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

Pilotprojekt med stimuleret in situ reduktiv deklorering - Hovedrapport

10 Diskussion og erfaringer

• 10.1 Oprensningseffekt og tidshorisont
• 10.2 Nødvendige dimensioneringsparametre
• 10.3 Håndtering af driftsproblemer
• 10.4 Donorforbrug
• 10.5 Forslag til moniteringsprogram
• 10.6 Risikovurdering i forbindelse med injektion af donor og bakterier
  • 10.6.1 Tilsætning af donor
  • 10.6.2 Bakteriekultur
  • 10.6.3 Nedbrydningsprodukter
• 10.7 Økonomi
• 10.8 Fordele og ulemper ved et aktivt system
• 10.9 Vurdering af anvendelsesmuligheder i Danmark

10.1 Oprensningseffekt og tidshorisont

På Rugårdsvej er oprensningseffekten vurderet på baggrund af resultater i kapitel 7. Resultaterne for baselinemoniteringen for summen af klorerede ethener (uden ethen og ethan) på figur 10.1 kan sammenlignes med resultaterne efter dag 201 på figur 10.2. Der sket et markant fald i koncentrationerne af de klorerede ethener, som viser, at den stimulerede anaerobe deklorering har haft en gunstig effekt. Det skyldes dels en ændring i sammensætningen af de klorerede ethener og dels et generelt fald i koncentrationerne.

Det er positivt, at dekloreringsgraden er høj i så mange boringer spredt over hele området. Det tyder på, at den anaerobe deklorering er stimuleret i det meste af området.

Der er ikke opstillet oprensningskrav for selve pilotprojektet, men Fyns Amt har tidligere på baggrund af simple JAGG-beregninger angivet oprensningskriterier på 150 µg DCE/l 50 µg og VC/l i det mellemste sekundære magasin (Fyns Amt, 2003). Den sidste analyserunde i august 2006 viste indhold af DCE på 21 µg/l og VC på 21 µg/l i AV1. På dette tidspunkt var der ikke sket nogen oppumpning/recirkulation i 14 dage. Resultaterne kan derfor betragtes som de første tilbageslagsmålinger. Disse resultater indikerer, at det grundvand, der nu forlader testområdet, ligger under de opstillede oprensningskriterier. Til sammenligning var indholdet af DCE og VC i AV1 før oprensningen 2.420 µg DCE/l og 12 µg VC/l.

I selve kildeområdet er ovenstående oprensningskriterier ikke overholdt. Det skyldes sandsynligvis, at der løbende tilføres cis-DCE fra den overliggende moræneler ved diffusion/advektion til sandlaget. Størrelsen af dette bidrag er ikke kvantificeret, men processen er ikke knyttet til den anaerobe deklorering. Ved andre former for afværgeteknologier vil der ske det samme, så længe der er forurening tilbage i moræneleren.

Resultaterne tyder således på, at der sker en effektiv nedbrydning af de klorerede ethener inden de forlader testområdet, selvom der til stadighed sker nedsivning af forurening fra det overliggende kildeområde. Effekten af fuldt tilbageslag kan ikke vurderes inden for projektets tidshorisont.

Hvis hastigheden for den anaerobe deklorering kan øges yderligere er det sandsynligt at se en endnu større oprensningseffekt. Hastigheden vil være betinget af tilstedeværelse af elektronacceptorer (klorerede ethener), elektrondonor, bakteriernes evne til at vokse og deres effektivitet. Det første er opfyldt ved den løbende tilførsel fra lerlaget, mens tilstedeværelse af donor kan sikres ved tilsætning af donor i de kommende år. De udførte bakteriemålinger tyder umiddelbart på, at væksten af bakterier er stagneret, så systemet nærmer sig en situation, hvor der er ligevægt mellem vækst og henfald af bakterier. Omvendt viser målinger i perioden efter dag 201, at der sker yderligere deklorering og et stigende indhold af ethen (op til 1.200 µg/l ethen). Det tyder på, at antallet af bakterier er stagneret, men deres evne til at udføre anaerob deklorering er forbedret.

Tidshorisonten for oprensning, hvis der ses bort fra den løbende tilførsel af forureningsstoffer, vurderes at være ca. 1 år. Efter ca. 4 måneder er den fuldstændige anaerobe deklorering til ethen gået i gang i de fleste boringer, og efter ca. ½ år er der en udbredt oprensningseffekt over hele området.

Figur 10.1 Sum af klorerede ethener i µg/ l ved baseline montering (uden ethen og ethan)

Figur 10.2 Sum af klorerede ethener i µg/l på dag 201 (uden ethen og ethan)

10.2 Nødvendige dimensioneringsparametre

Der har i forarbejdet til dette pilotforsøg været udført en række undersøgelser for at skabe et fagligt dimensioneringsgrundlag (Jørgensen et al., 2006). Det har omfattet:

• geologi og hydrogeologi
• hydrauliske test
• grundvandsmodellering
• forureningskarakterisering- og udbredelse
• karakterisering af grundvandskemi og redoxforhold
• analyser for bakterier der kan udføre anaerob deklorering
• treatabilityforsøg

De 4 første punkter har dannet baggrund for valg af indsatsområde og dimensionering af recirkulering med hensyn til optimering af oppumpning og opholdstid. Den forholdsvis omfattende karakterisering af geologi og hydrauliske parametre har været nøglen til den vellykkede dimensionering af recirkuleringen.

Det er en forudsætning for dimensionering, at der eksisterer en troværdig geologisk model med velbeskrevne hydrauliske parametre (transmissiviteter). Kvantificering af pumpeydelser er vanskelig uden anvendelse af en flowmodel, men omfanget af scenarier kan formentlig reduceres ved fremtidige pilotforsøg på baggrund af de beskrevne erfaringer.

Det mellemste sekundære magasin viste sig at være sammenhængende, hvilket ikke kunne være forudsat uden pumpeforsøgene. Det skal bemærkes, at den observerede spredning af tracer og donor mod syd-øst tyder på, at injektionsmængderne har været på grænsen af det mulige. Det kan skyldes ændringer i de hydrauliske forhold i løbet af forsøget (se afsnit 7.2.2), generel overvurdering strømningshastigheder eller geologisk heterogenitet. Modelarbejdet og observationer i denne rapport peger på lidt lavere strømningshastigheder og geologiske heterogeniteter i området, men det vurderes ikke, at yderligere karakterisering på forhånd med sikkerhed ville have identificeret disse forskelle.

Karakterisering af forurening og udbredelse har været dimensionsgivende for behandlingsområdets placering og størrelse. Sammenhængen mellem det mellemste sekundære magasin og den overliggende moræneler har vanskeliggjort karakterisering af den anaerobe deklorering. Det har været svært indledningsvist at skelne mellem processer i moræneleren efterfulgt af transport og processer i selve det mellemste sekundære magasin. I den forbindelse er en tidlig fastlæggelse af behandlingsområdet nødvendig, så de nødvendige undersøgelser af den anaerobe deklorering kan fokuseres mod dette område.

Treatabilityforsøgene, omfanget af den anaerobe deklorering, målinger for Dehalococcoides og redoxkarakterisering har været brugt til at afklare behovet for biostimulering og bioaugmentation. Der er i projektets løbetid (2004 til september 2006) sket en meget stærk udvikling i kvaliteten og erfaringerne med de mikrobielle analyser. I dag ville analyser for vinylkloridreduktase være taget i anvendelse, hvilket ville have styrket disse vurderinger inden start af pilotforsøget.

Treatabilityforsøg har på forhånd vist - i overensstemmelse med pilotforsøget - at den anaerobe deklorering kunne stimuleres ved tilsætning af donor (laktat). I beregning af donorbehov har resultaterne fra forsøgene været inddraget (se afsnit 10.4).

Behovet for bioaugmentation har bl.a. været vurderet ud fra treatabilityforsøg. Tretabilityforsøgene pegede på, at bioaugmentation var nødvendig for at få fuldstændig omdannelse af klorerede ethener inden for en rimelig tidshorisont (mindre end 6 måneder). Det er ikke entydigt ud fra resultaterne i pilotforsøget, om det var nødvendigt med bioaugmentation. I selve pilotforsøget sker der som beskrevet i afsnit 7.5 en meget markant stigning i antallet af bakterier, som indeholder vinylkloridreduktase, men disse tal var først tilgængelige efter at bioaugmenteringen var gennemført. Sandsynligvis ville den anaerobe deklorering til ethen forløbe ved donortilsætning alene. Det er dog muligt at tilsætning af bakterier har resulteret i en hurtigere omsætning af de klorerede stoffer (kapitel 7).

På lokaliteter som denne, hvor der er anaerobe forhold, findes ethen/ethan og tilstedeværelse af Dehalococcoides og vinylkloridreduktase, anbefales det ikke i fremtiden at udføre tretabilityforsøg. Det er nu veldokumenteret at tilsætning af donor/og eller bioaugmentation kan stimulere den anaerobe deklorering for sådanne lokaliteter. Hvis der er usikkerhed omkring behovet for bioaugmentation på baggrund af feltdata, anbefales det at udføre bioaugmentation, da de økonomiske omkostninger er små i forhold til en forlængelse af driftsperioden (se også afsnit 10.7).

På lokaliteter, hvor resultaterne fra mikrobielle analyser i form af Dehalococcoides og især vinylkloridreduktase, koncentrationsmålinger for klorerede ethener og ethen/ethan i sammenhæng med redoxforhold ikke viser gunstige forhold, bør der altid udføres tretabilityforsøg. Det kan fx være aerobe akviferer. Ved tretabilityforsøgene undersøges det, om processerne kan initieres ved donor og/eller bioaugmentation, og man undgår derfor at iværksætte feltforsøg, som ikke har noget perspektiv. For lokaliteterne med komplekse blandingsforureninger anbefales det også, at der udføres treatabilityforsøg for at undersøge, om der sker inhibering af den reduktive deklorering.

Det skal understreges, at treatabilityforsøgene har givet væsentlig viden om redoxprocesser og fermentering, som har kunnet anvendes ved fortolkning af data fra pilotforsøget.

Karakterisering af sedimentkemi, redoxforhold og koncentration af elektronacceptorer er meget væsentlige i vurdering af donorforbrug, som i dette tilfælde har været domineret af forbruget til sulfatreduktion (se afsnit 10.4). De er også en forudsætning for vurdering af potentialet for biostimulering, som anses for at være meget bedre under anaerobe forhold end under aerobe forhold.

I tabel 10.1 er overvejelserne i dette afsnit summeret op.

Tabel 10.1: Dimensionsgivende parametre for pilotforsøg med anaerob deklorering og egnede metoder til at tilvejebringe dem

10.3 Håndtering af driftsproblemer

Dette projekt har vist, at det er muligt at designe, etablere og drive et aktivt system med oppumpning og recirkulation af grundvand tilsat donor.

Som ventet er der med tiden opstået driftsproblemer med hensyn til tilklokning af injektionsboringer, efterhånden som biomassen i systemet er blevet opbygget. Det blev på forhånd forsøgt at mindske tilklokningen ved at tilsætte donor i pulser af kortere varighed (op til 15 minutter på én time) således, at boringer efter donortilsætningen blev gennemskyllet med "rent" grundvand i minimum 45 minutter. Det kan på baggrund af pilotprojektet dog ikke vurderes, om dette har haft en positiv effekt i forhold til, hvornår modtrykket i injektionsboringerne er blevet for stort. Det var oprindeligt hensigten kun at tilsætte donor i pulser med en frekvens på 1 time i døgnet. Det var dog ikke muligt med de valgte pumper. I fremtidige projekter anbefales det at have et større tidsinterval mellem pulserne for at opnå en bedre skylning med "rent grundvand".

De konstaterede problemer med tilklokning af injektionsboringer blev forsøgt afhjulpet med mekanisk skrubning af filtrene og ved opløsning af biomasse og kemiske udfældninger med kemikalietilsætning. Som det fremgår af afsnit 5, har disse tiltag haft en positiv men relativ kortvarig effekt. Det anbefales derfor, at man i fremtidige projekter med drift af recirkulationsanlæg afsætter ressourcer til rensning eller regenerering af boringer. Det vurderes, at der efter 4 - 6 måneders aktiv drift vil være behov for rensning eller regenerering på månedlig basis.

Det bør overvejes, om der på forhånd skal etableres et antal "ekstra" injektionsboringer, som vil kunne anvendes såfremt boringer klokker til.

Det vurderes, at problemerne med oparbejdning af modtryk i injektionsboringer i dette projekt havde været af mindre betydning, såfremt anlægget havde været dimensioneret til at klare et modtryk på mere end 1 bar. Før opstart af pilotprojektet blev der gennemført en simpel injektionstest for at bestemme modtrykket i formationen. På denne baggrund blev dimensioneringskriterierne for injektionspumper fastsat til at skulle kunne køre med et modtryk på op til ca. 1 bar. Det vurderes, at dette kriterium har været "lavt" sat, og der bør i forbindelse med opbygning af fremtidige afværgeanlæg gøres grundige overvejelser med hensyn til pumpevalg, herunder driftsikkerhed og ydeevne.

I forbindelse med opbygning af biomasse og reduktion af sulfat er der opstået et voksende behov for filtrering af det oppumpede grundvand. Det anbefales, at man i forbindelse med fremtidige projekter undersøger, om der kan findes en bedre metode til filtrering af oppumpet grundvand. Her kan nævnes posefiltre fra industrien med større filterdiameter en anvendt i dette projekt (0,05m) eller filter med bagskyl.

Der har desuden været en række mindre driftsproblemer herunder udskiftning af slanger i de peristaltiske pumper samt fejl i diverse maskindele som vandure, transmittere og ventiler. Det var på forhånd ventet, at der skulle udskiftes slanger i de peristaltiske pumper. De øvrige driftsproblemer hænger i større eller mindre grad sammen med trykforhold i injektionsboringer og manglende filtrering før tilgang til recirkulationsanlæg.

10.4 Donorforbrug

Forbrug af elektrondonor vil afhænge af de opløste og sedimentbunde elektronacceptorer. De opløste elektronacceptorer er typisk ilt, nitrat og sulfat, hvor sulfat på Rugårdsvej er den eneste betydende elektronacceptor. For de sedimentbundne elektronacceptorer er det reduktion af biologisk tilgængeligt jern, som normalt er den største forbruger af donor. De sedimentbundne elektronacceptorer vil sandsynligvis forbruge væsentlig mere donor end de opløste elektronacceptorer.

Ved dimensionering af donorforbrug er der anvendt to metoder:

• beregning af donorforbrug på baggrund af kendskab til opløste elektrondonorer i den recirkulerede vandstrøm
• beregning af donorforbrug på baggrund af kendskab til opløste og sedimentbundne elektrondonorer i behandlingsvolumenet

Ved den første beregning er der ganget med en sikkerhedsfaktor for at kompensere for det sedimentbundne forbrug. Samtidig tager metoden ikke højde for, at der sker en løbende reduktion af de opløste elektronacceptorer, så det reelle donor behov falder over tid. Begge metoder antager fuldstændig omsætning af donor til kuldioxid og vand. Det er ikke tilfældet, da der tydeligvis sker en ophobning af acetat. Laboratorieforsøgene tyder også på, at der kun sker en delvis omsætning af de sedimentbundne elektronacceptorer.

Ingen af metoderne inddrager størrelsen af sulfatbidraget fra advektion/diffusion fra det overliggende lerlag.

Det er på den baggrund meget sandsynligt at det samlede donorbehov er overvurderet. I praksis er det ikke kritisk så længe den anaerobe deklorering stimuleres effektivt, som det er sket i pilotforsøget. Overdosering af donor kan være et problem, hvis der sker en uhensigtsmæssig dannelse af metan, men det har heller ikke været tilfældet på Rugårdsvej.

Det anbefales i fremtiden at anvende begge metoder i dimensioneringen af donor under lignende redoxforhold. Økonomisk udgør donorforbruget ca. 2 % af de samlede udgifter ved etablering af et kommercielt anlæg, (se afsnit 9), så der er ikke et økonomiske argument for optimering af donorforbruget.

I aerobe akviferer er der et større donorbehov, hvorfor det her kan være hensigtsmæssigt med en mindre konservativ beregningsmetode.

10.5 Forslag til moniteringsprogram

Ved planlægning af et moniteringsprogram ved afværgeanlæg skal behandlingsområdet være veldefineret. Der skal være fastsat oprensningskriterier for behandlingsområdet, som kan indgå i planlægningen af moniteringsprogrammet. Oprensningskriterierne kan udmøntes i stopkriterier for afslutning af drift af anlægget. Ved et aktivt afværgeanlæg er det væsentligt, at der defineres et influensområde. Dette område kan være større end behandlingsområdet

Pilotforsøget har haft et omfattende moniteringsprogram med hensyn til driftsforhold, kemiske parametre og strømningsforhold.

Anlæggets driftsforhold har været kontrolleret løbende så flow, tryk, pumpeydelser og driftsproblemer kunne dokumenteres og afhjælpes. Det er vurderingen, at moniteringen af anlæggets driftsforhold har fungeret godt. Den automatiske overvågning via internettet har været effektivt og forebygget alvorlige sammenbrud i driften af anlægget. De valgte parametre i kapitel 5 anbefales ved fremtidig monitering af aktive anlæg til anaerob deklorering.

Det kemiske analyseprogram har tjent til at klarlægge betydende processer for den anaerobe deklorering. Strategien har været at kombinere hyppig prøvetagning i udvalgte centrale boringer med mere omfattende prøvetagning i perifere boringer. Hyppigheden har været fastlagt ud fra forventninger omkring strømningshastighed, så udviklingen i den anaerobe deklorering kunne knyttes til spredning af donor og bakterier i akviferen.

Der har været udført supplerende analyserunder for at fastlægge strømningshastigheden ud fra i alt tre tracerforsøg. Der er opnået et detaljeret billede af processerne i de centrale boringer langs en strømlinie. I kraft af tracerforsøgene har strømningshastighederne været kendt, så der kunne fastlægges opholdstider.

I forhold til fremtidige moniteringsprogrammer vurderes den overordnede strategi at være vellykket. Det anbefales at måle i 3-5 centrale boringer langs en strømlinie for et pilotforsøg med en skala på 30-50 m.

I forhold til at vurdere den samlede oprensning og påvirkning af perifere boringer foreslås det, at der udtages vandprøver i et større geografisk område ved start af forsøget (baseline), midt i forsøget og ved forsøgets afslutning. Det har vist sig meget vanskeligt at basere oprensningsgrad og påvirkning af perifere boringer på ældre målerunder på grund af tidslig variation mv. Disse vandprøver kan erstatte tættere prøvetagning i flere boringer end de nævnte 3-5 centralt placerede boringer.

Ved afslutning af oprensningen skal der lægges en plan for målinger for at vurdere eventuelt tilbageslag af forureningen (rebound). Planen skal bl.a. omfatte stopkriterier, alarmkriterier og handleplaner ved alarm og skal sikre, at de fastsatte stopkriterier stadig er opfyldt.. Det foreslås, at der laves målinger på vandprøver efter ca. 1 år. Det forventes ikke, at der vil ske væsentlige tilbageslag på en lokalitet, som er domineret af højpermeable aflejringer. I mere heterogene akviferer eller akviferer i kontakt med lavpermeable aflejringer som på Rugårdsvej er tilbageslag forventeligt. Erfaringerne på dette felt er meget begrænsede, så en undersøgelse med udvidet monitering på en lokalitet kunne være relevant.

De kemiske analyseprogrammer i fremtidige pilotforsøg kan optimeres således, at analyser for fermenteringsprodukter kan erstattes af NVOC i den løbende monitering. Fermenteringsprodukter bør medtages ved analyser af snapshot, da de giver et indblik i omsætningen af donor. NVOC alene kan ikke belyse om donor rent faktisk omsættes. Analyser af brint vurderes ikke at være nødvendige, da der ved fermentering løbende dannes tilstrækkeligt med brint. I tabel 10.2 er vist et forslag til analyseprogram for et pilotforsøg med en varighed på 6-12 måneder.

Målinger for vinylkloridreduktase vurderes at være et godt mål for udvikling i antallet af bakterier, som kan udføre anaerob deklorering fuldstændig til ethen. Det bør som minimum udføres 3 gange på centrale boringer i løbet af et pilotforsøg.

Det anbefales at udføre tracerforsøg som en integreret del af aktive pilotanlæg. Ændringerne i strømningshastigheden har kun været meget begrænset i forsøgets første 6 måneder, så udførelse af ét tracerforsøg vil give en god karakterisering af strømningshastigheden. Det anbefales at øge pulslængden til minimum 1 måned, så der opnås et plateau på gennembrudskurven. Herved lettes beregninger vedrørende fortynding i systemet. Det første gennembrud kan anvendes til at bestemme strømningshastigheden. Det optimale vil være at have tracer med under hele donorinjektionen. Koncentrationen af tracer kan evt. nedsættes for at mindske den økonomiske udgift, da erfaringen viser en meget begrænset fortynding. Hvis man i det tilfælde vil kende strømningshastigheden senere i forløbet kan natriumbromid (NaBr) i en kortere periode (14 dage) erstattes af lithiumbromid (LiBr), så Li kan bruges som tracer. Lithium vil i sandede aflejringer give en rimelig bestemmelse af strømningshastigheden.

Pejlinger bør foretages i alle boringer før hver prøvetagning. Med det foreslåede moniteringsprogram i tabel 10.2 fås der dermed 3 datasæt, som kan bruges til en vurdering af strømningsretning i et større område.

Tabel 10.2: Forslag til moniteringsprogram for et aktivt pilotforsøg med en varighed på 6-12 måneder. Programmet kan også anvendes for et fuldskalaanlæg, men antallet af boringer skal tilpasses den konkrete skala. Pilotforsøget på Rugårdsvej er skalamæssigt sammenligneligt med et mindre fuldskalaanlæg.

10.6 Risikovurdering i forbindelse med injektion af donor og bakterier

10.6.1 Tilsætning af donor

Den tilsatte natriumlaktat (Purasal) anvendes i fødevareindustrien og vurderes som ugiftigt for jord- og grundvandsmiljøet. Det er generelt væsentligt at sikre sig en acceptabel renhed af donorstoffer, så utilsigtede urenheder ikke tilføres til grundvandet.

Tilsætningen af laktat til grundvandet bevirker, at indholdet af organisk stof, øges betragteligt ud over baggrundsniveauet. Omsætningen af donoren bevirker bl.a., at der dannes fede syrer og brint. Desuden sker der omsætning af sulfat, og der kan forekomme et forøget indhold af opløst jern og mangan samt dannelsen af sulfid og metan i grundvandet. Dette påvirker signifikant smag og lugt af grundvandet i behandlingsområdet. Det oppumpede grundvand fra AV1 havde således en tydelig rådden lugt af svovlbrinte.

Det øgede indhold af organisk stof og ændringerne i redoxforholdene vurderes kun at have en beskeden effekt uden for selve indsatsområdet ved et aktivt system. Uden for indsatsområdet vurderes der ikke at være sket nogen betydelig ændring i den naturlige grundvandskvalitet på grund af oppumpningen.

Der har ikke været en markant stigning i metan efter 6 måneder, men ved en længere driftsperiode må det forventes, at metanindholdet vil stige yderligere. Udviklingen af metan vurderes i al væsentlighed at finde sted inden for indsatsområdet, hvor de mest reducerede redoxforhold optræder. Metan kan generelt udgøre en eksplosionsrisiko ved indtrængning til bygninger. På den konkrete sag er der ingen risiko herfor, da indsatsområdet er overlejret af vandmættet moræneler og smeltevandsler. Ved anvendelse af metoden i bebyggede områder skal dette dog altid tages i betragtning, og der bør gennemføres passende foranstaltninger til måling og hindring af metanspredning.

10.6.2 Bakteriekultur

Generelt anses risikoen for tilsætning af KB-1 kulturen for at være ubetydelig, idet KB-1 kulturen er et naturligt anaerobt bakteriekonsortium. Bakterierne er ikke genmodificerede, og der er tale om naturlige bakterier, som er opformeret fra en TCE forurenet lokalitet i Canada. Bakteriekulturen indeholder ikke patogene bakterier.

Der er i pilotforsøget i de centrale boringer sket en betydelig vækst af bakterier, som kan udføre reduktiv deklorering. Det er ikke undersøgt om dette afspejles i et stigende antal bakterier nedstrøms pumpeboringen. De øvrige injicerede stoffer (bromid, fede syrer og klorerede ethener) tyder på, at størstedelen af det nedpumpede vand opfanges i pumpeboringen. Det vurderes derfor, at det også er tilfældet for de deklorerende bakterier.

I et passivt system kan bakterier i princippet spredes med den naturlige grundvandsstrøm. Da bakterierne kræver anaerobe forhold, vil de næppe kunne spredes til/overleve i aerobe grundvandsmagasiner eller til recipienter. I grundvandsmagasiner uden forekomst af klorerede ethener vurderes bakterierne at blive inaktive og gå ind i hvilestadiet. Den nyeste forskning viser ligeledes, at bakterierne kun bevæger sig ganske langsomt i grundvandszonen (Cox et al., 2006).

10.6.3 Nedbrydningsprodukter

I kraft af den hydrauliske kontrol er der ikke sket en signifikant forøget spredning af de klorerede ethener på lokaliteten. Ved et passivt anlæg vil der i den første fase dannes cis-DCE og vinylklorid, som kan spredes med den naturlige grundvandsstrøm, inden den rette biomasse er opformeret.

Pilotforsøget viser, at der sker dannelse af ugiftige slutprodukter (ethen/ethan). Det vurderes, at der ikke vil ske en ophobning af nedbrydningsprodukterne vinylklorid og diklorethylener. Det er dog vanskeligt at give en fuldstændig beskrivelse heraf pga. projektets relative korte tidsperiode. Den fremtidige monitering og drift af anlægget vil give et mere uddybende svar på dette.

10.7 Økonomi

Udgifterne til pilotprojektet har været relativt høje (1,9 mio. kr). Det skyldes, at der har været tale om et demonstrationsprojekt, hvor det har været vigtigt med en omfattende dokumentation af hydrauliske forhold samt af de geokemiske og biologiske processer. I forhold til et behandlingsområde på ca. 900 m³ svarer det til udgifter på ca. 2.000 kr/m³ jord.

Det vurderes, at et tilsvarende kommercielt projekt med et aktivt/semiaktivt anlæg og med en driftstid på ca. 2 år kunne være udført for ca. 1 mio. kr. excl. moms, dvs. med behandlingsudgifter på ca. 1.000 kr/m³ jord. Dette beløb er nogenlunde på niveau med andre sammenlignelige in situ metoder.

Af tabel 9.1 og 9.2 fremgår det, at de væsentligste omkostninger ved teknologiprojektet har været udgifter til monitering samt etablering og drift af recirkulationssystemet. Det skal bemærkes, at anlægget kun har været drift i 7 måneder, så projektet er ikke afsluttet. De relative udgifter til drift vil derfor blive større, hvis projektet videreføres som et aktivt system.

Udgifter til donor er meget lave (10.000 kr). Det svarer til ca. 1 % af de samlede udgifter eller ca. 10 kr/m³ jord som er behandlet. I forhold til eksempelvis kemisk oxidation med kaliumpermanganat er der tale om betydeligt færre udgifter til injektionsmiddel. Udgifter til indkøb af kaliumpermanganat på den samme lokalitet ville være i størrelsesorden 150-200 kr/tons. Her er der forudsat et forbrug på 6-8 kg KMnO₄/tons jord.

Udgifterne til bakteriekultur er også relativt lave (50.000 kr), svarende til ca. 3 % af de samlede udgifter eller 60 kr/m³ jord, som behandles. I forhold til de samlede udgifter for et projekt vil tilsætning af bakteriekultur derfor ikke fordyre projektet væsentligt.

For et aktivt system fremgår det, at driftsudgifter er den største udgiftspost. En fortsættelse af et kontinuerligt aktivt system udover en periode på ½-1 år vil sjældent være cost-effektivt, især ikke hvis der kan ske tilbagediffusion af forurening fra lavpermeable aflejringer som på Rugårdsvej 234-238. For at minimere udgifterne til den fremtidige drift på Rugårdsvej 234-238 overvejes det, om der skal ske en periodevis injektion af laktat. Alternativt tilsættes der en langsomtfrigivende donor til grundvandsmagasinet, dvs. at oprensningen overgår til et passivt system uden oppumpning.

I forhold til et passivt anlæg vil et aktivt anlæg normalt være dyrere. Ved særlige vanskelige adgangsforhold i bebyggede område kan det være en billigere metode, da man slipper for dyre injektionsboringer under huse el. lign. Hvis oprensningstiden bliver betydeligt kortere kan et aktivt anlæg også være billigere, da udgifterne til monitering vejer tungt i udgifterne. Ved dybere forureninger kan et aktivt system ligeledes være billigere, idet borearbejde bliver en væsentlig omkostningsparameter. Et aktivt system kræver typisk kun få boringer i modsætning til passivt system

10.8 Fordele og ulemper ved et aktivt system

I dette projekt har der været anvendt et aktivt system. Det har som helhed været vellykket med hensyn til dimensionering, og efterfølgende har forsøget opfyldt sit formål ved signifikant at stimulere den anaerobe deklorering hele vejen fra TCE/cis-DCE til ethen.

Et aktivt system kræver, at der er tale om et hydrogeologisk sammenhængende behandlingsområde med en god hydraulisk ledningsevne. Hvis forudsætningen er opfyldt har et aktivt system en række fordele (se afsnit 10.9).

• hydraulisk kontrol så der fx ikke sker utilsigtet spredning af dannede nedbrydningsprodukter og donor/tracer (se også afsnit 10.6)
• mulighed for massebalance
• effektiv fordeling af donor og bakterier i behandlingsområdet
• anvendelse under vanskelige adgangsforhold, fx under bygninger
• kortere behandlingstid

Ulemperne ved et aktivt system:

• driftsproblemer og afhjælpning
• hyppige tilsyn, som dog kan mindskes via automatisk overvågning
• der vil generelt være dyrere at etablere et aktivt end et passivt system (se også afsnit 10.7)

Det er erfaringen, at driftsproblemerne øges igennem driftsperioden, så aktive systemer bør ikke dimensioneres til driftstider som overstiger 6 - 12 måneder. Derefter vil overgang til alternerende eller passiv drift formentlig være attraktiv i forhold til drift og økonomi.

Samlet set kan det anbefales at anvende aktive systemer i forureningens kildeområder med koncentreret forurening, hvor hydraulisk kontrol er væsentlig, og der ikke ønskes en oprensning af selve forureningsfanen

10.9 Vurdering af anvendelsesmuligheder i Danmark

Stimuleret anaerob deklorering har på baggrund af det gennemførte pilotforsøg på Rugårdsvej 234-238 vist sig at have et stort potentiale til oprensning af klorerede ethener. En forurening domineret af TCE/cis-DCE er omdannet til en forurening domineret af vinylklorid/ethen. Det vurderes, at omdannelsen til ethen ville have været næsten komplet, hvis der ikke løbende var tilført cis-DCe fra den overliggende moræneler.

Stimuleringen af den anaerobe deklorering har været meget vellykket, hvilket tilskrives gunstige forhold på lokaliteten. Især de anaerobe redoxforhold og forekomsten af bakterier, der har evnen til at omsætte klorerede ethener fuldstændig til ethen, er en fordel.

Lokaliteten på Rugårdsvej er typisk for østdanske forhold med hensyn til de anaerobe redoxforhold. En undersøgelse af forekomsten af deklorerende bakterier i grundvand i Københavns Amt har vist, at deklorerende bakteriers naturlige forekomst er knyttet til anaerobe redoxforhold (Scheutz et al, 2006).

Bakterierne forekommer typisk ikke under aerobe forhold. Stimuleringen af den anaerobe deklorering for en aerob akvifer er tidligere forsøgt på Jægersborg Allé (Mossing og Bjerg, 2003). Her var det meget vanskeligt at opnå en stimulering ved tilsætning af donor alene. Det forventes at være det generelle billede, så bioaugmentation bør indgå ved anvendelse under sådanne forhold. Potentialet for metoden i aerobe grundvandsmagasiner kan dog ikke vurderes på baggrund af det gennemførte pilotforsøg.

For at kunne gennemføre en oprensning eller et pilotforsøg ved et aktivt system er moderat til høj hydraulisk ledningsevne i en sammenhængende akvifer en forudsætning. Disse forhold har været opfyldt for Rugårdsvej, og vil være opfyldt på mange lokaliteter i Danmark. Omvendt vil der være mange lokaliteter, hvor forholdene ikke er egnede til aktive anlæg. Der vil derfor være behov for at anvende både aktive og passive anlæg, så anlæggene tilpasses de hydrogeologiske forudsætninger.

Konkluderende er det forventeligt, at stimuleret anaerob deklorering vil kunne anvendes på et bredt udsnit af danske lokaliteter. Metoden vil økonomisk være sammenlignelig med andre in situ metoder. Det konkrete valg mellem anaerob deklorering og andre in situ metoder bør foretages på baggrund af en samlet vurdering af fordele og ulemper for oprensningen af den givne lokalitet.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.