| Indhold |

Miljøprojekt nr. 743, 2003; Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Afprøvning af reaktiv jernvæg til grundvandsrensning

Vapokongrunden

Indholdsfortegnelse

Forord

På Vapokongrunden i Søndersø, hvor der tidligere har foregået genindvinding af opløsningsmidler, er der sket en kraftig forurening af jord og grundvand med aromatiske og chlorerede opløsningsmidler. Fra 1989 er der udført en række forureningsundersøgelser, og i 1998 er der udarbejdet et skitseprojekt for udførelse af afværgeforanstaltninger. For at forhindre yderligere spredning af forureningen startede nærværende afværgeprojekt samme år.

Afværgeprojektet har inkluderet forundersøgelser, detailprojektering inklusiv modellering, udførelse/etablering af afværgeforanstaltninger, samt efterfølgende monitering.

Foruden afgravning af hotspot omfatter afværgeforanstaltningerne etablering af et "Funnel & Gate-system" med en reaktiv væg til rensning af grundvand for indhold af en række chlorerede opløsningsmidler. Derudover er der etableret et omfangsdræn.

Til dokumentation for effektiviteten af afværgeforanstaltninger overfor jord- og grundvandsforureningen, samt med henblik på at overholde udledningskrav er der indtil videre udført monitering fra februar 2000 til december 2001. Desuden er den naturlige nedbrydning af grundvandsforureningen undersøgt.

Afværgeprojektet inklusiv omtalte monitering er gennemført af RAMBØLL for Fyns Amt. Projektet er led i Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord- og grundvandsforurening.

Sammenfatning og konklusioner

I 1976 startede Vapokon Petrokemisk Industri A/S genindvinding af opløsningsmidler ud fra brugte væsker, malerrester mm. Virksomheden blev etableret på Snavevej i Søndersø. Virksomheden gik i 1996-97 konkurs og ejendommen blev overtaget af Søndersø Kommune.

En undersøgelse i 1989 viste, at grunden var forurenet. Der er siden udført en række undersøgelser, og i 1998 er der udført et skitseprojekt for afværgetiltag. På baggrund af skitseprojektet, samt på baggrund af miljømæssige og økonomiske vurderinger er det valgt at etablere et "Funnel & Gate"-system med en reaktiv væg suppleret med opgravning af hot-spot. Denne løsning forhindrer yderligere spredning af forureningen. I den reaktive væg, der består af jernspåner, nedbrydes en række chlorerede komponenter ved anaerob jernkorrosion, der medfører en reduktiv dechlorering.

Afværgeprojektet består af forundersøgelser, detailprojektering inklusiv modellering, udførelse/etablering af afværgeforanstaltningerne, samt efterfølgende monitering. Formålet med moniteringen er at dokumentere effektiviteten af afværgeforanstaltninger, samt at vurdere kvaliteten af oppumpet drænvand med henblik på at overholde udledningskravene.

Afværgeprojektet er gennemført af RAMBØLL for Fyns Amt. Projektet er et Teknologiudviklingsprojekt under Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord- og grundvandsforurening.

Tidligere undersøgelser

Grundvandsanalyserne viste, at der nedstrøms Vapokongrunden og nedstrøms den planlagte placering af den reaktive væg sker en naturlig nedbrydning af opløsningsmidlerne.

Resultater af forundersøgelser har ikke givet anledning til ændring af placering af den reaktive væg ("gate") i forhold til skitseprojektet. Kernen af jerngranulat vurderes på baggrund af slugtests og forureningens vertikale fordeling at skulle have samme tykkelse i hele sin dybde. Tilklogning af væggen er vurderet på baggrund af de nye og eksisterende data for vandets indhold af an- og kationer, samt laboratorieforsøg udført af Envirometal Technologies Inc. (ETI).

Forundersøgelser, Fyns Amts udledningskriterier, samt anlægstekniske betragtninger har givet anledning til ændringer (i forhold til skitseprojektet) af placering af spunsvægge ("funnel") og omfangsdræn.

Modelling og detailprojektering

Der er opstillet en grundvandsstrømnings- og stoftransportmodel. Modellen er bl.a. anvendt til at optimere dimensioneringen af den reaktive væg og omfangsdrænet. Tykkelsen af jerngranulatvæggen er beregnet til 0,8 meter og verificeret ved efterfølgende detailmodellering.

Der er udført projektering af nedramning af spunsvægge ("funnel") samt nedramning af en spunskasse og efterfølgende udgravning heri, samt etablering af den reaktive væg i udgravningen. Endelig er omfangsdrænet dimensioneret.

Udførelse af afværgeforanstaltninger

Forud for bortgravning af hotspot er det tidligere produktionsanlæg nedrevet og bortskaffet. Der er i alt opgravet og bortskaffet ca. 4.600 tons forurenet jord og ca. 13 tons tromler og andet affald.

Der er etableret omfangsdræn med 7 drænbrønde. I drænbrøndene er der etableret et stigrør til styring af drænniveauet. Dette gør det muligt at styre vandmængden, der skal ledes igennem den reaktive væg.

"Funnel" er etableret som en rammet spunsvæg, der er rammet til 12 m under terræn, svarende til minimum 1 m ned i moræneleren.

Ved etablering af den reaktive væg er jorden i spunskassen opgravet, og der er etableret en kerne af jerngranulat. For at sikre en ensartet strømning gennem hele kernen er der etableret et filter af højpermeabelt materiale på begge sider af jerngranulatet, før spunskassen er trukket op. Det har været nødvendigt at gennemføre en grundvandssænkning i forbindelse med udgravningsarbejdet.

Monitering

Først er der udført en omfattende indledende moniteringsrunde, og på baggrund af resultater af denne og økonomiske overvejelser er den videre monitering udført. Der er moniteret fra februar 2000 til december 2001. Der er i alt udført 7 moniteringsrunder.

Drænvand

Indhold af kontrolparametre i drænvand har overskredet udledningstilladelsen ved hver moniteringsrunde. Med henblik på at hindre udledning af forurenet vand er drænniveauet justeret to gange, der er taget analyse af vandprøver udtaget fra de 7 drænprøver, og der er udført synkonpejlerunder.

For bedre at kunne styre drænet er det i oktober 2001 opdelt i 7 individuelle drænstrækninger, hvorefter tilstrømningstest og analyser har givet tilstrækkelige oplysninger til, at et nyt drænniveau nu kan vurderes.

Fordeling af forurening i og omkring den reaktive væg

Analyseresultater af chlorerede komponenter og BTEX viser, at der er en ujævn fordeling af forurening i filtre i og omkring væggen. Beregninger viser, at strømningshastigheder i og omkring væggen er inhomogene. Det vurderes, at den ujævne fordeling af koncentrationsniveauer kunne skyldes de inhomogene vandbevægelser.

Tidsmæssig variation i forureningsniveau

Koncentrationsniveauet for de fleste chlorerede komponenter og BTEX før væggen er generelt markant højere i september 2000 end de var i februar/marts 2000 og i de tidligere udførte forureningsundersøgelser. Det vurderes, at når der ca. 10 måneder efter etableringen af afværgeforanstaltninger konstateres højere koncentrationer af forureningsparametre før væggen end tidligere målt, kunne det være en effekt af afværgeforanstaltningerne. Desuden har befæstningen på grunden været fjernet i perioden fra december 1999 til december 2000, hvilket kan have medført en øget udvaskning af forureningskomponenter til grundvandet i denne periode.

Rensning i den reaktive væg

Der ses en kraftig reduktion af chlorerede opløsningsmidler ved passage gennem væggen. Udover nogle få undtagelser er indholdet af kontrolparametre under oprensningskriteriet på 10 µg/l ved bagkanten af væggen. Koncentrationen af nedbrydningsprodukter ved væggens bagkant er dog relativ høj (op til 3047 µg/l). Filtre ved bagkanten er placeret ca. 10 cm fra kanten. Indholdet af nedbrydningsprodukter vurderes derfor at være lavere end målt, når vandet forlader væggen.

Dichlormethan og 1,2-dichlorethan samt BTEX nedbrydes ikke ved korrosion af jern. Af resultaterne ses imidlertid, at disse komponenter reduceres kraftigt fra før væggen til væggens bagkant. Dette indikerer, at der udover nedbrydning ved jernkorrosion sker en biologisk nedbrydning i væggen. Udviklingen i sulfidindhold ved passage gennem væggen tyder også på, at der sker en biologisk nedbrydning i væggen.

Tilklogning af den reaktive væg

Udviklingen i hydrauliske ledningsevner viser en tendens til, at den hydrauliske ledningsevne er faldende, og at der er sket nogen - om end lille - tilklogning. Ligevægtsberegninger for karbonatsystemet samt udvikling i pH og ioner viser, at der sker udfældning i væggen.

Summary and conclusions

In 1976 Vapokon Petrokemiske Industri A/S established a business recovering solvents from used liquids, paints, etc. The company went bankrupt in 1996-97 and the property was taken over by Municipality of Søndersø.

In 1989 an investigation showed that the property was contaminated. Since then a range of investigations have been carried out and in 1998 a preliminary design describing possible remedial actions was carried out. Based on the preliminary design, and environmental and economical considerations the decision was made to install a reactive barrier in a Funnel &Gate system complemented with a groundwater drainage system as well as digging up contaminated soil in the hotspot area. This solution will prevent further spreading of the contamination. The reactive barrier consists of iron chips. Anaerobe corrosion of iron causes dechlorination of the chlorinated substances in the water.

The remediation project covers preliminary investigations, elaboration of the detailed design, modelling, installation of remedial measures as well as monitoring. Monitoring is carried out in order to document the efficiency of the remedial actions and in order to avoid exceeding limits set for discharging drainage water.

The remedial project is conducted by RAMBØLL on behalf of Fyns Amt. The project is a Technology development project under the Danish EPA.

Previous investigations

Based up on the preliminary investigation, discharge criteria, and considerations concerning geotechnical and construction matters the Funnel (sheet piling) and drainage system have been repositioned.

Modelling and detailed design

A model simulating groundwater flow and transport of chemical substances has been set up in order to optimise the dimensioning of the reactive barrier and the drainage system. The thickness of the barrier has been calculated to 0,8 meter which have been verified using a detail model.

The ramming of sheet piles, excavation within the case of sheet piles, and installation of the barrier have been projected. Finally the drainage system has been dimensioned and planned.

Conduction of remedial measures

The production equipment from the former activities have been removed, and following 4,600 tons of soil and 13 tons of waste have been removed from the hotspot area.

The drainage system has been established with 7 manholes, which is installed with changeable drainage levels.

The sheet piling has been rammed down to 12 meter below ground level, corresponding to a minimum of one meter into the till underneath the aquifer.

The barrier is installed by first ramming down a sheet piling case. The materials within the case are removed and the barrier is installed. Before the case is removed a filter consisting of high permeability material is installed on each side of the barrier.

Monitoring

A comprehensive preliminary monitoring program was carried out and based upon these results further monitoring was conducted. Monitoring of the effect of the remedial actions has been carried out from February 2000 to December 2001. A total of 7 monitoring rounds have been conducted.

Drainage water

The concentrations in the drainage water have been exceeding discharge criteria all through the monitoring period. Water samples taken from the 7 manholes have been analysed and due to the results and measurements of the groundwater level the drainage levels have been changed twice. In order to ensure better control of the drainage water the drain has now been separated into 7 individual drainage pipes, and tests of the flow to each of the pipes have been conducted as well as analyses of water samples from each manhole. Based upon the results new drainage levels will now be reestimated.

Distribution of contamination in and around the barrier

Analyses show that there is an uneven distribution of contaminants in and around the barrier. Slugtests show an uneven distribution of hydraulic conductivity in and around the barrier, and it is assessed that the uneven water movements result in the uneven distribution of the contaminants.

Variation in the concentrations over time

The concentrations of the contaminants have gone up a lot from the time of first monitoring round to September 2000. It is assumed that the effect of installing the Funnel & Gate system has resulted in this rise as well as the fact that the site has been unpaved from December 1999 to December 2000.

Treatment in the reactive barrier

A steep reduction in concentration of chlorinated solvents takes place across the barrier. Near the back of the barrier most parameters meet the criteria set for remediation. However the concentration of chlorinated degradation products is still quite high here. Since the monitoring wells near the back of the barrier is placed approximately 0,1 meter from the back, the concentrations are expected to be lower when the water leaves the barrier.

Dichloromethane and 1,2-dichloreoethane as well as BTEX are not degraded by corrosion of iron. However, the results show a considerable reduction of these parameters. This is considered to be due to the biological degradation taking place in the barrier.

Clogging of the reactive barrier

Hydraulic conductivity within the barrier shows a tendency of being reduced with time. Development in pH and ions also indicate that precipitation takes place.

1 Indledning

I perioden 1976-96 udførte Vapokon Petrokemisk Industri A/S genindvinding af opløsningsmidler ud fra brugte væsker, malerrester mm. Som følge af aktiviteterne på lokaliteten er der sket en kraftig forurening af jord- og grundvand med aromatiske og chlorerede opløsningsmidler. Vapokongrunden er beliggende Snavevej 25, matr.nr. 24 c, Søndersø By, Søndersø.

Fra 1989 er der udført en række undersøgelser /1/, /2/, /3/, og i 1998 er der udført et skitseprojekt for afværgetiltag /5/. På baggrund af skitseprojektet, der har belyst mulighederne for oprensning af den konstaterede forurening, samt på baggrund af miljømæssige og økonomiske vurderinger, er det valgt at etablere et "Funnel & Gate"-system med en reaktiv væg suppleret med opgravning af hot-spot. Denne løsning forhindrer yderligere spredning af forureningen. I den reaktive væg, der består af jernspåner, nedbrydes en række chlorerede produkter ved anaerob jernkorrosion, der medfører en reduktiv dechlorering.

Fyns Amt har anmodet RAMBØLL om at gennemføre afværgeprojektet, der omfatter afværgeforanstaltninger overfor jord- og grundvandsforureningen, samt efterfølgende monitering.

Nærværende rapport omhandler afværgeprojektet og dets resultater.

1.1 Baggrund for afværgeprojektet

Ejendommen Snavevej 25, Søndersø har i perioden 1976-1996 været anvendt til genindvindingsindustri for opløsningsmidler.

I forbindelse med Fyns Amts tilsyn med Vapokon Petrokemisk Industri A/S er der i 1989 gennemført en orienterende forureningsundersøgelse på Vapokon-grunden. Undersøgelsesresultaterne påviste en kraftig jordforurening, der vurderedes at udgøre en alvorlig trussel mod grundvandsressourcen. Som følge af dette blev der efterfølgende (1995-96) gennemført undersøgelser uden for og inden for Vapokon-grunden /1/ og /2/.

Fyns Amt påbød virksomheden at udføre oprensningsforanstaltninger. Påbudet blev imidlertid aldrig efterkommet, og Fyns Amt valgte derfor at følge påbudet op med en selvhjælpshandling.

Med udgangspunkt i de tidligere udførte undersøgelser og risikovurderinger er de mulige afværgeforanstaltninger overfor jord og grundvand skitseret i 1996 /3/.

På baggrund af de skitserede afværgeforanstaltninger indgik Fyns Amt og Miljøstyrelsen i 1998 en aftale om udarbejdelse af et skitseprojekt for etablering af reaktiv væg på Vapokon-grunden /5/. Skitseprojektet omfatter både et afværge- og et teknologiudviklingsprojekt.

Afværgeprojektet er et Teknologiudviklingsprojekt under Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord og grundvandsforurening.

1.2 Formål

Det specifikke formål med afværgeforanstaltningerne er at forhindre en fortsat forureningsspredning af chlorerede opløsningsmidler i grundvandet fra Vapokon-grunden for at sikre grundvandsressource og den fremtidige vandkvalitet i Holmebækken, der løber sydøst for lokaliteten. Afværge af allerede eksisterende grundvandsforurening udenfor Vapokon-grunden er ikke omfattet af projektet.

Det generelle formål for Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram er at effektivisere og billiggøre oprydninger på depotområdet, samt at afprøve nye oprensningsmetoder under danske forhold.

2 Opbygning af rapporten

Rapporten er disponeret, så den afspejler projektets kronologiske forløb. Der er i de enkelte afsnit lagt vægt på en beskrivelse af formålet med delprojekterne. Afsnittene er kort beskrevet i det følgende.

Til rapporten hører en række bilag, der indeholder supplerende eller særlige oplysninger til tekstdelen eller dokumentationsmaterialet.

I afsnit 3 beskrives baggrunden for afværgeprojektet. Baggrundsmaterialet omfatter en kort gennemgang af den tidligere arealanvendelse, geologiske og hydrogeologiske forhold, tidligere udførte forureningsundersøgelser og risikovurderinger, samt de relevante dele af det skitseprojekt, der danner baggrunden for den valgte afværgeløsning. Afsnittet indeholder altså data, der ligger forud for nærværende projekt.

I afsnit 4 beskrives de udførte forundersøgelser, der danner dels et opdateret, dels et supplerende grundlag for dimensionering af afværgeforanstaltningerne. Der er fokuseret på en beskrivelse af grundvandsforureningens udbredelse, sammensætning og bevægelse, samt tilklogning af den reaktive væg.

På baggrund af de geologiske, hydrogeologiske og kemiske data er der i afsnit 5 opstillet en numerisk model, der ud fra forskellige scenarier belyser strømningsforholdene og stoftransportforholdene før og efter iværksættelse af afværgeforanstaltninger. Beregning af tykkelsen af den reaktive væg og afprøvning af de dimensionerede afværgeforanstaltninger i en detailmodel findes også i dette afsnit.

Dernæst er dimensioneringsgrundlaget for etablering af Funnel & Gate samt dræn beskrevet i afsnit 6.

I afsnit 7 resumeres tilsynet under anlægsfasen, dvs. tilsyn med bortgravning af hot-spot og etablering af spunsvægge, den reaktive væg, drænet, samt moniteringsboringer.

I afsnit 8 beskrives driften af drænsystemet.

Til dokumentation for effektiviteten af afværgeforanstaltninger overfor jord- og grundvandsforureningen, samt med henblik på at overholde oprensnings- og udledningskriterier er der indtil videre udført monitering fra februar 2000 til december 2001. Desuden er den naturlige nedbrydning af grundvandsforureningen undersøgt nærmere. I afsnit 9 beskrives den efterfølgende monitering og resultater heraf.

Endelig er der i afsnit 10 givet en beskrivelse af projektøkonomien i forbindelse med afværgeforanstaltningerne. Der er lagt vægt på specielle økonomiske forhold vurderet i forbindelse med projektforløbet, bl.a. alternativ leverandør af jerngranulat. Formålet har været at minimere de samlede udgifter i forbindelse med afværgeforanstaltningerne.

3 Baggrund

I dette afsnit beskrives baggrundsmaterialet for afværgeprojektet. Baggrundsmaterialet omfatter resultaterne og vurderingerne af de tidligere udførte forureningsundersøgelser og skitseprojekter, jf. /1/, /2/, /3/, /4/ og /5/.

Desuden beskrives den kendte del af teorien bag reaktive vægges rensning af chlorerede opløsningsmidler samt de tests, der tidligere er udført med henblik på at dimensionere væggens tykkelse. Endelig resumeres de oprensningsniveauer, som Fyns Amt har ønsket væggen dimensioneret i forhold til, foruden de gældende udledningskrav til recipienten, Holmebækken.

3.1 Historisk beskrivelse af Vapokon

I 1976 påbegyndte Vapokon Petrokemisk Industri A/S (i det følgende kaldt Vapokon) en genindvinding af opløsningsmidler ud fra brugte væsker, malerrester mm. Virksomheden blev etableret på Snavevej 25, matr. nr. 24C, Søndersø by, Søndersø, jf. figur 3.1. Øst og syd for virksomheden ligger Søndersø Kommunes renseanlæg og Holmebækken. Mod vest ligger virksomheden Fiboment.

Se her!

Figur 3.1
Beliggenhedsplan.

Indretning af det tidligere Vapokon og beliggenheden af mulige forureningskilder er vist på figur 3.2.

Se her!

Figur 3.2.
Virksomhedens indretning.

Virksomheden gik i 1996-97 konkurs, og ejendommen blev overtaget af Søndersø Kommune.

I forbindelse med Fyns Amts tilsyn i 1989 blev der gennemført orienterende forureningsundersøgelser, der i de efterfølgende år er suppleret med flere undersøgelser.

Ved undersøgelserne blev der påvist en kraftig jord- og grundvandsforurening med organiske opløsningsmidler stammende fra Vapokon. Forureningen blev vurderet at udgøre en alvorlig trussel mod grundvandsressourcen.

På baggrund af undersøgelserne har Fyns Amt sammen med Miljøstyrelsen besluttet at etablere en reaktiv væg til nedbrydning af chlorerede opløsningsmidler. Afværgeforanstaltningerne gennemføres som et Teknologiudviklingsprojekt.

3.2 Geologiske og hydrogeologiske forhold

3.2.1 Geologi

Søndersøområdet er præget af glaciale aflejringer. Øverst forekommer et morænelerslag af varierende mægtighed underlejret af et sammenhængende og udbredt smeltevandssandlag. Under smeltevandssandlaget findes overvejende moræneler.

Vapokon-grunden er beliggende i kote ca. 23 m DNN.

De geologiske forhold på og lige omkring Vapokon-grunden består øverst af muld- og fyldlag og herefter moræneler med en mægtighed på 2-5 m. Enkelte steder ses også gytje-/tørvelag og sand, og få steder mangler laget af moræneler helt.

Under moræneleren træffes smeltevandssand med en mægtighed på 5-10 m, der gennemgående underlejres af moræneler. Det sammenhængende lag af smeltevandssand udgør grundvandsressourcen i området.

Det nedre lag af moræneler, der udgør bunden af det primære grundvandsmagasin, hælder mod nordvest.

Sandmagasinet aftager i mægtighed med ca. 4 m på strækningen fra den nordlige ende af Vapokon-grunden og til umiddelbart sydøst for renseanlæggets værkstedsbygning.

Boringer på Vapokon-grunden til 25 m u. t. viser, at der under sandlaget træffes et sammenhængende lag af moræneler, der ikke er gennemboret, og hvori der ikke er truffet sandlag.

3.2.2 Hydrogeologi, vandindvinding og recipienter

Grundvandsspejlet på Vapokon-grunden står ca. 1,5-3 m u. t. og står dermed flere steder i overgangen mellem moræneleret og smeltevandssandet. Grundvandet strømmer i en sydøstlig til sydlig retning med en forholdsvis stor gradient (ca. 0,5%). Den naturlige strømningshastighed er vurderet at være 300-400 m/år.

Holmebækkens bund er beliggende i kote ca. 19. Grundvandspotentialet i området ved bækken ligger i kote ca. 20, hvilket medfører et opadrettet vandtryk og dermed sandsynligvis opadrettet grundvandssstrømning. Dvs. at grundvandet afledes til Holmebækken både fra nord og syd.

Nærmeste vandindvinding foretages fra Søndersø Vandværks kildeplads, der ligger mere end 1 km nord for Vapokon-grunden, dvs. opstrøms.

3.3 Forureningsudbredelse

3.3.1 Jordforurening

Der er ved de tidligere udførte undersøgelser påvist en kraftig jordforurening med BTEX'er, chlorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter i både umættet og mættet zone på grunden. I hot-spot er der fundet indhold op til 2.140 mg BTEX/kg og 1.100 mg chlorerede opløsningsmidler/kg i jorden og tilsvarende 8.563 mg BTEX/m³ og 148.718 mg chlorerede opløsningsmidler/m³ i poreluften. Hot-spot er afgrænset til et areal på ca. 775 m², mens hele jordforureningen strækker sig over et areal på ca. 2.175 m², som vist på figur 3.3. Hot-spot er vurderet at omfatte ca. 70 % af den samlede jordforurening på ca. 4.700 kg BTEX'er og ca. 2.500 kg chlorerede opløsningsmidler, jf. /1/, /2/, /3/ og /5/. Ved hot-spot menes forureningsindhold af chlorerede opløsningsmidler og BTEX over hhv. 50 og 100 mg/kg.

Se her!

Figur 3.3
Udbredelse af jord- og grundvandsforurening jf. /1/ og /5/.

3.3.2 Grundvandsforurening

De tidligere udførte undersøgelser viser, at grundvandsforureningen horisontalt er spredt ca. 200 m nedstrøms grunden med en fanebredde på ca. 80 m (figur 3.3). Grundvandsforureningen er kraftigst under Vapokon-grunden med op til 10.000 µg/l af summen af BTEX og chlorerede opløsningsmidler, jf. /5/. Vertikalt er forureningen kraftigst i den øverste del af magasinet.

Det er vurderet, at der findes 25-40 kg BTEX'er og 25-40 kg chlorerede opløsningsmidler i grundvandsmagasinet jf. /1/.

3.4 Risikovurdering

Risikovurdering blev udført i forhold til grundvand og recipient. Det blev vurderet, at der med de nuværende indvindings- og strømningsforhold ikke er risiko for eksisterende vandindvinding, der ligger opstrøms Vapokon-grunden. Grundvandsressourcen kan dog være truet af forureningen.

Grundvandet afvandes til Holmebækken, der løber sydøst for grunden, og forurening er allerede påvist heri. Bækken udgør et grundvandsskel i magasinet. Forureningen blev vurderet at udgøre en risiko for forurening af Holmebækken. Det er uvist, om forureningen længere nedstrøms i Holmebækken kan udgøre en trussel for grundvandsressourcen.

3.5 Skitseprojekt for afværgeforanstaltninger

Der er udført et skitseprojekt med belysning af mulighederne for hel eller delvis oprensning af den konstaterede forurening, jf. /3/, /4/ og /5/. Ventilering af forureningen er vurderet uegnet, idet der er en meget lav horisontal permeabilitet og en forholdsvis høj vertikal permeabilitet. På baggrund af miljømæssige og økonomiske vurderinger valgte Fyns Amt at etablere et "Funnel & Gate" system bestående af bl.a. en reaktiv væg til minimering af spredning af forureningen suppleret med et omfangsdræn samt opgravning af hotspot.

Afværgeforanstaltningerne skal forhindre en fortsat spredning af forureningen fra Vapokon-grunden af hensyn til den fremtidige vandkvalitet i Holmebækken og grundvandsressourcen.

Afværgeforanstaltningernes effektivitet skal kontrolleres ved monitering af grundvandskvaliteten før, i og efter væggen.

3.6 Reaktive vægge

I det følgende beskrives den kendte del af teorien bag reaktive vægges rensning af chlorerede opløsningsmidler. Desuden resumeres de kolonnetests, der er udført på det valgte vægmateriale med henblik på at dimensionere væggens tykkelse. Endelig resumeres de oprensningsniveauer, som Fyns Amt har ønsket væggen dimensioneret i forhold til, foruden de gældende udledningskrav til recipienten, Holmebækken.

3.6.1 Teori bag reaktive vægge

Processen i reaktive vægge med jernspåner er opbygget omkring en anaerob jernkorrosion, der abiotisk medfører en reduktiv dechlorering af de chlorerede stoffer, jf. reaktionsligning (1) og /6/.

Den anaerobe jernkorrosion sker ved, at grundvandets indhold af ilt ved passage af den reaktive vægs metalliske jern (Feº) bliver reduceret, og der dannes rust. Når ilten er fjernet, så forløber den anaerobe jernkorrosion som følger:

Reaktionsligningen viser, at der dannes 1 mol brint for hvert mol jern, som korroderes. En del af brinten bobler af som brintgas.

Processen danner som vist hydroxidioner, hvorfor der sker en pH-stigning, der kan medføre udfældning af calciumkarbonat, jernkarbonat samt andre salte. Væggens jern henfalder også under processen, hvorved der frigives ferrojern (Fe²⁺) som vist i (1):      Feº ® Fe²⁺ + 2e

Reaktionsligning (2) og (A) i box 1 viser, at det kraftige fald i redoxpotentialet ved vandets passage af væggen medfører, at bl.a. chlorerede alifater (RCl) kan oxidere det metalliske jern.

Reaktionsligning (2) er udtryk for en overførsel af elektroner fra det metalliske jern til den adsorberede chlorerede alifat ved grænsefladen mellem vand og metal. Processen er ikke forstået til bunds, ligesom alle dannede mellemprodukter heller ikke er kendt. Den mest fuldstændige dechlorering medfører dog dannelse som vist af ethylener og ethaner (RH).

Box 1
Forskellige mulige mekanismer til dechlorering, jf. /5/.

Reaktionshastigheden gennem væggen afhænger af jernmaterialet og grundvandets sammensætning og kan bestemmes ved kolonnetests, jf. afsnit 3.6.2. Som udgangspunkt er reaktionshastigheden dog højest for stoffer med færre chloratomer, f.eks. DCE og vinylchlorid.

Som nævnt medfører pH-stigningen tilklogning og til en hvis grad coating af de reaktive jernpartikler. Denne hæmmende effekt er dog begrænset til det yderste lag af væggen og giver ifølge leverandøren kun anledning til mindre reduktion af porøsiteten.

3.6.2 Kolonnetest

Envirometal Technologies Inc. (ETI), Canada, har i 1998, jf. /7/, udført en kolonnetest med en grundvandsprøve fra boring E4.2 fra Vapokon-grunden. Formålet med kolonnetesten var at beregne de forventede halveringstider for de forskellige chlorerede stoffer.

I testen er der bl.a. fokuseret på forureningens hovedkomponenter, nemlig PCE, TCE, 1,1,1-TCA og 1,1,2-TCA, der er tilstede i mængder over 1 mg/l. Disse stoffer blev ved kolonneforsøget nedbrudt til niveauer under analysemetodens detektionsgrænse på 1-2 µg/l.

Udover de 4 hovedkomponenter blev der fundet 6 andre chlorerede opløsningsmidler i grundvandsprøven; cis-DCE, trans-DCE, 1,1-DCE, 1,2-DCA, trichlormethan og DCM. DCE og trichlormethan blev ikke fundet i kolonnens udløb i koncentrationer over detektionsgrænsen, mens der som forventet ikke blev observeret nedbrydning af DCM og 1,2-DCA.

Under nedbrydningsprocesserne i kolonnen blev der dannet en række andre chlorerede stoffer, som vist i tabel 3.1.

Tabel 3.1:
Oversigt over nedbrydningsprodukter

Disse nedbrydningsprodukter blev med undtagelse af 1,1-DCA også nedbrudt i kolonnetesten til et niveau under detektionsgrænsen.

ETI har på baggrund af programmet Scientist 2.0 samt halveringstiderne fundet ved kolonnetesten beregnet den forventede nedbrydning i en reaktiv væg i felten af de forskellige chlorerede stoffer som funktion af opholdstiden, jf. figur 3.4. Ved beregningen er der korrigeret for grundvandstemperaturen i felten med deraf følgende øgede halveringstider. Førsteordens kinetik er forudsat i beregningerne. Endelig er der også taget højde for dannelse af nedbrydningsprodukter samtidig med, at forureningen fjernes.

Figur 3.4
Forventet nedbrydning af chlorerede opløsningsmidler i felten (beregnet).

Som det ses af figur 3.4 kan 90% af de chlorerede opløsningsmidler fjernes ved en opholdstid på ca. 20 timer ifølge ETI, /7/. Forøges opholdstiden til 64 timer, fjernes alle komponenter til under grænseværdien på 10 µg/l med undtagelse af 1,1-DCA, 1,2-DCA og DCM. Efter 194 timer vil 1,1-DCA også være fjernet til under grænseværdien. 1,2-DCA og DCM er ikke nedbrydelige.

Indholdet af uorganiske parametre er også målt i kolonnetesten ved tilløb og fraløb. Der er konstateret en pH-stigning fra 7,3-7,8 igennem kolonnen samt faldende redoxforhold. Derudover er der også set en chloridstigning igennem kolonnen på grund af nedbrydning af de chlorerede opløsningsmidler.

Calciumindholdet er faldet fra 150 til 50 mg/l i kolonnen, hvilket formentligt skyldes udfældning af kalk pga. pH-stigningen. Kalkudfældningen er beregnet til at svare til ca. 250 mg kalk/l. Kalkudfældningen kan have betydning for den reaktive vægs levetid i forbindelse med tilklogning af jernets porevolumen. Andre potentielle udfældninger (jern, mangan, magnesium, sulfit) er i kolonneforsøget mængdemæssigt meget mindre betydningsfulde, jf. /7/.

3.6.3 Oprensningsniveauer

Det valgte oprensningsniveau giver på baggrund af kolonnetesten en opholdstid på 64 timer i den reaktive væg, jf. /7/.

3.6.4 Udledningstilladelses

Fyns Amt har i brev af 1999-08-19 til Søndersø Kommune meddelt en midlertidig udledningstilladelse for udledning af oppumpet grundvand i forbindelse med reparationsarbejder på Søndersø Renseanlæg. Amtet har meddelt, at den midlertidige udledningstilladelse også er gældende som udledningskrav for det forurenede grundvand under Vapokongrunden.

Udledningstilladelsen er fastsat på baggrund af målsætningen for Holmebækken, der svarer til en æstetisk tilfredsstillende vandkvalitet samt om muligt at være egnet som fiskevand. Amtet har i sommeren 1995 vurderet forureningstilstanden i Holmebækken til en forureningsgrad II-III, svarende til noget forurenet. Vandkvaliteten er især problematisk med hensyn til BI5, dvs. organisk stof og ammonium.

Som vejledende grænseværdi for det udledte grundvand har Fyns Amt fastsat en grænseværdi på 10 µg/l for summen af chlorerede og aromatiske opløsningsmidler. Til dokumentation af grænseværdiens overholdelse skal vandprøverne analyseres for følgende komponenter: PCE, TCE, tetrachlormethan, TCA, chloroform, cis-DCE og BTEX.

4 Forundersøgelser

4.1 Formål

I det udførte skitseprojekt, /5/, er der påpeget en række usikkerheder, der kan få indflydelse på den endelige dimensionering og placering af den reaktive væg.

Den tidligere kortlægning af forureningsfanen er desuden gennemført for flere år forud for nærværende projekt, og der er siden da udført grundvandssænkninger ved renseanlægget, hvilket kan have medført en ændring af forureningsfanens placering.

4.2 Undersøgelsens omfang

Der er udført 16 geoprobe-boringer til 14 m's dybde svarende til grundvandsmagasinets nedre afgrænsning. Boringerne er benævnt G20-35 og er placeret som vist på figur 4.1. Boringerne er udført af RAMBØLL/Per Aarsleff A/S i september/oktober 1998.

Se her!

Figur 4.1
Placering af undersøgelsesboringer

Geoprobe-boringerne er udført med et hydraulisk boreværk, og der er udført kontinuerte MIP- og ledningsevnemålinger ned igennem jordprofilet. MIP (membrane interface probe) er en opvarmet sonde monteret på spidsen af boret og anvendes til fastlæggelse af det vertikale forureningsprofil.

Tilstedeværende flygtige organiske komponenter i mættet og umættet zone vil diffundere igennem en semipermeabel membran ind til sonden, hvorfra de transporteres til en photo-ionisations-detektor (PID) og en flamme-ionisations-detektor (FID). Ved ledningsevnemålingerne måles desuden jordens elektriske ledningsevne, hvorved sand- og lerlag kan erkendes.

Resultatet af målinger foretaget i forbindelse med geoprobe-boringerne er vedlagt som bilag 1 sammen med en nærmere beskrivelse af Geoprobemetoden.

4 geoprobe-boringer (G21, G22, G23 og G34) er filtersat i 2 niveauer (bund og top af magasin) og 2 boringer (G29 og G33) i 3 niveauer (bund, midt og top af magasin). Én boring, G35, er udelukkende filtersat i top af magasinet. Boringer og filtersætninger er udvalgt på baggrund af MIP- og ledningsevne-logs. For nærmere detaljer om boringernes udførelse henvises til bilag 1.

Nederste filter er benævnt 1, næstnederste 2 osv. Filtrene er således nummereret nedefra og op.

Alle ikke filtersatte geoprobe-boringer er ved injicering under tryk afproppet med bentonit i hele boringernes længde.

Alle geoprobe-boringer er indmålt i forhold til eksisterende bygninger og kotesat.

Desuden er alle filtersatte geoprobe-boringer samt tidligere udførte filtersatte boringer pejlet to gange; første gang i forbindelse med borearbejdet, anden gang i forbindelse med vandprøvetagningen.

4.2.2 Geotekniske boringer

De 3 geotekniske boringer, R1-R3, er udført til mellem 12 og 18 m u.t. og filtersat med 63 mm PEH-filter i top (filter 2) og bund (filter 1) af magasinet. Boringernes placering er vist på figur 4.1.

De geotekniske boringer er udført i december 1998 af Jens Johan Andersen som 6" tørboringer. Boringerne er filtersat med et 63 mm PEH-rør. Nederste filter er benævnt 1 og det øverste 2.

Desuden er der udført en kort geoteknisk boring, R4, der ikke er filtersat.

De geotekniske boringer er indmålt i forhold til eksisterende boringer og kotesat.

Der er udtaget jordprøver for hver halve meter i de geotekniske boringer. Derudover er der udført vingeforsøg og jordprøverne er geologisk bedømt. Desuden er de filtersatte boringer pejlet mindst 2 gange.

4.2.3 Vandprøver

Der er efter renpumpning udtaget vandprøver fra alle filtre i de 6 filtersatte geoprobe-boringer og de 3 geotekniske boringer samt fra 11 filtre i ellogboringer og et filter i boring B6. Eksisterende ellogboringer og B6 er fra tidligere undersøgelser. Filtersætning i disse boringer er angivet i bilag 2. Geoprobe-boringen G35 var tør, og der er derfor ikke udtaget vandprøver herfra.

Vandprøver er udtaget ved dokumenteret prøvetagning ved kontinuert måling af pH, ledningsevne, redoxforhold, ilt og temperatur.

Prøveflasker er leveret af analyselaboratoriet, og vandprøverne er opbevaret mørkt og køligt inden aflevering samme dag til analyselaboratoriet.

Alle analyser er foretaget på et akkrediteret analyselaboratorium (Steins Laboratorium er hovedleverandør).

Analyseprogrammet omfatter et eller flere af grupperne chlorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter heraf, aromatiske opløsningsmidler (BTEX) samt an- og kationer foruden pH, ledningsevne og svovlbrinte, jf. tabel 4.1.

Tabel 4.1:
Analyseparametre og forkortelser.

Se her!

Analyseprogrammet for de enkelte boringer ses i bilag 3.

4.2.4 Jordprøver

Der er udtaget 8 jordprøver i forbindelse med udførelse af geoprobe-boringerne. Jordprøver er udtaget med henblik på dokumentation af geologien især den dybe morænelers placering, jf. bilag 1. Prøvetagningsdybder er valgt på baggrund af ledningsevne- og MIP-logs. MIP-logs har ikke antydet tilstedeværelsen af fri fase forurening, og der er derfor ikke udført Sudan IV-tests til påvisning af fri fase.

4.3 Geologiske og hydrogeologiske forhold

De geologiske forhold omkring Vapokon-grunden er tolket på baggrund af de udførte ledningsevnelogs i forbindelse med geoprobe-boringerne, de 4 geotekniske boringer R1-R4 samt de tidligere udførte boringer. Der er på denne baggrund opstillet en geologisk model, som er anvendt i forbindelse med strømnings- og transportmodellen, jf. afsnit 5 og bilag 6.

De geologiske oplysninger bekræfter, at det morænelerslag, der udgør bunden af sandmagasinet, falder i en retning fra sydøst mod nordvest, jf. figur 2 i bilag 6, der viser et NV-SØ-gående vertikalt snit igennem Vapokon-grunden. På grundens sydøstlige skel danner toppen af moræneleret en mindre pukkel set i et snit fra sydøst til nordvest. Derefter falder morænelerslagets top mod nordvest. Morænelersoverfladen falder dog også mod sydøst for igen at stige videre mod sydøst omkring den planlagte placering af den reaktive væg.

Morænelersoverfladen omkring den planlagte placering af den reaktive væg er konstateret i kote 10,9-12,9, og sandlaget har i dette område en tykkelse på 4-9 m.

Pejlinger af grundvandsspejlet i alle filtersatte boringer viser, at grundvandsspejlet på Vapokon-grunden ligger i kote 20,7-20,8 og falder i en sydøstlig retning mod regnvandsbassinet mod sydøst, hvor grundvandsspejlet er truffet i kote ca. 20,2. På baggrund af pejlingerne vurderes, at grundvandsstrømmen på selve Vapokon-grunden er øst-sydøstlig drejende mod sydøst uden for grunden, jf. figur 4.2.

På baggrund af de udførte slugtests og sigteprøver, samt vandbalance og revurdering af de tidligere udførte prøvepumpninger, vurderes den naturlige strømningshastighed under Vapokon at være mellem 30 - 143 m/år med et gennemsnit på 73 m/år (se endvidere bilag 6, appendix A).

Figur 4.2.
Potentiale i primært grundvandsmagasin d. 9-10-1998.

4.4 Forureningens udbredelse

Resultaterne af de kontinuerte MIP-målinger er vist i bilag 1, hvor målingerne også er tolket. Analyseresultater for vandprøver er vist i tabel 4.2 og tabel 4.3, der er vedlagt i bilag 4.

I figur 4.3 til 4.8 (der også findes i bilag 4) er den horisontale udbredelse af grundvandsforureningen i hhv. den øvre og den nedre del af det primære grundvandsmagasin vist. De angivne udbredelser er skønnet på baggrund af MIP-målinger og forureningskoncentrationerne påvist i nuværende og tidligere forureningsundersøgelser sammenholdt med de observerede strømningsretninger i grundvandsmagasinet. Ved skøn over forureningens udbredelse er anvendt Fyns Amts kvalitetskriterier for grundvand svarende til 1 µg total chlorerede opløsningsmidler/l og 10 µg BTEX/l.

4.4.1 Forureningsudbredelse i den øvre del af grundvandsmagasinet

Resultaterne viser, jf. figur 4.3, at de største koncentrationer af DCE er påvist i nærheden af forureningskilden, dvs. det tidligere destillationsanlæg og nedstrøms ved G34. Indholdet af de øvrige komponenter er derimod størst nedstrøms forureningskilden.

Det samlede indhold af chlorerede opløsningsmidler udgør maksimalt ca. 47.400 µg/l og er udover i selve kildeområdet påvist i de højeste koncentrationer nedstrøms forureningen omkring boring G34.2. Indholdet af chlorerede forbindelser i G34.2 udgøres hovedsageligt af nedbrydningsprodukterne DCE.

Dichlormethan er ikke påvist i den øvre del af det primære grundvandsmagasin.

Forureningsfanen med TCE og PCE (figur 4.4) forekommer at være bredere end konstateret ved tidligere undersøgelser og at være spredt mere nedstrøms, dvs. i mere sydlig retning end tidligere. Analyseresultaterne viser desuden, at der udover destillationsanlægget kan være en supplerende kilde beliggende lige syd for destillationsanlægget f.eks. oplaget og depotet med tromler. Derudover viser den indbyrdes fordeling af de forskellige chlorerede forbindelser, dvs. udgangs- og nedbrydningsprodukter, at der kan være en mindre forureningskilde omkring boring R1.

Endvidere er der i den øvre del af det primære magasin påvist indtil ca. 8.600 µg BTEX/l. De største koncentrationer af BTEX i den øvre del af det primære magasin er påvist nedstrøms forureningskilden i området ved G29, G33, G34, R2 og E8. Forureningens skønnede udbredelse er vist på figur 4.5.

4.4.2 Forureningsudbredelse i den nedre del af grundvandsmagasinet

Der er ikke påvist indhold af vinylchlorid, tetrachlormethan, dichlormethan eller dichlorethan i den nedre del af det primære grundvandsmagasin. Det understreges, at dichlormethan- og dichlorethan-indholdet kun er analyseret i få boringer.

Det maksimale indhold af total chlorerede opløsningsmidler i den nedre del af det primære magasin er påvist ved R1.1. I denne boring udgøres indholdet af chlorerede opløsningsmidler hovedsageligt af PCE.

Generelt for forureningen med chlorerede opløsningsmidler i den nedre del af det primære grundvandsmagasin gælder, at hovedparten af de chlorerede opløsningsmidler udgøres af PCE og i mindre grad af TCE. Forekomsten af PCE kan antyde tilstedeværelsen af en mindre udbredt fri fase i bunden af magasinet. Indholdet af nedbrydningsprodukter er generelt lavt. Undtagelsen herfra er dog boring G34.1, hvor der er konstateret høje indhold af nedbrydningsprodukterne DCE i forhold til udgangsstofferne. Der er ved undersøgelserne dog ikke påvist fri fase.

Hovedparten af indholdet af DCE udgøres generelt af cis-DCE undtagen i de nedstrøms boringer E8.1 og E12, hvor 1,1-DCE udgør hovedparten af DCE-indholdet.

I den nedre del af det primære magasin er der påvist indtil ca. 1.880  µg BTEX/l. De største indhold af BTEX'er er påvist lige under forureningskilden ved G23.1, jf. figur 4.8, hvor den skønnede udbredelse af BTEX-forureningen er vist.

Det bemærkes, at udbredelsen af DCE og BTEX i den nedre del af grundvandsmagasinet svarer til hinanden, hvilket som forventet tyder på brug af BTEX'erne til nedbrydning af de chlorerede opløsningsmidler.

4.4.3 Udbredelse i forhold til grænseværdier for udledning til Holmebækken

En tolkning af forureningens horisontale udbredelse i den øvre og nedre del af grundvandmagasinet i forhold til Fyns Amts grænseværdier for udledning til recipienten Holmebækken er vist i figur 4.9 og 4.10.

Se her!

Figur 4.9
Udbredelse af forurening i den øvre del af grundvandsmagasinet
   

Se her!

Figur 4.10
Udbredelse af forurening i den nedre del af grundvandsmagasinet

Horisontal udbredelse

Af figur 4.9 og 4.10 fremgår, at den øvre del af grundvandsmagasinet er kraftigt forurenet (indhold af forureningskomponenter er større end 100 gange grænseværdien) mere end 100 m nedstrøms forureningskilden, mens den kraftige forurening af den nedre del af grundvandsmagasinet kun er udbredt ca. 20-40 m nedstrøms forureningskilden. Den horisontale forureningsudbredelse i den nedre del af grundvandsmagasinet tyder desuden på, at der er en særskilt kilde ved boring R1 set i forhold til strømningsretningen.

Vertikal udbredelse

Forureningens vertikale udbredelse i grundvandsmagasinet i forhold til Fyns Amts grænseværdier for udledning til Holmebækken viser en noget mere indsnævret fane nedadtil i grundvandsmagasinet. Analyseresultaterne viser, at grundvandsforureningen er kraftigt aftagende nedad i alle boringer undtagen i G22, hvor der er påvist lidt større koncentrationer af opløsningsmidler nederst i magasinet i forhold til øverst. Dette kan skyldes lerlagene, der hælder mod nordvest. I de øvrige boringer er reduktionen især tydelig syd og sydøst, dvs. nedstrøms anlægget i G29, G33, G34, R2 og R3. I G29, der er filtersat i 3 niveauer, foregår reduktionen især i den nederste del af grundvandsmagasinet.

4.4.4 Makroioner og nedbrydningsforhold

Analyseresultater for indhold af makroioner samt pH og ledningsevne er vist i tabel 4.3 i bilag 4. Et uddrag heraf er vist i tabel 4.3A.

Tabel 4.3A.
Uddrag af tabel 4.3 (bilag 4); Makroioner, pH samt ledningsevne

Se her!

Boring E2.1 er placeret opstrøms forureningen og repræsenterer således den naturlige grundvandskemi i området. G21, G34 og R2 er placeret nedstrøms forureningskilder. Af tabel 4.3A fremgår, at den naturlige grundvandskvalitet er calciumbicarbonat-domineret med en ionstyrke omkring 7 meq/l. Grundvandet er svagt reduceret med et lavt jernindhold og et sulfatindhold på 98 mg/l. pH er ca. 7,35, og bicarbonatindholdet er 260 mg/l med en hårdhed på 17,5º dH. Chloridindholdet er 30 mg/l og ledningsevnen 67 mS/m.

Sammenlignes analyseresultaterne i tabel 4.3 og 4.3A med indholdet af nedbrydningsprodukter af de chlorerede opløsningsmidler i grundvandet ses, at der finder en reduktiv dechlorering sted i en anaerob del af grundvandsmagasinet ved G21, G34 og R2 (nedstrøms forureningskilder). Grundvandskvaliteten her er mere ionholdig med en ionstyrke på indtil 12 meq/l og hårdheder op til 32,9º dH. Ligeledes er der her konstateret en mindre pH-stigning og en forøgelse af bicarbonatindholdet til over 500 mg/l. Grundvandet her er sulfatreduceret med lave indhold af sulfat. Desuden giver dechloreringen sig udslag i, at chloridindholdet i dette område er højere end i de omkringliggende områder.

Mindre pH-stigninger og forrykninger i carbonatsystemet er også observeret i boringerne B6 og G22, der er placeret vest og sydvest for produktionsanlægget. Analyseresultaterne herfra tyder på, at der i dette område har været en kapacitet for nedbrydning af de chlorerede opløsningsmidler til stede.

Endelig bemærkes, at der i boringerne G21.2 og G29.3 er påvist indhold af svovlbrinte, der bekræfter ovennævnte sulfatreducerende zone.

Se her!

Figur 4.11
Udbredelse af sulfatreducerende zone og af område med observerede pH stigninger i den øvre del af grundvandsmagasinet

På figur 4.11 er angivet den skønnede udbredelse af den sulfatreducerende zone og det område, hvor der er observeret forhøjede pH og bicarbonatindhold i toppen af magasinet.

I den nedre del af grundvandsmagasinet er der især observeret pH-stigninger og højere indhold af carbonat omkring boring G34 nedstrøms forureningskilden.

4.5 Tilklogning af den reaktive væg

Tilklogning af væggen er vurderet på baggrund af nye og eksisterende data for vandets indhold af an- og kationer samt laboratorieforsøg udført af Envirometal Technologies Inc. (ETI) /7/.

Kolonneforsøget i /7/ viser, at indholdet af calcium reduceres under passage af jernmaterialet. Der forventes således en udfældning af calciumcarbonat, dvs. kalk, i den reaktive væg. Yderligere tyder resultaterne på, at der er udfældninger af jernholdige salte (jernkarbonater, jernhydroxider og jernoxider), af manganholdige salte og af silicium forbindelser. Størst tilklogning i væggen forventes forårsaget af udfældning af calciumcarbonat.

Der er i /7/ ikke givet estimater af mængderne af udfældninger ud fra forsøgsresultaterne og heller ingen bud på tilklogningen af jernmaterialet ved den konkrete grundvandstype. Der er dog refereret til 4 andre fuldskala systemer med reaktive vægge i USA/Canada, hvor der ikke ses væsentlige problemer med udfældninger. Grundvandstyperne de pågældende steder er ikke nævnt i /7/.

Sammenfattende giver rapporten således umiddelbart et dårligt grundlag for vurderinger af tilklogningsproblemer forårsaget af udfældninger af uorganiske salte.

I skitseprojektet /5/ nævnes det, at udfældningen af kalk i jernmaterialet under kolonneforsøget kan opgøres til ca. 250 mg kalk pr. liter grundvand, som har passeret materialet. Dette er skønnet ud fra forsøgsresultaterne.

Overføres disse tal til en fuldskala reaktiv væg på Vapokon-grunden, kan kalkfældningen heri skønnes indledningsvist. Ved et flow på 28 m³/d svarer en fældning på 250 mg kalk pr. liter grundvand til, at der vil fældes ca. 7 kg kalk pr. dag i den reaktive væg. Fælder kalken som calcit haves en partikeldensitet på den fældede kalk på 2,7 kg/l. Ved udfældning i væggen skønnes det derfor rimeligt at regne med en densitet for den udfældede kalk på ca. 2 kg/l. Førnævnte kalkfældning svarer derfor til ca. 3,5 l kalk pr. dag eller 1,3 m³ kalk pr. år fældet i jernmaterialet i den reaktive væg.

Hvis væggen for eksempel har et tværsnitsareal på 120 m², en tykkelse på 0,6 m og en jernporøsitet på 0,3, haves et vandfyldt volumen i væggen på ca. 22 m³. En kalkfældning af størrelsesorden som ovenfor skønnet vil dermed føre til en total tilklogning af jernmaterialet i hele den reaktive væg i løbet af ca. 17 år. Det bemærkes, at der hertil kommer udfældninger af andre salte (bl.a. Fe-, Mn- og Siforbindelser).

Udfældningsberegningerne er foretaget på basis af oplysninger fra Connelly GPM Inc, der er leverandør af jernspåner, og ETI (/5/, /7/) samt modelberegningerne i afsnit 5.

Det skal nævnes, at udfældninger kun ventes i de forreste få centimeter af væggen, hvilket er baggrund for en anbefaling i /5/ om, at permeabiliteten her kan genskabes ved snegleboringer i denne del af væggen, når der opstår tilklogningsproblemer. Der er givet et skøn på, at vedligeholdelsesudgifter hertil vil ligge i størrelsesordenen 10.000 - 20.000 USD pr. hver 5. til 10. år.

Dette vurderes umiddelbart som et lavt skøn, ligesom det er uvist, hvorvidt der kan bores i jernmaterialet.

Endelig nævnes det i /7/, at der ikke ventes tilklogningsproblemer på grund af biologisk vækst. Dokumentationen herfor er dog overfladisk. Det er derfor uklart, hvorvidt biologisk vækst kan medvirke til en tilklogning af den reaktive væg. Det bemærkes, at nogle af de andre organiske forureningskomponenter (f.eks. BTEX'erne) i grundvandet på Vapokon-grunden giver potentiale for biologisk vækst.

4.6 Strømningens vertikale fordeling

Strømningens vertikale fordeling er undersøgt ved at lave slug-tests i udvalgte filtersatte geoprobe-boringer. Formålet er at beregne den hydrauliske ledningsevne og dennes vertikale variabilitet med henblik på dimensionering af den reaktive væg.

Slugtesten er brugt som alternativ til prøvepumpning. De 2 væsentligste fordele ved slugtesten i forhold til en prøvepumpning er, at slugtesten kan udføres ved små boringsdiametre, og at der ikke produceres vand under slugtesten. En ulempe ved slugtesten er dog, at den hydrauliske ledningsevne beregnet ved denne metode kun er repræsentativ for formation omkring boringen.

Slugtesten er udført ved måling af vandudstrømning fra boringerne efter hævning af vandspejlet i boringerne.

Beregningsmetoden er videreudviklet af Bower & Rise, hvor tolkningsformlerne er udviklet i analogi med Theis prøvepumpningsformler for hhv. stationære og ikke stationære strømningsforhold.

Slugtest er foretaget i geoprobe-boringerne G29, G33 og G34 nær den forventede placering af den reaktive væg. Slugtesten er udført for hver meter med Geoprobe rammeboreteknik. Metoden er beskrevet i bilag 5, hvor også en tolkning af slugtesten er fortaget.

Af bilag 5 ses, at den hydrauliske ledningsevne i magasinet varierer mellem ca. 0,0002 og 0,0000004 m/s. Resultaterne er anvendt til modellering af strømningsforholdene i afsnit 5 og bilag 6 og derefter til dimensionering af væggen.

4.7 Sammenfatning og konklusion af forundersøgelser

Forundersøgelserne, Fyns Amts udledningskrav, nedbrydningskapaciteten i grundvandsmagasinet samt anlægstekniske betragtninger har givet anledning til den placering af impermeable vægge (spunsvægge) og dræn, der er arbejdet videre med i afsnit 5, 6 og 7. Det er således valgt at placere drænet sydligere og østligere end oprindeligt planlagt i /5/, dog ikke for tæt på Vapokon-grunden for at hindre indtrængning af kraftigt forurenet grundvand.

Resultater af forundersøgelser har ikke givet anledning til ændring af den i /5/ skitserede placering af den reaktive væg. Det er således valgt at placere den reaktive væg i figur 6.1 i afsnit 6.

5 Modellering

5.1 Formål

HOH har i skitseprojekt udført for Fyns Amt, /5/, skitseret en afværgeløsning med bortgravning af hot-spot samt etablering af et Funnel & Gate system med et opstrøms dræn. Den skitserede løsning er baseret på strømnings- og stoftransportberegninger foretaget med en grundvandsmodel.

En placering af drænet tættere på Vapokon-grunden end beskrevet i /5/ medfører en øget risiko for, at der trækkes middelstærkt eller stærkt forurenet grundvand ind i drænet, ligesom drænet må forventes at opsamle en større mængde svagt forurenet grundvand.

5.2 Overordnet strømnings- og stoftransportmodel

Revideringen af grundvands- og stoftransportmodellen er foretaget på baggrund af resultaterne fra forundersøgelsen og relevante resultater fra de tidligere undersøgelser.

Den opstillede grundvandsmodel er kalibreret med henblik på at opnå en rimelig overensstemmelse mellem de målte grundvandspotentialer i det primære magasin og de modellerede potentialer samt at opnå en rimelig overensstemmelse mellem beregnet/målte og modellerede værdier af indstrømning til modelområdet og partikelhastigheden ved den reaktive væg. Opbygning og kalibrering af grundvands- og stoftransportmodellerne er beskrevet i bilag 6.

5.2.1 Modelberegninger

Med den opdaterede model er der foretaget en række stationære modelberegninger.

Ved beregningerne er spuns- og reaktiv væg placeret som vist i figur 6.1 i afsnit 6. Jerngranulatet i den reaktive væg har en større hydraulisk ledningsevne end det omkringliggende grundvandsmagasin, hvorfor den reaktive væg er modelleret som et hul i spunsvæggen med samme hydrauliske parametre som det omkringliggende grundvandsmagasin.

Modelberegningerne er foretaget med den anlægsteknisk mest hensigtsmæssige placering af drænledningen, nemlig i toppen af grundvandsmagasinet, således at der er hydraulisk kontakt mellem drænet og grundvandsmagasinet. I modellen er drænet således placeret i de modellag, der repræsenterer toppen af grundvandsmagasinet. Afdræningen styres med drænniveauet. I praksis reguleres drænniveauet over en drænstrækning med et teleskoprør i den tilhørende drænbrønd. I modellen defineres drænniveauet i de modelceller, der ligger på drænstrækningen til en given drænbrønd.

Der er foretaget en række modelsimuleringer med forskellige drænniveauer. På baggrund af hver modelsimulering er grundvandets strømningshastighed gennem den reaktive væg samt mængden af det afdrænede grundvand i hver drænstrækning beregnet. Ligeledes er risikoen for indtrængning af forurenet grundvand til drænet belyst på baggrund af en bestemmelse af strømningsforholdene omkring drænet.

Den samlet set mest optimale løsning opnås ved de i tabel 5.1 angivne drænniveauer. Disse drænniveauer medfører en samlet afdrænet vandmængde på 1,45 l/s og en gennemsnitlig strømningsmængde i grundvandsmagasinet ved den reaktive væg på 14,1 m³/d svarende til en strømningshastighed på 111 m/år. Strømningsforholdene omkring drænet er angivet på figur 5.1.

Figur 5.1.
Grundvandsstrømning omkring dræn.

Ved ovennævnte drænniveauer viser stoftransportberegningerne, jf. tabel 5.2, at middelkoncentrationen af chlorerede komponenter i drænvandet i løbet af det første år er ca. 80 - 200 gange lavere end Fyns Amts kvalitetskriterium for drikkevand på 1 µg/l afhængig af kildestyrken af den resterende jordforurening.

Stoftransportberegningerne er foretaget uden kildestyrke og med en kildestyrke på 120 kg/år svarende til en situation, hvor hot-spot ikke er fjernet. Som udgangspunkt for stoftransportberegningerne er anvendt den forureningsudbredelse i grundvandsmagasinet, der blev konstateret i forbindelse med forundersøgelserne.

Tabel 5.2:
Opsamlet mængde og koncentration af komponenter i drænvand i løbet af det første år

5.3 Beregning af tykkelsen af den reaktive væg

Væggens tykkelse (b) er fastsat ud fra opholdstiden (T_b) (der ifølge ETI's forsøg /7/ skal være 60 timer) samt vandets hastighed (v) gennem væggen.

b = v*T_b

Hastigheden gennem væggen er bestemt ved:

v = Q/A

hvor Q er strømningen gennem væggen (14,1 m³/d jf. afsnit 5.2.1), og A er tværsnitsarealet.

A = l*h*n

hvor l er længden af væggen (15 m); h er højden, dvs. morænelerskoten minus koten til grundvandsspejlet (20,35m-11,9m = 8,45 m), og n er porøsiteten i væggen.

Porøsiteten umiddelbart efter etableringen er på baggrund af forsøg og oplysninger fra ETI fastsat til 0,5. Der vil ske en udfældning af salte, og dermed en tilklogning af væggen. For at sikre en tilfredsstillende rensning efter en årrække vælges at anvende porøsiteten efter 10 års drift. Det er beregnet, at porøsiteten efter 10 år vil være reduceret ca. 28 % svarende til en porøsitet på 0,36.

Væggens tykkelse skal således være 0,8 meter.

5.4 Detailmodel for reaktiv væg

For at vurdere om en vægtykkelse på 0,8 meter giver en tilstrækkelig opholdstid, samt for at vurdere om væggen giver anledning til opstuvninger, er der opstillet en detailmodel, hvor strømningsforholdene og opholdstiden er modelleret under forskellige forhold. Opbygning af modellen er beskrevet i bilag 7.

Der er udført 6 modelberegninger:

Resultaterne af beregningerne er listet i tabel 5.3.

Tabel 5.3:
Beregningsresultater

Som det fremgår, ligger opholdstiden mellem 57 timer og 273 timer ved en vægbredde på 0,80 m, hvilket indikerer, at der er den fornødne sikkerhed for rensning i væggen under samtlige forhold.

Placering af Funnel & Gate systemet, dvs. spunsvægge og den reaktive væg, er fastlagt. Desuden er længde af såvel spunsvægge (i alt 125 m) og den reaktive væg (15 m) bestemt, jf. /5/. Tykkelsen (0,8 m ) af den reaktive væg er bestemt i forrige afsnit, ligesom placering af drænet er det. Placering af hele systemet er vist i figur 6.1.

Se her!

Figur 6.1
Placering af reaktiv væg, spunsvægge, drænledning, transportledning og brønde.

Med henblik på at etablere den reaktive væg er det bestemt at nedramme en spunskasse (byggegruppeindfatning). Grundvandet sænkes, og efterfølgende udgraves der inde i kassen. Efter udgravningen etableres den reaktive væg med en kerne af jerngranulat og en filteropbygning omkring. Afsluttende trækkes spunsjernene i kassen op, så der er direkte adgang for gennemstrømning igennem den reaktive væg. Sideløbende installeres drænet.

Ved udgravning og sænkning af grundvand i spunskassen vil der opstå et stort tryk på spunsen. Ved nedramning af spunsvægge kan der opstå problemer pga. store sten. I alt er det et omfattende stykke anlægsarbejde, der skal udføres. Forud for anlægsarbejdet er der udført en detailprojektering.

I forbindelse med forundersøgelserne er der, som tidligere nævnt, udført geotekniske boringer med vingeforsøg til vurdering af den karakteristiske forskydningsstyrke (Cu,k), udtagning af jordprøver til geologisk bedømmelse samt klassifikationsforsøg.

I nærværende resumeres normgrundlaget og beregningsprincipper, der ligger til grund for etablering af Funnel & Gate systemet. Desuden dimensioneres drænet.

På baggrund af detailprojekteringen er der udarbejdet et detailprojekt for entreprisen /11/.

6.1 Funnel & Gate system

Detailprojektering af den reaktive væg er fastlagt, inden den endelige tykkelse af den reaktive væg var fastlagt. Udformningen af interimskonstruktionen, som er etableret, fremgår af /11/.

I vejledningen til DS415, afsnit 5.2.2 er det anført, at ved interimskonstruktioner osv. kan der for partialkoefficienter anvendes ga, hvor a sættes lig 0,5.

Da der er tale om en konstruktion som dels er særdeles utraditionel dels er meget dyb, er der ikke foretaget nogen reduktion af partialkoefficienterne.

Beregningerne er udført i både en korttidstilstand, dvs. ved anvendelse af udrænede styrkeparametre, og i en langtidstilstand, dvs. ved anvendelse af effektive friktionsvinkler og effektiv kohæsion.

Der er foretaget beregninger af de tryk, kræfter, momenter og spændinger, der opstår ved etablering af væggen, samt på den færdige væg. Beregningsprincipper er beskrevet i bilag 8.

På baggrund af beregninger er der valgt dimensioner på spuns- og afstivningssystemer som sikrer konstruktionen.

Ved valg af spunsprofil er der udover de rent spændingsmæssige forhold også foretaget en vurdering af profilets styrke over for den ramme modstand, dvs. risikoen for låsesprængning, som forventes på den aktuelle lokalitet.

Det valgte profil har tilfredsstillende styrke til at kunne tåle ramning i meget stive aflejringer men kan ikke tåle den påvirkning, som profilet vil blive udsat for i tilfælde af, at spidsen af spunsen rammer en sten/blok. Man kan ikke tilvejebringe spunsprofiler, som har så stor styrke, at de vil kunne rammes uden risiko for låsesprængning i meget faste aflejringer, som indeholder sten og blokke.

Da det er nødvendigt af hensyn til installering af jerngranulatet, at spunskonstruktionen rammes på en sådan måde, at spunskassen er tilnærmelsesvis vandtæt, viser erfaringerne, at man udover normens krav til tilvejebringelse af oplysninger om jordbundsforhold skal sikre, at der ikke træffes sten/blokke i området. Såfremt der træffes jordbundsforhold, hvor der forudses vanskeligheder med ramning af spunsjernene, er det anbefalet, at der foretages forboring for på den måde at sikre, at de enkelte jern kan bringes ned, uden at der sker låsesprængning.

6.2 Dræn

6.2.1 Beskrivelse af dræn

Drænsystemet fremgår af figur 6.1.

På drænstrækningen er der placeret 7 drænbrønde med sandfang. I hver drænbrønd er der monteret et stigrør. Drænniveauet i drænbrønden og dermed i drænet er styret af en perforering i stigrøret. Brøndene er leveret med 5 stigrør med perforeringen (drænniveauet) placeret i forskellige niveauer. Der er et niveauspring på 10 cm på drænniveauet mellem hver stigrør. Ved at skifte stigrør kan drænniveauet hæves op til 40 cm. Dette giver mulighed for at regulere på den afdrænede vandmængde og derved også på den vandmængde, der skal ledes igennem den reaktive væg.

Fra hver drænbrønd er der direkte afledning til en spulebrønd, hvorfra transportledningen ved gravitation leder drænvandet til pumpebrønden.

Ved pumpebrønden pumpes drænvandet op i oppumpningsbrønden, hvorfra transportledningen ved gravitation leder det til regnvandsbassinet.

Se her!

Figur 6.2:
Princip i drænbrønd og spulebrønd

6.2.2 Dimensionering af drænsystemet

7 Anlægsfasen

7.1 Fjernelse af hot-spot

7.1.1 Omfang

Bortgravning af den kraftigste jordforurening (hot-spot) er gennemført i perioden april 1999 til maj 1999. Arbejdet er udført af Søndersø Entreprenør- og Vognmandsforretning A/S efter forskrift fra og under fuldtids miljøteknisk tilsyn af RAMBØLL.

Under opgravning af forurenet jord blev der to steder konstateret nedgravede tromler med maleraffald samt andet affald i form af plastfolie, træ, store stykker af glasfiberplade og klumper af maling. PID-målinger viste, at affaldet var kraftigt forurenet. Affaldet er derfor håndsorteret og bortskaffet til Kommune Kemi. De to områder er vist på figur 7.1.

Se her!

Figur 7.1
Bortgravede hot-spot-områder, områder med tromler og affald, samt placering af kontrolprøve.

Den opgravede jord er transporteret til K.K. Miljøteknik for jordrensning.

Der er anvendt følgende kriterier for afgravning af jordforurening:

Tabel 7.1:
Bortkørte mængder jord m.v.

Efter bortgravningen er området retableret efter aftale med Søndersø Kommune. Der er placeret et markeringsnet for at markere grænsen for den udførte udskiftning.

7.1.2 Dokumentation

Den horisontale udbredelse af afgravningen fremgår af figur 7.1. Der er bortgravet forurenet jord til grundspejlet i kote ca. + 20,77.

Bortgravningens omfang er indledningsvis fastlagt ved et antal prøvegravninger, hvor der er udtaget prøver fra forskellige dybder til PID-måling og kemisk analyse. Under gravearbejdet er bortgravningens omfang fastlagt ved måling af felt-PID samt udtagning af prøver til PID-måling i laboratoriet. Omfanget af afgravningen er endeligt fastlagt ved kemisk analyse af kontrolprøver udtaget i udgravningens sider.

Placeringen af de udtagne kontrolprøver fremgår af figur 7.1, og analyseresultater er vist i bilag 10.

Hvor analyseresultaterne overskrider afgravningskriteriet, er afgravningen så vidt muligt fortsat.

7.1.3 Restforurening

Prøve nr. 7 er udtaget i udgravningens vestlige side i skel ind til Fiboment-grunden, 1,8 m u. t., og det samlede indhold af chlorerede forbindelser er på 52 mg/kg TS, hvilket er på niveau med kvalitetskriteriet.

Prøve nr. 2 er udtaget i den nordlige gravefront, 2,0 m u. t., i side ved tidligere administrationsbygning, og summen af chlorerede forbindelser overstiger med et indhold på 122 mg/kg TS kvalitetskriteriet ca. 2,4 gange.

For at vurdere restforureningens omfang ind under administrationsbygningen er der udført 2 vandrette håndboringer, HB1 og HB2, ind under bygningen. Boringerne er udført ca. 1,8 m u. t. og ført 2,5 m ind i gravefront. Der er udtaget prøver pr. 0,5 boremeter, og prøverne er PID-målt. Resultaterne ses i bilag 10.

På baggrund af de lave PID-udslag for håndboringerne sammenholdt med PID-målingen for prøve 2 på 1130 vurderes restforureningen ind under administrationsbygningen at være under afværgekriteriet.

Der vurderes således ikke at være efterladt væsentlig jordforurening over afgravningskriteriet.

7.2 Etablering af Funnel & Gate

7.2.1 Ramning

Ved ramning af spunskassen er der anvendt 12 m lange Larsen L603 spunsjern. Til spunsvæggen er anvendt 11-13 m lange Larsen L703 spunsjern. Spunsjernene er rammet som dobbelt jern. Rammearbejdet er udført på traditionel vis med en Hitachi 125 rambuk. Ramslagsvægten har været 60 kN, og der har været anvendt varierende faldhøjder fra 10 til 90 cm.

Ramning af spunskasse.

Der er i alt rammet ca. 150 lbm spunskonstruktion, og der er på en strækning af 5 á 10 meter truffet aflejringer som indeholder sten/blokke blandt andet ved den reaktive væg.

7.2.2 Udgravning

Efter ramning af spunskassen er der foretaget udgravning til ca. 10 m under terræn inde i kassen. Udgravningen er foretaget med en gravemaskine påmonteret forlænger arm.

For at sikre stabiliteten af spunskassen blev der løbende monteret afstivninger inde i kassen. Der blev monteret afstivninger i 4 niveauer. Afstivningerne blev udført i HEB260 profiler.

Entreprenøren, Per Aarsleff A/S, valgte at samle de 4 rammer oven for kassen og løfte alle 4 rammer ned i kassen på én gang. Alle 4 rammer blev fastgjort i toppen af spunsvæggen med kæder og spil. På denne måde var det muligt løbende at sænke rammerne ned til de ønskede niveauer, efterhånden som udgravningen blev dybere.

Udgravning i spunskasse med afstivninger

Ved smedearbejde udført nede i udgravningen anvendte smedene friskluftforsyning, og der blev udført gasmålinger for at undgå risikoen for eksplosionsfare i forbindelse med svejsearbejdet.

For at kunne foretage udgravningen blev der udført en grundvandssænkning uden for spunskassen til ca. 7,5 m u. t. Det var planlagt, at hele udgravningen skulle foretages tørt, men det viste sig, at der var mindst 2 store låsesprængninger mellem spunsjernene i kassen. Dette medførte, dels at det ikke var muligt at sænke vandet inde i kasse mere end til 7,5 m u. t., og dels at der kom en meget stor materialetransport ind i spunskassen.

For at kunne fortsætte udgravningen til 10 m u. t. var det nødvendigt at udbedre de 2 låsesprængninger for herved at stoppe materialetransporten ind i kassen. Dette blev udført ved undervandssvejsning. Den største af låsesprængningerne var ca. 1 m bred.

Låsesprængningerne kunne ikke udbedres 100 % vandtætte, og da der muligvis kunne være flere mindre låsesprængninger, blev det besluttet at udføre de sidste 3 m af udgravningen under vand.

Udgravning under vand

7.2.3 Tilfyldning

Ved tilfyldning i den reaktive væg er der etableret en kerne af jerngranulat, hvor der på begge sider af jerngranulatet er indbygget et 1 m bredt sandfilter. I den resterende del af kassen er der anvendt sand fra udgravningen.

For at adskille jerngranulatet fra filtersandet blev der anvendt 1,5 m høje jernforme, der løbende blev trukket op i forbindelse med tilfyldningen.

Inde i jerngranulatkernen er der installeret pejlerør i 3 niveauer.

Princippet i tilfyldningen fremgår af figur 7.2.

Figur 7.2:
Tilfyldning i reaktiv væg

Tilfyldningen under vand er foretaget ved hjælp af en dykker. Dykkeren har inspiceret udgravningens bund for at sikre, at der er udgravet til moræneler i hele det område, hvor der skal være jerngranulat. Dykkeren har endvidere sikret, at jernformene var placeret korrekt, så der ikke var risiko for, at jerngranulatet og filtersandet blev blandet.

Placering af jernforme

Efter jernformene var placeret, blev tilfyldningen påbegyndt. Jerngranulatet blev leveret i bags på ca. 2 tons. Ved hjælp af gravemaskinen blev bagsene løftet ned til stålformene, og dykkeren åbnede bunden af bagsene. Sandfiltermaterialet blev tilfyldt ved hjælp af et transportbånd og en skakt.

Efter tilfyldning af de første 1,5 m blev jernformene løftet op til lidt over vandspejlet. Den resterende del af tilfyldningen blev derfor udført uden hjælp fra dykker.

Tabel 7.2:
Endelige dimensioner af den reaktive væg.

Tilfyldning omkring vandspejlsniveauet

Tilfyldning over grundvandsspejlet forløb problemfrit. Bagsene viste sig lette at håndtere. Bagsene var leveret med en åbning i bunden, der kunne udløses ved at trække i en snor. Entreprenøren valgte dog at skære hul i bunden, da dette var væsentligt hurtigere.

Tilfyldning med jerngranulat

De monterede afstivninger blev løbende fjernet efterhånden som tilfyldningen blev udført.

7.2.4 Grundvandssænkning

I forbindelse med udgravningen blev der udført en omfattende grundvandssænkning. I forbindelse med projekteringen blev det forudsat, at grundvandsspejlet skulle sænkes til 6 m under terræn uden for spunskassen og sænkes til 10 m under terræn inde i spunskassen. Dette blev udført ved hjælp af 2 sæt sugespidsanlæg med hver 25 spidser. Sugespidsanlæggene blev gravet ned til oversiden af grundvandsspejlet, og spidserne blev spulet ned til overkanten af moræneleren. Der blev placeret et anlæg hhv. opstrøms og nedstrøms for væggen.

Grundvandssænkning med sugespidser.

Dette var nok til at sænke grundvandet til ca. 6 à 6, 5 m under terræn. Da det viste sig, at der var flere store låsesprængninger i spunskassen, var det ikke muligt at sænke grundvandet inde i spunskassen. For at mindske tilstrømningen og materialetransporten til spunskassen blev grundvandssænkningen udvidet med 4 filterboringer. Herefter kunne grundvandet sænkes til 7 à 7,5 m under terræn.

Da grundvandssænkningen kørte på sit højeste, blev der oppumpet ca. 80 m³ i timen. Det oppumpede grundvand blev ledt igennem aktive kulfilteranlæg. For at sikre en optimal udnyttelse af kulfilterne blev kulfilteranlæggene opstillet i serie 2 og 2. Der blev brugt 8 filtre svarende til 4 parallelle serier med 2 filtre. Kulfilteranlæggene var af typen PTU Cyclesorb, der har en kapacitet på ca. 30 m³ pr. time.

4 kulfilteranlæg

For at overholde og dokumentere udledningskravene beskrevet i afsnit 3.5.5 blev der løbende udtaget vandprøver til analyse. Ved begyndende gennembrud i det andet filter i serien blev det første filter skiftet ud. Det nye filter blev herefter monteret som filter nr. 2 i serien. På denne måde var det muligt at udnytte kapaciteten i kullene bedst muligt.

Det viste sig ret hurtigt, at der var problemer med tilklogning af kulfiltrene. Dette skyldtes udfældning af okker. For at reducere mængden af okker til kulfiltrene blev der opstillet et mindre sandfilteranlæg før kulfilteranlæggene. Sandfilteret var særdeles effektivt, og stort set al okkeren blev udfældet i sandfilteret, inden det blev ledt til kulfiltrene.

Fra de aktive kulfiltre er vandet ledt til regnvandsbassinet på Søndersø Renseanlæg.

7.2.5 Optrækning af spunsjern

Efter tilfyldning i den reaktive væg blev spunsjernene opstrøms og nedstrøms for væggen trukket op. Optrækningen er foretaget ved vibration, hvor der blev anvendt en rambuk Hitachi 125 påsat en vibrator PVE 2316.

Optrækning af spuns ved vibration

7.3 Etablering af drænsystem

Dræn og transportledning er etableret ved styrede uWEnderboringer. Denne metode er valgt dels for at reducere omfanget af grundvandssænkningen, og dels fordi en del af ledningerne ligger under en bygning eller under beplantede eller befæstede arealer.

Underboringerne er udført i 3 etaper, fra B1 til B2, fra B2 til B4 og fra B4 til B7. Ledningerne samles ved svejsning oppe på terræn.

Ved styret underboring er anvendt specialvæske som filtertek, da bentonit, der normalt bruges, vil mindske drænevnen i sandlaget.

Efter dræn og transportledning er etableret, er de udgravet til brøndene. I udgravningen er dræn og transportledningerne skåret over og tilsluttet brøndene.

I forbindelse med udgravningen er der udført grundvandssænkning med sugespidser, og der er anvendt gravekasser for at minimere udgravningernes størrelse. Grundvandssænkningen er udført med 25 sugespidser ved hver brønd. Det oppumpede grundvand er renset ved hjælp af aktive kulfilteranlæg.

Både drænbrønd og spulebrønd er afsluttet med tætte kørebanedæksler.

8 Drift af drænsystem

Princippet i drænbrøndenes opbygning fremgår af figur 6.2 i afsnit 6.

8.1 Vedligeholdelse af drænledning og drænbrønde

I drænbrøndene skal sandfanget oprenses efter behov.

Hvis der konstateres faldende tilledning til pumpebrønden, uden der er ændret på drænniveauerne, kan det skyldes, at drænene er stoppet til.

Drænledningerne kan i en sådan situation spules. Der skal anvendes en slange med spulehoved. For at undgå nedgang i drænbrøndene anvendes en vinkelskinne, hvori slangen kan glide.

8.2 Vedligeholdelse af transportledning og spulebrønde

Transportledningen kræver ikke megen vedligeholdelse.

Hvis der konstateres faldende tilledning til pumpebrønden uden der er ændret på drænniveauerne, kan det skyldes, at transportledningen er stoppet til.

Transportledningen kan i en sådan situation spules. Der skal anvendes en slange med spulehoved. For at undgå nedgang i spulebrøndene anvendes en vinkelskinne, hvori slangen kan glide.

8.2.1 Drift og vedligeholdelse af drænpumpebrønd

I figur 8.1 er vist en principskitse af drænpumpebrønden.

Se her!

Figur 8.1:
Princip i drænpumpebrønd

Pumpebrønden er installeret i henhold til følgende koter:

Der er monteret 2 stk. guiderørsmonterede dykkede spildevandspumper, fabrikat SVEDALA type RW 2112 DD-V, i brønden. Pumperne har alternerende drift og fungerer som reservepumpe for hinanden. Der er spærret for samtidig drift af pumperne.

Pumpekapaciteten er 17 l/s.

Rørarrangementet er udført i RSstål.

Figur 8.2:
Placering af pumper i pumpebrønd

Pumperne styres af SRO-systemet fra Søndersø Renseanlæg. PLC-styringen er placeret i tavle ved pumpebrønden.

Ved normale driftsforhold anbefales et halvårligt pumpeeftersyn. Ca. 6 uger efter igangsætningen bør der foretages et eftersyn af pumperne, herunder specielt af oliemængde og kvalitet.

I øvrigt henvises til leverandørens vejledning.

Pumpen er vedligeholdelsesfri ved anvendelse i rent vand. Man skal dog være opmærksom på, at der kan forekomme store mængder af okkerdannelse. Såfremt pumpeydelsen falder, kan det være nødvendigt at gennemskylle pumpen.

9 Monitering

9.1 Formål og strategi

Formålet med moniteringen er at dokumentere effektiviteten af afværgeforanstaltninger overfor jord- og grundvandsforureningen. Desuden er formålet at vurdere kvaliteten af oppumpet drænvand med henblik på at overholde udledningskravene.

Oprensningskriteriet for hver af komponenterne: tetrachlorethylen, trichlorethylen, tetrachlormethan, trichlorethan, chloroform og cis-1,2-dichlorethylen er 10 µg/l, og udledningskravet for indhold af summen af nævnte chlorerede komponenter og BTEX i er 10 µg/l ved udledning af drænvand til det nærtliggende regnvandsbassin.

Først er der udført en omfattende indledende moniteringsrunde, og på baggrund af resultater af denne og økonomiske overvejelser er den videre monitering udført.

På baggrund af resultater vurderes kvalitet af drænvand, væggens rensningseffekt, den hydrauliske ledningsevne i væg, tilklogning af væg, ændringer i grundvandsstrømning m.v. Hvis oprensnings-/udledningskriterier overskrides vurderes/foretages eventuelle tiltag.

9.1.1 Indledende monitering

På baggrund af resultaterne af den indledende moniteringsrunde, løbende vurderinger samt økonomiske betragtninger har den videre monitering hidtil bestået af 6 moniteringsrunder, omfattende:

Figur 9.1
Placering af moniteringsboringer i og omkring den reaktive væg

I forbindelse med udførelse af afværgeforanstaltninger er der endvidere installeret yderligere 4 moniteringsboringer (M16-M19), en placeret opstrøms væggen og tre placeret nedstrøms væggen. M16-M19 består af en filterrede bestående af 3 fysisk adskilte filtre etableret i top, i midten og i bunden af magasinet. Filtrenes præcise vertikale placering er bestemt på baggrund af den geologiske lagfølge i hver enkelt boring.

Filtre i M1-M19 har en længde på 1 m, og står ca. 5 cm fra de to andre filtre i reden. Hvert filter er i bunden forsynet med en slambox (0,5 m lang), der er lukket nedadtil. Boringerne er afproppet med bentonit over og under filtrene.

Eksisterende filtersatte boringer installeret i forbindelse med forundersøgelser og tidligere forureningsundersøgelser anvendes også i moniteringen. Senere, i forbindelse med moniteringen, er der udført yderligere 3 moniteringsboringer (M20-M22) mellem omfangsdræn og væg. I figur 9.2 ses en oversigt over samtlige moniteringsboringer.

Se her!

Figur 9.2
Placering af samtlige moniteringsboringer

Der er sket enkelte ændringer til boringer. For eksempel er målepunktskote for B8 hævet 0,72 m under anlægsarbejde i forbindelse med opførsel af en genbrugsstation på området. Navne på moniteringsboringer samt bemærkninger til boringerne ses i bilag 11 De målepunkter, der har været påvirket af anlægsarbejder er omnivelleret i februar 2001.

Samtlige boringer og filtre er mærket med navn og nummer efter Fyns Amts retningslinier.

9.3 Felt- og analysearbejde

For at sikre, at resultaterne er sammenlignelige er der i forbindelse med den indledende monitering udarbejdet en skriftlig prøvetagningsinstruks, som er anvendt i de efterfølgende prøvetagninger.

9.3.1 Pejlerunder

I forbindelse med hver moniteringsrunde (med undtagelse af juni 2000) er der udført en synkron pejlerunde, hvor pejlbare filtre på Vapokongrunden og tilstødende Søndersø Renseanlæg er vandstandspejlet. I juni, september og december 2001 er vandstand i drænbrønde endvidere pejlet.

Pejlinger er som hovedregel udført fra top af blindrør.

9.3.2 Pumpetest

Med henblik på at vurdere den maksimale pumpeydelse, der kan anvendes under forpumpning til vandprøvetagningen i boringer placeret i og umiddelbart omkring den reaktive væg, er der i forbindelse med den indledende monitering udført pumpetest i en boring placeret henholdsvis før den reaktive væg, i den reaktive væg og efter den reaktive væg. Der er udført pumpetest i samtlige tre filtre i hver af de tre boringer.

Pumpetesten er udført ved at nedsænke en dykpumpe med regulerbar ydelse i et filter. Pumpen kører med lav, mellem og høj ydelse. Samtidigt er der foretaget automatisk logning af vandstanden i pumpefilteret, de to andre filtre i boringen, samt i en nærliggende boring i den reaktive væg og i en nærliggende boring udenfor den reaktive væg. Dvs. der er i alt foretaget automatisk logning af vandstanden i 9 filtre for hver udført pumpetest. I tabel 9.1 er vist, hvilke boringer der er logget i forbindelse med pumpetesten.

Tabel 9.1:
Anvendte pumpe- og pejleboringer ved pumpetests

* Der er ikke udført pumptest i filter 2, da filterrøret er ødelagt

Den automatiske monitering er udført med tryktransducere koblet til dataloggere, der registrerer vandstanden hvert 20. sek.

9.3.3 Slugtest

For at bestemme den hydrauliske ledningsevne og overvåge evt. tilklokning af de enkelte filtre, er der udført slugtests. I den indledende monitering samt i september 2000 er der udført slugtests i samtlige filtre i og omkring den reaktive væg, mens der i september 2001 er udført slugtests i samtlige filtre i den reaktive væg.

Slugtestene er udført ved at tilføre 1 m vandsøjle svarende til 2,1 liter vand til de enkelte filtre og herefter måle hvor lang tid det tager at retablere vandspejlsniveauet. Vandstanden er moniteret ved automatisk logning hver 1/4 sekund. Når vandstanden er tilbage på det oprindelige niveau, er slugtesten afsluttet.

Pga. ødelagte filtre/blindrør er der ikke udført slugtests i boring M3, filter 2 og boring M7, filter 1 og 2. M7, filter 1, er dog retableret, hvorfor den er medtaget efter den indledende moniteringsrunde.

9.3.4 Vandprøvetagning

Ved alle moniteringsrunder er der fra pumpebrønden udtaget prøver af drænvand. I den indledende moniteringsrunde, samt i september 2000 og september 2001 er der desuden udtaget vandprøver fra samtlige boringer i og omkring den reaktive væg

I den indledende runde er der endvidere udtaget prøver fra en række boringer placeret et stykke opstrøms og nedstrøms den reaktive væg, samt fra recipient (det nærtliggende regnvandsbassin, renseanlæggets udløb til Holmebækken og Holmebækken).

Vandprøvetagningen er, i det omfang det har været muligt, udført som dokumenteret prøvetagning. Der er anvendt MP-1 pumpe monteret med teflonslange og prøvetagningsstuds med delstrømme til målegris, prøvetagning og bortledning af overskudsvand, eller MP-1 pumpe med udskiftelig 12/10 mm PE-slange monteret med t-stykke til delstrøm til hhv. målegris og prøvetagning. Ledningsevne, pH, redoxpotentiale, iltindhold og temperatur er målt under forpumpningen. Desuden er pumpeplacering, pumpeydelse og vandstand registreret under forpumpningen.

Pumpeydelser der i nærliggende filtre ikke medfører sænkninger større end ca. 5 cm vurderes ikke at medføre en opblanding, der vil have betydning for analyseresultaterne. På baggrund af de udførte pumpetests er boringerne i den reaktive væg forpumpet med en maksimal pumpeydelse på 3 l/min. Boringer tæt på den reaktive væg er forpumpet med en ydelse på maksimum 6 l/min. I boringer med flere filtre er prøvetagningen påbegyndt i filtret nærmest terræn og efterfulgt af det næstdybeste filter.

Boringer opstrøms og nedstrøms den reaktive væg er forpumpet med høj ydelse.

Vandprøver fra pumpebrønd, drænbrønde og recipient er udtaget med engangsvandhenter.

I boring M3, M5 og M7 placeret i væggen er der blindrør/filtre der ikke er intakte, hvorfor der ikke er udtaget vandprøve fra M3 filter 2 og M7 filter 1 (og filter 2 i den indledende runde). Vandprøve fra M5 filter 3 er udtaget med engangsvandhenter. I bilag 12 ses bemærkninger i forbindelse med vandprøvetagningen.

9.3.5 Kemiske analyser

De udtagne vandprøver er analyseret for en række parametre, der er grupperet i følgende analysepakker:

Analysepakkerne er nærmere specificeret i bilag 13.

Der er skiftet analyselaboratorium i juli 2000. Analysearbejdet er i den indledende monitering (februar-marts 2000) samt i juni-moniteringen således forestået af et andet laboratorium end i de senere moniteringsrunder. Dette kan medføre en usikkerhed ved sammenligninger af resultater i de følgende afsnit.

pH, ledningsevne og svovlbrinte er i september 2000 og september 2001 udført som feltanalyser.

Indhold af sulfid i vandet er i den indledende moniteringsrunde bestemt på laboratoriet. Svovlbrinte forsvinder let fra vandet og kan være afdampet fra prøven før den analyseres. I september 2000 og 2001 er sulfidindholdet bestemt i felten. I september 2001 er vandprøve udtaget med sprøjte fra ubrudt stråle for at minimere kontakten med luften. I september 2000 er vandprøve udtaget i prøveglas. Prøvetagningen er med hensyn til tab af stof således forbedret i løbet af moniteringsperioden.

Efter udtagning til feltanalyser er 50 ml prøve overført til et glas tilsat 10 ml Reagens A og 0,5 ml Reagens B. Blandingen er rystet og reagerer i 10 minutter, hvorefter 1 ml i cuvette er analyseret på Dr. Lange spektrofotometer Cadas 30 ved 660 nm. Der sammenlignes med en blindprøve bestående af 50 ml destilleret, der ligeledes er tilsat 10 ml reagens A og 0,5 ml B, samt rystet og ladet reagere i 10 minutter.

I tabel 9.2 ses hvilke analysepakker de udtagne vandprøver har fået.

Tabel 9.2
Målepunkter, analysepakke og bemærkninger.

- Vandprøve ikke udtaget

Prøver udtaget fra drænbrøndene (brønd 1-brønd 7) i februar 2001, september 2001 og December 2001 er analyseret for indhold af parametre indeholdt i analysepakke 1.

9.4 GeoGIS database

Til håndtering af både de hydrauliske og de kemiske parametre er der opstillet en GeoGIS database. De kemiske analyseresultater er modtaget elektronisk fra analyselaboratoriet i STANDAT format, hvorefter de er læst ind i databasen. Data fra GeoGIS er overført til Excel regneark med henblik på udarbejdelse af oversigtstabeller.

9.5 Vurdering af strømningshastighed gennem den reaktive væg

Grundvandets strømningshastighed (partikelhastigheden) gennem den reaktive væg er beregnet på baggrund af de hydrauliske ledningsevner samt ændringen i grundvandspotentialet målt den 8.2.2000. Ved beregningen er det forudsat, at porøsiteten af jernmaterialet er 0,5, som er den porøsitet, der er anvendt ved dimensionering af væggen.

Strømningshastigheden gennem væggen er beregnet i hvert af de tre filtersatte niveauer langs fire snit placeret tilnærmelsesvist parallelt med grundvandets strømningsretning. De beregnede strømningshastigheder er vist i bilag14.

Der er mod forventning inhomogen strømning gennem den reaktive væg, idet strømningshastigheden varierer fra ca. 30 til ca. 1200 m/år.

Det skal bemærkes, at beregningen af strømningshastigheden er relativt usikker, idet den er baseret på 3-4 målinger af potentialet samt 3-4 målinger af den hydrauliske ledningsevne.

De højeste strømningshastigheder (400 - 1200 m/år) er konstateret i væggen ved boringerne M2 og M3. Årsagen til disse høje strømningshastigheder vurderes at være en opstuvning umiddelbart foran væggen forårsaget af lave hydrauliske ledningsevner i den dybere del af væggen omkring boringerne M2 og M4.

I den øvrige del af væggen er der konstateret strømningshastigheder på 170 m/år og der under, hvilket er på niveau med eller under den strømningshastighed på ca. 110 m/år, som den reaktive væg er dimensioneret ud fra.

I den øvrige del af væggen er der ligeledes en tendens til stigende strømningshastigheder med dybden.

9.6 Vurdering af hydraulisk ledningsevne og tilklogning

På baggrund af de udførte slugtests er den hydrauliske ledningsevne i de enkelte filtre beregnet. Beregningsmetoden er udviklet af Hvorslev og videreudviklet af Bower & Rise /22/. Tolkningsformlerne er udviklet i analogi med Theis prøvepumpningsformler for hhv. stationære og ikke stationære strømningsforhold.

I februar/marts 2000 og september 2000 er den hydrauliske ledningsevne bestemt for samtlige filtre i og omkring den reaktive væg, mens den i september 2001 er bestemt for filtre i den reaktive væg. De hydrauliske ledningsevner fremgår af bilag 15.

9.6.1 Hydraulisk ledningsevne omkring væggen

Den hydrauliske ledningsevne i magasinet både umiddelbart opstrøms og nedstrøms den reaktive væg er relativ homogen, idet den varierer mellem 1,35·10^-5 og 2,5·10^-4 m/s. Der ses en svag tendens til, at den hydrauliske ledningsevne stiger med dybden, idet de laveste hydrauliske ledningsevner er konstateret i det øvre filter (filter 3).

Den hydrauliske ledningsevne i toppen af magasinet omkring boring M8 og M9 (1,35-3,50·10^-5 m/s) er væsentlig lavere end som helhed.

9.6.2 Tilklogning af den reaktive væg

I den reaktive væg varierer den hydrauliske ledningsevne betydeligt mere end i magasinet. I væggen er der her er konstateret værdier fra 3,8·10^-6 til 6,65·10^-4 m/s i februar/marts 2000; fra 1,8·10^-6 til 5,6·10^-4 m/s i september 2000, og fra 6,0·10^-7 til 5,5·10^-4 m/s i september 2001.

De laveste hydrauliske ledningsevner (mindre end 1·10^-5) er konstateret i den nederste og midterste del af forkanten af væggen omkring boring M2 og M5, og i nederste og midterste del af midten af væggen i boring M4 og M7. De høje værdier (større end 3·10^-4 m/s) er alle er konstateret i toppen af væggen.

Udviklingen i hydrauliske ledningsevner for filtre indeni den reaktive væg er vist i figur 9.3. Af figuren ses, at der er en tendens til, at den hydrauliske ledningsevne er faldende, specielt i de midterste og nederste filtre i forkanten og midten af væggen. Det vurderes at skyldes, at der er sket nogen, - om end lille - tilklogning i denne del af væggen.
  

Figur 9.3
Hydraulisk ledningsevne i den reaktive væg.

Ligevægtsberegninger af komponenterne i kalksystemet (calcium, carbonat, bicarbonat) i september 2000 viser (under forudsætning af, at der finder en ligevægt sted, og at kalksystemets komponenter ikke fælder ud som andre salte f.eks. jerncarbonat), at grundvandet generelt er kalkovermættet med undtagelse af en del filtre efter væggen.

Indholdet af calcium og bicarbonat før væggen svarer til naturligt baggrundsniveau. Ved passage af væggen fjernes calcium og bicarbonat/carbonat fra vandet især i de øverste filtre. Der fjernes mest af disse ioner i væggens sydvestlige del. Det vurderes derfor, at der finder en udfældning af kalk og andre salte sted i væggen, og at udfældningen også sker i væggens bagkant.

9.7 Vurdering af resultater af drænvand og recipient

9.7.1 Recipient

I den indledende moniteringsrunde blev der udtaget recipientprøver fra hhv. "tilløb til Holmebækken" og fra "Holmebækken". Af resultater, der er vist i tabel 9.3 i bilag 16, ses at indhold af cis-DCE og TCE i "tilløb til Holmebækken" er hhv. 12 og 5,7 µg/l. Summen af kontrolkomponenterne (19 µg/l) overskrider udledningskravet 2 gange. Indhold af kontrolparametre i Holmebækken er på samme niveau. Det er vurderes således, at Holmebækken er påvirket af forureningen. Der er ikke udtaget prøver fra recipient i de efterfølgende moniteringsrunder.

9.7.2 Drænvand

I tabel 9.4 i bilag 16 ses analyseresultater for drænvandsprøver udtaget fra pumpebrønden. Resultaterne er desuden præsenteret i figur 9.4. Drænniveauer ses i bilag 17. Pejleresultater for hele moniteringsperioden, samt optegning af grundvandspotentialet d. 12. december 2000 er vist i bilag 18.

Figur 9.4
Samlet indhold af kontrolparametre gennem moniteringsperioden

Det ses, at summen af kontrolparametre (chloroform, TCA, PCM, TCE, PCE, 1,2-cis-DCE, samt BTEX) for oppumpet drænvand udtaget i februar/marts 2000, samt i juni 2000 er hhv. 122 µg/l og 75 µg/l.

Udledningstilladelsen på 10 µg/l er således overskredet op til 12 gange. På baggrund af pejleresultater og hermed potentialekoter blev det vurderet, at forurenet grundvand blev afledt til drænet i den nordvestlige del af drænet. Drænniveauet blev derfor revideret, og en entreprenørvirksomhed ændrede drænniveauet i brøndene i begyndelsen af august 2000.

Af resultater fra september og december 2000 ses, at summen af kontrolparametre er faldet efter ændringen af drænniveauet, men den overskrider stadig udledningskravet op til 7 gange.

Med henblik på at foretage en nærmere undersøgelse af, hvor forurenet grundvand trækkes ind i drænet, blev der i februar 2001 udtaget vandprøver til analyse fra hver af de 7 drænbrønde (B1- B7 på figur 6.1), samt udført en synkronpejlerunde inklusiv drænbrøndene. Af analyseresultater (tabel 9.5 i bilag 16) ses, at de højeste summer af kontrolparametre er konstateret i brøndene 1, 3, 4 og 5, mens koncentrationen i de resterende brønde (2, 6 og 7) ligger under eller på niveau med udledningskravet på 10 µg/l.

Sammenlignes vandspejlet i drænbrøndene med drænniveauet ses, at vandspejlet i brønd 3, 4 og til dels også 5 står over drænniveauet. Det blev således skønnet, at tilstrømningen var specielt stor til disse brønde.

På baggrund af resultaterne blev drænniveauet ændret endnu engang i april 2001. Med henblik på bedre at kunne bestemme grundvandsstrømningen omkring drænet blev der desuden etableret 3 pejleboringer (M20-M22) mellem omfangsdrænet og den reaktive væg. M20-M22 er vist på figur 9.2.

Af tabel 9.4 og figur 9.4 ses, at summen af kontrolparametre i drænvandet i juni og september 2001 generelt er lavere end tidligere, men at udledningskravet stadig er overskredet. I september 2001 er der også analyseret vandprøver udtaget fra de individuelle drænbrønde. Resultaterne viser, at de højeste summer nu er konstateret i brønd 1,5 og 6.

9.7.2.1 Yderligere tiltag for at styre drænet

Søndersø Renseanlæg varetaget pumperne til oppumpning af drænvand. De logger antallet af timer pumperne har kørt. På baggrund af disse data og pumpefabrikantens oplysninger om pumpeydelse har den månedlige oppumpede mængde været 5500-8500 m^3. De faktiske pumpeydelser er ikke målt.

Tilstrømningstestene er udført 8. november 2001. Måling af tilstrømning til en drænbrønd er udført ved at sænke vandstanden i brønden. Tiden fra pumpen slukkes til vandstanden er retableret delvist eller helt er målt. Tilstrømningen til en brønd er beregnet på baggrund af mængden af vand tilstrømmet i tidsrummet fra pumpen blev slukkes til vandstanden er retableret. Der er benyttet en tryktransducer til at måle sænkningen og retableringen. Der er foretaget forholdsvis små sænkninger i brøndene for at minimere den usikkerhed, der vil opstå, hvis der sker en væsentlig sænkning i magasinet. Resultater af tilstrømningstest er vist i bilag 17.

På baggrund af testene er der beregnet en samlet tilstrømning i dagtimerne d. 8. november 2001 på 14,6 m³/time. Hovedparten af vandet strømmer til brønd 2, 3, 4 og 5, hvor der tilstrømmer ca. 3 m³/time til hver af brøndene. Desuden strømmer der 0,5 m³/time til brønd 1 og 0,8-0,9 m³/time til brønd 6 og 7.

Søndersø Renseanlæg har oplyst, at der i døgnet 7.-8. november er oppumpet 293 m³ svarende til 12,3 m³/time. Forskellen på den målte og den oplyste mængde kan ligge i døgnudsving (tilstrømningstest er udført inden for en arbejdsdag). Som nævnt ovenfor er den faktiske pumpeydelse ikke kendt, hvilket også kan resultere i forskelle. Endelig kan måleusikkerheder ved udførelse af tilstrømningstestene resultere i forskelle.

Analyseresultater

Af tabel 9.4 (bilag 16) og figur 9.4 ses, at summen af kontrolparametre i december 2001 (efter afpropning af dræn) er 29 µg/l, svarende til 3 gange udledningskravet. Af tabel 9.5 i bilag 16 ses, at de højeste koncentrationer af forureningsparametre i drænvandet er truffet i brønd 6 (355 µg/l) , brønd 1 (84 mg/l) og brønd 2 (49 µg/l). Der er ikke konstateret forurening i brønd 3, 4 og 5, og i brønd 7 er der konstateret 3 µg/l.

Forestående justering af drænniveau

Med henblik på at overholde udledningskravet er endnu en justering af drænniveauet planlagt. Niveauet vil blive hævet, der hvor forureningen trænger ind og sænket, der hvor vandet er rent. Da grundvandet ikke er forurenet i tre af de brønde, hvor der er høj tilstrømning, forventes en yderligere justering at kunne udføres uden at nedsætte drænvandsmængden, dvs. uden at rensningen i væggen forringes.

Med henblik på at tjekke om de eksisterende drænniveauer reelt er som aftalt med den entreprenør, der har udført justeringen, er de blevet målt. I bilag 17 er de målte drænniveauer præsenteret sammen med de drænniveauer, der er oplyst af entreprenøren. Det ses at de faktiske drænniveauer i brønd 4 og 6 er ca. 0,15 m højere end oplyst.

Vurdering af nyt drænniveau vil blive baseret på resultater af de udførte tilstrømningstests, kemiske analyser og pejlinger, og efter justeringen vil der ske en verificering af drænniveauerne.

9.8 Vurdering af resultater i og omkring den reaktive væg

I tabel 9.6-9.7 vedlagt i bilag 19 ses resultater af analyse af chlorerede komponenter og BTEX for vandprøver udtaget i og omkring den reaktive væg. Resultater af ioner samt pH, ledningsevne og sulfid er præsenteret i tabel 9.8-9.9. i bilag 19.

9.8.1 Vertikal variation i forureningsgrad

I den indledende monitering udført i februar/marts 2000, blev det konstateret, at de højeste koncentrationer af chlorerede komponenter og BTEX i nogle boringer træffes i det øverste filter, mens de højeste koncentrationer i andre boringer træffes i det midterste eller det dybeste filter. Desuden ses, at der i nogle boringer ikke er konsekvens indenfor de enkelte filtre, således at for nogle komponenter træffes de højeste koncentrationer i det øverste filter, mens de højeste koncentrationer af andre komponenter træffes i det midterste eller dybeste filter.

Af analyseresultaterne (bilag 19) ses, at der også er en ujævn vertikal fordeling i september 2000 og september 2001, men det er dog ikke alle steder det samme mønster, som i den indledende moniterings.

I tabel 9.10 ses, hvor de højeste indhold af chlorerede komponenter er målt indenfor hver af moniteringsboringerne placeret i og omkring væggen. Tabellen afspejler situationen for de enkelte komponenter og således ikke situationen for summen af chlorerede opløsningsmidler, summen af nedbrydningsprodukter eller summen af alle chlorerede komponenter. At "koncentrationer er højest i filter 3" betyder ikke nødvendigvis, at der er målt høje koncentrationer, men at de koncentrationer, der er målt er højere end i filter 1 og 2.

Tabel 9.10
Filtre hvori de højeste koncentrationer af chlorerede komponenter er målt.

Se her!

Forpumpning og udtagning af vandprøver vurderes ikke at have medvirket til den ujævne koncentrationsfordeling i og omkring væggen. Der har under prøvetagningen været udført grundig rensning af prøvetagningsudstyr og den ujævne fordeling i dybden, vurderes således heller ikke at skyldes krydskontaminering.

I boringerne umiddelbart før væggen (M8, M9, M10 og M11) er den kraftigste forurening dog generelt målt i det øverste filter. Inde i væggen er den kraftigste forurening generelt målt i det midterste eller dybeste filter, mens der ikke er noget generelt mønster efter væggen.

I de tidligere udførte forundersøgelser blev en række boringer etableret med to filtre. Af afsnit 4.4.3 og bilag 4 ses, at ligesom i moniteringsboringerne umiddelbart før væggen blev de højeste koncentrationer af chlorerede opløsningsmidler i forundersøgelsen generelt truffet i den øverste del af magasinet, ligesom i moniteringsboringerne umiddelbart før væggen.

Resultaterne tyder på, at forureningen bevæger sig nedad ved passage af væggen. Jf. afsnit 9.5 er vandbevægelserne i og omkring væggen inhomogene. Det vurderes, at den ujævne fordeling af koncentrationsniveauer kunne skyldes de inhomogene vandbevægelser.

9.8.2 Tidsmæssig variation i forureningsgrad

Af tabel 9.6 og tabel 9.7 i bilag 19 ses, at koncentrationsniveauet for de fleste chlorerede komponenter og BTEX før væggen generelt er markant højere i september 2000 end de var i februar/marts 2000 og i de tidligere udførte forureningsundersøgelser. Koncentrationsniveauet for chlorerede opløsningsmidler er i september 2001 de fleste steder højere end i februar/marts 2000, men lavere end i september 2000, mens koncentrationer af chlorerede nedbrydningsprodukter i september 2001 generelt er på niveau med koncentrationerne i september 2000.

Strømningshastigheden gennem væggen er dimensioneret til ca. 110 m/år. Væggen har en bredde på 15 meter og skal rense det grundvand, der løber ind i tragten ("Funnel"), dvs. grundvandet fra et område med en bredde på ca. 90 meter. Hvis alt dette vand skal igennem væggen, vil det medføre stor gradient og hastighed gennem denne. For at kunne holde hastigheden over væggen på ca. 110 m/år, afdrænes vand via det etablerede omfangsdræn. På grund af afdræningen løber der således mindre vand gennem hot-spot området end der gjorde før etablering af afværgeforanstaltningerne, hvorved koncentrationen af forureningskomponenter vil øges.

Det vurderes, at når der ca. 10 måneder efter etableringen af afværgeforanstaltninger konstateres højere koncentrationer af forureningsparametre før væggen end tidligere målt, kunne dette være en effekt af afværgeforanstaltningerne. Desuden har befæstningen på grunden været fjernet i perioden fra december 1999 til december 2000, hvilket kan have medført en øget udvaskning af forureningskomponenter til grundvandet i denne periode. At der fra december 2000 igen har været befæstet kan være årsagen til, at koncentrationer før vægge er noget lavere i september 2001 end i september 2000.

9.8.3 Rensning ved passage gennem væggen

Til at støtte vurderingen af rensningseffekten gennem væggen er der lagt snit gennem væggen i strømningsretningen. Herved er fremkommet følgende snit: M9-M2-M3-M14 og M10-M5-M6-M13 (placeret midt i væggen), samt snit M8-M1-M15 og M11-M7-M12 (placeret ved væggens ender). Af figur 9.1 ses, at boringerne nær enderne af væggen ikke helt er placeret på en strømningslinie, samt at de nedstrøms boringer M12 og M15 er placeret nær/bag spunsen. Det har således ikke været muligt at indlægge endesnittene optimalt.

Snit M10-M5-M6-M13 vurderes at være det snit, der bedst repræsenterer den virkelige situation, dels fordi snittet ligger i midten af væggen, dels fordi alle tre filtre er intakte i samtlige moniteringsboringer i snittet. I tabel 9.11 til tabel 9.18 (bilag 19) er analyseresultater i snittene præsenteret. Da der (jf. afsnit 9.7.1) er konstateret en meget ujævn fordeling af forureningsparametre har det - for at simplificere de følgende vurderinger af resultater - været nødvendigt at midle over dybden (gennemsnit af indhold i filter 1, 2 og 3).

9.8.3.1 Chlorerede komponenter

I figur 9.5 er de midlede værdier af summen af chlorerede komponenter, der er opsat oprensningskriterier for, vist for hele moniteringsperioden.

Figur 9.5
Chlorerede komponenter i snittene. Indhold er midlet over dybden

Der ses en kraftig reduktion af chlorerede opløsningsmidler ved passage gennem væggen. Boring M3 og M6 er placeret i bagkanten af væggen. Der er kun to brugbare filtre i boring M3, hvorfor der her er usikkerhed om de faktiske koncentrationer og den faktiske fordeling i dybden. Udover nogle få undtagelser er indholdet af de chlorerede komponenter: tetrachlorethylen, trichlorethylen, tetrachlormethan, trichlorethan, chloroform i bagkanten af væggen under oprensningskriteriet på 10 µg/l. Koncentrationen af nedbrydningsprodukter ved væggens bagkant er relativ høj (op til 654 µg/l i M6 (september 2000) og op til 3047 µg/l i M3 (i september 2001)). Filtre ved bagkanten er dog placeret ca. 10 cm fra kanten. Indholdet af nedbrydningsprodukter vurderes derfor at være lavere end målt, når vandet forlader væggen.

Efter væggen ser det ud til at indholdet af nedbrydningsprodukter generelt stiger igen. Dette vurderes at skyldes, at der fra formationen uden for væggen frigives adsorberet forurening til det rensede grundvand.

9.8.3.2 Biologisk rensning

Nogle nedbrydningsprodukter, f.eks. dichlormethan og 1,2-dichlorethan, nedbrydes ifølge fabrikanten af jerngranulatet ikke ved korrosion af jern. Af tabel 9.6 i bilag 19 ses imidlertid, at koncentrationen af dichlormethan og 1,2-dichlorethan er reduceret kraftigt fra før væggen til væggens bagkant. Dette indikerer, at der udover nedbrydning ved jernkorrosion sker en biologisk nedbrydning i væggen. I figur 9.6 ses ændringen i dichlormethan i snit M10-M5-M6-M13.

Figur 9.6
Indhold af dichlormethan i snit M10-M5-M6-M13. Indhold er midlet over dybden.

BTEX nedbrydes heller ikke ved korrosion af jern. Af tabel 9.7 i bilag 19 og figur 9.7 ses imidlertid en kraftig reduktion i koncentration fra før væggen til væggens bagkant, hvilket også indikerer, at der sker en betydelig biologisk nedbrydning i væggen. Det vurderes, at forholdene i væggen giver gode betingelser for bakterier.

Figur 9.7
Indhold af summen af BTEX i snit M10-M5-M6-M13. Indhold er midlet over dybden.

9.8.3.3 Vurdering på baggrund af sulfid, pH, ioner og ledningsevne

Som nævnt i afsnit 9.3.5 er prøvetagningen med hensyn til tab af stof forbedret i løbet af moniteringsperioden. Udviklingen i middelværdier af sulfidindhold i snit M10-M5-M6-M13 er vist i figur 9.8.

Af figur 9.8 ses således også højere koncentrationer gennem moniteringsperioden, men tendensen er den samme i alle 3 moniteringsrunder. Koncentrationen af sulfid stiger fra før væggen (M10) til forkanten af væggen (M5), hvorefter koncentrationen falder i væggen. Efter væggen stiger indholdet af sulfid igen.

Figur 9.8
Sulfidindhold i snit M10-M5-M6-M13. Indhold er midlet over dybden.

At indhold af sulfid stiger efter vandet kommer ind i væggen tyder på, at der sker en biologisk nedbrydning i væggen. At indholdet af sulfid ved bagkanten af væggen er lavere end ved forkanten tyder på, at den forsvinder igen. I figur 9.9 ses udviklingen i jernindholdet gennem væggen (i september 2001 er der er ikke målt for indhold af ioner). Det ses, at indholdet af jern falder kraftigt inde i væggen, selv om der ved jernkorrosionen opløses mere jern. Sammenholdes dette med sulfid-udviklingen tyder det på, at jernet udfælder bl.a. som jernsulfid.

Figur 9.9
Jernindhold i snit M10-M5-M6-M15. Indhold er midlet over dybden

Af bilag 19 ses, at pH er kraftigt stigende igennem moniteringsperioden fra omkring det naturlige baggrundsniveau på ca. 7,5 før væggen til ca. 11 inde i væggen. I figur 9.10 ses udviklingen i pH i snit M10-M5-M6-M13.

Figur 9.10
pH i snit M10-M5-M6-M13. pH-værdier er midlet over dybden.

Af figur 9.11 ses, at ledningsevnen falder fra før væggen til forkanten af væggen, hvorefter den falder yderligere til bagkanten af væggen, hvilket også tyder på, at der sker udfældning i væggen.

Figur 9.11
Ledningsevne i snit M10-M5-M6-M13. Værdier er midlet over dybden.

Der er udført tolkninger (ionplots og piperplots). Ionstyrken er generelt højest i de øverste to filtre (filter 2 og 3) i boringer før og efter væggen, hvorimod ionstyrken i boringerne inde i væggen er højest i de to nederste filtre (filter 1 og 2). Dette stemmer med de observationer, der er gjort i afsnit 9.8.1.

Analyseresultaterne tyder på, at der finder en reduktiv dechlorering sted, idet der er konstateret frigivelse af jern, reducerende forhold, og pH-stigning. Umiddelbart forekommer nedbrydningen på baggrund af indholdet af makroioner og pH-værdierne at være størst i den sydvestlige del af væggen.

9.9 Naturlig nedbrydning

I forbindelse med forundersøgelser i 1998 og igen i den indledende monitering i februar/marts 2000 blev der, med henblik på at undersøge den naturlige nedbrydning ved Vapokon, analyseret vandprøver udtaget op-, omkring og nedstrøms den reaktive væg. Resultater fra forundersøgelsen er vedlagt i bilag 4, mens resultater fra den indledende monitering i februar/marts 2000 er vedlagt i bilag 20.

US-EPA har udarbejdet en protokol for monitering af naturlig nedbrydning /18/. Denne metode er før etableringen af væggen anvendt til at give en foreløbig indikation af om, der ved Vapokon forekommer en reduktion af de chlorerede opløsningsmidler i grundvandet ved naturlig nedbrydning, se figur 9.12.

Figur 9.12:
Indicier for naturlig nedbrydning i forureningsfanen ved Vapokon før etablering af væggen.

I bilag 21 ses pointtabeller fra /18/, som danner grundlag for denne pointgivning. De anførte "point" i figur 9.12 indikerer, at der er tilstrækkelige/begrænsede beviser for nedbrydning, selvom der mangler "point" fra en række parametre som ikke er moniteret (bl.a. redoxpotentiale).

Ved de seneste data fra februar 2000 ses, at der nedstrøms væggen fortsat er tegn på en reduktiv dechlorering af PCE og TCE bl.a. pga dannelse af VC. Da der i den indledende moniteringsrunde ikke er analyseret for flere parametre end i forundersøgelsen, er det valgt ikke at foretage endnu en pointberegning.

Det skal dog bemærkes, at i de tidligere installerede boringer E10-E12 er der målt højere indhold af både PCE og TCE i februar/marts 2000 end i oktober 1998.

For bedre at kunne følge omsætningen i forureningsfanen nedstrøms den reaktive væg (restforureningen) er der i forbindelse med etableringen af den reaktive væg etableret 4 moniteringsboringer M16-M19 (ud over de 4 moniteringsboringer, der er placeret umiddelbart nedstrøms væggen). Disse boringer er udbygget med hver 3 filtre. Placering af boringerne ses på figur 9.2.

Ved den gennemførte indledende moniteringsrunde er der således fremkommet et betydeligt større datagrundlag i relation til at kunne foretage en redoxkarakterisering af grundvandet.

Figur 9.13
Udbredelse af sulfatreducerende zone og af område med forhøjet indhold af bikarbonat og PH stigninger

I figur 4.11 i afsnit 4 har vi ligeledes angivet et skønnet område med forhøjet pH og hydrogencarbonat. På baggrund af analyser fra februar/marts 2000 er dette områdes afgrænsning mod syd sandsynligvis sammenfaldende med det sulfatreducerende område. Resultater fra februar/marts 2000 giver ikke anledning til revurdering af udbredelsen opstrøms.

Sammenfattende vurderes, at der er grundlag for at formode at en naturlig nedbrydning finder sted i forureningsfanen nedstrøms væggen.

9.10 Sammenfatning og forslag til monitering i 2002-2003

9.10.1 Sammenfatning af moniteringsresultater

Formålet med moniteringen er at dokumentere effektiviteten af afværgeforanstaltninger overfor jord- og grundvandsforureningen. Desuden er formålet at vurdere kvaliteten af oppumpet drænvand med henblik på at overholde udledningskravene.

Først er der udført en omfattende indledende moniteringsrunde, og på baggrund af resultater af denne og økonomiske overvejelser er den videre monitering udført. Der er moniteret fra februar 2000 til december 2001.

Drænvand

Indhold af kontrolparametre i drænvand udtaget i den indledende moniteringsrunde samt i juni 2000 overskred udledningstilladelsen op til 12 gange. Drænniveauet blev ændret, men resultater fra september og december 2000 viser, at indholdet af chlorerede komponenter stadig overskrider udledningskravet op til 7 gange.

Med henblik på at foretage en nærmere undersøgelse af, hvor forurenet grundvand trækkes ind i drænet, blev der i februar 2001 udtaget vandprøver til analyse fra hver af de 7 drænbrønde, samt udført en synkronpejlerunde inklusiv drænbrønde. På baggrund af resultaterne blev drænniveauet ændret igen, men i juni 2001 og september 2001 er udledningskravet stadig overskredet.

Med henblik på bedre at kunne styre drænet, så der ikke udledes væsentligt forurenet vand, blev det besluttet først at opdele drænet i 7 drænstrækninger, hvorefter tilstrømningstest og analyser har givet tilstrækkelige oplysninger til at et nyt drænniveau kan nu vurderes.

Fordeling af forurening i og omkring den reaktive væg

Analyseresultater af chlorerede komponenter og BTEX viser at der er en ujævn fordeling af forurening i filtre i og omkring væggen. Resultaterne tyder på, at forureningen bevæger sig nedad ved passage af væggen. Beregninger viser, at strømningshastigheder gennem væggen varierer meget fra boring til boring og fra filter til filter. Det vurderes, at den ujævne fordeling af koncentrationsniveauer kunne skyldes de inhomogene vandbevægelser.

Tidsmæssig variation i forureningsniveau

Koncentrationsniveauet for de fleste chlorerede komponenter og BTEX før væggen er generelt markant højere i september 2000 end de var i februar/marts 2000 og i de tidligere udførte forureningsundersøgelser. Det vurderes, at når der ca. 10 måneder efter etableringen af afværgeforanstaltninger konstateres højere koncentrationer af forureningsparametre før væggen end tidligere målt, kunne det være en effekt af afværgeforanstaltningerne. Desuden har befæstningen på grunden været fjernet i perioden fra december 1999 til december 2000, hvilket kan have medført en øget udvaskning af forureningskomponenter til grundvandet i denne periode.

Rensning i den reaktive væg

Der ses en kraftig reduktion af chlorerede opløsningsmidler ved passage gennem væggen. Udover nogle få undtagelser er indholdet af de chlorerede komponenter: tetrachlorethylen, trichlorethylen, tetrachlormethan, trichlorethan, chloroform i bagkanten af væggen under oprensningskriteriet på 10 µg/l. Koncentrationen af nedbrydningsprodukter ved væggens bagkant er relativ høj (op til 3047 µg/l). Filtre ved bagkanten er dog placeret ca. 10 cm fra kanten. Indholdet af nedbrydningsprodukter vurderes derfor at være lavere end målt, når vandet forlader væggen.

Dichlormethan og 1,2-dichlorethan, samt BTEX nedbrydes ikke ved korrosion af jern. Af resultaterne ses imidlertid at disse komponenter reduceres kraftigt fra før væggen til væggens bagkant. Dette indikerer, at der udover nedbrydning ved jernkorrosion sker en biologisk nedbrydning i væggen. Udviklingen i sulfidindhold ved passage gennem væggen tyder også på, at der sker en biologisk nedbrydning i væggen.

Tilklogning af den reaktive væg

Udviklingen i hydrauliske ledningsevner viser en tendens til, at den hydrauliske ledningsevne er faldende, og at der er sket nogen - om end lille - tilklogning. Ligevægtsberegninger for karbonatsystemet samt udvikling i pH og ioner viser, at der sker udfældning i væggen.

Naturlig nedbrydning

I forbindelse med forundersøgelser i 1998 og igen i den indledende monitering i februar/marts 2000 blev der, med henblik på at undersøge den naturlige nedbrydning ved Vapokon, analyseret vandprøver udtaget op-, ved og nedstrøms den reaktive væg.

Resultater har bl.a. vist at der er en sulfatreducerende zone fra umiddelbart opstrøms den reaktive væg til ca. 80 m nedstrøms væggen.

US-EPA har udarbejdet en protokol for monitering af naturlig nedbrydning /18/. Point-modellen i protokollen er før etableringen af væggen anvendt til at give en foreløbig indikation af om, der forekommer naturlig nedbrydning i grundvandet ved Vapokon. Selv om der manglede en række analyser til input i modellen indikerede den, at der er beviser for naturlig nedbrydning.

9.10.2 Forslag til monitering i 2002-2003

Forslag til monitering i 2002 og 2003 er opstillet på baggrund af moniteringsresultater til dato samt med henblik på at begrænse de økonomiske udgifter til monitering, men samtidig opnå tilstrækkelig med data til at kunne foretage vurderinger af situationen i og omkring den reaktive væg samt drænvand.

Det bør tilstræbes, at moniteringsrunder i år 2002 og 2003 udføres i de samme tidsperioder, som tidligere, hvorved årstidsvariationen spiller en mindre rolle ved sammenligning af data fra samme årstider i tidligere år. Feltarbejdet i det foreslåede moniteringsprogram er nærmere beskrevet i tabel 9.19.

Tabel 9.19
Forslag til moniteringsprogram 2002 - 2003

9.10.3 Forslag til undersøgelse af tilklogning af den reaktive væg

På baggrund af resultaterne af de udførte undersøgelser og moniteringer foreslås det undersøgt, hvilke biologiske og kemiske reaktioner der har væsentlig indflydelse på tilklogning af den reaktive væg.

Undersøgelserne bør tage udgangspunkt i de eksisterende og naturlige biologiske og kemiske forhold i grundvandsmagasinet sammenlignet med det biologiske og kemiske miljø i væggen.

Muligheden for udfældning af salte i væggen beregnes ved hjælp af en kemisk ligevægtsmodel ud fra den aktuelle grundvandskemi. Det vurderes, hvilke kemiske og biologiske reaktioner der kan medføre tilklogning i væggen.

Der udtages prøver af væggens jern til biologisk og kemisk-fysisk analyse med henblik på at karakterisere udfældningsprodukter og mekanismer. Analysen afsluttes med en bedømmelse af væggens tilklogning på sigt.

10 Økonomi for afværgeprojektet

Dette kapitel omhandler de økonomiske aspekter ved etablering af reaktiv væg og omfangsdræn, samt den efterfølgende monitering og drift. Desuden er der givet et prisoverslag for forslag til monitering i 2002 og 2003. Alle priser er eksklusiv moms.

10.1 Afværgeforanstaltninger

Udgifter til etablering af "Funnel & Gate" samt drænsystem er angivet i tabel 10.1.

Tabel 10.1.
Budgetterede udgifter sammenholdt med faktiske afholdte udgifter

De enkelte større afvigelser fra budgettet er kommenteret nedenfor.

10.1.1 Entreprise for etablering af "Funnel & Gate"

Etableringen af "Funnel & Gate"-systemet har været dyrere end forventet. Dette skyldes hovedsageligt de problemer der opstod i forbindelse med låsesprængninger i spunsvæggene.

Der har således været afholdt ekstraudgifter til bl.a. supplerende grundvandssænkning, vanskeligere udgravning af jord og vanskeligere indbygning af jerngranulatet. Den supplerende grundvandssænkning har ligeledes affødt ekstraudgifter til bl.a. de aktive kulfilteranlæg, el, analyser, tilsyn m.v.

10.1.2 Indkøb af jerngranulat

Indkøb af jerngranulatet var billigere end forventet. Dette skyldes, at der i designfasen dels er anvendt ressourcer for at verificere de kritiske designparametre og dels anvendt ressourcer på at optimere vægtykkelsen ved anvendelse af en EDBmodel.

Herudover er der ligeledes anvendt ressourcer til at gennemføre de nødvendige forhandlinger og aftaler med leverandøren, der har sikret, at jerngranulatet er leveret til en attraktiv pris.

10.2 Omkostninger til monitering og drift

10.2.1 Drift

De årlige omkostningerne til driften af afværgeforanstaltningerne er skønsmæssigt angivet i tabel 10.2.

Tabel 10.2
Årlige omkostningerne for driften af afværgeforanstaltningerne

* Den største usikkerhed i fastsættelse af ovenstående driftsomkostninger er omkostninger relateret til sikring af den reaktive vægs permeabilitet. Da der ingen erfaringer er fra tidligere projekter ansættes de årlige udgifter til 5 % af 2 mio. kr. svarende til, at den reaktive væg kan forventes udskiftet efter 20 år med en udgift på 2 mio. kr. til indkøb og indbygning af nyt granulat samt opgravning og bortskaffelse af gammelt granulat.

10.2.2 Indledende monitering

Den indledende monitering udført i februar/marts 2000, der har inkluderet alle filtre i og omkring væggen, udvalgte filtre op- og nedstrøms, drænvand og recipient, samt rapportering af resultater og forslag til videre monitering, har kostet ca. kr. 600.000 fordelt som angivet i tabel 10.3.

Tabel 10.3
Omkostninger til den indledende moniteringsrunde

10.2.3 Videre monitering indtil december 2001

Den videre monitering indtil december 2001, der har inkluderet to store moniteringsrunder (alle filtre i og omkring væggen), 4 små moniteringsrunder, samt ekstra arbejde i form af bl.a. vandprøver fra drænbrønde, installering af yderligere moniteringsboringer, afpropning af dræn, tilstrømningstest og rapportering, har kostet ca. kr. 910.000 fordelt som angivet i tabel 10.4.

Tabel 10.4
Omkostninger til den videre monitering indtil december 2001

10.2.4 Monitering i 2002 og 2003

Det i afsnit 9.10 foreslåede moniteringsprogram for 2002 og 2003 forventes at kunne udføres for ca. kr. 550.000 fordelt som angivet i tabel 10.5.

Tabel 10.5
Skønnede omkostninger til monitering i 2002 og 2003

11 Referencer

Bilag 1
Forundersøgelser
Metode og resultater Geoprobeundersøgelse

Geoprobe® Metoden

Boringer

Miljøboringerne G20-G35 er udført den 21. til 29. september 1998. En del af filtrene er sat den 26 oktober 1998.

Boredybder, dybder/intervaller for filtersætninger, samt prøvetagningsdybder fremgår af nedenstående tabel.

Resultater

Datafilerne for MIP-målingerne er for hver enkelt miljøboring overført til programmet GeoGIS (borearkiv/B-register), hvorfra logprofiler er udtegnet. På hvert logprofil vises ledningsevne, PID-signal, FID-signal, MIP-sondens temperatur, samt nedramningshastighed. På baggrund af de udførte MIP/SCL-logs er nedenstående tolkningsskema udarbejdet:

Bilag 2
Forundersøgelser
Filtersætninger i geotekniske boringer og i boringer fra tidligere undersøgelser

Geotekniske boringer

Eksisterende boringer udført i tidligere undersøgelser

Bilag 3
Forundersøgelser
Analyse program for vandprøver