|
Afprøvning af reaktiv jernvæg til grundvandsrensning 4 Forundersøgelser4.1 FormålI 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. Da optimal placering af den reaktive væg kræver nøje kendskab til forureningsfanens udbredelse og styrke, såvel horisontalt som vertikalt, er det valgt at udføre en fornyet kortlægning af forureningsfanens horisontale og vertikale fordeling. Væsentlige parametre til placering og dimensionering af væggen er:
Forundersøgelserne er således udført med fokus på følgende punkter:
Forundersøgelserne danner derudover grundlag for en vurdering af tilstedeværelsen af fri fase forurening samt den naturlige nedbrydningsevne i grundvandsmagasinet. 4.2 Undersøgelsens omfangForundersøgelserne har omfattet udførelse af:
4.2.1 GeoprobeboringerDer 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. Figur 4.1 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 boringerDe 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 VandprøverDer 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: Analyseprogrammet for de enkelte boringer ses i bilag 3. 4.2.4 JordprøverDer 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 forholdDe 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. 4.4 Forureningens udbredelseResultaterne 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 grundvandsmagasinetAf tabel 4.2 ses, at der i den øverste del af det primære magasin er konstateret indhold af chlorerede opløsningsmidler indtil følgende værdier:
Langt hovedparten af indholdet af DCE udgøres af cis-DCE, hvilket tyder på nedbrydning af PCE og TCE. 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 grundvandsmagasinetI den nedre del af det primære magasin er der jf. tabel 4.2 konstateret indhold af chlorerede opløsningsmidler og nedbrydningsprodukter indtil følgende koncentrationer:
De største indhold af TCE og TCA er påvist under det tidligere destillationsanlæg svarende til forureningskilden. Derimod er de største indhold af DCE, PCE og TCM påvist nedstrøms forureningskilden. 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 HolmebækkenEn 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. Figur 4.9 Figur 4.10 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 nedbrydningsforholdAnalyseresultater 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. 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. Figur 4.11 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 vægTilklogning 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 fordelingStrømningens 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 forundersøgelserForundersøgelserne har vist, at;
Ud fra de udførte slugtests og forureningens vertikale fordeling vurderes, at den reaktive væg skal have samme tykkelse i hele sin dybde. På baggrund af de udførte slugtests vurderes den horisontale hydrauliske ledningsevne at være mindre end tidligere antaget i /5/. 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.
|
