I nærværende sammenhæng, hvor der forsøges opstillet udvaskningsbaserede kriterier for nyttiggørelse af restprodukter og jord, opereres der med begrebet ikke-overfladenær, ubegrænset anvendelse, som gælder for jord, der i udvaskningsmæssig sammenhæng kan betragtes som ren. Det vil sige, at porevand, som er i ligevægt med jorden, ikke på noget tidspunkt som følge af stofudvaskning vil antage koncentrationer af de specificerede forureningsparametre, som i væsentligt omfang overstiger baggrundsniveauet for de samme parametre i det underliggende grundvand. Da der konceptmæssigt arbejdes med stofflux i stedet for koncentrationsniveauer, svarer denne betingelse til, at de udvaskede stofmængder ikke fra nogen form for anvendelse af jorden må forårsage en signifikant forøgelse af de stoftmængder, som transporteres med grundvandet i det område, der påvirkes. I praksis kræver anvendelsen af dette kriterie, at der fastlægges generelle »baggrundsniveauer« for grundvandets indhold af forureningskomponenter, samt at det fastlægges, hvor grænserne for, hvad der er en »væsentlig« forøgelse af disse baggrundsniveauer (eller for hvad der er en væsentlig forøgelse af de stofmængder, som transporteres med grundvandet), går. Endelig er det nødvendigt, at der fastlægges en egnet metode til testning af stofudvaskningen fra jorden, og at der etableres en sammenhæng mellem resultatet af udvaskningstests udført efter denne metode og de acceptable forøgelser af grundvandets baggrundskoncentrationer af forureningskomponenter.

Ren jord

For at der ikke skal opstå konflikter mellem de forskellige definitioner af »ren« jord, ville det være hensigtsmæssigt, hvis overholdelse af jordkvalitetskriterierne baseret på faststofanalyser for en given jord generelt også betyder, at stofudvaskningskriterierne for ren jord er overholdt, idet fri, overfladenær anvendelse af jord principielt udgør en lige så stor trussel mod grundvandskvaliteten, som ikke-overfladenære anvendelser. Omvendt ville det også være ønskeligt at sikre, at jord, som overholder udvaskningskravene svarende til ren jord, næsten altid kan overholde de i tabel 2.1 viste jordkvalitetskriterier baseret på faststofanalyser. Dette er væsentligt, hvis man ønsker at have mulighed for overfladenær anvendelse af jord, som er testet for stofudvaskning med henblik på ikkeoverfladenær anvendelse i områder med grundvandsinteresser. Det er i denne sammenhæng vigtigt at fastslå, at der ikke kan etableres nogen direkte sammenhæng mellem totalindholdet (eller indholdet bestemt efter oplukning med salpetersyre) af uorganiske forureningskomponenter og de mængder af disse, som kan udvaskes ved forskellige testmetoder. I visse sammenhænge vil der selvfølgelig være en bagatelgrænse for stofudvaskningen, idet der jo aldrig vil kunne udvaskes en mængde af en given forureningskomponent, som overstiger totalindholdet af denne i den pågældende jord.

Begrænset anvendelse

For restprodukter og for jord, som ikke nødvendigvis overholder udvaskningskriterierne for fri anvendelse, kunne der, såfremt det kan dokumenteres, at stofudvaskningen ikke vil kunne give anledning til en forøgelse af indholdet af forureningskomponenter i grundvandet, som medfører at koncentrationen af disse i en eventuel indvinding af drikkevand fra det pågældende reservoir vil overskride sundhedsskadelige værdier, tænkes at blive tale om begrænset (ikke-overfladenær) anvendelse til bygge- og anlægsformål på nærmere bestemte vilkår. Også i denne sammenhæng vil en række forhold og sammenhænge skulle fastlægges. For det første skal der tages stilling til, hvilke grænseværdier, der skal sættes for koncentrationerne af forureningskomponenter i det grundvand, som indvindes til drikkevandsformål, og for den acceptable størrelse af den del heraf, som kan udgøres af bidraget fra stofudvaskningen fra det nyttiggjorte materiale. For det andet skal der også her fastlægges en egnet metode til testning af stofudvaskningen fra restprodukterne/jorden og etableres en sammenhæng mellem resultaterne af denne test og den maksimale (midlertidige) tilvækst til koncentrationsniveauet i grundvandet på indvindingsstedet, som er forårsaget af perkolatnedsivning fra det anvendte materiale, og som skønnes at være acceptabel. Såfremt kriterierne skal gøres generelle, bør den beregnede flux af forureningskomponenter ud af det nyttiggjorte materiale være repræsentativ for de miljømæssigt mest kritiske af en række fysiske scenarier, der afspejler de restriktioner, som de pågældende anvendelsesformer vil være underlagt.

Konkret tilladelse

Restprodukter og forurenet jord, som ikke overholder de generelle udvaskningskriterier for begrænset anvendelse til bygge og anlægsformål, vil ikke kunne nyttiggøres uden en konkret tilladelse. En konkret tilladelse kunne tænkes givet, hvis der tilvejebringes dokumentation for, at stofudvaskningen ved testning af og beregning for et konkret restprodukt og et konkret scenarie, som repræsenterer den påtænkte anvendelse, overholder de grænseværdier, som svarer til de primære kriterier, dvs til den maksimalt acceptable stigning i koncentrationen af forureningskomponenter i grundvandet på indvindingsstedet.

I Miljøstyrelsen (1996), Hjelmar et al. (1996) og Holm et al. (1997) er der i detaljer redegjort for hvorledes der for et konkret nyttiggørelsesscenarie for et givet restprodukt eller en given jordtype kan etableres en sammenhæng mellem resultatet af en laboratorieudvaskningstest på det nyttiggjorte materiale og den forventede påvirkning af kvaliteten af grundvandet i det pågældende indvindingsopland, som stofudvaskningen fra materialet kan give anledning til. Der er endvidere redegjort for, hvorledes det på grundlag af en udvaskningstest kan afgøres, om en fastlagt maksimalværdi af tilvæksten i koncentrationen af en given forureningskomponent i grundvandet er overholdt.

Ikke-overfladenær anvendelse

Udgangspunktet for arbejdet i dette projekt har været anvendelsen af denne model for de nævnte sammenhænge som grundlag for fastsættelsen af kriterier for ikke-overfladenær nyttiggørelse af restprodukter og forurenet jord. I det følgende er der ganske kort redegjort for modellen og dens forudsætninger. For en grundigere beskrivelse heraf skal der henvises til de ovennævnte rapporter. Efter gennemgangen af modellen er de faktorer og parametre, som indgår i denne, i det efterfølgende afsnit underkastet en forholdsvis grundig diskussion, og endelig er der for en række relevante nyttiggørelsesscenarier foretaget et motiveret valg af modelparametre og -faktorer.

Det udlagte materiale beskrives som en kasse med fyldhøjden H og bulkvægtfylden d. Den generelle årlige infiltration (af nedbør) i det på gældende område betegnes I. Den maximale acceptable koncentration, C_v, af en given komponent i den væske (perkolatet), som trænger ud gennem kassens bund, er defineret således:

C_v = GK * F * P * NR

hvor

Definition af modelparametre

GK er den maksimalt acceptable forhøjelse af koncentrationen af forureningskomponenten i et drikkevandsindtag fra det underliggende grundvandsmagasin.

F er forholdet mellem arealet af det betragtede indvindingsopland og arealet af det udlagte materiale (eller en fortyndingsfaktor, som angiver, hvor meget nedsivningsvandet fra det nyttiggjorte materiale fortyndes på vejen frem til et drikkevandsindtag fra grundvandet).

P er en prioritetsfaktor, som giver mulighed for at prioritere noget grundvand højere end andet, eksempelvis i relation til den zonedelte grundvandsbeskyttelse. For en højt prioriteret grundvandsressource er P = I. I dette projekt er kun værdien P = I blevet anvendt.

NR er en nedsivningsreduktionsfaktor, som beskriver det antal gange, som infiltrationen gennem det nyttiggjorte materiale eventuelt reduceres i forhold til I som følge af overdækning, befæstning eller lignende. Den vandmængde, som infiltrerer gennem det udlagte materiale vil således være I/NR.

Ekstra sikkerhed

I den opstillede model er der ikke taget direkte hensyn til de biogeokemiske processer i de underliggende jordlag og grundvandszonen. som ville kunne forsinke og tilbageholde en given forureningskomponent under transporten fra det udlagte materiale til en invindingsboring. Disse »attenueringsprocesser« udgør derfor en ikke-kvantificeret ekstra sikkerhed i beregningerne.

Kriterierelateret tidsrum

Udvaskningen af mange stoffer, herunder f.eks. en række salte, fra restprodukter og forurenet jord, vil ofte være højest i begyndelsen af udvaskningsforløbet og derefter falde. For andre stoffers vedkommende (f.eks. bly) vil variationen i koncentrationsniveaet i væsentlig grad være styret af andre forhold, f.eks. pH og redoxpotentialet. Idet modelkonceptet er baseret på stofflux, kan der med nogen rimelighed anlægges en gennemsnitlig betragtning vedrørende størrelsen af C_v over en passende periode; denne periode kaldes det kriterierelaterede tidsrum, T_k. Dette betyder, at det accepteres, at C_v f.eks. overskrides i starten af perioden, hvor koncentrationen så til gengæld er lavere end C_v senere i perioden, således at koncentrationen i perkolatet blot som gennemsnit over perioden Tk er lavere end C_v. Udvaskningen af enkelte stoffer som eksempelvis arsen er opløselighedskontrolleret på en sådan måde, at man risikerer, at koncentrationen over en længere periode stiger med mængden af gennemstrømmet vand for først meget senere at falde igen. I sådanne tilfælde må T_k anvendes med forsigtighed.

Specific acceptabel mængde

Hvis der som nævnt i det generelle tilfælde anlægges en fluxbetragtning for udvaskningen fra det anvendte materiale, kan den specifikke acceptable mængde M_SA af en given komponent per vægtenhed materiale (f.eks. udtrykt i mg/kg), som kan udvaskes over tiden T_k, beregnes ved at ind sætte det ovenfor beskrevne udtryk for C_v i den beregnede flux af komponenten ud af det anvendte materiale. Herved opnås udtrykket:

M_SA = GK * F * P * T_k * I/(d * H)

hvor d er bulkvægtfylden af det udlagte materiale (på tørstofbasis) og H er den gennemsnitlige højde af det udlagte materiale. M_SA, som således er beregnet med udgangspunkt i det fysiske scenarie for anvendelsesformen, skal så sammenlignes med resultatet af en udvaskningstest på det materiale, som ønskes anvendt.

Resultatet af en (oftest accelereret) udvaskningstest vil for granulære, uorganiske materialer i mange tilfælde kunne udtrykkes som en udvasket mængde af en given komponent per vægtenhed materiale som funktion af væske/faststof-forholdet (US-forholdet) eller ved et givet L/S-forhold.

L/S (f.eks. udtrykt i l/kg = m³/t) vil i en række tilfælde under antagelse af ideale forhold kunne relateres til udvaskningstiden for et givet scenarie ved hjælp af følgende ligning:

T (L/S) * d * H/(I/NR)

Dette betyder, at der, hvis der anlægges den samme tidsbetragtning på det fysiske scenarie for en anvendelsesform og på fortolkningen af en udvaskningstest på det anvendte materiale, ved hjælp af ovenstående ligning kan etableres en relation mellem den specifikke stofudvaskning, M_SA, fra det anvendte materiale over tiden T_k, og udvaskningstestens resultat. M_SA må ikke overskrides, hvis det skal sikres, at påvirkningen af grundvandet ved drikkevandsindtaget ikke overstiger GK. Den kriterierelaterede værdi af L/S svarende til T_k beregnes af følgende ligning:

(L/S)_k = T_k* I/(NR * d * H)

I den ideale udvaskningssituation, hvor udvaskningen af en given komponent foreligger beskrevet som funktion af L/S i form af resultater af udvaskningsforsøg, og hvor denne beskrivelse kan antages at simulere udvaskningsforløbet, som det faktisk vil se ud for det aktuelle scenarie, vil følgende skulle gælde, for at den pågældende jord eller det pågældende restprodukt overholder grundvandskvalitetskriteriet for den udvaskede komponent i:

Um_ki < M_SAi

Akkumuleret udvasket mængde

hvor UM_ki er den akkumulerede udvaskede mængde af komponenten i fundet ved den akkumulerede L/S-værdi (L/S)_k, og hvor M_SAi er den specifikke acceptable udvaskede mængde af komponenten i beregnet for det aktuelle scenarie.

Den beregnede værdi af (L/S)_k vil kunne variere meget afhængigt af det betragtede scenarie, og der vil i mange tilfælde ikke foreligge udvaskningsdata, som tillader en præcis bestemmelse af UM_k ved den ønskede (L/S)_k-værdi. I så fald kan man i stedet anvende den nærmeste større værdi af (L/S)_k, for hvilken man har udvaskningsdata, og bestemme og benytte den herved aflæste akkumulerede udvaskede mængde af de betragtede komponenter til sammenligningen. Faren ved at anvende en for stor værdi af (L/S)_k er, at vurderingen af det pågældende materiale kan blive for hård: Det vil ikke altid kunne afgøres, om en tilsyneladende overskridelse af kriteriet UM_ki < M_SAi er reel eller blot skyldes, at UM_ki er urealistisk stor, fordi den beskriver den akkumulerede udvaskning ved en for stor L/S-værdi. Hvis kriteriet er overholdt på trods af anvendelsen af en for stor værdi af UM_ki ved man til gengæld, at der er indbygget en ekstra sikkerhedsmargin i vurderingen. Alternativet er altid at »skræddersy« udvaskningsforsøgene til den aktuelle situation. Denne fremgangsmåde kunne måske være acceptabel i forbindelse med vurdering af større nyttiggørelsesprojekter, men til rutinemæssig testning af restprodukter og jord til mere generelle anvendelsesformer bør der kunne anvendes forholdsvis simple og ensartede, helst standardiserede testmetoder.

I det følgende vil fastsættelsen og anvendelsen af de forskellige faktorer og parametre, som indgår i udtrykkene for M_SA og (L/S)_k, blive diskuteret. Modelparametrene er oplistet i tabel 2.2.

Kombinationen af de tre tekniske miljøbeskyttelsesparametre GK (den acceptable belastning af grundvandet), F (fortyndingsfaktoren) og T_k (det tidsrum over hvilket belastningen i gennemsnit accepteres), som indgår i beregningsmodellen, skal sikre, at belastningen af grundvandet ikke bliver uacceptabel. Der er en vis indbyrdes sammenhæng mellem de tre parametre og den resulterende miljøbeskyttende effekt, og deres værdier bør derfor vælges under en passende gensidig hensyntagen.

Tabel 2.2
Oversigt over de parametre, som indgår i modellen for sammenhængen mellem stofudvaskningen fra jord/restprodukter, når og den potentielle påvirkning af grundvandskvaliteten. Desuden ses de to ligninger, hvori parametrene indgår.
(Tabel - 38 kb)

Størst udvaskning ved små værdier af L/S

Som det er fremgået, er det en forudsætning for modellens anvendelse, at det kan accepteres, at nyttiggørelsen af materialet (restprodukt eller jord) medfører en mindre ekstrabelastning af grundvandet. Gennem fastsættelsen af modelparametrene afgøres det for hver forureningskomponent, hvor stor denne ekstrabelastning må være. Som nævnt vil de højeste udvaskningskoncentrationer (og med konstant vandflow dermed også den største flux) for langt de fleste forureningspararnetre findes i udvaskningens start, dvs ved L/S-forhold, som typisk er mindre end 1-2 l/kg og ofte mindre end 0,5 l/kg. Beregningsmodellen fokuserer derfor på denne del af problemstillingen. Arsen følger, som nævnt i afsnit 2.2.1, ikke nødvendigvis dette mønster og særlige regler - eventuelt i form af yderligere krav - bør overvejes for dette stof. De efterfølgende betragtninger gælder derfor ikke nødvendigvis for As.

Et restprodukt eller en jord, der overholder de krav til stofudvaskning, som afledes af beregningsmodellen, vil, når det udlægges i overensstemmelse med de scenarier, der definerer betingelserne for de tilladte anvendelsesformer (veje, pladser, støjvolde, m.v. - se afsnit 2.2.4), kunne forårsage, at der hvert år i T_k år i gennemsnit vil blive tilført et grundvandsvolumen, som er F gange størrelsen af den årlige nettonedbør på det areal, som det anvendte materiale optager, en ekstrakoncentration svarende til GK.

Gennemsnitlig koncentrationstilvækst

I virkeligheden vil koncentrationstilvæksten for nogle forureningskomponenter kunne være lidt højere end GK i starten af perioden T_k og lidt lavere i slutningen, men for at holde beregningerne og kravene til udvaskningsdata på et rimeligt simpelt niveau, vil det være nødvendigt at regne på gennemsnitsbasis. Det betyder, at forureningskomponenter, som f.eks. visse salte, med stejle initiale udvaskningskurver og ringe tilbageholdelse i grundvandsmagasinet (der ellers ville give anledning til en udjævning af koncentrationsforløbet) skal tilskrives forholdsvis korte T_k værdier, mens forureningskomponenter som f.eks. de fleste tungmetaller, der i stor udstrækning vil adsorberes på grundvandssedimentet (mindre volumen end antaget i beregningerne belastes) og bevæge sig langsomt med koncentrationsudjævning til følge, kan gives større Tk-værdier, uden at risikoen for at overskride (eller nå op til) den accepterede koncentrationstilvækst forøges. Den udjævnende effekt, som processerne i grundvandssedimentet vil have på en kortvarig puls af en forureningskomponent, indgår således kun i valget af T_k og GK.

Forsigtigt valg af F

Fortyndingsfaktoren F, eller det volumen relativt til udlægningens (per kolatmængdens) størrelse, som accepteres belastet, bør vælges forsigtigt, idet dette sikrer, at det selv i tilfælde, hvor forudsætningerne for fastsættelsen af modellens øvrige parametre ikke helt opfyldes, kun er et begrænset volumen, der belastes. En eventuel utilsigtet belastning vil da kun have begrænset effekt på vandkvaliteten i faktiske vandindvindingsboringer, da den reelle opblanding oftest vil være væsentlig større, end den minimumsfortynding, der indgår i modelberegningerne. Det foreslås, at F sættes til 10 for de fleste punkt- og linjelignende anvendelser, men lavere ved større pladser og lignende. En faktor 10 vil i mange tilfælde også sikre en tilstrækkelig fortynding selv ved private brønde tæt på veje og støjvolde, hvor der ønskes anvendt restprodukter eller forurenet jord.

Større grundvandsindvindinger vil have langt større reelle fortyndinger, men principielt også større risiko for, at der er flere forureningskilder i oplandet. At F ikke sættes større end 10, udgør en stor sikkerhed mod væsentlige uønskede effekter af anvendelsen af restprodukter og forurenet jord, når dette sker i henhold til den beskrevne model.

Valg af GK og T_k

Ved fastsættelsen af den acceptable forøgelse, GK, af grundvandskoncentrationen af en given forureningskomponent i op til T_k år skal der tages hensyn til såvel grundvandets typiske indhold af komponenten (baggrundskoncentrationen) som til det maksimalt tilladelige indhold. Da der er valgt en meget lille (og dermed forholdsvis »sikker«) værdi af F, er der næppe behov for generelt at afsætte væsentlig plads til at andre eventuelle forureningskilder også kan bidrage til ekstrabelastningen af grundvandet i perioden T_k. I tabel 2.3 ses for en række forureningskomponenter, dels nogle forslag til GK-værdier, som er udarbejdet af Miljøstyrelsen, dels nogle forslag til tilhørende T_k-værdier, hvor der i videst muligt omfang er taget hensyn til de ovennævnte faktorer. Der er valgt T_k-værdier for salte på 1-3 år, mens der for de fleste tungmetaller er valgt T_k-værdier på 25 år. For sporelementer, som kan optræde som mere mobile oxyanioner, er der valgt T_k-værdier på 10 år. Det skal bemærkes, at der er grund til særlig forsigtighed ved forurening med As, idet koncentrationsniveauet i perkolatet ved udvaskning af As over et betydeligt interval kan stige med voksende L/S.

Tabel 2.3
GK-værdier fastlagt af Miljøstyrelsen til brug ved scenarieberegningerne samt forslag til tilhørende T_k-værdier. Miljøstyrelsen har efterfølgende fastlagt ny grundvandskvalitetskriterier, se Bilag 2.

Prioriteringsfaktoren P

De regionale parametre består af prioriteringsfaktoren, P, og den generelle nettoinfiltration, I, af nedbør i et givet område. Der har ikke været noget ønske om at foretage nogen indbyrdes prioritering af forskellige grundvandsressourcer, og der er derfor gennem hele projektet blevet benyttet P = 1, svarende til højeste prioritering af alle berørte grundvandsressourcer.

Nettoinnfiltrationen I

Ved fastlæggelsen af I har der været et ønske om at dække hele det variationsinterval. som vil kunne forekomme under danske forhold. Dette har ført til anvendelse af minimums- og maksimumsværdier af I på henholdsvis 0,2 m/år og 0,7 m/år i scenarieberegningerne. Ved anvendelse af modellen på konkrete scenarier, bør der anvendes lokale værdier af 1. Store infiltrationshastigheder fører, alt andet lige, til store værdier af (L/S), ved anvendelse af modellen. Da M_SA samtidig vokser med voksende I, kan der ikke siges noget generelt om, hvorvidt store eller små værdier af I er mest kritiske i relation til overholdelsen af udvaskningskriteriet. Det afhænger bl.a. af forløbet af udvaskningskurven for de enkelte parametre.

Nedbørsreduktionsfaktoren NR

Nedbørsreduktionsfaktoren NR kan afhænge af det udlagte materiales egenskaber, f.eks. dets hydrauliske ledningsevne, hvis denne er lille, men vil nok især afspejle det konkrete scenarie for udlægningen, herunder specielt udformningen af overdækningen. For de fleste granulære materialer vil den hydrauliske ledningsevne være så stor, at den ikke vil virke begrænsende på gennemsivningen af nedbør. Dette gælder specielt, fordi der jo er tale om ikke-overfladenære anvendelser, hvor variationer i nedbørsintensiteten ikke spiller nogen rolle for gennemsivningens videre forløb. Overfladens tæthed og udformning er derfor normalt bestemmende for størrelsen af NR, og den vil variere alt efter, om der er tale om befæstning/asfalttildækning, flisebelægning, tildækning med overjord alene, græs- eller træbevoksning m.v., og efter, hvorledes mulighederne for afstrømning og bortledning af nedbør er. Erfaringsgrundlaget for fastlæggelse af NR for forskellige typer overdækning er forholdsvis spinkelt, men det skønnes rimeligt og på den miljømæssigt sikre side, hvis der anvendes værdier mellem 10 for asfaltbelagte veje og I for græsdækkede jordoverflader.

Bulkvægtfylden d

Bulkvægtfylden d for et udlagt materiale er primært en materialeegenskab, som dog også afhænger af, hvorledes materialet i det konkrete scenarie er udlagt, herunder specielt hvor kraftigt, det er kompakteret- I praksis vil d, der angives på tørstofbasis, formentlig kunne variere mellem godt 1 t/m³ og ca. 2 t/m³ for et bredt udsnit af restprodukter og jordtyper med en overvejende del af disse liggende omkring 1,5 t/m³. Der er derfor i alle scenarier regnet med d = 1,5 t/m³.

Udlægningshøjden H

Den gennemsnitlige højde H af det udlagte materiale afhænger alene af det konkrete scenarie og kan ikke generaliseres. Det er værd at bemærke, at små værdier af H alt andet lige fører til relativt hurtige udvaskningsforløb og dermed til relativt høje værdier af (L/S)_k, mens det omvendte er tilfældet for store værdier af H.

Højden hører sammen med NR til de parametre, som for en given anvendelsesform for et givet materiale i nogle tilfælde og indenfor visse grænser vil kunne justeres med henblik på at reducere miljøbelastningen og overholde eventuelle krav.

Generelle retningslinjer

Den opstillede model tænkes blandt andet benyttet til udarbejdelse af generelle udvaskningsbaserede rétningslinjer for nyttiggørelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsformål. Med henblik på dette er der i tabel 2.4 opstillet en række anvendelsesscenarier for restprodukter og forurenet jord. De enkelte scenarier, som er beskrevet på grundlag af fastlagte værdier af F, P, NR. I, d og H, repræsenterer samtidig de betingelser eller de rammer, hvorunder de forskellige anvendelser kan finde sted. I tabellen ses også et sæt scenariebetingelser, som, hvis det anvendes til modelberegninger for jord, der betragtes som »ren«, og som derfor skal kunne anvendes uden restriktioner i relation til risikoen for påvirkning af grundvandet, bør føre til accept, dvs UM_k<M_sa for alle forureningskomponenter. Såfremt jorden også skal kunne benyttes frit til overfladenære anvendelsesformer, skal den desuden overholde jordkvalitetskravene (se afsnit 2.1) . De særlige forhold omkring definition og testning af ren jord er diskuteret nærmere i afsnit 2.5.

Tabel 2.4
Definition af scenarier for nyttigørelse af restprodukter og jord.

I det følgende er der givet en kort beskrivelse af hvert af de i tabel 2.4 viste scenarier for nyttiggørelse af restprodukter og forurenet jord. Scenarierne svarer til en række potentielle realistiske anvendelsesformer. I samtlige scenarier anvendes P = 1, svarende til at det underliggende grundvand er højt prioriteret, og et variationsinterval for 1 på 0,2 m/år 0,7 m/år. Endvidere er der i alle tilfælde benyttet en tør bulkvægtfylde for det udlagte materiale på 1,5 t/m³.

Veje

Her tænkes materialet anvendt til bundsikringslag eller lignende. Der anvendes F = 10, idet en vej normalt kun vil dække en mindre del af et indvindingsopland. Der regnes med fast belægning og en maximal fyldhøjde på 1 m. NR er derfor sat til 10 og H til 1 m.

Stier

Her tænkes materialet i princippet anvendt på samme måde som ved veje, og også her anvendes F = 10. Der regnes med fast belægning, men på grund af stiers ringe bredde anvendes et variationsinterval på 2-5 for NR. Den maximale fyldhøjde sættes til 0.3 m. svarende til H = 0.3 m.

Pladser

Anvendelsen af restprodukter og jord under pladser vil have samme form som anvendelsen under veje og stier. Da en plads kunne tænkes at udgøre en større del af et (lille) vandindvindingsopland, anvendes F = 5. Der regnes med fast belægning, men da dele af denne i nogle tilfælde kan tænkes at bestå af fliser eller lignende, anvendes et variationsinterval på 2-10 for NR. Den maximale fyldhøjde er sat til 1 m, svarende til H = 1 m.

Støjvolde

I støjvolde tænkes restprodukter og forurenet jord eksempelvis anvendt i en maximal højde på 5 m med en hældning på mindst 2:1 og en overdækning på minimum 1 m ren jord og en krone, som er buet eller med fast belægning, og som har en maximal bredde på 2 m. Her sættes F = 10, NR = 2 og H = 5 m.

Ramper

Ved anvendelse af materiale i ramper i forbindelse med motorveje, broer o.lign. kunne der tænkes anvendt fast belægning og maximalt 4 meters fyldhøjde. Der regnes derfor med F = 10, NR = 5 (risiko for øget infiltration ved rabatterne) og H = 4 m.

Ledningsgrave

Ved anvendelse af restprodukter eller forurenet jord som fyldmateriale i ledningsgrave antages det, at der stilles krav om fast belægning. Dette scenario vil svare til scenariet for veje, blot med maximal fyldhøjde på 2 m. Der regnes således med F = 10, NR = 10 og H = 2 m.

Terrænregulering

Ved terrænregulering med jord (fra samme matrikel) tænkes der stillet krav om maximal fyldhøjde på 1 m og overdækning med ren jord. Da arealet vil kunne udgøre en betydelig del af et (lille) vandindvindingsopland, sættes F = 1. Infiltrationen vil i princippet svare til I, dvs NR = 1, og H = 1 m.

Undgå absurditeter

Det kan være vanskeligt at definere begrebet »uforurenet« jord på en éntydig og operationel måde i forhold til udvaskningsproblematikken og den udviklede model. For at undgå mere eller mindre absurde situationer, bør visse betingelser være opfyldt. Eksempelvis vil det være hensigtsmæssigt, hvis jord, som normalt anses for uforurenet, altid vil kunne overholde kriterierne for nyttiggørelse, helst med en stor margin til grænseværdierne (UM_k << M_SA).

Akvifermateriale i ligevægt med porevand

Dette er imidlertid ikke tilstrækkeligt. Jord, som i forhold til udvaskningskriteriet og påvirkningen af grundvandskvaliteten er helt uforurenet, burde, hvis den anvendes, producere perkolat med en sammensætning, der svarer til baggrundssammensætningen af grundvandet. Dette vil formentlig gælde for akvifermateriale, såfremt det vurderes på grundlag af resultatet af en udvaskningstest, som simulerer forholdene i grundvandszonen, dvs, at testen giver mulighed for at estimere sammensætningen af porevand, som er i ligevægt med akvifermaterialet. Derimod vil det næppe gælde for en række mere overfladenære jorde, selv om disse efter gængs opfattelse må betegnes som »uforurenede«. Disse jorde vil for det første ikke nødvendigvis producere porevand, som er sammenligneligt med baggrundssammensætningen af uforurenet grundvand, og for det det andet vil den eller de anvendte udvaskningstests ikke nødvendigvis simulere forholdene i akviferen.

Renjords-scenarie

I tabel 2.4 er opstillet et såkaldt renjords-scenarie. Der er her gennem fastsættelsen af modelparametrene regnet med, at det vand, som kommer ud af bunden på et 10 m tykt lag af den »rene« jord ved en nettoinfiltration på 1 (NR = 1) uden fortynding (F = 1) skal kunne overholde kravet UM_k <M_SA. For totalt uforurenet jord af akviferkvalitet skulle den stofmængde og den vandmængde, som siver ud gennem bunden på det udlagte materiale, svare til en gennemsnitlig perkolatkoncentration, C_v, af samme størrelsesorden som baggrundskoncentrationen i grundvandet af de aktuelle komponenter. Modelmæssigt kan dette udtrykkes ved hjælp af den oprindelige ligning C_v = GK * F * P * NR, som med de angivne værdier af F, P og NR kan forkortes til C_v = GK, og hvor GK sættes til baggrundsniveauet for grundvandet. Der opstår imidlertid et problem, når det skal undersøges, om dette kriterium er opfyldt, fordi både (L/S)_k og M_SA afhænger af H, mens almindelig sund fornuft siger, at opfyldelsen af kravet bør være uafhængig af H. Denne konflikt skyldes, at modellen er baseret på fluxbetragtninger, mens det ovennævnte kriterium for uforurenet jord af akviferkvalitet er baseret på sammenligning af ligevægtskoncentrationer, hvor nettofluxen ind og ud af ethvert tværsnitsvolumen af den udlagte jord (med undtagelse af det øverste) principielt er ens.

Pragmatisk definition på ren jord

Det kan derfor være hensigtsmæssigt enten at frigøre definitionen af uforurenet jord fra det anvendte model- og testkoncept eller at indbygge definitionen på en mere pragmatisk måde i fortolkningen af resultaterne. Dette kunne eventuelt tænkes gjort ved at teste stofudvaskningen fra en række akvifermaterialer, som kan betragtes som uforurenede, ved en eller flere fastlagte udvaskningstests og herved etablere et gennemsnitligt, udvaskningsniveau, UM₀, som ved en række relevante L/S-værdier angiver grænseværdien for stofudvaskning fra uforurenet jord eller akvifermateriale, Valget af jordtyper til denne testning vil da afgøre, hvor niveauet for den maximale stofudvaskning fra uforurenet jord kommer til at gå, og i hvor høj grad, der skal være tale om et kriterium baseret på virkelig jomfruelig jord eller på kulturpåvirket jord. Niveauet kunne alternativt direkte eller via en beregning tænkes at være relateret til én bestemt L/S værdi, som repræsenterer en typisk gennemsnitsværdi for forholdet mellem faststof/akviferrnatedale og porevæske/grundvand i jord. Hvis testresultatet angives i eller omregnes til stofkoncentrationer, vil disse kunne sammenlignes med en ønsket maximal baggrundskoncentration for grundvandet. Ligesom for de jordtype-baserede kriterier vil der her være mulighed for at vælge, om kriterierne skal afspejle jomfruelige tilstande (»helt rent« grundvand) eller om de snarere skal baseres på kulturpåvirket grundvand. I begge tilfælde ville det være ønskeligt at kunne sammenligne in-situ målinger af kvaliteten af drænvand og grundvand med resultaterne af udvaskningsforsøg på jord- og akvifermarerialer fra samme lokalitet.

Blandt andet på grund af et stærkt begrænset datamateriale har det ikke været muligt indenfor de eksisterende projektrammer at færdiggøre overvejelserne omkring rentjordsproblematikken. Det synes dog klart, at det vil være hensigtsmæssigt at gruppere jord i mindst tre grupper baseret på resultaterne af udvaskningstests:

Gruppe 1: Uforurenet jord, som kan anvendes frit.

Gruppe 2: Forurenet jord, som overholder de scenariefastlagte krav til udvaskningsforholdene for ikke-overfladenær anvendelse af jord på bestemte betingelser.

Gruppe 3: Forurenet jord, som ikke overholder betingelserne for at til høre gruppe 2.

Gruppe 2 og gruppe 3 omfatter også restprodukter.

Grundvandsbeskyttelse

Da modelkonceptet for testning og evaluering af restprodukter (og jord), som ønskes nyttiggjort, i denne sammenhæng alene er rettet mod beskyttelse af grundvandskvaliteten, bør det overordnede princip i fastlæggelsen af kriteriestoffer være, at de stoffer, hvis koncentrationsniveau i grundvand/drikkevand generelt er reguleret i anden sammenhæng, også bør være omfattet af restriktioner i forhold til udlægning af restprodukter/forurenet jord. Disse kriteriestoffer er anført i diverse bekendtgørelser, direktiver og i Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen Nr. 12 1995, og udgør en lang række uorganiske og organiske komponenter.

Uorganiske forureningskomponenter og NVOC

For restprodukters vedkommende vil det dog i de fleste tilfælde kun være relevant at vurdere stofudvaskningen for et mindre antal forureningskomponenter, idet en lang række af de regulerede komponenter kun vil være til stede og/eller udvaskes i mængder, som er insignifikante og langt under bagatelgrænsen. Til gengæld vil identiteten af de forureningsparametre, som er væsentlige, kunne variere fra det ene restprodukt til det andet. Der er i øjeblikket kun grundlag for at vurdere uorganiske forureningskomponenter samt evt. ikke-flygtigt organisk kulstof (NVOC) som samleparameter for de organiske stoffer.

For hver type/gruppe af restprodukter kan det derfor være hensigtsmæssigt at udarbejde en liste over de forureningskomponenter, som bør indgå i en kvalitetskontrol i forhold til udvaskning fra udlagte applikationer. Udgangspunktet for en sådan liste kan være totalindhold, maximal udvaskelig mængde, maximal koncentration i perkolat m.v. vurderet i forhold til mobilitet, toxicitet, økotoxikologiske egenskaber, grænseværdier i grundvand/drikkevand m.v. Sådanne principper er tidligere anvendt af VKI i forbindelse med den såkaldte Risikoscreening for nyttiggørelse og deponering af slagger (Miljøprojekt nr. 203).

Udvaskningsdata

I tabel 3.1 ses for kulflyveaske, kulbundaske og slagger fra affaldsforbrænding for en række forureningskomponenter en angivelse af de højeste koncentrationsniveauer, som er målt i eluat fra udvaskningsforsøg med disse restprodukter. Tallene er primært baseret på VKI's erfaringer gennem en årrække (Hjelmar & Thomassen, 1992 og Reuss et al., 1983). For kulbundasken er datagrundlaget yderst sparsomt. Dataene for udvaskning fra forbrændingsslagger stammer fortrinsvis fra testning af friske slagger og er derfor ikke nødvendigvis repræsentative for slaggerne i den tilstand de har, når de nyttiggøres efter én til flere måneders lagring, hvor de er eksponerede for vind og vejr, og bl.a. undergår hydratiserings- og karbonatiseringsreaktioner.

Tabel 3.1
Maximale koncentrationsniveauer målt i eluater fra udvaskningsforsøg med kulflyveaske, kulbundaske og slagger fra affaldsforbrændingsanlæg (Reuss et al, 1983; Hjelmar & Thomassen, 1992). Stofferne i parentes gælder kun for sure kulflyveasker (langt de fleste danskproducerede kulflyveasker er neutrale eller alkaliske). Kildematerialetfor kulbundaske er meget sparsomt.

I denne sammenhæng skal der opstilles foreløbige forslag til kriteriestoffer, som bør indgå i testningen efter det i afsnit 2 beskrevne koncept for tre restprodukter, nemlig kulflyveaske, bundaskelslagger fra kulstøvfyrede kraftværker og slagger fra affaldsforbrænding. For hvert restprodukt foreslås tre kategorier af kriteriestoffer:

Forslag til kriteriestoffer for kulflyveaske

Forslag til kriteriestoffer for kulbundaske

Forslag til kriteriestoffer for slagger fra affaldsforbrænding

Andre undersøgelser af eluatet

For alle tre restprodukter bør der ved ethvert udvaskningsforsøg på enhver eluatfraktion bestemmes pH, ledningsevne og total opløst tørstof samt, hvis det er relevant og muligt, redoxpotentiale.

Undersøgelser af faststoffasen

I de kvalitetskrav, som stilles til restprodukter til nyttiggørelse, bør også indgå kriterier baseret undersøgelse af faststoffasen, selv om disse ikke umiddelbart kan sættes i relation til grundvandsproblematikken og det modelkoncept, som danner grundlag for dette projekt. Der bør foretages undersøgelse af materialets pH (formaling, til < 0,125 mm og omrøring i 30 min. i demineraliseret vand ved L/S = 100 l/kg) og dets alkalinitet. For forbrændingsslagger bør endvidere TOC og eventuelt også glødetabet (2 timer ved 550°C) bestemmes.

Repræsentative prøver

I forbindelse med udtagning og forbehandling af restproduktprøver til testning for stofudvaskning (og til faststofanalyser) skal det sikres, at de prøver, som efter endt forbehandling testes, er repræsentative for den restproduktmængde, som søges godkendt på grundlag af testen. Samtidig skal det sikres, at restprodukterne testes på et tidspunkt, hvor deres egenskaber i videst muligt omfang svarer til de egenskaber, de vil have på og efter anvendelsestidspunktet. Det sidste er specielt relevant for slagger fra affaldsforbrænding, som hydratiseres og karbonatiseres i løbet af lagringsperioden, og som derfor ændres fra lige efter de er produceret at reagere stærkt alkalisk til efter én til flere måneders lagring at reagere omtrent neutralt ved kontakt med vand. Affaldsforbrændingsslagger bør derfor først testes, når de har været harpet, sorteret og lagret så længe (formentlig flere måneder), at de principielt er klar til brug. At slaggen er harpet og sorteret giver store fordele ved forbehandlingen, idet man slipper for nedknusning og/eller frasortering af større klumper af slagge og jernskrot.

Selve udtagningsproceduren afhænger af restproduktets art og prøvetagningsstedet (fra bunke, transportbånd, lastvogn, silo, o.s.v.), mens antallet og størrelsen af delprøverne afhænger af restproduktets maximale kornstørrelse og variationen i de parametre, som skal undersøges, samt den ønskede præcision og nøjagtighed. Der skal henvises til Nordtestrapporten: Sampling and characterization of residual products (Johansson & Fällman, 1993) og Nordtest-metoden: Solid waste, particulate materials: Sampling, NT ENVIR 004 (Nordtest, 1996).

Forbehandling af prøver

Forbehandlingen vil omfatte en eventuel tørring (temperaturen bør ikke overstige 50 °C, og prøver, der skal analyseres for Hg bør ikke tørres), blanding af delprøver, neddeling af blandprøven til den mængde, som skal tages i arbejde ved testningen og/eller analyseringen og en eventuel nedknusning af materialet til den maximumskornstørrelse, som den efter følgende testning eller analysering foreskriver. Ved batchudvaskningstests vil kravet til maximal kornstørrelse ofte være 4 mm, mens det for udførelse af faststofanalysering, pH-bestemmelse og udførelse af tilgængelighedstest, f.eks. efter NT ENVIR 003 (Nordtest, 1995), typisk vil være 0, 125 mm. I det sidste tilfælde vil man som regel først nedknuse en mængde på nogle få kg til en kornstørrelse på max. 2-4 mm og neddele denne mængde til 50 - 100 g, som derefter formales til den ønskede finhed.

Fastlæggelse af L/S

Det vil især være størrelsen af den beregnede (L/S)_k, som vil være afgørende for, hvilke udvaskningstests, der kan anvendes til bestemmelse af UM_k, i den opstillede model generelt og/eller for de i afsnit 2.4 viste scenarier. Udvaskningsresultater svarende til små værdier af (US)_k, dvs værdier mindre end ca. 2 l/kg, vil næsten kun kunne tilvejebringes ved hjælp af kolonneforsøg, mens den såkaldte compliance batchudvaskningstest (CEN, 1996) producerer udvaskningsdata ved US = 2 og/eller 10 l/kg. Der er indlysende fordele ved at kunne anvende en forholdsvis simpel testmetode, som samtidig kan forventes med tiden at opnå status som europæisk standard. Men anvendelsen af denne test forudsætter, at der findes nogle tilfredsstillende og pålidelige relationer mellem resultater fundet ved denne test og de UM_k-værdier, som skal indgå i sammenligningen med MSA for de forskellige relevante scenarier. Arbejdet med at etablere disse sammenhænge er endnu ikke færdiggjort. Det kan forventes, at en Nordtest-metode, som beskriver udførelsen af en batchudvaskningstest i såvel ét trin (US = 2 l/kg og to trin, (US = 2 l/kg og US = 2-10 l/kg), bliver tilgængelig i løbet af foråret 1998 som NT ENVIR 005 (Nordtest, 1998).

Nordtest-metode

NT ENVIR 005, Procedure 2 er kort beskrevet en seriel batchudvaskning af uorganisk minerallignende granulært materiale. 95% (w/w) af den testede materialemængde skal have en kornstørrelse, som er mindre end 4 mm, og ingen partikler må være større end 10 mm. Udvaskningsmediet er demineraliseret vand, og kontakttiden i første udvaskningstrin (US = 2 l/kg) er 6 timer, mens den i andet trin (US = 2-10 l/kg) er 18 timer. Agitationsmetoden er rotation (ca. 10 rpm) omkring tværaksen på de lukkede plastflasker, som testen normalt udføres i. Begge eluater analyseres/konserveres med henblik på senere analysering efter filtrering gennem et 0.45 µm filter. Dog analyseres der straks for pH, ledningsevne og eventuelt redoxpotentiale. Der bør for alle eluater analyseres for total opløst tørstof. Når resultaterne for de forskellige forureningskomponenter angives som akkumulerede udvaskede mængder (mg/kg testet materiale på tørstofbasis) svarende til US = 2 l/kg og US = 10 l/kg, vil de kunne anvendes direkte til sammenligning med relevante værdier af M_SA.

NT ENVIR 005, Procedure 1 beskriver enkelt batchudvaskning ved US = 2 1/kg. Den udføres som første trin i ovenstående procedure, dog med den forskel, at kontakttiden er 24 timer.

I Hjelmar et al. (1996) er der redegjort for det eksisterende datagrundlag til beskrivelse af udvaskningsforholdene for kulflyveaske, kulbundaske og slagger fra affaldsforbrændingsanlæg.

Kulflyveaske

For flere kulflyveasker findes der gode udvaskningsdata som for en del af de i afsnit 3.1 foreslåede kriteriestoffer dækker et stort L/S-interval fra helt små værdier omkring US < 0,02 l/kg til værdier større end 100 l/kg. I Bilag 3 ses for kulflyveasken HFI et meget detailleret datasæt for udvaskningen af klorid, As, Cr og K som funktion af L/S i intervallet US 0,015 1/kg til 117,5 l/kg. Dette datasæt dækker både komponenter, som kan forventes at være kritiske i forhold til overholdelsen af kriterierne for påvirkning af grundvandet (f.eks. Cr), og komponenter, som forventes at være uproblematiske (Cl^-) . Der skønnes ikke at være noget akut behov for supplering af datagrundlaget for stofudvaskning fra kulflyveaske. Der kan i øvrigt henvises til Hjelmar (l990), Hjelmar & Thomassen (1992), Hjelmar et al. (1986 og 1991) og van der Sloot et al. (1982 og 1992).

Kulbundaske

For kulbundaske er datamaterialet spinkelt. Det stammer kun fra én undersøgelse, som blev gennemført i starten af 1980'erne (Reuss et al., 1983), og det omfatter kun nogle udvaskningsdata for L/S = 0-5 l/kg og L/S = 5-20 l/kg (fundet ved serielle batchudvaskningsforsøg udført ved US = 5 l/kg). Datasættet omfatter 14 parametre, herunder pH, og relevante salte og sporelementer, men mange af tallene ligger under detektionsgrænserne for de anvendte analysemetoder. Der er et behov for etablering af et bedre datagrundlag for kulbundaske, og der er derfor som en start på dette gennemført et kolonneudvaskningsforsøg med kulbundaske fra Avedøreværket. Resultaterne af forsøget er vist i Bilag 13.

Slagger fra affaldsforbrænding

Datamaterialet vedrørende stofudvaskning fra affaldsforbrændingsslagger er sådan set ganske omfangsrigt. Problemet er imidlertid, at næsten alle hidtidige undersøgelser er udført på frisk slagge, som er opsamlet umiddelbart efter at den er produceret (se diskussionen i afsnit 3 .2.1). Der findes såvidt vides kun ét sæt data omfattende én slaggeprøve (udvasket ved L/S = 0, l l/kg) og tre slaggeprøver (udvasket ved US = 0-2 l/kg og L/S = 2- 10 l/kg), for affaldsforbrændingsslagger, som har været harpet, sorteret og lagret før prøvetagningen (Hjelmar et al., 1996). Som supplering af denne undersøgelse er der i forbindelse med dette projekt indsamlet en prøve af ca. 6 måneder gammel harpet og lagret slagge fra Amagerforbrænding. Den indsamlede prøve er blevet underkastet to parallelle udvaskningsforsøg, hvor materialet i det ene forsøg er blevet anvendt uden nogen forbehandling, mens slaggerne i det andet forsøg er blevet nedknust til en kornstørrelse på maximalt 4 mm. Dette er gjort for at undersøge om man ved nedknusningen, som er foreskrevet i mange testmetoder, kommer til at åbne friske brudflader med ikke-karbonatiserede hydroxider, således at pH i eluatet stiger til niveauer, der ligner pH i eluatet fra testning af frisk slagge, og som formentlig er urealistisk i forhold til materialets opførsel efter en eventuel udlægning til nyttiggørelsesformål. Samtidig undersøges der, om en eventuel uønsket pH-effekt i givet fald kan undgås ved at undlade at nedknuse slaggen. Resultaterne af kolonneforsøgene med affaldsforbrændingsslagge er vist i Bilag 13, hvoraf det fremgår, at pH i eluatet fra den nedknuste slagge er højere end pH i eluatet fra den ikke-nedknuste slagge. Bortset fra at indholdet af nogle af saltene er højere i eluatet fra den nedknuste slagge end i eluatet fra den ikke-nedknuste slagge, er det vanskeligt at vurdere, om forskellene i pH har haft væsentlig indflydelse på stofudvaskningen i øvrigt. Der er kun analyseret én eluatfraktion fra hvert forsøg (L/S = 0-0,5 l/kg), og i dette område var forskellene i pH ikke så store. Yderligere udvaskningsdata for affaldsforbrændingsslagger kan blandt andet findes i IAWG (1997) og Hjelmar & Thomassen (1992).

I dette afsnit skal der gives en kort oversigt over de informationer og /eller tests, som bør indgå i et program for karakteriseringstestning af restprodukter. Begrebet karakteriseringstestning er udviklet af den tekniske standardiseringskomité CENITC 292: »Karakterisering af affald«, og omfatter tilvejebringelsen af et dybtgående kendskab til sammensætning og opførsel af en bestemt type restprodukt/affald, herunder kendskab til materialets udvaskningsegenskaber og de mekanismer, som under forskellige forhold styrer og påvirker udvaskningsforløbet. For en given restprodukttype er eksistensen af informationer på karakteriseringsniveau en formel og reel forudsætning for anvendelsen af de simplere compliance tests (overensstemmelsestests) på niveauet under karakteriseringstestning. De i afsnit 3.2.2 beskrevne et- og to-trins batchudvaskningstests hører til på compliance-niveauet. Niveaudelt testning er beskrevet nærmere i Bilag 1 i Hjelmar et al. (1996).

En fuldstændig karakterisering af et restprodukt kunne bl.a. omfatte følgende:

Kemisk sammensætning

Totalanalyse (eventuelt suppleret med analysering efter partiel oplukning med salpetersyre efter DS 259) for såvel hovedkomponenter som sporelementer samt eventuelt udvalgte organiske stoffer. Ved en totalanalyse, som f.eks. kan være ICP/ICP-MS eller AAS udført efter en totaloplukning (f.eks. med HCI + HNO3 + HF), røntgenfluorescensanalyse eller neutronaktiveringsanalyse, bestemmes prøvens totale indhold af de komponenter, der analyseres for. Dette har betydning for en vurdering af prøvens karakter, og for forurenings- og nyttiggørelsespotentialet. De ovennævnte totalanalyse-metoder er ikke alle lige velegnede til alle parametre, og det kan være nødvendigt at bruge mere end en metode for at få et korrekt billede af sammen sætningen af en prøve af jord eller restprodukt. Det er vigtigt, at data, som ønskes anvendt i forbindelse med massebalancer og massestrømsanalyser, er baseret på totalanalyser.

pH og bufferkapacitet

Bestemmelse af pH (v. L/S = 100 l/kg) og alkalinitets- eller aciditetskurve-pH er den enkeltparameter, som har størst indflydelse på udvaskningen af sporelementer. Det er derfor vigtigt at vide, hvilken ph-værdi der kan forventes at fremkomme, når et restprodukt kommer i kontakt med vand. Tilsvarende er det vigtigt at kende restproduktets bufferkapacitet (alkalinitet/aciditet), dvs dets evne til at opretholde dette pH eller dets robusthed overfor ændringer i pH forårsaget af udefra kommende påvirkninger.

Indhold af organisk materiale

Bestemmelse af glødetab (2 timer ved 550 grader C) og indhold af TOC. Disse bestemmelser vil især afspejle restproduktets indhold af organisk materiale. Et eventuelt restindhold af organisk stof i et restprodukt vil kunne udvaskes som opløst organisk stof. Dette udgør dels i sig selv en forureningskomponent, men der er også påvist, at opløst organisk stof kan mobilisere visse sporelementer, herunder kobber, og derved forøge udvaskningen af disse. Der kan også være hygiejniske årsager til at ønske indholdet af organisk stof i restprodukter, som ønskes nyttiggjort, begrænset. Det er derfor nødvendigt at have kendskab til restprodukternes indhold heraf.

Tilgængelighedstest

Udførelse af tilgængelighedstest: Udvaskning ved 2 x US = 100 l/kg med kontakttider på 2 x 3 timer på materiale formalet til 95 % < 0,125 mm, hvor pH i den første ekstraktion fastholdes på 7 og i den anden på 4 gennem feedback-styret tilsætning af HN03 eller NAOH. Begge ekstrakter analyseres. Resultatet af en tilgængelighedstest fortolkes ofte som den maximale mængde af de undersøgte komponenter, som kan forventes udvasket fra det undersøgte restprodukt, selv over en meget lang tidsperiode. Kendskab hertil er af væsentlig betydning for en samlet vurdering af et restprodukts miljømæssige egenskaber. En tilgængelighedstest kan også anvendes som en indledende screening med henblik på at begrænse antallet af undersøgte parametre i efterfølgende batch- og kolonneudvaskningsforsøg.

Udvaskningens afhængighed af pH

Udførelse af to serier af pH-statiske udvaskningstests ved pH = 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10 og 11 ved henholdsvis US = 5 l/kg og US = 100 l/kg (informationen om udvaskningen ved US = 100 kan eventuelt erstattes af gode data fra tilgængelighedstesten, (se ovenfor). Disse tests giver vigtige oplysninger om stofudvaskningens afhængighed af pH, således at effekten af eventuelle fremtidige ph-ændringer kan vurderes. Udførelsen ved forskellige L/S-forhold giver desuden information om, hvorvidt udvaskningen af en given komponent er opløselighedskontrolleret eller styret af tilgængelighed.

Kolonne- og lysimeterforsøg

Udførelse af kolonne- og/eller lysimeterudvakningsforsøg med demineraliseret vand (DMV) eller regnvand/kunstigt regnvand/pH-justeret vand til fastlæggelse af udvaskningsforløbet i US-intervallet fra 0, 1 l/kg (eller mindre) til 2 l/kg (eller højere). Denne type forsøg er ofte en slags simulering af virkeligheden, og resultaterne kan i nogle sammenhænge benyttes til at forudsige/beregne, hvorledes stofudvaskningen fra et udlagt materiale kan forventes at forløbe, specielt på lidt kortere sigt. Forsøgene kan endvidere anvendes til fremskaffelse af udvaskningsdata for meget lave L/S-forhold, herunder til at beskrive sammensætningen af porevand i det pågældende materiale. Endelig benyttes denne type data ofte til sammenligning med batchudvaskningsforsøg og etablering af en sammenhæng mellem resultater af tests udført på henholdsvis karakteriseringsniveau og overensstemmelsesniveau.

Batchudvaskningsforsøg

Udførelse af serielle batchudvaskningsforsøg med DMV, kunstigt regnvand eller lignende til fastlæggelse af udvaskningsforløbet i US intervallet fra 2 l/kg til 200 l/kg. Anvendes til beskrivelse af stofudvaskning på mellemlangt og langt sigt, og hvor et restprodukt kommer i kontakt med større mængder vand samt generelt til testning på overensstemmelsesniveau.

Ved de ovenstående udvaskningsforsøg skal eluaterne analyseres for et forholdsvis stort antal komponenter. Det præcise analyseprogram vil kunne variere fra det ene restprodukt til det andet. Såfremt de mest aggressive undersøgelser (f.eks. totalanalyser og pH-statiske ekstraktioner) gennemføres først og med forholdsvis brede analyseprogrammer, kan resultaterne heraf benyttes til at tilrettelægge analyseprogrammet for de øvrige tests, således at kun relevante parametre, som er til stede i signifikante mængder, medtages.

Fysiske og geotekniske egenskaber

Udover de oplistede tests vil en karakteriseringsundersøgelse også omfatte fastlæggelse af en række fysiske og geotekniske egenskaber ved restprodukterne, herunder bl.a. kornstørrelsesfordeling, hårdhed og styrke, samt hvis det er relevant, hydraulisk ledningsevne under mættede og/eller umættede forhold (evt. retentionskurve).

Hvis det kan godtgøres, at et restprodukt tilhører en bestemt type af produkter med ensartede egenskaber, vil det i nogle tilfælde være muligt at basere en del af kendskabet til restproduktets egenskaber på karakteriseringsniveau på litteraturoplysninger, såfremt sådanne findes.

Til testning af udvaskning fra jord er der dels indsamlet en række referencejordprøver, dels benyttet udvalgte prøver af de As- og Pb-forurenede jordtyper, som indgik i forundersøgelsen til projektet (Holm et al., 1997). Stofudvaskningen fra de overvejende uforurenede jordprøver blev undersøgt ved både batchforsøg og kolonneforsøg, mens de forurenede jordprøver blev underkastet et kolonneudvaskningsforsøg. Formålet med at teste de uforurenede jordprøver var, som tidligere nævnt, at tilvejebringe et erfaringsmateriale med hensyn til stofudvaskning fra primært uforurenet jord. De opnåede erfaringer m.h.t. hvilke stoffer, der udvaskes, og i hvilke mængder dette sker, kan indgå i grundlaget for udarbejdelse af kriterier for, hvornår jord kan regnes som »uforurenet«, så der ikke opstår absurditeter i forhold til de opstillede scenarier. Gennemførelsen af karakteriseringstestningen har til formål at undersøge stofudvaskningen ved lave L/S-værdier samt at undersøge sammenhængen med resultaterne af batchforsøgene.

For at få en fornemmelse af variationen i stofudvaskning af forskellige forureningskomponenter fra typiske uforurenede jordtyper har det været målet med indsamlingen af uforurenede jordprøver, at disse skulle repræsentere en variation i pH, tekstur, kationbytningskapacitet og indhold af organisk kulstof. Alle disse parametre vil sammen med jordens indhold af forureningskomponenter kunne have betydning for udvaskningen. Såvidt muligt blev der udvalgt prøver fra velbeskrevne og velkarakteriserede områder. Efterfølgende blev der via kontakt til Danmarks Miljøundersøgelse (DMU), Forskningscenter Foulum, Askov Forsøgsstation, Forsøgsstation Roskilde, Forsøgsstation Flakkebjerg, Institut for Geologi og Geoteknik (IGG) ved Danmarks Tekniske Uninversitet (DTU) og Institut for Miljøteknologi (IMT) ved DTU indsamlet ialt 16 jord/undejordsprøver. I tabel 4.1 er vist en oversigt over de indsamlede jordprøver med angivelse af lokalitet, prøvetagningsdybde samt resultatet af den karakterisering, der foregik umiddelbart efter homogenisering af jordprøverne.

Prøverne 1-11 samt 15 blev i juni 1997 udtaget af VKI ved de i tabel 4.1 angivne lokaliteter. Prøveudtagningen foregik ved først at fjerne eventuelle dæklag, hvorefter en prøve på ca. 25 kg blev udtaget i den pågældende dybde ved hjælp af rengjorte graveredskaber.

Prøverne 12 og 13, der består af aerobe grundvandsedimenter, blev udtaget omkring grundvandspejlet ved grusgrave på de pågældende lokaliteter. IMT forestod udtagningen af prøverne (ca. 100 kg) i sommeren 1995. Siden prøvetagningen er prøverne blevet opbevaret mørkt og køligt i IMT's kælder.

Tabel 4.1
Oversigt over de indsamlede jordprøver.
(Tabel - 35 kb)

Prøve 14 er udtaget i en baghave ved Grøndalsvej på Frederiksberg. Prøvetagningen blev foretaget af Miljøstyrelsen.

Prøve 16 indgik i den tidligere undersøgelse (Holm et al., 1997) og er udtaget fra en grund i Glostrup Kommune. Prøven kan imidlertid ikke betragtes som uforurenet, grundet et totalt Pb-indhold på 150 mg Pb/kg TS, men repræsenterer alligevel en typisk byjord.

Undersøgelse af 10 jordprøver

Af de 16 prøver, som er vist i tabel 4.1, blev 10 udvalgt til egentlige eksperimentelle undersøgelser. Gennem udvælgelsen af prøver er det blevet forsøgt at opnå såvel indbyrdes forskellige prøver som prøver udtaget i forskellige dybder fra den samme profil. På dette grundlag blev prøverne: 1, 2, 3, 6, 7, 10 og 13-16 udvalgt. Således dækker de udvalgte jorde over ph-værdier fra pH 3,5 til pH 7,7, og de omfatter jord fra by-, skov- og landområder. Derudover indgår der både lerede og sandede prøver fra Sjælland og Jylland. Samtlige 10 jordprøver blev underkastet en CEN 2 trins batchudvaskningstest, der er nærmere beskrevet i afsnit 3.3.2 og CEN (1996). Testen var modificeret, idet der blev udvasket med en 0,001 M CaCl₂-opløsning i stedet for demineraliset vand.

Kolonneforsøg på 2 jordprøver

Blandt de 10 ovennævnte jorde blev udvalgt to prøver, som yderligere blev underkastet kolonneudvaskningsforsøg. Et væsentligt kriterium for udvælgelse af de to jordprøver til testning i kolonner var et ønske om, at stofkoncentrationen i eluatet fra kolonnerne skulle være målbar. Byjorden (prøve 14) blev således valgt, idet prøven forventedes at have et forhøjet indhold af forureningskomponenter sammenlignet med jordprøver fra landområder. Desuden udgør jordprøver fra byjord en vigtig reference i forhold til nyttiggørelse og anbringelse af forurenet jord. Blandt de rnange prøver af jord fra landområder blev prøve 10 valgt, idet prøvens relativt lave pH forventedes at give anledning til en relativt høj udvaskning af uorganiske stoffer. Endelig har gennemførelsen af indledende kolonneforsøg med jord (se afsnit 4.6.1) bibragt en vis erfaring vedr. forskellige jordtypers egnethed til testning i kolonneforsøg. Disse erfaringer blev naturligvis inddraget i udvælgelsen af de to prøver, specielt blev prøvernes kornstørrelsesfordelingskurver studeret nøje.

Blandt de jordprøver som blev beskrevet og undersøgt i Holm et al. (1997), blev to prøver udvalgt til testning i kolonne som opfølgning på de gennemførte forundersøgelser. De to udvalgte prøver er ASLS og PbM, hvis karakteristika er opsummeret i tabel 4.2.

Tekstur og partielt indhold af sporelementer

Med henblik på at tilvejebringe supplerende information om de udvalgte prøver, blev disse karakteriseret med hensyn til tekstur og partielt indhold af udvalgte stoffer. Der blev således gennemført en bestemmelse af kornstørrelsesfordelingen og en partiel oplukning efter DS 259 og efterfølgende sporelementanalyse af prøverne. Kornstørrelsesfordelingen er vist på kurveform i Bilag 4, og de forskellige partikelstørrelsesfraktioners vægtprocent, bestemt heraf, fremgår af tabel 4.2. Jordprøvernes partielle indhold af forskellige komponenter er angivet i Bilag 5 og det partielle indhold af As og Pb desuden angivet i tabel 4.2.

Tabel 4.2
Oversigt over de indsamlede jordprøver med angivelse af udvalgte jordkarakteristika.
(Tabel - 26 kb)

I henhold til det danske texturklasse-system dækker de i tabel 4.2 angivede prøver over jordtyper som lerjorde, sandblandet lerjord, lerblandet sandjord og sandjord.

Litteraturundersøgelse

Der er foretaget en litteraturundersøgelse af hvilke testbetingelser, der generelt kan tænkes at kunne have væsentlig indflydelse på stofudvaskningen fra jord. I forlængelse heraf er der på baggrund af prioriteringer relateret til projektet foretaget eksperimentelle afprøvninger af udvalgte forsøgsbetingelsers betydning ved testning af stofudvaskning fra jord. Der er desuden gennemført hydrogeokemiske beregninger på resultaterne af de gennemførte udvaskningsforsøg til testning af kontakttidens betydning.

Sammensætningen af udvaskningsmediet vurderes at være af særlig betydning for udvaskningsforholdene, derfor er en række forhold vedrørende udvaskningsmediets sammensætning og efterbehandling blevet undersøgt.

I forbindelse med testning af jord er de væsentligste krav til udvaskningsmediet:

	at mediet virker som en ikke interfererende baggrundselektrolyt, der f.eks. ikke giver anledning til udfældninger i testsystemet,
	at mediet ikke giver anledning til uønsket eller uforudsigelig udvaskning af de undersøgte stoffer fra jorden, f.eks. på grund af utilsigtet kompleksering med indholdsstoffer i mediet,
	at mediets sammensætning så vidt mulig er sammenlignelig med sammensætningen af typisk jordvæske,
	at mediet giver mulighed for en hensigtsmæssig gennemførelse af testen, herunder f.eks. at væskefasen kan separeres fra faststoffasen efter afslutning af testen.

Udvaskning med kalciumklorid- og kalciumnitratopløsninger

I det følgende ses nogle oversigter over de umiddelbare fordele og ulemper ved at anvende henholdsvis demineraliseret vand (tabel 4.3), en kalciumkloridopløsning (tabel 4.4) og en kalciumnitratopløsning (tabel 4.5). Disse medier har alle den fordel, at der i forvejen findes et vist erfaringsgrundlag for deres anvendelse i relation til testning af jord. Desuden er de enkle og billige at fremstille, og stiller således ikke særlige krav til det udførende laboratorium. I tabellerne er anvendelsen af de forskellige medier vurderet i forhold til brug i såvel kolonne/lysimeterforsøg som batchforsøg. Det skal bemærkes, at den afgørende forskel mellem kolonne/lysimeterforsøg og batchforsøg i denne sammenhæng er L/S forholdet, der generelt ligger i det lave interval (typisk 0, 1 -1 l/kg) for selv langvarige kolonneforsøg og på minimum 2 l/kg for batchforsøg. Nogle af ulemperne ved batchforsøg, f.eks. fortynding af ionerne, sammenlignet med koncentrationsniveauet ved et naturligt US, vil således være mere udtalte for batchforsøg med højt L/S end for lavt L/S, mens det modsatte kan gælde for andre forhold.

Tabel 4.3
Fordele og ulemper ved at anvende demineraliseret vand som tidvaskningsmedie.

Testtype	Fordele	Ulemper
Kolonne/lysimeterforsøg	simulerer ovejordsforhold ingen kompleksering af stoffer	tvivlsom simulering af underjordsforhold stor variation i udv.-medie afhængigt af jordtype/»længere til ligevægt«
Batchforsøg	ingen kompleksering eller baggrundsniveauer af stoffer	vanskelig efterbehandling af eluat fra visse jordtyper »fortynder« makrojordvæskekemi

Tabel 4.4
Fordele og ulemper ved at anvende en kalciumkloridopløsning som ud vaskningsmedie.

Testtype	Fordele	Ulemper
Kolonnellysimeterforsøg	relativt stabil ionstyrke Udbredt referencemedie jord-ph-medie	»nettoinput« af ioner (klorid) gennemsnitsmedie forsimpling klorid kan give anledning til kompleksering af visse stoffer
Batchforsøg	relativt stabil ionstyrke udbredt referencemedie jord-ph-medie simulerer makrojordvæske kemi, modvirker fortyndingseffekt ved unaturligt høje L/S	gennemsnitsmedie forsimpling klorid kan give anledning til kompleksering af visse stoffer andre uhensigtsmæssige reaktioner

Tabel 4.5
Fordele og ulemper ved at anvende en kalciumnitratopløsning som ud vaskningsmedium.

Testtype	Fordele	Ulemper
Kolonnellysimeterforsøg	relativt stabil ionstyrke referencemedie jord-ph-medie kun minimal kompleksering af stoffer	»nettoinput« af ioner (nitrat) mulighed for stimulering af biologisk aktivitet i langvarige forsøg gennemsnitsmedie forsimpling af ægte jordvæskesammensætning ændring af redoxpotentialet
Batchforsøg	relativt stabil ionstyrke udbredt referencemedie jord-ph-medie simulerer makrojordvæskekemi, modvirker fortyndingseffekt ved unaturligt høje L/S	gennemsnitsmedie forsimpling af ægte jordvæskesammensætning mulighed for uhensigtsmæssig stimulering af biologisk aktivitet i langvarige forsøg ændring af redoxpotentialet

Udvaskning med perkloratopløsninger

Udover de ovenfor nævnte udvaskningsmedier er også muligheden for at anvende en kalcium- eller natriumperkloratopløsning blevet undersøgt. Baseret på erfaringer fra litteraturen, f.eks. Sposito et al. (1983), Sposito & Holtzclaw (1979), Suarez & Zahow (1989), Rhue & Reve (1990) og overførsel af resultaterne til de aktuelle forsøgsbetingelser, vurderes det, at perklorat antagelig ikke er reaktivt, og i fortyndede opløsninger sandsynligvis vil være stabilt under de oxiderende forhold, der kan optræde i jordmiljøet (Leckie, 1997). Det er således sandsynligt, at en perkloratopløsning ville kunne anvendes som alternativ til opløsninger med nitrat som anion og endvidere også som et alternativ til kloridopløsninger, såfremt klorid optræder i et koncentrationsniveau, hvor kloridkompleksering kan bidrage til en uønsket udvaskning af de undersøgte stoffer.

Det er klart, at kompleksering som følge af jordprøvens eget indhold af komplekserende stoffer (ligander), f.eks. klorid, nødvendigvis må bidrage til resultatet af testen, men denne effekt skal kunne adskilles fra en eventuel baggrundsompleksering hidrørende fra mediet.

Jordvæske og drænvand

Til brug for fastlæggelse af koncentrationsniveauet for baggrundselektrolyten er der behov for indsigt i koncentrationsniveauerne af makroioner (også gerne af sporelementer, hvis de findes) for jordvæske og drænvand. I tabel 4.6 er der foretaget en opsummering af resultater af grundvands-, jordvæske- og drænvandsundersøgelser, udført op gennem 70'erne (Hansen & Pedersen, 1975; Pedersen 1982).

Niveauerne i tabellen repræsenterer baggrundsværdier. Omregnet til molære koncentrationer er niveauet på 0,001-0,002 M for kalcium og ca. 0,001 M for klorid.

Tabel 4.6
Gennemsnitlig kvalitet af jordvand, grundvand og drænvand. Fra Pedersen (1982).

I relation til forurenede jordprøver kan det nævnes, at i studier af drænvand fra urtepotter med enten kalkede, slambelastede eller på anden måde forurenede jordprøver (dog ingen jordprøver fra DK) blev der målt kalciumkoncentrationer i intervallet 40-800 mg/l (0,001-0,02 m) med et typisk niveau på ca. 400 mg/l (f.eks. Holm et al., 1998; Lorenz et al., l997).

Reaktionstal (pH) for jord måles typisk i en 0,01M CaC₂-opløsning. I en lang række undersøgelser, hvori der er indgået ekstraktioner eller anden testning af jord, er der anvendt CaC₂ -opløsninger i koncentrationsintervallet 0,001-0,1 M. I andre tilfælde er der anvendt 0,001-0,01 M opløsninger af Ca(N0₃)₂.

Generelt er det naturligvis ønskeligt at gennemføre en udvaskningstest ved en L/S-værdi, der afspejler den værdi, hvorved der ønskes information om udvaskningsforholdene, hvilket igen er relateret til udformningen af det scenario, der ligger til grund for testningen. Herudover er resultatet af udvaskningstesten naturligvis stærkt afhængig af det L/S-forhold, hvorved testen er udført, såvel som af en række andre forhold, se f.eks. Holm et al. (1997) og van der Sloot et al. (1997).

Små værdier af L/S

Scenariebetragtninger i relation til deponering og nyttiggørelse af forurenet jord resulterer typisk i et ønske om testresultater for L/S -forhold mindre end 1 l/kg, dvs resultater, der ikke kan opnås ved gennemførelse af et simpelt batchudvaskningsforsøg. Hvis der skal sikres tilfredsstillende kontaktforhold mellem jord og udvaskningsmedie, og hvis der skal være mulighed for at vælge en relativt enkel procedure for den efterfølgende adskillelse af udvaskningsmedie og jord, er det vanskeligt at gennemføre batchforsøg ved et L/S-forhold lavere end 2 l/kg. I denne sammenhæng, hvor der ønskes en relativt enkel og hurtig testmetode (til overensstemmelsestestning), og der samtidig ønskes information om udvaskningsforhold ved et lavt L/S-forhold, er de eksperimentelle afprøvninger derfor gennemført som batchforsøg ved et L/S = 2 l/kg.

Steady state

Kontakttiden bør være tilstrækkeligt lang til at sikre. at der opnås en steady state tilstand i stofudvekslingen mellem faststoffasen og væskefasen. Ved steady state forstås i denne sammenhæng en situation, hvor der ikke foregår yderligere ændringer med tiden. Steady state kan således udtrykke en situation, hvor der f.eks. via sorptionsprocesser er indstillet en ligevægt mellem aktiviteten af et stof på overfladen af jorden og i udvaskningsmediet. Steady state kan endvidere repræsentere en balance mellem processer, der ikke er i ligevægt, f.eks. opløsning af en ustabil fase og samtidig udfældning af en anden fase.

Udover de ovennævnte faktorer er der en række andre forhold, som har betydning for tilrettelæggelsen af en udvaskningstest. Blandt de væsentligste af disse er (se f.eks. van der Sloot et al., 1997; Holm et al. 1997):

	Prøvesammensætning og partikelstørrelse
	Kontaktmetode og kontaktforhold
	Temperatur
	Efterbehandling af jord og udvaskningsmedie
	Luft/kuldioxid-udveksling med omgivelserne

Få systematiske undersøgelser

Udfra kendskabet til de styrende processer for udvaskning af uorganiske stoffer fra jord er det relativt indlysende, at ovennævnte faktorer har betydning for resultatet af en udvaskningstest. Imidlertid eksisterer der kun ganske få egentlige systematiske undersøgelser af disse faktorers indflydelse på stofudvaskningen fra forurenet jord. Det må således anbefales, at der forud for en endelig fastlæggelse af den præcise udformning af testmetode og testprotokol foretages en undersøgelse af de enkelte faktorers betydning, og metodens følsomhed overfor variationer i disse.

Betydningen af sammensætningen af udvaskningsmediet, herunder anvendelsen af elektrolyt, er blevet undersøgt og for udvalgte medier afprøvet eksperimentelt. Formålet med den eksperimentelle afprøvning har været at inddrage forsøgstekniske og praktiske hensyn i valget af udvaskningsmedie, herunder at sikre en tilfredsstillende separation af eluat og partikler efter endt kontakttid.

På udvalgte jordprøver blev der gennemført en række udvaskningsforsøg med opløsninger af CaCl₂ og Ca(NO₃)₂: 100 g TS af jordprøverne blev afvejet i plastflasker. 200 ml udvaskningsmedie indeholdende de valgte koncentrationsniveauer af henholds vis CaCl₂og Ca(N0₃)₂ blev derefter tilsat, og prøverne blev ekstraheret ved rotation i 24 timer. Herefter blev faststoffaserne skilt fra væskefaserne ved centrifugering efterfulgt af filltrering, hvor fiiltreringstiden blev målt og registreret.

Tabel 4.7 viser resultaterne af en række filtreringsforsøg gennemført på udvalgte jordprøver.

Tabel 4.7
Resultater affiltreringsforsøg.

Resultaterne præsenteret i tabel 4.7 samt resultaterne af tidligere gennemførte filtreringsforsøg med eluat fra batchtestning af forskellige jordtyper viser, at lerholdige prøver er vanskeligere at filtrere end grovere jordtyper. Antagelig forårsages dette ganske simpelt af de lerede jordprøvers højere indhold af finere partikler, der er vanskeligere at centrifugere og filltrere ud af suspensionen, og som i højere grad tilstopper filteret.

Filtreringsforsøg

Tidligere gennemførte filtreringsforsøg på lerede As-holdige jordprøver (ASHL) (Holm et al., 1997) indikerede, at det ikke ville være hensigtsmæssigt at anvende koncentrationer lavere end 0,005 M CaCl₂. Af tabel 4.7 ses, at et lignende resultatet blev opnået på en tilsvarende ny prøve af ASHL med CA(NO ₃)₂. Imidlertid viser resultaterne af filtreringstest gennemført på andre lerholdige jordprøver, at der opnås tilfredsstillende filtreringstider for eluaterne baseret på såvel 0,001M CaCl₂ som 0,001M Ca(N0₃)₂. Resultaterne af de tidligere gennemførte filtreringsforsøg på de lerholdige arsenforurenede prøver må derfor anses for at være atypiske. Af hensyn til ligheden med jordvæsken er det samtidig ønskeligt at tilsætte CACl₂ i koncentrationer, som ikke overstiger 0,001 M. I batchudvaskningstests anbefales det derfor på det foreliggende grundlag at anvende en 0,001 M CaCl₂-opløsning som udvaskningsmedium, ikke mindst fordi dette medium i forvejen i vidt omfang anvendes i forbindelse med testning og måling på jord. Afprøvningen af 0,001 M CaCl₂ og demineraliseret vand som udvaskningsmedie i kolonneforsøg er ikke afsluttet, og det er derfor endnu ikke muligt at konkludere på disse forsøg. Kalciumklorid er dog ikke eneste mulighed, idet der også foreligger positive erfaringer med brugen af kalciumnitrat- og perkloratopløsninger. Kalciumnitrat diskvalificeres dog delvis, fordi nitrat er uønsket i længe revarende forsøg p.g.a. risikoen for stimulering af biologisk aktivitet i testsystemet. Der foreligger ikke danske erfaringer med perklorat, og en videre eksperimentel afprøvning af dette medium kunne derfor være på krævet. P.g.a. de meget korte tidsfrister for gennemførelse af disse undersøgelser har det ikke været muligt at teste perkloratopløsninger eksperimentelt indenfor rammerne af dette projekt.

Under alle omstændigheder anbefales det, at der gennemføres en undersøgelse af reproducerbarheden i forbindelse med anvendelse af en 0,001 M CaCl₂-opløsning (samt eventuelle andre medier) som ekstraktions middel.

Hensigten med dette forsøg har været at finde den kontakttid, hvor der opnås steady state tilstand for så mange stoffer som muligt i testsystemet. Samtidig er det ønskeligt at finde en kontakttid som sikrer en hurtig, men robust test.

Betydningen af kontakt/forsøgstiden for testresultatet blev undersøgt på en udvalgt jordprøve (PbM) ved at udtage prøver efter 1, 3, 9, 24, 48 og 168 timer fra en række parallelt igangsatte batchudvaskningsforsøg ved L/S= 2 l/kg. Udvaskningen foregik i lukkede flasker af polyethylen, som under forsøget blev agiteret i en lukket trækasse ved rotation omkring deres tværakse (ca. 10 rpm) - Der blev anvendt 200 g TS prøve og 400 MMI 0,001 M CaCl₂-opløsning. Hensigten med at udtage en så relativt stor prøvemængde var at opnå en stor repræsentativitet, således at prøverne i de enkelte beholdere kunne anses for at være direkte sammenlignelige.

Ved prøvetagningen blev jorden skilt fra væsken ved centrifugering (10 min ved 3000 rpm) efterfulgt af vacuumfiltrering gennem et 0,45 MM membranfilter. Der blev straks målt pH og ledningsevne på de filtrerede prøver, som efterfølgende blev analyseret for As, Pb, Ca, Fe. K, Mg, Na. S, Al, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Zn, P, Cl-, SO 4og alkalinitet- De anvendte analysemetoder er beskrevet i Bilag 6.

Resultaterne tidsforsøgene er vist på figurerne 4.1 og 4.2, hvor pH og koncentrationen af de enkelte stoffer er afbildet som funktion af kontakttiden. Resultaterne findes desuden i bilag 7.

Det generelle billede af udviklingen i stoffernes koncentrationer over tiden er, at der for en række af primært salte og makrokationer såsom klorid (domineret af tilsat CaC1₂), sulfat, Na og P opnås steady statelignende forhold i løbet af 3 til 24 timers kontakttid. Variationen i koncentrationerne af disse stoffer udgør typisk ikke mere end 10- 15 % i forhold til det generelle niveau. M.h.t. til stoffer som Ni, Cd, Co, Ba og Cr observeres der nogen variation (oftest initiel) over tiden, men generelt overstiger variationen ikke 20-30 % over de første 24 timers forsøgstid. Derimod ses det, at koncentrationsniveauet ved en forsøgstid svarende til 168 timer (7 døgn) adskiller sig op til ca. 50-70% fra de øvrige niveauer, eksempelvis for Cd og Ni. For Al, As, Mn, Fe (og i mindre udstrækning muligvis også Ca, Mg, Cu og K) er der tydeligvis ikke opnået steady state-forhold efter en forsøgstid udover 24 timer. I stedet ses tilsyneladende en igangværende udvikling i koncentrationsforløbet, hvilket er specielt udtalt for Mn og Al- Koncentrationsniveauet efter 7 døgn afviger i disse tilfælde væsentligt (mere end +/- 70 %) fra udgangsniveauet.

Følsomhed overfor pH og redoxpotentiale

Fælles for de fleste af de stoffer (Al, As, Mn, Fe, Ni, Cd), hvor der enten sås et væsentligt forskelligt koncentrationsniveau efter 7 døgn, sammenholdt med niveauet i prøver udtaget efter kortere kontakttid, og/eller tilsyneladende ikke blev opnået steady state i løbet af forsøgstiden, er, at udvaskningen enten er stærkt ph-afhængige og/eller meget følsom over for ændringer i redoxmiljøet. Redoxpotentialet blev ikke fulgt direkte over forsøgstiden, men, ph blev målt i forbindelse med hver prøveudtagning. Som det fremgår af figurerne og tabellen i bilag 7, var pH ret konstant (max. +/- 0,06 pH-enhed) over de første 24 timer af forsøgsperioden. Prøven udtaget efter 7 døgn havde et pH på 7,63 sammenlignet med niveauet på 7,73-7,79 i de foregående prøver. Under hensyntagen til at forsøgene ikke er gennemført pH-statisk, og at pH er målt i parallelt opsatte flasker over flere dage, er pH-variationerne små og indenfor den typiske analyseusikkerhed. Det kan dog ikke udelukkes, at pH-forskellene helt eller delvis kan forklare forskellene i stofkoncentrationerne mellem prøven udtaget efter 7 dage og de tidligere udtagne prøver. Dette forhold kan være et argument for i tilfælde som dette, hvor det er ønskeligt at udvikle en test, som ikke kræver kontrol eller justering af pH, ikke at lade testen forløbe så længe, at der opstår risiko for f.eks. udveksling med den omgivne lufts kuldioxid (flaskerne er ikke gastætte) eller ændringer i redoxforholdene. Disse effekter kan antages at være af endnu større betydning ved testning af kraftigere forurenede prøver med et højere indhold af organiske forbindelser. Den øgede opløselighed af Mn og As i prøven udtaget efter 7 døgn sammenlignet med opløseligheden i de tidligere udtagne prøver kan være et udtryk for et skift i redoxpotentialet, hvilket godt kan være foreneligt med de udviklinger der observeres i koncentrationerne af Al og Fe, når kinetiske forskelle i processerne for de enkelte komponenter tages i betragtning. Ændringer i makrokemien styrer fordelingen af sporelementer mellem jord og udvaskningsmedium, således at mange af de variationer, som observeres i koncentrationerne af sporelementer, f.eks. Ni og Cd, ikke nødvendigvis er udtryk for, at de styrende processer (sorptionsprocesser, se f.eks. Christensen & Holm, 1996) ikke er så hurtige som forventet, men snarere at disse processer efterfølger de makrokemiske ændringer, som foregår i systemet.

Figur 4.1
Udvikling i koncentrationen af udvaskede stoffer fra jordprøven PbM afbildet som funktion af forsøgstiden
(Figur - ialt 40 Kb)

Figur 4.2
Udvikling i koncentrationen af udvaskede stoffer, og pH, fra jordprøven PbM afbildet som funktion af forsøgstiden
(Figur - ialt 40 Kb)

Vanskeligt at generalisere

Samlet er det vanskeligt at generalisere konklusionerne baseret på dette ene forsøg med én enkelt jordprøve og relativt få prøveudtagninger. Resultaterne af forsøget viser, at koncentrationerne af flere af de undersøgte salte og sporelementer i mediet er relativt konstante efter de første 6 til 9 timer af forsøgstiden. For andre stoffer vurderes en forsøgstid på 24 eller 48 timer eller endnu længere tid at være nødvendig for at sikre steady state-lignende forhold. Nødvendigheden af konstante koncentrationer skal dog holdes op mod behovet for hurtige testresultater. En tilstrækkelig forsøgstid er derfor primært nødvendig udfra hensynet til at udvikle en reproducerbar og robust test, som f.eks. ikke påvirkes væsentligt af at forsøgstiden afkortes eller forlænges med f.eks. 1 time. Den egentlige relation til de virkelige forhold etableres gennem lysimeterstudier o.lign.

24 timers kontakttid i hvert trin anbefales

På baggrund af den eksperimentelle afprøvning med en enkelt jordprøve og ud fra oplysninger fra litteraturen (f.eks. Christensen & Holm, 1996) vurderes det, at en forsøgstid på 24 timer sandsynligvis i mange tilfælde vil være tilstrækkelig for at opnå et rimeligt robust forsøgsresultat. Således foreslås det, at den hidtil anvendte forsøgstid på henholdsvis 6 og 18 timer for de to trin i forslaget til CEN-test forlænges til 24 timer for hvert af de to trin. Der bør dog gennemføres mere omfattende undersøgelser af kontakttidens betydning for testresultatet.

EQ3/6

I forlængelse af forsøgene blev der gennemført hydrogeokemiske beregninger på forsøgsresultaterne fra 24, 48 og 168 timers forsøgstid. Formå let med at supplere resultaterne med hydrogeokemiske beregninger var at følge den generelle udvikling, herunder ladningsbalancen i systemet. Desuden var det hensigten at bestemme opløselighedsindeks for mulige mineraler med henblik på at afklare, i hvilket omfang koncentrations niveauerne af de enkelte stoffer er styret af opløselighedsreaktioner. Alle hydrogeokemiske beregninger blev gennemført med modellen EQ3/6 med en database, der var i overensstemmelse med MINTEQA2-databasen (Allison et al., 1991). l de 3 beregninger sås acceptable ladningsbalancedifferencer (overskud af kationer) på henholdsvis 13 % (24 timer), 13 % (48 timer) og 7% (7 døgn). Det manglende anionbidrag kan være relateret til opløst organisk stof, som det ikke har været muligt at inddrage i modelberegningerne.

Ingen ændringer i styrende mineraler med tiden

Med de usikkerheder, der eksisterer i relation til analyserne og data i den termodynamiske database anses mineraler med S1 (saturation index = log(IAP/K_s()), hvor IAP er ionaktivitetsproduktet for de indgående komponenter, og K_s() er opløselighedsproduktet for det pågældende mineral) i intervallet -0,5 til + 0,5 typisk for sandsynligt tilstedeværende i relation til hydrogeokemiske beregninger (SI = 0 mætning, S1 < 0 undermætning og SI > 0 overmætning). Når det ydermere vides, at mange af mineralerne i jordmiljøet sandsynligvis indeholder andre elementer, vil det antagelig være relevant at se nærmere på mineraler med SI i intervallet -1 til +1. Disse er fremhævet i tabel 4.8, hvor SI er opstillet for udvalgte mineraler. Generelt ses det, at der ikke er væsentlige forskelle i S1 mellem de enkelte prøver, dvs at de ændringer, som forekommer i eluatets sammensætning som funktion af forsøgstiden, tilsyneladende ikke ser ud til at påvirke vurderingen af, hvilke mineraler, der kan være styrende for udvaskningen af de enkelte stoffer.

Det skal bemærkes, at der som input generelt er anvendt et oxideret redoxniveau svarende til ligevægt med atmosfærisk luft. Elementerne Fe, Cr og As er således antaget at optræde på oxideret form med oxidationstrinnene henholdsvis IH, V1 og V.

Tabel 4.8:
Opløselighedsindex (SI) for udvalgte mineraler beregnet med EQ3/6.
Sandsynlige styrende mineraler med SI mellem -1 og + 1 er fremhævet.
(Tabel - 19 kb)

CEN-test, Procedure C

Der blev udført batchudvaskningsforsøg i henhold til CEN's forslag til overensstemmelsestest, Procedure C. dvs. 2 trin ved hhv. LIS = 2 og 10 l/kg (CEN. 1996). Forsøget blev gennemført som metoden anviser, med en kontakttid på 6 og 18 timer i hhv. første og andet trin. Det skal bemærkes, at indikationerne for, at en kontakttid på 24 timer i hvert trin nok er mere hensigtsmæssig (se afsnit 4.4), først forelå efter udførelsen af disse batchforsøg. Som udvaskningsmedium blev der benyttet 0,001 M CaCl₂-opløsning i demineraliseret vand, og det blev valgt at analysere eluatfraktionen fra det første trin af forsøget samt 5 udvalgte fraktioner fra det andet trin.

Perkolatfraktionerne svarende til L/S = 2 l/kg blev analyseret for nedenstående analyseparametre:

Overordnede parametre: pH, ledningsevne, alkalinitet.

Salte/makroioner: Sulfat, klorid, fosfat, nitrat. kalcium, kalium og magnesium.

Metaller/sporelementer: Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Ni, Pb og Zn.

Organiske samleparametre: NVOC.

Fraktionerne i andet trin (L/S = 10 l/kg) blev analyseret for samme parametre med undtagelse af alkalinitet, klorid, fosfat og nitrat- Det blev valgt kun at analysere perkolaterne fra anden fraktion fra prøverne 1, 10, 13, 14 og 16.

Resultaterne af de gennemførte batchudvaskningstests er vist i bilag 7, hvor stofkoncentrationerne samt beregnede udvaskede stofmængde er angivet for L/S = 2 l/kg og i visse tilfælde også for L/S = 10 l/kg. Analyseresultaterne for det benyttede udvaskningsmedium (blind) fremgår ligeledes af skemaerne. Med henblik på at vurdere variationen i stofudvaskningen fra de testede jorde ved L/S = 2 l/kg er koncentrationerne i samtlige af disse eluater for hver enkelt komponent afbildet på figur 4.3 for metaller/sporelementer og på figur 4.4 for makroioner/salte og NVOC. Pga. stor indbyrdes spredning på de fundne niveauer er der benyttet en logaritmisk koncentrationskala.

Eluatkoncentrationer kan ikke sammenlignes med jordvæskekoncentrationer

Det skal bemærkes, at resultaterne ikke afspejler forventede jordvæskekoncentrationer, idet det benyttede L/S-forhold (2 l/kg) er større end det L/S-forhold, der forekommer i en vandmættet jordmatrice (typisk 0,2 l/kg). Der kan heller ikke uden videre foretages kvantitative vurderinger af jordvæske-koncentrationer på baggrund af resultaterne, da forholdet mellem jord og væske i visse tilfælde har betydning for den resulterende koncentration, afhængigt af hvilken proces der kontrollerer udvaskningen af det pågældende stof.

Af analyseresultaterne for det rene udvaskningsmedium (blind) ses, at den ønskede koncentration på 0,001 M CaCl₂ (40 mg Ca/l og 73 mg CI/l) 50 er opnået. samt at mediet ikke indeholder signifikante mængder af de øvrige undersøgte stoffer. I det følgende kommenteres koncentrationsniveauerne for de enkelte stoffer i eluaterne.

Makroioner/salte:

Lille spredning

På trods af jordprøvernes indbyrdes forskel m.h.t. oprindelse og karakteristika konstateres det af figur 4.4, at der er en forholdsvis lille spredning i koncentrationsniveauerne for stort set alle saltene. Koncentrationsintervallerne for K, Na, Mg klorid og sulfat er hhv. <0,5-7,2 mg K/I, 2,1-7,2 mg Na/l, 0,22-2,8 mg Mg/l 68-80 mg Cl^- og 0,78-4,8 mg SO₄^2-/l og der er således en variation på under 10 mg/l mellem de fundne koncentrationer. For Ca's vedkommende forstyrres vurderingen af det forhold, at der er en initial koncentration i væsken. Det fremgår imidlertid af figuren, at Ca-koncentrationerne i eluaterne med undtagelse af 2 prøver ligger omkring 30-60 mg Ca/l, hvilket er et forholdsvis snævert interval. Den forhøjede udvaskning af Ca fra prøve 1 (100 mg/l) skyldes sandsynligvis, at jordprøven er en dyrket jord (fra toppen af profilen), som tidligere er blevet kalket, hvorved opløsning af kalk har bidraget med Ca. Den anden forhøjede koncentration (96 mg/l) fra prøve 16 (PbL) er i overensstemmelse med resultaterne fra tidsforsøget (se afsnit 4.3), hvor udvaskningen af Ca fra den benyttede jordprøve PbM, som er udtaget fra samme område, også er høj, antagelig pga. kalcit-opløsning. Det ses af bilag 7 og figur 4.4, at eluaterne fra de sure sandjorde udviser de laveste koncentrationsniveauer, og at disse i øvrigt er lavere end i udvaskningsmediet selv, hvilket primært må tilskrives ionbytning på sandkornene. For så vidt an går nitrat er der lidt større variation i koncentrationsniveauerne, hvilket er forventeligt i forhold til jordprøvernes oprindelse. Den største udvaskning findes typisk i overjordsprøver fra dyrkede arealer (prøve 1 og 10), mens nitratudvaskningen er mindre i prøver udtaget fra dybere lag og/eller sandjorde (f.eks. prøverne 3, 7, 15 og 13). Der er ligeledes en forholdsvis stor spredning i koncentrationsniveauerne for fosfat (ortho-P), fra <0.01-1.1 mg PO₄^2-/l, og som det fremgår af bilag 7, er denne stort set sammen faldende med variationen i nitratkoncentrationen.

Metaller og sporelementer:

Stor spredning for Al og Fe

Udvaskningen af de forskellige sporelementer og metaller er afbildet på figur 4.3. For så vidt angår Al og Fe ses, at der er en stor spredning på koncentrationsniveauer, hhv. 54-2700 µg Al/l og 40- 1000 µg Fe/l. Variationen i Al-koncentrationen skyldes sandsynligvis, at i visse jordbunde, især de sure, udgør gibsit, AI(OH),.,, den vigtigste bufferkapacitet. Al findes i disse jorde også på ionbytterkomplekset i store mængder som følge af opløsning af gibsit og efterfølgende ionbytning med Ca og Na. Det er således sandsynligt, at brugen af CaCl₂ i udvaskningsforsøget har med ført, at Ca har ionbyttet Al ud i væsken, hvilket også blev antydet oven for. Der udvaskes høje koncentrationer af Al fra prøve 14 (byjorden) på trods af, at komponenten har laveste opløselighed ved den målte pH værdi i eluatet. Dette kan muligvis kan skyldes, at partikler har passeret filtreringen.

Under aerobe forhold og pH>6 optræder jern udelukkende som Fe(HI) mineral, typisk oxider. Da jordene antagelig er aerobe og under forsøgene har haft rigelig adgang til atmosfærisk luft og dermed ilt, er Fe formentlig ikke på opløst form. I stedet er Fe sandsynligvis udvasket i form af kolloider mindre end 0,45 µm, svarende til den partikelafskæring, der blev benyttet under filtreringen af eluaterne.

Figur 4.3
Stofkoncentrationer i perkolatfraktionen svarende til L/S = 2 l/kg for samtlige jordprøver.
(Figur - 9 Kb)

Figur 4.4
Stofkoncentrationer i perkolatfraktionen svarende til L/S = 2 l/kg for samtlige jordprøver.
(Figur - 8 Kb)

Af figur 4.3 fremgår det. at koncentrationerne af sporelementerne As, Cd, Co, og Cr, som udvaskes fra uforurenede jorde generelt er lave og af samme størrelsesorden. Koncentrationsintervallerne for de forskellige elementer er følgende: As: <O. 1-6.6 µg/l, Cd: <0,05-1,7 µg/l, Co: 0,7-3,4 µg/l og Cr: <0,05-2,1 µg/l. Udvaskningen af Hg er meget lav og fremgår ikke af figur 4.3, idet halvdelen af de målte koncentrationerne er under detektionsgrænsen.

For sporelementerne Ni, Pb, Cu og Zn, er de fundne koncentrationsniveauer større end for de ovennævnte elementer. Koncentrationsniveauerne dækker ligeledes et bredere interval, hvilket kan skyldes, at der er en forholdsvis større variation i de pågældende elementers naturlige indhold i jord. Intervallerne for koncentrationerne af Ni, Pb, Cu og Zn er hhv. 2,9-13 µg Ni/l, <0,2-19 µg Pb/l, <1-30 µg Cu/l, <1-97 µg Zn/l. Det skal bemærkes, at de største koncentrationer af Pb, Ni og Zn er målt i eluatet fra byjorden, prøve 14. Eluatet fra prøve 15 har også et højt indhold af Zn og Ni, hvilket kan være relateret til det meget lave pH.

Med hensyn til Mn og Ba er der øjensynlig en stor variation i stofudvaskningen fra de forskellige prøver. Koncentrationsintervallerne for Mn og Ba er hhv. <0,2-140 µg Mn/l og 6,3-110 µg Ba/l. For Mn's vedkommende overstiger hovedparten af de målte koncentration dog ikke 20 µg/l, hvilket er forholdsvis lavt set i relation til typiske koncentrationer i råvand. Opløst Mn er imidlertid mere almindeligt i grundvandssammenhæng, hvor der ofte forekommer anoxiske forhold.

Stor udvaskning fra byjord og sure jorde

I tabel 4.9 er samtlige koncentrationer målt i eluaterne angivet for alle sporelementer, og de to højeste målinger for hvert stof er fremhævet. Det fremgår af tabellen, at mange af de højeste koncentrationer måles i prøve 14 (byjorden) samt i de sure jordprøver 13 og især 15. I forbindelse med etableringen af et erfaringsgrundlag for udvaskningen fra uforurenet jord er det måske hensigtsmæssigt at fortage en indledende inddeling af jordtyperne. I denne sammenhæng kan f.eks. foreslås at skelne mellem jorde fra byområder og jorde fra landområder. Derudover synes jordens pH ikke overraskende at have en signifikant betydning for udvaskningen af visse komponenter.

NVOC
Som indledende undersøgelse omkring udvaskningen af organiske stoffer, viser resultaterne af NVOC-analysen (se figur 4.4), at udvaskningen på nær én enkelt prøve er af samme størrelsesorden i samtlige prøver, med koncentrationer omtrent 1-10 mg NVOC/l. Prøve 15 (plantagejord) er udtaget umiddelbart under et øvre lag af organisk materiale, hvilket sandsynligvis er årsagen til den høje koncentration i eluatet (25 mg NVOC/l). I henhold til standardmetoden er NVOC et mål for det totale indhold af ikke-flygtige organiske stoffer, som optræder i en prøve ved stuetemperatur. Ved bestemmelse af NVOC i eluatprøver fra et batchudvaskningsforsøg som her udført, kan NVOC antages at være lig TOC (total organisk kulstof), idet de flygtige stoffer afstrippes under forsøget. Det er ikke muligt at udpege præcis hvilke stoffer, der er omfattet af NVOC-definitionen, men der er generelt tale om meget hydrofile stoffer, herunder humusstoffer i forskellige polymeriseringsgrader samt nedbrydningsprodukter heraf som f.eks. phenoler, alkoholer og acetone.

Tabel 4.9
Oversigt over målte metal- og sporelementkoncentrationer i eluaterne fra udvaskning af jordprøver ved L/S = 2 l/kg. De to højeste målinger for hvert stof er fremhævet.
(Tabel - 21 kb)

Det vil være hensigtsmæssigt at skabe og beskrive såvel en administrativ som en fysisk/kemisk sammenhæng mellem kriterier baseret på partielle analyser og kriterier baseret på stofudvaskning. Som led i et forsøg på at etablere en sammenhæng mellem kriterierne vil det være relevant at undersøge, om der for nogle stoffers vedkommende foreligger en relation mellem det partielle indhold og udvasket stofmængde.

Ingen simpel sammenhæng

For hver enkelt stof er de beregnede akkumulerede udvaskede stofmængder ved L/S = 2 for samtlige prøver og ved L/S =. 10 l/kg for prøverne 1, 10, 13, 14 og 16 afbildet mod prøvernes partielle indhold i figur 4.5-4.10. Afbildningerne er foretaget med logaritmiske akser, som begge dækker over samme koncentrationsinterval (i mg/kg TS). Det fremgår som for ventet af figurerne, at der ikke eksisterer en simpel sammenhæng mellem de to variable. Generelt er variationerne i såvel det partielle indhold som de udvaskede stofmængde relativt begrænsede, hvilket vanskeliggør på visningen af en mulig sammenhæng. Imidlertid giver den begrænsede variation muligheden for at udlede nogle baggrundsniveauer for hver for forureningskomponenter i uforurenet jord Det kan konstateres, at det partielle indhold i nogle af de såkaldte uforurenede jordprøver, for visse stoffer, overskrider jordkvalitetskriterierne (se tabel 2.1).

Figur 4.5
Udvasket stofmængde afbildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøver for hhv. As, Cu og Ba. Den stiplede linje angiver jordkvalitetskriteriet.
(Figur - 19 Kb)

Figur 4.6
Udvasket stofmængde afblildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøver for hhv. Zn, Pb og Cr. Den stiplede linje angiver jordkvalitetskriteriet.
(Figur - 19 Kb)

Figur 4.7
Udvasket stofmængde afbildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøver for hhv. Cd, CO og Ni- Den stiplede linje angiver jordkvalitetskriteriet.
(Figur - 19 Kb)

Figur 4.8
Udvasket stofmængde afblildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøver for hhv. K, Na og Mg.
(Figur - 17 Kb)

Figur 4.9
Udvasket stofmængde afbildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøverfor hhv. Fe, Al og Mn.
(Figur - 18 Kb)

Figur 4.10
Udvasket stofmængde afbildet mod partielt indhold i uforurenede jordprøverfor hhv. Fe, Al og Mn.
(Figur - 13 Kb)

I forbindelse med gennemførelsen af dette projekt er der foretaget en række indledende forsøg med henblik på at undersøge, hvorvidt kolonneforsøg kan anvendes som testmetode for jord på karakteriseringsniveau. Disse forsøg har generelt taget udgangspunkt i en forsøgsopsmetodik, som typisk benyttes i forbindelse med testning af restprodukter.

Jord med højt lerindhold kan give flowproblemer ved kolonneforsøg

I forhold til restprodukter er partikelstørrelsen i jord typisk meget mindre og derudover som uforstyrrede prøver ofte præget af betydelig større inhomogenitet. Den primære betænkelighed med hensyn til testning af jord ved kolonneforsøg er knyttet til de potentielle problemer for jordtyper med højt indhold af ler og andet finkornet materiale. Ved testning af materialer i kolonner er det vigtigt, at der kan etableres et flow igennem kolonnen, og at kontakten mellem faststoffasen og udvaskningsmediet er optimal. Gode kontaktforhold vil blandt andet være betinget af, at strømningen foregår ensartet i kolonnen, dvs. uden kanaldannelse eller rand flow. Der blev derfor gennemført en række indledende forsøg, herunder:

	Testning af jordprøve med højt lerindhold uden forudgående homogenisering
	Testning af samme jordprøve med homogenisering
	Testning af homogeniseret jordprøve med højt indhold af ler, samt større indhold af grovkornet materiale og udført som tracer-forsøg.

På grund af jordens mindre partikelstørrelse har det til forsøgene været muligt at anvende mindre kolonner end ved testning af restprodukter. Fordelen herved er, at det reducerer forsøgstiden. Et forhold mellem længde og diameter af jordkolonnen på mindst 4, som generelt anbefales ved testing af restprodukter (Hjelmar & Traberg, 1995), blev dog bevaret.

Udvaskning med demineraliseret vand

Alle kolonneforsøgene med undtagelse af et tracerforsøg blev udført med DNV som udvaskningsmedium, idet beslutningen om anvendelse af elektrolyt til udvaskningsforsøg ikke var truffet endnu.

En detailleret beskrivelse af de gennemførte forsøg og samtlige resultater heraf findes i bilag 8 på journalform. I det følgende redegøres kort for konklusionerne af forsøgene.

Let homogenisering anbefales

Forsøgene viste, at homogenisering i form af opblanding i blandemaskine (dejblander) resulterede i en mere homogen pakning af jorden, hvorved det var muligt at undgå eller minimere strømning langs indersiden af kolonnen. I alle tilfælde gav forsøgene den erfaring, at udvaskningsegenskaberne af lerholdig jord (prøver med lerindhold på mere end 10%) ikke kan anbefales undersøgt ved brug af kolonneudvaskningsforsøg. Imidlertid er selv et forhåndskendskab til en jordprøves lerindhold ikke et til strækkeligt grundlag for en vurdering af en dens egnethed til testning i en kolonne. Under virkelige forhold foregår strømning i lerede jorde typisk gennem sprækker, hvilket det i praksis ikke er muligt at simulere i en kolonnetest. Dette gælder især ved den anvendte forbehandling. Optimal kontakt mellem jord og væske, som for kolonneudvaskning er en ønsket forudsætning, vil af denne grund heller ikke være mulig, hvis man ønsker at simulere virkeligheden. Udvaskning ved gennemstrømning er for lerede jordtypers vedkommende således næppe heller relevant i forhold til de reelle problemstillinger. I forbindelse med karakteriseringstestning af mere grovkornet jord kan der på baggrund af forsøgene antages at være en god jord/væske-kontakt i hele kolonnen. Som procedure for forbehandling af jord forud for gennemførelse af et kolonneforsøg kan det derfor anbefales, at der foretages en let homogenisering af jordprøven med henblik på at opnå en repræsentativ prøve, men det anbefales samtidig, at andre påvirkninger såsom tørring, opvarmning og belysning af jorden undgås.

På baggrund af de erfaringer, som blev opnået under gennemførelsen af de indledende forsøg, blev tre kolonneforsøg til karakteriseringstestning for As og Pb iværksat. To af kolonnerne indholdt hhv. jordprøverne PbM og ASLL, og det benyttede udvaskningsmedium var 0.001 M CaCl₂. Den tredje kolonne indeholdt PbM, som blev udvasket med demineraliseret vand (DMV).

Ved samtlige forsøg er der benyttet den i Bilag 8 beskrevne opstilling og procedure. Der blev installeret filtre på kolonnernes udløbsslange, således at eluatet blev filtreret umiddelbart før opsamling i polyetylenbeholdere. Der blev opsamlet eluatfraktioner i intervallet L/S = 0-1,0 l/kg, og pH samt ledningsevne blev målt i samtlige fraktioner. Efter endt forsøg blev der af delfraktionerne fremstillet to blandprøver repræsenterende hhv. intervallet L/S = 0-0,1 l/kg og 0,1 - 1,0 l/kg. Blandprøverne fra A_SLS-kolonnen samt PbM-kolonnen udvasket med CACl₂, blev analyseret for hhv. arsen og bly.

Stor initialudvaskning

Resultaterne er vist i Bilag 12, hvor pH og ledningsevnen målt i de samlede eluatfraktioner er vist som funktion af L/S. Derudover er arsen og blykoncentrationerne samt udvaskede mængder angivet for L/S = 0, l og 1,0 l/kg og afbildet som funktion af L/S. For de tre kolonner gælder, at det ikke har været muligt at opretholde et konstant flow, på trods af uændret pumpeydelse gennem hele forsøget. De forskellige flowhastigheder i hver kolonne har medført forskellige tidshorisonter for opnåelse af L/S = 1,0 l/kg, hhv. 56, 64 og l78 dage for A_SLS, PbM(DMV) og PbM(CaCl₂). Det fremgår af resultaterne fra kolonneforsøget med prøve A_SLS, at pH varierer betydeligt med en generelt stigende tendens op til L/S = 0,5 l/kg hvorfra værdierne forbliver forholdsvis konstante. Således stiger pH mere end en halvanden enhed over forsøgsperioden. Det ses af ledningsevnen, at der initialt sker en høj udvaskning. Denne aftager frem til L/S 0,3-0,4 l/kg, hvorefter ledningsevnen opnår en forholdsvis konstant værdi, svarende til niveauet for udvaskningsmediet (26 mS/m). Sammensætningen af udvaskningsmediet er i L/S-intervallet 0,3-1,0 l/kg således bestemmende for eluatets makrokemi. pH-variationen, der konstateres i den første del af forsøget, skyldes formentlig, at makrokemien ændres betydelig i starten, hvorefter den stabile ionstyrke (målt som ledningsevne) tillader pH at konvergere mod en konstant værdi.

Højere pH ved udvaskning med DMV end ved udvaskning med kalciumkloridopløsning

Med hensyn til resultaterne af pH- og ledningsevnemålingerne i eluaterne fra forsøgene med prøve PbM forstyrres sammenligningen mellem udvaskning med DMV og CaCl₂ af det forhold, at der har være væsentligt forskellige opholdstider i de to kolonner. Af ledningsevnen ses dog, at der indbyrdes og sammenlignet med A_SLS er ens udvaskningsforløb, med høje initielle ledningsevner, som aftager mod en konstant værdi ved L/S = 0,2 l/kg. Ledningsevnen målt i kolonnen udvasket med CaCl₂ ligger naturligt nok højere end i den udvasket med DMV, hvilket afspejler udvaskningsmediets eget bidrag. Der er ingen signifikant forskel i pH mellem eluaterne fra de to kolonner op til L/S = 0,2 l/kg. Forskellen i pH mellem de to kolonner bliver først tydelig, når den initielle udvaskning er overstået, og der er overensstemmelse med forventningen om et pH i eluatet fra kolonnen udvasket med DMV, som ligger højere end i eluatet fra CaCl₂-udvaskningen (omtrent 0,5 pH-enhed).

Som det fremgår af Bilag 12 stiger koncentrationsniveauet i eluatet med stigende L/S for udvaskningen af As fra prøve AsLS, mens det falder med stigende L/S for udvaskningen af Pb fra prøve PBM.

Som nævnt i afsnit 4.1.2 blev prøverne 10 og 14 udvalgt til kolonneforsøg med anvendelse af 0.001 M CaCl₂ som udvaskningsmedium. Ved samtlige forsøg har den i bilag 8 beskrevne opstilling og procedure været benyttet. Der blev installeret filtre på kolonnernes udløbsslanger, således at eluatet blev filtreret umiddelbart før opsamling i polyetylenbeholdere. Der blev opsamlet eluatfraktioner i intervallet L/S = 0-1,0 l/kg, og pH samt ledningsevne blev målt i samtlige fraktioner. Efter endt forsøg blev der af delfraktionerne fremstillet to blandprøver repræsenterende intervallerne L/S = 0-0,1 l/kg og 0,1 - 1,0 l/kg, og disse blev efterfølgende analyseret for en hel række uorganiske parametre.

Tilstopning af filtre

Resultaterne af karakteriseringstestningen af uforurenede jordprøver er vist i Bilag 12, hvor målinger af pH og ledningsevne i eluatfraktionerne samt koncentrationer i blandprøverne og de tilhørende beregnede udvaskede stofmængder er angivet. De udvaskede stofmængder er desuden afbildet sammen med resultaterne af testningen på overenstemmelsesniveau ved L/S 2 og 10 l/kg. Det ses, at pH er forholdsvis konstant i eluaterne fra begge kolonner. Derimod adskiller prøve 14 sig fra de andre undersøgte jordprøver (forurenede som uforurenede) ved at have et andet udvaskningsforløb, med stigende ledningsevne over hele forsøget. Der blev dog under forsøget konstateret en gentagen tilstopning af filtrene som følge af kolloidudvaskning, hvilket kan have haft indflydelse på de målte ledningsevner og metalkoncentrationer.

God overensstemmelse mellem batch- og kolonneforsøg for sporelementer

Af afbildningerne af resultaterne fra såvel kolonne- som batchforsøg på prøverne 10 og 14 fremgår det, at for de fleste parametres vedkommende er en god overgang mellem de to forsøg, således at de akkumulerede udvaskede stofmængder stiger med stigende L/S. Overgangen mellem kolonne- og batchforsøg er generelt bedst for sporelementerne. Resultater, for hvilke den udvaskede stofmængde er højere ved L/S = I end ved L/S = 2 l/kg, kan være forårsaget af opløselighedskontrol eller af, at der er tale om to forskellige forsøg, hvor små inhomogeniteter mellem to del prøver af samme prøve kan få betydning, især når der tale om lave niveauer som i uforurenede prøver. Desuden er bacthudvaskningsforsøgene udført ved kortere kontaktid end anbefalet endeligt, hvorfor de udvaskede mængder ved L/S 2 og 10 l/kg kan være underestimeret. Redoxfølsomme parametre som mangan vil desuden kunne udvise store forskelle i udvaskede mængder mellem kolonne og batch, idet de lange opholdstider i kolonnen kan føre til ændringer i redox-forholdene og dermed til større udvaskning. Der kan dog ikke alene på baggrund af resultaterne fra de to forsøg drages egentlige konklusioner vedrørende udvaskningsforløbet for de enkelte parametre, idet der som nævnt er tale om to forskellige forsøg uden overlap m.h.t. L/S.

I forbindelse med udtagning og forbehandling af prøver af forurenet jord til testning for stofudvaskning (og til faststofanalyser) skal det sikres, at de prøver. der efter endt forbehandling testes, er repræsentative for den mængde af jord, som ønskes vurderet/godkendt på grundlag af testen.

For så vidt angår prøvetagningsproceduren skal der tages hensyn til prøvetagningsstedet og jordens sammensætning, herunder typen af forureningsparametre. Antallet og størrelsen af delprøverne afhænger af jordens kornstørrelsesfordeling og variationen i de parametre, som skal undersøges, samt af den ønskede præcision og nøjagtighed.

Tørring bør undgås

Forbehandlingen af jordprøverne vil omfatte en eventuel tørring (bør om muligt undgås, og bør i givet fald udføres ved den lavest mulige temperatur), blanding af delprøver, neddeling af blandprøven til den mængde, som skal anvendes ved testningen og/eller analyseringen, og en eventuel homogenisering og/eller nedknusning af materialet til den maximumskornstørrelse, som den efterfølgende testning foreskriver.

Bestemmelse af UM

Som omtalt i afsnit 3.2.2 vil det især være størrelsen af den beregnede (L/S)_k, som vil være afgørende for, hvilke udvaskningstests, der er anvendelige til at teste stofudvaskningen fra forurenet jord, og derigennem tilvejebringe værdier af UM_k, som vil kunne anvendes i forbindelse med den opstillede model og de tilhørende scenarier.

CEN batchudvaskningstest

Ved anvendelse af en modificeret udgave af den såkaldte Compliance batchudvaskningstest (CEN, 1996) som udgangspunkt for testning af jord på overensstemmelsesniveau, vil der opnås resultater ved L/S = 2 og 10 l/kg (eller eventuelt blot ved L/S = 2 l/kg). Der vil opstå en vis konsistens mellem restprodukt- og jordområdet, såfremt denne metode kan anvendes til testning af begge materialer. Imidlertid er der mange biogeokemiske forskelle mellem jord og restprodukter, hvilket sandsynligvis vil nødvendiggøre visse modifikationer af affaldstesten for at gøre den egnet til anvendelse på jord.

Udvaskning af jord bør ske med 0,001 M CaCl2

Erfaringerne med testning af stofudvaskningen fra forurenet jord er indtil videre få. Eksperimentelle afprøvninger af en modificeret CEN-test har indikeret, at der som udvaskningsmedie ikke bør anvendes demineraliseret vand, som foreskrevet i forslaget til testning af granulære affaldsmaterialer. I stedet kan der anvendes en 0,001 M kalciumkloridopløsning (CaCl₂) , hvilket synes at have sikret en tilfredsstillende filtrering af eluaterne fra hovedparten af de gennemførte udvaskningstests. Kalciumklorid er dog ikke eneste mulighed, idet der som tidligere nævnt også foreligger lovende erfaringer med brugen af kalciumnitrat- og kalciumperkloratopløsninger. Betydningen af, forsøgstiden for testresultatet blev undersøgt på en udvalgt jordprøver ved L/S = 2 l/kg (se afsnit 4.4). Udfra disse forsøg vurderes det, at den foreskrevne forsøgstid på 6-18 timer for de to trin i forslaget til CEN-testen bør forlænges til 24 timer for hvert af de to trin ved testning af jord. Vurderingen er foretaget på et spinkelt eksperimentelt grundlag og bør følges op af flere forsøg, herunder forsøg til undersøgelse af reproducerbarheden af den foreslåede test. Desuden er anvendelsen af en sådan test afhængig af, at der kan etableres pålidelige relationer mellem resultater fundet ved denne test og de UM_k-værdier, som skal indgå i sammenligningen med M, for de enkelte relevante scenarier. Under forudsætning af, at dette lykkes, kan det anbefales, at testningen udføres som en to-trins batchudvaskningstest modificeret ud fra procedure C i prEN 12457 eller eventuelt som en ét-trins test ved L/S = 2 l/kg ud fra Procedure A i samme testbeskrivelse.

Håndsortering og homogenisering

Inden gennemførelse af testen anbefales det, at jordprøven håndsorteres. og at større sten, murbrokker, glas samt synligt organisk materiale fjernes. Herefter homogeniseres, dvs blandes, prøverne grundigt, og de opbevares mørkt og i lufttæt emballage, f.eks. i plastikspande med tætsluttende låg, eller de nedfryses eventuelt, indtil gennemførelse af testen.

På baggrund af det nuværende vidensniveau og de gennemførte undersøgelser kan det således anbefales, at testning af stofudvaskningen fra jord gennemføres som anført under procedure C eller A i CEN prEN 12457 med følgende modifikationer og præciseringer: Testen gennemføres ved stuetemperatur i lukkede flasker af polypropylen eller polyetylen, som under forsøget agiteres ved rotation omkring sin tværakse (ca. 10 rpm).

200 g TS (tørstof) af den homogeniserede jord udvaskes i 24 timer med 400 ml 0,001 M CACl₂-opløsning svarende til L/S = 2 l/kg. Efter de 24 timers udvaskning skilles faststoffasen fra væskefasen ved centrifugering (10 minutter ved 3000 rpm) efterfulgt af vacuumfiltrering gennem et 0,45 Mm membranfilter. Den filtrerede jordprøve resuspenderes herefter (ved anvendelse af Procedure C) i 1600 mi 0,001 M CaCl₂-opløsning svarende til L/S = 8 l/kg (og akkumuleret over de to trin til L/S = 10 l/kg) og udvaskes i yderligere 24 timer på samme måde som i første trin. Herefter separeres faststoffase og væskefase (eluat) på samme måde som beskrevet ovenfor.

pH og ledningsevne måles i eluaterne umiddelbart efter afslutning af hvert af de to trin i udvaskningen. Eluaterne konserveres og analyseres herefter for de ønskede parametre.

Udvaskningsresultater svarende til L/S-værdier mindre end 2 l/kg vil næsten kun kunne tilvejebringes ved hjælp af kolonneforsøg, og i den forbindelse er der gennemført undersøgelser med testning af både uforurenet og forurenet jord ved kolonneforsøg (se afsnittene 4.6.2 og 4.6.3 samt Bilag 12).

Med udgangspunkt i de scenarier, som blev opstillet i afsnit 2.4, og de værdier af de maksimale accepterede forøgelser af grundvandskoncentrationen, GK, som er gengivet i tabel 2.3 i afsnit 2.3, er der i det følgende foretaget en række gennemregninger af modellen til bestemmelse af den acceptable specifikke udvaskede mængde, M_sk og den kriterierelaterede L/S-værdi, (L/S), samt efterfølgende bestemmelse af den akkumulerede udvaskede mængde ved (L/S)_k, UM_k, og sammenligning af denne med M_SA for en række jordtyper, restprodukter og potentielle forureningskomponenter.

Kun eksempler

Til brug for scenarieberegningerne fastlagde miljøstyrelsen de i tabel 2.3 angivne værdier af GK. Miljøstyrelsen har efterfølgende udmeldt de, grundvandskvalitetskrav, der er vist i Bilag 2. De udførte scenariegennemregninger må derfor i deres nuværende tilstand primært betragtes betragtes som eksempler, som ikke bør overfortolkes. Et andet problem har været, at der kun for udvaskning af et mindre antal komponenter fra kulflyveaske har foreligget et datamateriale, som opfylder de krav til detailleringsgrad med hensyn til L/S-værdier, som anvendelsen af modellen på de ovennævnte scenarier stiller. Der er derfor på nuværende tidspunkt ikke foretaget scenarieberegninger med udvaskningsdata for kulbundaske og affaldsforbrændingsslagger. Det nødvendige grundlag for at gennemføre sådanne beregninger er som beskrevet i afsnit 3.3.1 under udarbejdelse.

Formålet med de udførte beregninger har dels været at søge at opnå et overblik over hvilke L/S-værdier, der er behov for udvaskningsdata for, dels på det foreliggende datagrundlag at opnå et første indtryk af, hvor kritiske de forskellige scenarier er i relation til nyttiggørelse af kulflyveaske og udlægning af jord, specielt en række af de indsamlede »uforurenede« jordtyper.

Kulflyveaske

Det første sæt beregninger er gennemført for datasættet for udvaskning af klorid, As, Cr og K fra kulflyveaske, se Bilag 3. Der er regnet på alle restproduktscenarierne i tabel 2.4. Resultaterne er vist i Bilag 9 og opsummeret i tabellerne 5.1 og 5.2 i form af beregnede værdier af UM_k/M^SA.

Af tabellerne fremgår det, at for kulflyveaske er Cr et særdeles problematisk stof i relation til risikoen for grundvandsforurening, idet kriteriet overskrides for Cr for næsten alle scenarier. Når As i terrænregulerings scenariet undtages, overholder de andre tre parametre kriteriet, oftest med en stor margin. Det mest restriktive scenario er, som tilstræbt, terrænregulering ved den lave infiltration, mens det mindst restriktive scenario er anvendelse af restprodukt i veje. Af Bilag 9 fremgår det, at der til vurdering af disse scenarier er behov for udvaskningsdata svarende til L/S værdier, der varierer fra 0,007 l/kg til 11,7 l/kg .

»Uforurenet« jord

Det næste sæt beregninger er renjordsscenariet anvendt på 5 prøver af mere eller mindre »uforurenet« jord. Beregningerne, der er vist i Bilag 10, er foretaget for klorid, sulfat, Na, K, As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb og Zn. Der er alene brugt resultater af batchudvaskningstesten udført ved L/S = 2 l/kg, hvilket i de fleste tilfælde fører til anvendelse af en alt for

Tabel 5.1
Scenarieberegninger for kulflyveasken HF1. Beregning af UM_k/M_SA Kriterieoverskridelser, dvs. værdier af UM_k/M_SA > 1, er fremhævet.

Tabel 5.2
Scenarieberegninger for kulflyveasken HF1. Beregning af UM_k/M_SA.
Kriterieoverskridelser, dvs. værdier af UM_k/M_SA > 1, er fremhævet.
(Tabel - 20 Kb)

stor værdi af UM_k. og dermed til en »uretfærdig« vurdering af, om kriteriet er overholdt. De resulterende værdier af UM_k/M_SA er vist i tabel 5.3 for l 0,2 m/år og i tabel 5.4 for I = 0,7 m/år. Af tabellerne fremgår det, at kriterierne er overskredet for alle de 5 jordtyper ved I = 0,2 m/år. De højeste overskridelser ses for Pb, As, Ni og Zn for jord 1 (agerjord) og jord 14 (byjord). De betydelige overskridelser af kriteriet skyldes til dels, men ikke udelukkende, at der anvendes en for stor (L/S)_k-værdi til bestemmelse af UM_k. For I = 0,7 m/år bliver vurderingen baseret på L/S = 2 l/kg mere reel, og der ses kun mindre overskridelser for jord I og jord 14 for Pb og Zn.

Tabel 5.3
Beregning af UM_k/M_SA for renjordsscenariet for I = 0,2 m/år. Kriterieoverskridelser, dvs værdier af UM_k/M_SA > 1, er fremhævet.

Tabel 5.4
Beregning af UM_k/M_SA for renjordsscenarietfor I = 0, 7 m./år. Kriterieoverskridelser, dvs værdier af UM_k/M_SA > 1, er fremhævet

Afprøvning af nyttiggørelsesscenarier på jord

Det sidste sæt scenarieberegninger er foretaget for jord 1 for alle nyttiggørelsesscenarierne ved 1 = 0,2 m/år. Ganske vist er det kun terrænreguleringsscenariet, der er relevant i forhold til udlægning af ren jord, men beregningerne er gennemført som en slags kontrol af, at der ikke opstår absurditeter (kriterieoverskridelser) ved anvendelse af jord, der regnes som ren, under former, som tænkes anvendt ved nyttiggørelse af restprodukter eller lettere forurenet jord. Resultaterne er vist i Bilag 11 og nedenstående tabel 5 .5. Af tabellen fremgår det, at jord 1 for alle de undersøgte parametre overholder kravene for samtlige scenarier, generelt med en god margin, undtagen for terrænreguleringen, hvor der er mindre overskridelser for Ni, Pb og Zn. Overskridelsen kan dog i alle tre tilfælde muligvis skyldes, at der er anvendt for store værdier af UM_k.

For en nærmere beskrivelse af opbygningen af og sammenhængen mellem de forskellige scenarier henvises til afsnit 2.4.

Tabel 5.5
Scenarieberegninger for jord I og I = 0,2 m/år. Tallene i tabellen angiver UMk/Msa. Kriterieoverskridelser, dvs. værdier af UM_k/M_SA > 1, er fremhævet.

De gennemførte eksperimentelle undersøgelser og scenarieberegninger vil kunne udgøre en del af grundlaget for etablering af udvasknings- og grundvandsbeskyttelsesrelaterede kriterier for nyttiggørelse af forurenet jord og restprodukter. Herudover har det gennemførte arbejde bidraget til at afklare, hvilke videre undersøgelser, som må anses for ønskelige og nødvendige for på lidt længere sigt at etablere det nødvendige faglige grundlag for anvendelse af metoden, opstilling af kriterier og eventuelle revisioner af disse.

Udviklingsarbejde

Da det på lidt længere sigt er hensigten at kunne opstille kriterier for alle relevante stoffer, f.eks. som angivet i Nielsen et al. (1995), og for alle de jordtyper, som er almindeligt forekommende i Danmark, er det nødvendigt dels at udvikle de nødvendige testkoncepter og -metoder, dels at teste et bredt udsnit af de forekommende j ord- og forureningstyper.

Udvælgelse af jordtyper

Udvælgelsen af jordtyper til testning kunne eksempelvis ske ved at udpege de karakteristika ved jorden (jordfaktorer), som for de enkelte forureningskomponenter er styrende for udvaskningen, og herefter sikre, at der gennem udvælgelsen af jordprøver opnås tilstrækkelig variation i disse jordfaktorer. I dette tilfælde, hvor antallet af potentielle forureningskomponenter er meget stort, og hvor de styrende parametre er forskellige for de enkelte grupper af forureningskomponenter, vil denne fremgangsmåde resultere i udtagning af et stort antal jordprøver. En anden mulighed, som kan vise sig at være enklere, er at tage udgangspunkt i testning af jordtyper svarende til alle almindeligt forekommende jordtyper i Danmark. På den måde vil variationerne i jordfaktorerne blive medtaget i den grad, de forekommer i danske jordtyper. Det Danske Jordarkiv (Lamm, 1971) blev oprettet med det formål at indsamle et så repræsentativt og velkarakteriseret dansk jordmateriale som muligt, der ville kunne tjene som reference for størstedelen af de danske jordtyper. En systematisk gennemgang af oplysningerne fra dette arkiv vil være et godt udgangspunkt for den videre udvælgelse af jordprøver.

Forureningskomponenter

Grundlaget for fastsættelse af reglerne for anvendelse/nyttigørelse af forurenet jord bør som nævnt inkludere undersøgelser af jordprøver, som er repræsentative for typisk forekommnende jordforureninger i Danmark. I Kjeldsen & Christensen (1996) findes eksempelvis en brancheopdelt opgørelse over registrerede forurenede grunde. Denne opgørelse omfatter jordforureninger fra 43 forskellige industrityper/brancher, hvoraf en del formentlig er af mindre betydning i forhold til størstedelen af de typisk forekommende forureningstyper. Endvidere er der givet eksempler på, hvorledes de potentielle jordforureninger fra forskellige industrityper kan opdeles i grupper på grundlag af de karakteristisk forekommende foreningskomponenter. Sådanne opgørelser kan benyttes til udvælgelse af et karakteristisk udsnit af prøver af forurenet jord, som dækker de forskellige forureningskilder og de tilhørende forureningstyper. Udover jordprøver, som er forurenet af punktkilder, vil det også være ønskeligt at teste jordprøver fra arealer, som har et forhøjet indhold af forureningskomponenter, der stammer fra liniekilder (f.eks. kloakledninger og vejstrækninger) og fra diffuse kilder (typisk luftforurening). En meget stor del af denne form for forurening (ca. 80%) skønnes at være forårsaget af meget få forureningskomponenter, f.eks. bly og vejsalt og vil sandsynligvis kunne repræsenteres af relativt få prøver i testgrundlaget.

Jord og restprodukter

Det er endvidere ønskeligt, at det faglige grundlag for opstilling af kriterier for nyttiggørelse også kommer til at omfatte et antal restprodukter. For nogle af disse, f.eks. kulflyveaske og affaldsforbrændingsslagge, er testgrundlaget på nuværende tidspunkt mere veludbygget end for forurenet jord. Det vil således være muligt i et vist omfang at indsamle og anvende allerede eksisterende resultater som en del af testgrundlaget for disse materialer. Under alle omstændigheder er det dog ønskeligt at teste udvalgte restprodukter samt at sikre, at der som et led i godkendelsen af »nye«, f.eks. behandlede/stabiliserede restprodukter foretages tilsvarende undersøgelser af disse.

Undersøgelsesstrategi

Samlet vurderes det således ønskeligt at tilvejebringe testresultater for et betydeligt antal prøver. Der er således behov for at udforme en undersøgelsesstrategi, som på faglig forsvarlig vis baseres på en prioritering og en løbende udbygning af testgrundlaget.

Testning

Strategien bør indebære, at der indsamles jord-, og restproduktprøver efter de ovennævnte principper. De indsamlede prøver bør testes på overensstemmelsesniveau, og et udvalgt udsnit heraf endvidere på karakteriseringsniveau. Som et led i karakteriseringstestningen bør der etableres kolonne og/eller lysimeterforsøg, hvor udvaskningen kan følges over længere tid, såvidt muligt under naturlige eller simuleret naturlige klimatiske og flowmæssige forhold. Lysimeterforsøg i stor skala er meget ressourcekrævende, og vil kun kunne udføres på et mindre udsnit af de ind samlede jord- og restproduktprøver. For kulflyveaske foreligger der alle rede et omfattende datamateriale fra lysimeterudvaskningsforsøg.

Feltforsøg

Det bør tilstræbes at udføre forsøg (eventuelt i form af feltforsøg på eksisterende nyttiggørelsesprojekter), hvor de fysiske parametre i de opstillede ligninger varieres, således at det kan kontrolleres, om koblingen mellem laboratorieforsøg og de faktiske fysiske scenarier kan beskrives på den forudsatte måde.

Organiske forureningskomponenter

Endelig, men som et meget centralt punkt, bør testning af udvaskningen af organiske stoffer fra forurenet jord indgå i det fremtidige arbejde. Dette forudsætter, at der foretages en massiv udviklingsindsats indenfor udvikling af tests til organiske stoffer. En række af de organiske forureningskomponenter, f.eks. klorerede opløsningsmidler, er flygtige, men nogle er også vandopløselige som f.eks. MTBE og derfor vigtige i relation til en udvaskningsproblematik. Der skal derfor udvikles tests, som kan anvendes på jord, som er forurenet med flygtige forbindelser. I hovedparten af de jordforureninger, som registreres i Danmark, er de primære forureningskomponenter organiske forbindelser.

Allison, J.D. D.S. Brown & K.J. Novo-Gradac (1991): MINTEQA2/PRODEFA2. A geochemical assessment model for environmental systems: Version 3.0 user's manual. EPA/600/3-91/021. Environmental Research Laboratory, U.S. Environmental Protection Agency, Athens, Georgia 30605.

CEN (1996): Characterization of waste. Leaching. Compliance test for leaching of granular waste materials. Determination of the leaching of constituents from granular waste materials and sludges. Draft European Standard prEN 12457, CEN/TC 292.

Christensen. T.H. & P.E. Holm (1996): Sorption af tungmetaller. Kap. 8 i (Kjeldsen, P. & T.H. Christensen, Red.): Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. Bind 1. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen Nr. 20 1996.

Hansen, L & E.F. Pedersen (1975): Drænvandsundersøgelser 1971-1974. Tidskr. Planteavl 79, 670-688.

Hjelmar, 0. (1990): Leachate from land disposal of coal fly ash. Waste Management & Research 8: 429-449.

Hjelmar, 0., M. Reuss, V. Pohjola & M. Wahlstróm (1986): Landdeponering af restprodukter fra forbrænding af kul og tørv. Miljøeffekter ved energiproduktion. Slutrapport for MIL-1 projektet. Nordisk Ministerråd.

Hjelmar, 0., E.Aa. Hansen, F. Larsen & H. Thomassen (1991): Leaching and soil/groundwater transport of contaminants from coal combustion residues. Final report to EFP, Elkraft A.m.b.A. & EF (DGXII) prepared by VKI. Energiministeriets Forskningsudvalg for produktion og fordeling af el og varme. Miljø og restprodukter. VKI, Hørsholm.

Hjelmar, 0. T.H. Christensen & K. Ludvigsen (1996): Indledende undersøgelse af mulighederne for at klassificere restprodukter til nyttiggørelse. Rapport til Miljøstyrelsen udarbejdet af VKI, Institut for Miljøteknolog på DTU og RGS 90.

Hjelmar, 0. & H. Thomassen (1992): Notat til Miljøstyrelsen vedrørende Rammeprogram til begrænsning af miljøskadelige stoffer i affald: Deponering af restprodukter fra kulfyrede kraftværker og affaldsforbrændingsanlæg. VKI, sagsnr.: 60.2662.

Hjelmar, 0. & R. Traberg (1995): Vejledning i valg og fortolkning af udvaskningstests for affaldsmaterialer. NT Techn. Report 272, Nordtest. Espoo, Finland.

Holm, P.E., 0. Hjelmar; N.K.J. Lehmann & 0.W. Asmussen (1997): Undersøgelse af mulighederne for at lade testning af stofudvaskning indgå i grundlaget for vurdering og klassificering af forurenet jord. Rapport til Miljøstyrelsen udarbejdet af VKI.

Holm. P.E.. T.H. Christensen. S.E. Lorenz. R.E. Hamon. H.C. Domingues. E.M. Sequeira & S.P. McGrath (1998): Measured soil water concentrations of cadmium and zink in plant pots and estimated leaching outflows from contarninated soils. Water, Air. and Soil Pollution 102: 105-115.

IAWG: Chandler, A.J.. T.T. Eighmy, J. Hartlén, 0. Hjelmar, D.S. Kosson, S.E. Saweil, H.A. van der Sloot & J. Vehlow (1997): Municipal solid waste incinerator residues. Studies in Environmental Science 67, Elsevier, Amsterdam.

Jensen, J., J. Bak & M.M. Larsen (1996): Tungmetaller i danske jorde. TEMA-rapport fra DMU, 199614. Miljø- og Energiministeriet, Danmarks Miljøundersøgelser, Silkeborg.

Johansson, L- & A.-M. Fällman (l993): Sampling and characterization of residual products. Part 1 - Sampling of residual products. NT Technical report 213, Nordtest, Espoo, Finland.

Kjeldsen, P. & T.H. Christensen (1996): Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand - en oversigt. Kap. 2 i (Kjeldsen, P. & Christensen, T.H., Red) Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand: Bind 1. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen Nr. 20 1996.

Lamm, C.G. (1971): Det danske jordarkiv. Særtryk af Tidsskrift for Planteavl 75: 703-720.

Leckie, J. (1997): Personlig kommunikation.

Lorenz, S.E., R.E. Hamon, P.E. Holm, H.C. Domingues, E.M. Sequeira; T.H. Christensen, & S.P. McGrath (1997): Cadmium and zinc in plants and soil solutions from contaminated soils. Plant and Soil, 189, 21-3 l

Miljøstyrelsen (1996a): Forurenet jord og uorganiske restprodukter. Betænkning fra Miljøstyrelsen nr. 1 1996.

Miljøstyrelsen (1996b): Kvalitetskriterier for underjord. Fase 1: Principper og indledende beregninger. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, Nr. 11 1996.

Miljøstyrelsen (1997): 1. udkast til Vejledning til myndigheder om rådgivning af beboere m.m. på lettere forurenede områder. Dateret Juni 1997.

Nielsen, E., P.B. Larsen, E. Hansen, 0. Ladefoged, 1- Mortensen, M. Strube & M. Poulsen (1995): Toksikologiske kvalitetskriterier for jord og drikkevand. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen Nr. 12, Udarbejdet af Levnedsmiddelstyrelsen, Institut for Toksikologi, Miljø- og Energiministeriet, København.

Nordtest (1995): Solid waste, granular inorganic material: Availability tests. Nordtest Method NT ENVIR 003, Espoo, Finland.

Nordtest (1996): Solid waste, particulate materials: Sampling. Nordtest Method NT ENVIR 004, Espoo, Finland.

Nordtest (1998): Solid waste. granular inorganic material: Compliance batch leaching test. Nordtest NT ENVIR 005. Espoo, Finland (under trykning).

Pedersen, E.F. (1982): Grundvandsundersøgelser på sandjord 1975-1979. Tidsskr. Planteavl 86, 543-565.

Reuss, M., 0. Hjelmar & K-0 Kusk (1983): Undersøgelse af slagger fra kulfyrede kraftværker. Miljørapport. Miljøstyrelsen, København.

Rhue, R. D. & W.H. Reve (1990): Exchange Capacity and Adsorbed-Cation Charge as Affected by Chloride and Perchlorate. Soil Sci. Am. J. 54: 705-708.

Sposito, G.; K.M. Holtzclaw; L. Charlet; C. Jouany & A.L. Page (1983): Sodium-Calcium and Sodium-Magnesium Exchange on Wyoming Bentonite in Perchlomte and Chloride Background Ionic Media. Soil Sci. Soc. Am. J. 47: 51-56.

Sposito, G. & K.M. Holtzclaw (1979): Copper(II) Complexation by Fulvic Acid Extracted From Sewage Sludge as Influenced by Nitrate Versus Perchlorate Background Ionic Media. Soil Sci. Soc. Am. J. 43: 47-51.

Suarez, D.L. & M.F. Zahow (l 989): Calcium-Magnesium Exchange Selectivity of Wyoming Montmorillonite in Chloride, Sulfate and Perchlorate Solutions. Soil Sci. Soc. Am. J. 53:52-57.

Van der Sloot, H.A., J. Wijkstra, A. van Dalen, H.A. Das, J. Slanina, J.J. Dekkers & G.D. Wals (1982): Leaching of trace elements from coal solid waste, ECN-120, ECN, Petten, The Netherlands.

Van der Sloot, H.A., E.E. van der Hoek, G.J. de Groot & R.N.J. Comans (1992): Classification of pulverized coal fly ash: Part 1. Leaching behaviour of coal fly ash. ECN-C-92-059, ECN, Petten, The Netherlands.

Van der Sloot, H.A., L. Heasman & Ph. Quevauviller (1997): Harmonization of Leaching/Extraction tests. Studies in Environmental Science 70. Elsevier, The Netherlands.
 

Anvendelse af partielle analyser af restprodukter og jord

Notat vedrørende partiel og total analyse af faststofmatricer og kombination af disse med udvaskningstests

Ved fastsættelse af kriterier for nyttiggørelse, oprensning m.v. for jord og restprodukter er der traditionelt blevet anvendt data baseret på faststofanalyser. I mange tilfælde har analysemetoden ikke været specificeret, og resultatet er som regel blevet angivet som »totalanalyse«. I langt de fleste tilfælde, både hvor analysemetoden har været specificeret, og hvor den ikke har, er der benyttet en såkaldt partiel analyse, hvor jord- eller restproduktmatricen er blevet analyseret efter oplukning med 7M HNO₃ ved kogning i 30 minutter ved 1 ato (DS 259).

Fordelene ved den partielle analyse efter oplukning med salpetersyre er, at der findes et betydeligt erfaringsmateriale med denne metode, at den er forholdsvis let at udføre, at den udføres på en forholdsvis stor faststofprøve, og at den ikke giver anledning til væsentlige arbejdsmiljøproblemer. Ulemperne er især, at den delmængde af totalindholdet, som måles ved metoden, afhænger af såvel analyseparameter som faststofmatrice, og at det derfor er svært at relatere resultatet til en fysisk virkelig situation. På den ene side er salpetersyreoplukningen alt for drastisk til at simulere nogen form for naturlig stofudvaskning, selv på langt sigt. På den anden side vil resultatet normalt ikke være et udtryk for det virkelige totalindhold af de målte komponenter i matricer, som indeholder silikater. Det eneste risikovurderings-scenarie, som umiddelbart kan relateres til analysering af en salpetersyreoplukket faststofprøve, er den situation, hvor prøven indtages gennem munden og efterfølgende opløses i mavesyre. Det er derfor vigtigt dels, at der ikke refereres til resultater af faststofanalyser foretaget efter salpetersyreoplukning som »totalanalyser«, dels at det altid klart fremgår, hvilken opluknings og analysemetode, der har været anvendt.

Et af alternativerne til den partielle oplukning med salpetersyre er oplukning med en blanding af flussyre (HF) og kongevand (HCI + HN0₃), hvor der koges under tryk i 1-2 timer ved 110 °C. Hovedfordelen ved denne metode er, at resultatet af den efterfølgende analyse for de fleste (men dog ikke alle) uorganiske komponenters vedkommende vil være et udtryk for jord- eller restproduktmatricens reelle totalindhold af disse. Resultaterne vil derfor i modsætning til resultaterne af partielle analyser kunne benyttes til opstilling af massebalancer og massestrømsanalyser. Til ulemperne hører dels, at der kun tages meget små prøvemængder i arbejde (0.2 g per gang), og at det derfor kan være svært at udtage en sådan prøve repræsentativt, dels at det af arbejdsmiljømæssige årsager er nødvendigt at tage specielle forholdsregler, når der arbejdes med flussyre, og at kun få laboratorier derfor ønsker at gøre dette.

Der findes også en række andre oplukningsmetoder, herunder bl.a. oplukning med andre kombinationer af stærke syrer og forskellige former for alkalismeltninger. En række af disse metoder er anvendelige til specielle formål og for specifikke parametre. Endvidere findes der en række ikke-destruktive analysemetoder til bestemmelse af totalindholdet af uorganiske komponenter i jord- og restproduktmatricer uden forudgående destruktion/oplukning af disse. Blandt sådanne metoder kan nævnes neutronaktiveringsanalyse (NNA) og forskellige former for røntgenfluorescens (XRF).

Idet der specielt lægges vægt på den hidtidige praksis og på de arbejdsmiljømæssige forhold, har Miljøstyrelsen valgt at benytte analysering efter partiel oplukning med salpetersyre efter DS 259 til at beskrive indholdet af en række komponenter i jord (og restprodukter) i forbindelse med reguleringen af generelle - herunder også overfladenære - anvendelser. Kriterierne er i den sammenhæng knyttet til scenarier, der beskriver helbredsmæssige risici. Under henvisning til ovenstående skal det anbefales, at oplukningsmetoden forud for analysering præciseres nøje for hver enkelt komponent. Derimod kan der for en række elementer anvendes såvel atomabsorptionsspektrofotometri (AAS) som ICP-teknikker til selve analyseringen. Der bør måske også gøres opmærksom på, at målinger, som er foretaget med opluknings- og/eller analysemetoder, som beskriver totalindholdet af en given komponent. også kan benyttes som dokumentation, såfremt den pågældende kriterieværdi overholdes. Risikoen for at overskride kriterieværdien vil selvfølgelig være større, når der benyttes analysemetoder, der bestemmer totalindholdet, end ved anvendelse af partielle analyser. Det er vigtigt, at analysemetoderne for det datamateriale, som benyttes til fastsættelse af kvalitetskriterierne, er veldokumenterede og svarer til de metoder. som foreskrives til kvalitetstestningen.

Ved anvendelser, som ikke er overfladenære. og hvor der ikke er mulighed for direkte kontakt med jorden/restprodukterne, er forureningsproblematikken i højere grad knyttet til risikoen for udvaskning og forurening af grundvand og/eller overfladevand med potentielt skadelige komponenter, jf. nærværende arbejde med at opstille kriterier baseret på stofudvaskning.

Det vil være hensigtsmæssigt at skabe og beskrive såvel en administrativ som en virkelig sammenhæng mellem kriterier baseret på partielle analyser og kriterier baseret på stofudvaskning. Den virkelige sammenhæng, som for nogle jordtypers og parametres vedkommende er blevet undersøgt i dette projekt, skal bl.a. benyttes til at sikre, at de forudsætninger, som er indbygget i det administrative system, er opfyldt. Ved fastsættelsen af jordkvalitetskriterier på baggrund af partiel oplukning og analyse er det implicit antaget (men vistnok ikke undersøgt eller dokumenteret), at stofudvaskningen fra en jordtype, som overholder kvalitetskravet (og som derfor må anvendes frit), vil være uproblematisk. Dette er sikkert korrekt i langt de fleste tilfælde, men det bør dokumenteres/sandsynliggøres.
 

Kvalitetskriterier for grundvand under forurenede grunde

(Miljøstyrelsens udkast til Vejledning om oprydning af forurenede lokaliteter, 9. oktober 1997)

(Tabel - 55 Kb)
 

Udvalgte udvaskningsdata for kulflyveaske HF1

(Tabel - 46 kb)

(Tabel - 12 kb)
 

Kornstørrelsesfordelingskurver, rapport fra Geoteknisk Institut

Geoteknisk Institut

VKI - jordprøver

Resultater af laboratorieforsøg

Rapport nr. 1, 1997-07-21

Rapport

Nærværende rapport omhandler resultaterne af de laboratorieforsøg som vi i henhold til aftale har udført for 9 stk. jordprøver, mærket Pr.1, Pr.2, Pr.3, Pr.6, Pr.7, Pr.10, Pr.13, Pr.14 og Pr.15.

For de modtagne prøver er der i Geoteknisk Instituts laboratorium udført bestemmelse af kornfordelingen (sigte og slemmeanalyse). Resultaterne fremgår af bilag 1-3.

De aktuelle forsøg er udført i overensstemmelse med ASTM.

Bilag: Bilag, 1-3: Kornfordelingskurver.

(Bilag 1. Klassifikation - Prøve 1-3. - 43 kb)

(Bilag 2. Klassifikation - Prøve 6-7 og 10. - 43 kb)

(Bilag 3. Klassifikation - Prøve 13-15. - 43 kb)
 

Partielt indhold i jordprøver

Analyse af jordprøver foretaget efter partiel oplukning med saltpetersyre (DS259)
(Tabel - 31 Kb)
 

Anvendte analysemetoder

JORD

BESTEMMELSE AF ARSEN I JORD

PRINCIP:

Forbehandling: Prøvematerialet homogeniseres.

Destruktion: En repræsentativt udtaget delprøve af det foreliggende prøvemateriale afvejes i specialrensede glasflasker. Der tilsættes 7 M salpetersyre. Prøveblandingen destrueres under tryk ved opvarmning i autoklave til 120°C (200 kPa) i 30 minutter. Blindprøver samt referencemateriale destrueres parallelt med prøverne.

Analyse:
De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med hydridteknik (HAAS) under anvendelse af natriumborhydrid, idet der anvendes baggrundskorrektion og standardadditionsteknik.

REFERENCE:
Destruktion; Dansk Standard DS 259.

Måling ved HAAS; Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3114 B, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods using the MHS Mercury/hydride System 1979.

DETEKTIONSGRÆNSER:
Analysedetektionsgrænserne er følgende bestemt ved HAAS:
As: 0,2 mg/kg.

INTERN KVALITETSKONTROL
Resultaterne er kontrolleret ved samtidig analyse af syntetiske og naturlige referencematerialer.

USIKKERHED:
Ved kontrolanalyse er der en analyseusikkerhed, CVTotal, på 10-15 % for As bestemt ved HAAS.

SLAMJORD.MDS 010695/ACE

PERKOLAT

BESTEMMELSE AF ARSEN I PERKOLAT

PRINCIP:
Forbehandling: Alle vandige prøver konserveres med suprapur salpetersyre til pH < 2 og opbevares ved stuetemperatur.

Analyse:
As: Prøverne analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med hydridteknik (HAAS) under anvendelse af natriumborhydrid, idet der anvendes baggrundskorrektion og standardadditionsteknik. Forud for måling reduceres en delprøve med saltsyre, kaliumiodid og ascorbinsyre.

REFERENCER:
Måling ved HAAS; ISO/DIS 11969. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3114 B, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods using the NM Mercury/hydride System 1979.

DETEKTIONSGRÆNSER:
Analysedetektionsgrænserne er følgende bestemt ved HAAS: As: 0,1 µg/l.

INTERN KVALITETSKONTROL:
Resultaterne er kontrolleret ved samtidig analyse af vandige referencematerialer.

USIKKERHED:
Ved kontrolanalyse er der en analyseusikkerhed, CVTtotal, på 2-8 %, dog 5-15 % for As bestemt ved
HAAS.

VAND.MD2 010695/ACE

BESTEMMELSE AF NITRIT OG NITRAT-NITROGEN (NO₂ + NO₃-N)

PRINCIP: Summen af nitrit og nitrat bestemmes ved reduktion af prøvens indhold af nitrat til nitrit på en cadmiumkolorne. Den damede nitrit reagerer med sulfanilamid til en diazoforbindelse, der kobles med N-(1-naphthyl)-ethylendiamin og danner et rødt azofarvestof, hvis absorbans måles ved 545 mn. Analysen er en automatiseret version af DS 223.

REFERENCE: DS 223:1975

DETEKTIONSGRÆNSE: 0,005 mg/l

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af syntetisk kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CVw, 1-2% og mellem dagene, CVB, 4-7%.

NO2NO3.K15 170796/KIH

BESTEMMELSE AF CHLORID (CF)

PRINCIP: Prøvens indhold af chlorid bestemmes ved titrering med sølvnitrat, hvor ækvivalenspunktet bestemmes ved måling af en sølvelektrodes potentiale.

REFERENCE: DS 239:1984

DETEKTIONSGRÆNSE: 1 mg/l

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af syntetisk kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CV_w 0,2-0,5% og mellem dagene, CV_B I - 1,5%.

CLK12 170796/KIH

BESTEMMELSE AF ORTHOPHOSPHAT (o-P)

PRINCIP: Den filtrerede (GF/A) prøves indhold af ortho-phosphat bestemmes ved reaktion med ammoniummolybdat der under katalytisk indvirkning af kaliumantimonyltartrat reduceres af askorbinsyre til molybdænblåt, hvis absorbans måles ved 880 nm.

REFERENCE: DS 291:1985

DETEKTIONSGRÆNSE: 0,005 mg/l

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af syntetisk kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CV_w 0,5-1% og mellem dagene, CV_B 1-3%.

OP.K21 170796/KIH

BESTEMMELSE AF ALKALINITET

PRINCIP: Bestemmelsen af alkaliniteten foretages ved en potentiometrisk titrering med saltsyre. Prøvens alkalinitet defineres som det antal mmol hydrogenioner, der forbruges pr. liter for at nå ækvivalenspunktet for omdannelse af hydrogencarbonat til carbondioxid, dvs. til pH 4 - 5 .

REFERENCE: DS 253:1977

DETEKTIONSGRÆNSE: 0,1 MMOL/l

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af syntetisk kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CV_w, 0,3-0,5% og mellem dagene, CV_B, 1-1,5%.

ALK.K13 170796/KIH

BESTEMMELSE AF IKKE-FLYGTIGT ORGANISK KULSTOF (NVOC) I VAND

PRINCIP: Prøven tilsættes syre til pH £ 2, hvorefter prøven blæses fri for C0₂ og flygtige organiske forbindelser med N₂. Prøvens indhold af organiske forbindelser oxideres katalytisk ved 680°C og dannet C0₂ kvantificeres ved IR-spektrofotometri. Partikler indtil 0,5 mm i diameter medbestemmes. Der benyttes et Dohrmann DC-190 apparat ved analysen. Der foretages dobbeltbestemmelser. Faste prøver kan bestemmes efter opslemning i vand.

REFERENCE: Standard Methods 53 10 A + B .

DETEKTIONSGRÆNSE: 1 mg/l C og 0,5 mg/g C.

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af certificeret kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CV_W, 1,4% og mellem dagene, CV_B, 1,9%.

T6 031095/HPD

BESTEMMELSE AF IKKE-FLYGTIGT ORGANISK KULSTOF I VAND OG JORD

PRINCIP: Prøven tilsættes saltsyre til pH £ 2, hvorefter prøven blæses fri for CO₂ og flygtige organiske forbindelser med O₂. Prøvens indhold af organiske forbindelser oxideres katalytisk ved 680°C, og dannet CO₂ kvantificeres ved IR-spektrofotometri. Der foretages gentagne bestemmelser. Der benyttes et Shimadzu 5000A instrument ved analysen.

REFERENCE: Standard Methods 5310 A + B.

DETEKTIONSGRÆNSE: 0,1 mg/l C.

INTERN KVALITETSKONTROL: Metoden kontrolleres ved samtidig analyse af syntetisk kontrolprøve.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af syntetiske kontrolprøver er der en analyseusikkerhed indenfor dagen, CV_W, 2,08 % og mellem dagene, CV_B, 2,12 % .

1997-02/hpd/nvoc-shi.mat

OM PLASMATEKNIK

ICP-AES

Er emissionsspektrofotometri med induktiv koblet plasma. Plasmaen dannes af argongas som flyder gennem et radiofrekvensfelt og holdes i delvis ioniseret tilstand dvs at gasen optræder som elektrisk ladede partikler. Gassen opvarmes til ca. 10000"C. Ved denne temperatur afgiver de fleste grundstoffer lys af en bestemt bølgelængde, hvilket kan måles og anvendes til kvantitativ bestemmelse.

Prøven, som skal analyseres, ledes ind i plasmaen i form af en aerosol af fine væskedråber. Lyset fra de forskellige grundelementer opdeles i forskellige bølgelængder ved hjælp af et gitter og opfanges herefter i en lysfølsom detektor, én bølgelængde for hvert grundstof i prøven. På denne måde er man i stand til at bestemme op til 40 forskellige grundstoffer på én gang. I følsomhed kan ICP-AES sammenlignes med flammeatomabsorption, dvs en detektionsgrænser på µg/l niveau.

ICP-MS

Der anvendes en lignende plasma som ved ICP-A-ES, men den anvendes her for at overføre grundelementerne til ioner, som derefter separeres efter atommasse i et massespektrometer. På denne måde kan man bestemme et hvilket som helst grundstof i en prøve. Den centrale del i ICPMS-udstyret er den interface, som leder ionerne fra plasmaen ind i massespektrometerets højvacuum-kammer. Følsomheden er for de fleste grundstoffer langt højere ved ICP-MS end ved ICP-AES. dvs at for de fleste grundstoffer er detektiongrænsen ved anvendelse af ICP-MS af størrelsesordenen µg/l eller mindre.

Detektiongrænser for grundstoffer analyseret ved ICP-AES

Ca: < 200 µg/l
Fe: < 10 µg/l
K: < 500 µg/l
Mg: < 80 µg/l
Na: < 120 µg/l
S: < 160 µg/l

Detektiongrænser for grundstoffer analyseret ved ICP-MS

Al: < 1 µg/l
As: < 1 µg/l
Ba: < 0,2 µg/l
Cd: < 0,05 µg/l
Co: < 0,05 µg/l
Cr: < 0,5 µg/l
Cu: < 1 µg/l
Hg: < 0,05 µg/l
Mn: < 0,2 µg/l
Ni: < 0,5 µg/l
Pb: < 0,2 µg/l
 

Resultater af tidsforsøg og udvaskningsforsøg på jord

(Bilag 7, side 109. Resultater af forsøg - Stofkoncentration i eluaterne som funktion af tiden. 26 Kb)

(Bilag 7, side 110. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 1 - Roskilde forsøgsstation. 51 Kb)

(Bilag 7, side 111. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 2 - Roskilde forsøgsstation. 46 Kb)

(Bilag 7, side 112. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 3 - Roskilde forsøgsstation. 45 Kb)

(Bilag 7, side 113. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 6 - Flakkebjerg pkt. 4. 46 Kb)

(Bilag 7, side 114. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 7 - Roskilde grusgrav. 46 Kb)

(Bilag 7, side 115. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 10 - Nørremark, Flakkeb. pH 5.6. 51 Kb)

(Bilag 7, side 116. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 13 - Varde. 51 Kb)

(Bilag 7, side 117. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 14 - Byjord. 51 Kb)

(Bilag 7, side 118. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 15 - Asserbo. 46 Kb)

(Bilag 7, side 119. CEN to-trin batchudvaskningstest - Faststofprøve: 16 - Byjord PbL. 51 Kb)

(Bilag 7, side 120. Blind. Koncentrationer i det anvendte udvaskningsmedie (0,001 M CaCl₂). - 25 Kb)

(Bilag 7, side 121. Korrigeret udvaskning af klorid fra uforurenede af jordprøver. 20 Kb)
 

Indledende kolonneforsøg med jord

Indledende forsøg med testning af jord i kolonne

Det primære formål med disse forsøg har været at undersøge, hvorvidt det er muligt direkte at anvende samme kolonnetest til jord, som anvendes testning af restprodukter. Det er blandt andet nødvendigt, at der kan etableres en god gennemstrømning af materialet i kolonnen samtidig med, at der opnås en optimal kontakt mellem jord og væske. Da de største strømningsproblemer kan forventes med lerede jordtyper, er sådanne blevet anvendt i forsøgene.

Teknisk beskrivelse af opstillingen af kolonneforsøg

Til hvert kolonneforsøg blev der anvendt en polycarbonatkolonne med diameteren 10 cm og højden 50 cm. Bunden dækkedes med et 2 cm lag finkornet sand. Herefter placeres ca. 5000 g jord (på tørstofbasis) svarende til en kolonnehøjde på ca. 40 cm i kolonnen. Prøvematerialet indstampedes forsigtigt lagvis for at sikre tæthed i kolonnen uden luftlommer m.v. Til dette formål anvendtes en plastikstav. Efter pakningen placeredes et dæksel udformet som et stempel i toppen af kolonnen, som forinden var smurt med siliconefedt. I dækslet og på den faste bund var der monteret slangestudse, hvorpå der spændtes 3 mm polyethylenslange. Forsøgene kørtes i upflow, dvs indpumpningen af udvaskningsmediet skete i bunden af kolonnen og eluatet blev udtaget fra toppen. Ved upflow mindskes risikoen for uensartet strømning som følge af kanaldannelse. Via en slangepumpe tilførtes udvaskningsmediet fra en plastdunk. Fra toppen af kolonnen ledtes eluatet til en syreskyllet plastflaske. Under forsøget overvågedes flowhastigheden jævnligt til beregning af udvaskningsmediets opholdstid og udviklingen i L/S-forholdet. Endvidere blev der regelmæssigt målt pH og ledningsevne.

Forsøg 1: Testning af leret jord

Til forsøget blev der anvendt 5700 g våd prøve ASLL med et tørstof-indhold (TS) på 870,2 g TS/ kg våd prøve. Prøven undergik ikke nogen homogenisering eller sigtning/knusning forud for forsøget. Som udvaskningsmedie anvendtes demineraliseret vand (DMV), og den flowhastigheden var 300 ml/døgn, som typisk anvendes til kolonneudvaskningsforsøg med restprodukter.

Efter en pumpetid på 6 timer kunne det tydeligt ses, at udvaskningsmediet ikke bevægede sig i en jævn front gennem prøvematerialet i kolonnen, men havde tendens til at danne kanaler langs kolonnens inderside. Efter denne iagttagelse blev de dannede kanaler fjernet og prøven homogeniseret ved en 10 minutters vibrationsbehandling af kolonnen med prøvematerialet i. Dette har man haft gode erfaringer med ved tidligere kolonneforsøg på VKI. Herudover blev flowhastigheden nedsat til omkring 100 ml/døgn for at mindske trykket i systemet og dermed medvirke til en mere ensartet gennemstrømning af kolonnen.

Efter endnu 2 timers pumpetid blev det konstateret, at vibrationsbehandlingen ikke havde haft nogen effekt, idet der dannedes nye kanaler langs kolonnevæggen. Jordprøven blev taget ud af kolonnen og homogeniseret i rørmaskine. Ved tømning af kolonnen var jorden tydeligvis kun vandmættet i jordkolonnens periferi, hvilket indikerede, at der udelukkende havde været randstrømning i kolonne. Efter homogeniseringen blev jorden atter pakket i kolonnen ved indstampning af små portioner ad gangen. Desuden blev pumpehastigheden sat yderligere ned til 50 ml/døgn. Efter 12 timers pumpning blev det observeret, at kun de første 4 cm af jorden i kolonnen blev gennemvædet, samtidig med at der over den gennemvædede jord var opstået en væskelomme, som pressede den ovenstående jord op gennem kolonnerøret. Prøvemængden blev efterfølgende reduceret og højden i kolonne dermed omtrent halveret med henblik på at formindske modstanden. For at undgå at kolonnematerialet pressedes ud, blev dækslet fastspændt v.h..a. en stopklods, hvorefter flowet blev genetableret. Efter 12 timer blev det konstateret, at indpumpningsslangen var sprunget af. Med et manometer blev det hydraliske tryk i pumpeslangen målt til 1,9 bar overtryk. Det blev konkluderet. at mulighederne for at udføre kolonneforsøg med jord med et lerindhold som den undersøgte prøves er stærkt begrænsede.

Forsøg 2: Testning af leret jord med større sandindhold

Jordprøven PbM har samme lerindhold som den ovenfor undersøgte jord, men adskiller texturmæssigt betydeligt fra denne, bl.a. ved at have et større indhold af groft sand. Det blev derfor besluttet at gentage forsøget med jordprøven PbM med samme opstilling som beskrevet ovenfor. Den benyttede kolonnehøjde var ca. 20 cm.

Som udvaskningsmedie anvendtes DMV, og der var, i modsætning til ved AsLL-prøven, ingen vanskeligheder med at opnå et flow igennem kolonnen, selv ved en strømning på 100 ml/døgn. For at sikre, at gennemstrømningen ikke blot foregik i kanaler, blev der udført et tracer/gennembrydningsforsøg. Til formålet blev benyttet et udvaskningsmedie bestående af en opløsning af 0,25 g/l Rodamin (farvestof) samt 3 g/l NaCl. Klorid, målt som ledningsevne i udløbet, benyttedes til bestemmelse af gennembrudstiden for den gennemstrømmende væske, mens Rodanin anvendtes til at undersøge strømningsvejene. Flowhastigheden blev sat til 170 ml/døgn og ledningsevne samt farve i udløbet blev registreret jævnligt.

Resultaterne af målingerne af ledningsevnen i udløbet fra kolonnen fremgår af tabel 1. Den procentvise ledningsevne i forhold til indløbsværdien, korrigeret for baggrundsværdien er afbildet som funktion af tiden i figur 1. Desuden er der i figur I ligeledes optegnet den tilnærmede beskrivelse af éndimensional mættet strømning i kolonnen (fuld optrukket linje). Som det ses af figuren, er der fuldt gennembrud efter knap 6 dage. For mættet, homogen strømning svarer gennembrudstiden til det tidspunkt, hvor ledningsevnen i udløbet udgør 50% af ledningsevnen i indløbet. Antages dette at gælde, er gennembrudstiden T, for klorid i kolonnen ca. 2 døgn. Den effektive porøsitet i kolonnen kan herefter udregnes på følgende måde:

n = (T_g * Q) / V_Total,jord <=> n = 0,25

Tabel 1. Ledningsevne målt i udløbet af kolonnen.

Det fundne porevolumen på 0,25 svarer pænt overens med typiske værdier for den effektive porøsitet i lerede jorde. Farvestoffronten var stærkt forsinket i forhold til kloriden, hvilket skyldes sorption.

I den transportmodel, som anvendtes til beskrivelsen af kurven på figur 1, indgår Peclet-tallet. Pe, der defineret som følger:

Pe = (Vp*L)/D

hvor D er dispersionen, Vp porevandshastigheden og L kolonnelængden (L=20 cm). Den tilpassede kurve giver en løsning for D og Vp på henholdsvis 0, 0006 M2 /d og 0.075 n,/d. Hermed fås Peclet-tal på Pe = 21 hvilket antyder, at stoftransporten primært sker ved advektion, men at molekylær diffusion ikke kan negligeres (Hjelmar & Traberg, 1995). Den fundne løsning for transportmodellen antyder ligeledes, at der sker en vis dispersion i kolonnen, og at der dermed er en vis spredning på opholdstiden for klorid i kolonnen. Dispersion beskriver spredningen af stoffet fra den overordnede strømningsretning som følge af transport i et porøst medie. Specifikt for kolonneforsøg forventes randflow også at bidrage til dispersionen, hvilket sandsynligvis er forklaringen på forsinkelsen i det fulde gennembrud i forhold til modellen (se figur 1). Diffusionen får først betydning ved lave porevandshastigheder. Den fundne Vp er forholdsvis lav, hvilket antyder, at diffusion kan have nogen betydning for stoftransporten i kolonnen. Resultaterne viser dog også, at klorid-transporten i kolonne er forholdsvis konservativ, dvs, at strønmingshastigheden er forholdsvis ensartet i kolonnen. Det tidlige gennembrud af klorid i udløbet kan enten skyldes uensartet strømning eller det forhold, at homogeniseringen af jordprøven har reduceret jordens oprindelige porevolumen. Det er I praksis vanskeligt at opnå en absolut homogen strømning, og der er sandsynligvis tale om en kombination af begge årsager.

På grund af en meget begrænset bevægelse af farvefronten i kolonne blev forsøget stoppet. Til verifikation af, at strømningen ikke blot foregik i delområder af kolonne, blev jordprøven taget ud af kolonnen i sin helhed og »skåret« i 2 cm tykke skiver. Fra udvalgte skiver blev der udtaget 9 delprøver, som efterfølgende blev opslemmet i DMV ved L/S = 2,5 l/kg, hvorefter ledningsevnen blev målt. En delprøve af den samme jord, som ikke indgik i kolonneforsøget, blev ligeledes opslemmet i DMV ved L/S = 2,5 l/kg og benyttet som reference.

Figur 1
Ledningsevne i udløb i procent af ledningsevne i indløb som funktion af tiden.

(Figur 1 - 8 Kb)

De målte ledningsevner i samtlige prøver er vist i tabel 3. Det ses af resultaterne, at de målte ledningsevner i eluaterne fra forsøgene med kolonnejorden alle er større end referencen, og af samme størrelsesorden, når prøve 4 undtages. Resultaterne viser, at de fra kolonnen udtagne delprøver alle har været i kontakt med udvaskningsmediet, og alt tyder således på, at der generelt har været en god kontakt mellem jord og væske i kolonnen. I forbindelse med karakteriseringstestning af mere grovkornet jord synes denne jordtype således godt at kunne undersøges ved hjælp af kolonneforsøg.

Tabel 3
Ledningsevne i eluater fra udvaskningsforsøg foretaget på skiver af jord fra kolonneforsøg samt på referencejord.

Scenarieberegninger for kulflyveasken HF1

Oversigt over parametervalg til scenarieberegninger
(Skema - 34 Kb)

<1--side 136-->