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

Afprøvning af reaktiv jernvæg til grundvandsrensning

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.