompleks nok til at repræsentere disse data, må den opfattes som opfyldende formålet.

I Figur 3.1 er vist effekten af forskellige κ-værdier på udvaskningsforløbet.

Det ses af figur 3.1, at større κ-værdier betyder en hurtigere aftagen af koncentrations-kurven. For κ = 5 er koncentrationen faldet til ca. 10% af C₀ ved L/S = 1, mens den for κ = 0,01 opretholder ca. 90% af C₀ ved L/S = 10. I figur 3.2 er C/C₀ plottet for κ = 0,25 i semi-logaritmisk plot for at illustrere, at κ bestemmes som hældningskoefficienten på et plot af ln(C/C₀) som funktion af L/S.

Figur 3.2 C/C₀ som funktion af L/S for κ = 0,25 i semilog-plot. κ er hældningen på kurven.

Konstanten κ afhænger i princippet både af stoffet og af, hvilket affaldsmateriale udvaskningen sker fra. Det eksperimentelle datamateriale til bestemmelse af κ er på nuværende tidspunkt meget beskedent. For de uorganiske stoffer findes en sammenstilling af hollandske udvaskningsdata for restprodukter/konstruktionsmaterialer (Aalbers et al., 1996), men ikke data for øvrige affaldstyper. For de organiske stoffer findes ikke for nuværende datamateriale til bestemmelse af κ-værdier.

På baggrund af det beskedne datamateriale anvendes følgende fremgangsmåde:

• For de uorganiske komponenter anvendes for hver enkelt komponent gennemsnits-værdier af κ beregnet på grundlag af hollandske udvaskningsdata. Dette er de samme værdier som anvendt ved TAC-beregningerne. På baggrund af det beskedne datamateriale anvendes samme værdier af κ for alle tre kategorier af deponeringsanlæg
• For de organiske komponenter (undtagen DOC) estimeres κ-værdierne på baggrund af beregning af stof-udvaskning fra et deponeringsanlæg med en blanding af sediment, vand og luft under antagelse om ligevægtsfordeling af stoffet mellem de tre faser (og under antagelse af, at der ikke optræder mætning i nogen af faserne). Disse beregninger er gennemført i bilag 2

Tabel 3.7 viser de hollandske beregnede gennemsnitsværdier af κ for de stoffer, der er stillet udvaskningskrav til i Rådsbeslutningen. Foruden gennemsnitsværdierne viser tabellen også 95% konfidensintervaller for bestemmelserne af κ samt antallet (n) af enkeltbestemmelser, som indgår i gennemsnittene. De viste værdier for DOC er beregnet af ECN ud fra egne data. En negativ værdi af κ angiver, at koncentrationen eventuelt kan stige med L/S.

Tabel 3.7 Gennemsnitsværdier og 95% konfidensintervaller for k for en række stoffer (Albers et al. 1996). Værdierne for phenol og DOC er bestemt af ECN.

Forurenende stoffer, som har en høj værdi af k, opfører sig generelt udvaskningsmæssigt som salte, det vil sige, de udvaskes forholdsvis hurtigt, hvorimod stoffer med mindre værdier af κ generelt udvaskes langsommere.

I forbindelse med arbejdet i TAC’en er der gennemført en række undersøgelser af følsomheden af de gennemførte beregninger over for ændringer i κ (TAC, 2002). Af disse følsomhedsanalyser fremgår det blandt andet., at for et scenarie med en umættet zone på 1 m tykkelse og et grundvandsflow (darcy-hastighed) på 4 m/år vil den resulterende beregnede grænseværdi for stofudvaskning variere med en faktor på mellem 1,3 og 9,45, når κ varierer med en faktor 10 (mellem 0,1 kg/l og 1 kg/l), hvilket betyder, at valget af κ har en betydelig indflydelse på resultatet.

For de organiske komponenter bestemmes κ-værdierne som ovenfor omtalt ved lige-vægtsberegninger for udvaskningen. Beregningerne foretages for et scenarie som beskrevet i tabel 3.8, som med hensyn til infiltration, højde af deponi og rumvægt af affald er lig med de opstillede scenarier for danske forhold.

Tabel 3.8 Parameterværdier anvendt ved beregning af k for organiske komponenter.

Det antages, at de deponerede affaldstyper kan repræsenteres af jordtyperne sand og ler. Dette gøres, dels fordi der ikke findes specifikke data for andre mulige affaldstyper, og dels fordi en stor del af de organiske forureninger vil optræde i netop disse jordtyper. Beregningerne foretages således på ler og sand med et forventeligt vandindhold som i den umættede zone (givet ved Vejledning 6+7, 1998), og der regnes på tre forskellige f_oc-indhold og dermed Κ_d-værdier givet for de tre forskellige affaldstyper.

Fremgangsmåden for beregningerne er følgende:

1. Startkoncentrationen i vandet sættes lig med opløseligheden for det givne stof (de estimerede ê-værdier er dog ikke afhængige af startkoncentrationen).
2. Efterfølgende bestemmes den udvaskede mængde som produktet af den estimerede porevandskoncentration og infiltrationen.
3. Den resterende stofmængde fordeles i jordsøjlen.
4. Ved ligevægtsberegninger fordeles stofmængden over de tre faser og punkt 2 gentages.

Ved denne beregning produceres en kurve for koncentrationen som funktion af L/S, og ud fra ligning 3.1 kan κ således estimeres. Dette gøres for hhv. ler og sand og for hvert af de tre deponeringsscenarier (med tilhørende organiske indhold). For hvert scenarie vælges den mest kritiske κ-værdi, som i denne sammenhæng er den værdi, der medfører det langsomste fald i perkolatkoncentrationen, da denne vil føre til de højeste koncentrationer i de nedstrøms observationspunkter. I tabel 3.9 er på denne baggrund gengivet de værdier, som vil blive anvendt ved beregningerne. De bagvedliggende beregninger kan ses i bilag 2.

Tabel 3.9 κ-værdier, som anvendes ved videre beregninger.

Der benyttes samme κ-værdi for alle affaldstyper, hvilket ikke nødvendigvis præcist afspejler de reelle forhold, men der findes ikke på nuværende tidspunkt et datamateriale, som muliggør yderligere differentiering.

3.3 Beregning af kildestyrken

Kildestyrken vil blive beregnet som fluxen af de i tabel 2.1 anførte komponenter gennem bunden af de forskellige typer deponeringsanlæg som funktion af tiden. Fluxen beregnes ved kombination af de afsnit 3.1 beskrevne beregninger af udsivende perkolatmængder som funktion af tiden og de i afsnit 3.2 beskrevne beregninger af perkolatets indhold af udledte stoffer som funktion af L/S. Sammenhængen mellem L/S og tiden beregnes af følgende ligning (Hjelmar, 1990):

hvor

Nedbrydning af de organiske forureningskomponenter i deponiet medtages ikke ved bereg-ningen af kildestyrken. Dette skyldes manglende datamateriale til kvantificering af nedbryd-ningen.

3.4 Stofparametre til brug for transportberegninger mv.

I tabel 3.10 ses forslag til værdier af fordelingskoefficienter mellem faststof og væske, Κ_d, til baggrundskoncentrationer i grundvandet (C_baggrund) og til kriterier for grundvandskvaliteten ved POC (100 m nedstrøms for deponeringsanlægget). Baggrunden for de anvendte Κ_d-værdier, som beskriver stoffernes mobilitet i den umættede og mættede zone, er gennemgået mere detaljeret i bilag 1 for de uorganiske komponenter og DOC. For de øvrige organiske komponenter er anvendt litteraturværdier for Κ_ow som ved anvendelse af Abduls formel er omregnet til Κ_oc-værdier. Under antagelse om en f_oc-værdi på 0,1% er efterfølgende udregnet Κ_d-værdier ud fra Κ_d = f_oc x Κ_oc.

Som beskrevet i bilag 1 er grundlaget for fastlæggelse af Κ_d-værdier, som er specielt tilpasset danske forhold, temmelig sparsomt. I tabel 3.10 er der for de stoffer, for hvilke der findes danske data, opstillet værdier til anvendelse i modelleringen. For mange af sporstofferne er Κ_d stærkt afhængig af pH, og for disse viser bilaget variationen i Κ_d, når pH varierer mellem 4 og 8. Værdierne i tabel 3.6 svarer for disse stoffer til pH = 6. For de stoffer, for hvilke der ikke findes danske værdier, er TAC-værdierne brugt. Tabel 3.6 viser både de ”danske” værdier af Κ_d og de værdier, som anvendtes af TAC. Sammenlignet med TAC-værdierne ses det, at de ”danske” Κ_d-værdier er højere for As, Cu, Hg og Pb, mens der er foreslået lavere værdier for Cr, Ni, Zn, og phenol. For Ba, Cd, Mo, Sb, Se, klorid, fluorid og sulfat anvendes samme værdier, som blev benyttet i TAC-beregningerne.

Mobiliteten i jord og grundvand af et stof vokser med aftagende værdi af Κ_d, det vil sige, stoftilbageholdelsen eller retardationen er lille for små værdier af Κ_d og stor for store værdier af Κ_d. En underestimering af Κ_d vil derfor være konservativ i forhold til beskyttelsen af miljøet. En Κ_d-værdi på 0 l/kg indikerer, at stoffet ikke tilbageholdes/forsinkes i forhold til vandstrøm-ningen.

I forbindelse med arbejdet i TAC er der gennemført en række undersøgelser af følsomheden af de gennemførte beregninger over for ændringer i Κ_d (TAC, 2002). Af disse følsomheds-analyser fremgår det blandt andet, at for et scenarie med en umættet zone på 1 m tykkelse og et grundvandsflow på 4 m/år vil den resulterende beregnede grænseværdi for stofudvaskning variere med en faktor på mellem 1,0 og 2,1, når Κ_d varierer med en faktor 4 (svarende til intervallet ½ Κ_d – 2 Κ_d), hvilket betyder, at mindre variationer i værdien af Κ_d har begrænset indflydelse på resultatet.

Som ved beregning af kildestyrken regnes der ikke med nedbrydning af de organiske kompo-nenter i hverken umættet elle mættet zone.

Tabel 3.10 Forslag til værdier af Κ_d, C_baggrund og C_grvkrit. For Κ_d ses både forslag til værdier under danske forhold (se bilag 1) og de værdier, som blev anvendt under TAC-arbejdet. For grundvands-kriteriernes vedkommende er angivet både de værdier, som blev anvendt af TAC, og de værdier som anvendes ved nærværende beregninger.

^a: Disse værdier er af regnetekniske årsager sat til 100 l/kg, da de ellers ville give anledning til ekstremt lange transporttider (og dermed beregningstider).

^b: Vejledning nr. 6/1998 fra Miljøstyrelsen om oprydning på forurenede lokaliteter.

^c: Bekendtgørelse nr. 650 af 29. juni 2001 om deponeringsanlæg.

^d: Kriterie for sum af 6 PAH (vejledning nr. 6/1998), for hvilke fluoranthen er modelstof i beregningerne.

^e: Bekendtgørelse nr. 871 af 21. september 2001 om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg.

^f: Bekendtgørelse nr. 921 af 8. oktober 1996 om kvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af visse farlige stoffer til vandløb, søer eller havet.

^g: Medianværdi for data fra grundvandsovervågning 1993-2002, GEUS (2003).

^h: Skønnet værdi ud fra Grundvandsovervågning 2000, GEUS

ⁱ : Kriterie for NVOC i Bekendtgørelse nr. 650 af 29. juni 2001 om deponeringsanlæg.

^j: Kriterie for total mineralolie (Vejledning nr. 6/1998 fra Miljøstyrelsen), som decan og pentadecan er modelstoffer for.

^k: Forskellen i kriterie for Cr total og Cr VI.

i.b. Ikke beregnet i TAC.

[1 ] Det antages implicit, at grundniveau er 5 m over bunden af deponiet. Når en vandstand på 5 m nås i deponiet, vil vandet løbe over siderne af deponiet. Udregninger af trykhøjder i anlægget kan ses i bilag 3.

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

Version 1.0 Maj 2009, © Miljøstyrelsen.