| Indhold |

Miljøprojekt nr. 752, 2003; Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Undersøgelse af kulbrintenedbrydning ved naturlige processer

Nykøbingvej 295, Radsted

Indholdsfortegnelse

Forord

Nedbrydning af oliekomponenter under naturlige forhold i grundvandssystemer er efterhånden velkendt og undersøgt i en række lande. Der er udarbejdet protokoller for dokumentation af denne nedbrydning, der foreskriver krav til undersøgelse og monitering. Imidlertid er det oftest de mindre komplicerede sager, der finder vej til de faglige artikler, sager hvor geologien og magasinforholdene er rimelig homogene.

På lokaliteten Nykøbingvej 295, Radsted (Lolland) har Hedeselskabet Miljø og Energi as gennemført en undersøgelse og efterfølgende monitering af naturlig nedbrydning af en benzinforurening i grundvandet for Oliebranchens Miljøpulje (OM) og Miljøstyrelsen, som et led i Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening.

Lokaliteten var oprindeligt undersøgt i OM regi og supplerende undersøgelser viste tydelige tegn på ændringer i redoxkemien, der kunne kobles til en sandsynlig naturlig nedbrydning af kulbrinterne i grundvandet. De oprindelige undersøgelser i OM regi blev foretaget af det rådgivende ingeniørfirma Skude & Jacobsen. Efterfølgende er der af Hedeselskabet Miljø & Energi as ansøgt om støtte fra Miljøstyrelsen (under Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening). Midlerne fra Miljøstyrelsen er primært blevet brugt til et udvidet moniteringsprogram (boringer, analyseparametre og analysefrekvens) samt til denne rapport. De oprindelige undersøgelser i OM-regi, den udvidede monitering samt diverse eksamensprojekter fra Danmarks Tekniske Universitet (DTU) udgør datagrundlaget for nærværende rapport.

På baggrund af de oprindelige undersøgelser var det klart, at der var tale om en lokalitet med potentiale for naturlig nedbrydning af kulbrinter i et grundvandsmagasin præget af en meget heterogen geologi. Lokaliteten blev netop udvalgt til Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord- og grundvandsforurening fordi der her var mulighed for undersøgelse af naturlige nedbrydningsprocesser på en lokalitet med en heterogen geologi.

Arbejdet er udført af Hedeselskabet Miljø og Energi as for Oliebranchens Miljøpulje og Miljøstyrelsen. Poul L. Bjerg, Institut for miljø og ressourcer, Danmarks Tekniske Universitet har medvirket som faglig sekretær ved rapporten.

Det har ikke været muligt at opnå enighed mellem Hedeselskabet og Miljøstyrelsen/amt om tolkning af data og dermed flere af konklusionerne i rapporten. Rapporten fremstår på, en for Hedeselskabet, tilfredsstillende form. For at belyse de uenigheder/synspunkter, der har været omkring tolkning af data og konklusionerne, er der opnået enighed om at vedlægge udvalgt korrespondance fra rapporteringsfasen i bilag N.

Sammenfatning og konklusioner

Denne rapport omhandler naturlig nedbrydning af en benzinforurening fra et tidligere detailsalgsanlæg beliggende Nykøbingvej 295, Radsted (Lolland). Der er observeret en forurening, primært benzin, i umættet zone omkring en tankgrav på ejendommen. Denne forurening har spredt sig til det underliggende grundvandsmagasin.

Formålet med projektet har været at sammenholde forureningens maksimale udbredelse med den teoretiske udbredelse. Ydermere at undersøge udviklingen i koncentrationer i BTEX´er over tid/afstand, undersøge udviklingen i redoxfølsomme parametre i og udenfor forureningsfanen samt at undersøge muligheden for beregning af nedbrydningsrater for benzen, toluen, ethylbenzen og xylener. Endelig har det været formålet at vurdere valg af analyseparametre og moniteringsfrekvens til vurdering af naturlig nedbrydning.

Datagrundlaget for nærværende rapport er de tidligere undersøgelser foretaget på ejendommen, primært i OM regi, det supplerende moniteringsprogram under Miljøstyrelsens Teknologiudviklingsprogram for jord- og grundvandsforurening, samt diverse studenterprojekter under Danmarks Tekniske Universitet.

Det er tydeligt vist, at der sker en kraftig reduktion i koncentrationen af kulbrinter som funktion af afstanden til forureningskilden og forureningsfanen vurderes at være 30-40 meter lang. Ud fra det nuværende reguleringspraksis er forureningsfanen beliggende indenfor den initiale behandlingszone (afstanden svarende til et års grundvandstransport eller maksimalt 100 m) /18/.

Der er på det seneste dukket en række metoder op, som kan være med til yderligere at styrke dokumentationen for de naturlige nedbrydningsprocesser. Nogle teknikker er kvalitative, så som isolering af specifikke nedbrydere (mikroorganismer) i forureningsfanen og sammenligne dette med sammensætningen af mikroorganismer uden for forureningsfanen. Andre metoder er mere kvantitative, så som isotop-fraktionering, hvor ændringer i rationen mellem isotoper af forskellige molekyler direkte kan relateres til præferentiel nedbrydning.

At lade de naturlige nedbrydningsprocesser af kulbrinter i grundvandet indgå som et led i undersøgelses- og afværgekonceptet, er efterhånden praksis i en række lande, herunder USA. Metoderne til dokumentation er i udlandet afprøvet gennem snart et årti og det er tydeligt, at der stadig kan tilføjes en række betragtninger, der kan gøre dokumentationen mere robust og troværdig, hvilket dette projekt viser. Sagen viser tillige, at der er et behov for nogle retningslinier for "brugen" af naturlig nedbrydning i forbindelse med kulbrinteforureninger i Danmark

Summary and conclusions

The topic of this report is natural attenuation of a gasoline contamination at a former gasoline retail site located on Nykøbingvej 295, Radsted (Lolland). A contamination, primarily gasoline, was identified in the unsaturated zone around an underground storage tank on the location. The contamination has spread to the saturated zone.

The scope of this project has been to compare the maximum extent to the theoretical extent of the pollution plume. Furthermore to investigate the development in concentration of BTEX over time/distance, to investigate the development of redoxsensitive parameters in- and around the pollution plume as well as to investigate the possibility of calculating the first order degradation rates of benzene, toluene, ethylbenzene and xylenes. Finally the scope has been to evaluate analytical parameters and monitoring frequency for evaluation of natural attenuation.

The data used in this report arises from earlier investigations conducted on the location, primarily performed for OM (Danish Petroleum Industry's Association for Remediation of Retail Sites) and a monitoring program paid by the Danish EPA under the Program for Development of Technology (TUP). Furthermore different projects performed by students of the Technical University of Denmark have contributed.

A clear reduction in concentration of hydrocarbons as a result of increasing distance to the contamination source is shown and the contamination plume is assessed to be around 30-40 meters long. According to the present regulations the plume is within the initial treatment zone (the distance corresponding to the groundwater transport of one year or maximum 100 meters) /18/.

Recently a number of methods have been introduced, that can help document the effects of natural attenuation. Some techniques are qualitative, such as isolation of specific degraders (micro-organisms) in the contamination plume and correlating these with the composition of micro-organisms outside the contaminated area. Other methods are more quantitative, such as isotope fractionation, where changes in the ratio between different isotopes of different molecules can be directly related to preferential degradation.

To let natural attenuation processes of hydrocarbons be a part of investigation and cleanup of contaminated sites is widespread in a number of countries, e.g. the U.S.A. The methods for documentation of natural attenuation have been tested abroad through almost a decade and it is evident that a number of considerations can still be added in order to make the documentation more robust and trustworthy, as this project clearly shows. This case also implies the need for guidelines for the "use" of natural attenuation in cases with carbon hydrate contamination in Denmark.

1 Indledning

Miljøstyrelsen har iværksat en række udviklingsprojekter til belysning af effekten af nedbrydning under naturlige forhold.

Til belysning af naturlig nedbrydnings egnethed til fjernelse af olie-/benzin-forurening i grundvand er en række projekter foreløbig prioriteret/iværksat.

Miljøstyrelsen har efterfølgende ydet Oliebranchens Miljøpulje støtte til dette projekt, som foregår på lokaliteten Nykøbingvej 295 i Sakskøbing

Lokaliteten blev udvalgt på grund af den heterogene geologi samt, at der forelå data, der indikerede, at der foregik naturlig nedbrydning i grundvandszonen.

Denne rapport beskriver dels OM´s egne anlægs- og overvågningsaktiviteter, dels de særlige aktiviteter, der er knyttet til teknologiudviklingsprojektet med henblik på dokumetation af naturlig nedbrydning af olie/benzinforureningen.

1.1 Formål

2.1 Baggrund

Det har længe været erkendt, at visse forureningskomponenter (særligt oliekomponenter) nedbrydes effektivt af mikroorganismer i grundvandet. Undersøgelsen af denne naturlige nedbrydning i forbindelse med afværgetiltag ved grundvandsforureninger har i de seneste år vundet indpas i USA og der sker en hurtig udvikling på området i Europa i øjeblikket. Naturlig nedbrydning omfatter i denne sammenhæng de samlede aktiviteter, der dokumenterer at naturlige processer som nedbrydning, sorption, afdampning og fortynding kan nedbringe koncentrationerne af de forurenende stoffer til en acceptabel koncentration indenfor en acceptabel afstand.

Som en integreret del af afværgekonceptet, skal det ved et moniteringsprogram sikres, at der ikke sker ændringer i forureningsudbredelsen i fremtiden. For at un-derstrege nødvendigheden af monitering har man i USA valgt, at kalde afværge-strategien "Monitored Natural Attenuation (MNA)". Disse vurderinger og graden af dokumentation skal baseres på en risikovurdering i den enkelte sag.

Brugen af MNA i USA er beskrevet i en række protokoller, der giver en detaljeret beskrivelse af undersøgelsesparametre, dokumentationspunkter, modellering og monitering. Den første protokol på området er udviklet af en miljøafdeling under det amerikanske luftvåben i forbindelse med dokumentation af naturlig nedbryd-ning af JP-4 jetfuel /12/. Protokollen benyttes i dag af den amerikanske miljøstyrel-se. Der findes senere protokoller (ASTM) /13/ og (WDNR) /14/, der i hovedtræk bygger på den oprindelige protokol /12/.

I Danmark er der ligeledes udgivet forskellige publikationer, der behandler emnet. Amternes Videnscenter for jordforurening (AVJ) har udgivet en publikation om naturlig nedbrydning af benzinforureninger /15/, Miljøstyrelsen har bl.a. udgivet et miljøprojekt, der omhandler naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand /16/ og endelig ligger der p.t. et udkast til en dansk protokol for undersøgelse af naturlig nedbrydning udarbejdet på foranledning af Oliebranchens Miljøpulje /17/. Miljøstyrelsen er ikke enig i den sidstnævnte udkast til protokol. Vejledningen "Oprydning på forurenede lokaliteter" er udarbejdet efter flere af de amerikanske protokoller, men der er valgt en anden fremgangsmåde end i de typiske protokoller, idet der fokuseres på direkte måling af forureningskomponenterne og bestemmelse af en lokalitetsspecifik nedbrydningskonstant, fremfor monitering af et stort antal redoxparametre.

I det følgende er gennemgået de overordnede mekanismer i nedbrydningen af olieforbindelser (afsnit 2.2), strategien for feltarbejdet og databehandlingen (afsnit 2.3), dokumentation af naturlig nedbrydning (afsnit 2.4), simulering af naturlig nedbrydning (afsnit 2.5) og endelig monitering af naturlig nedbrydning (afsnit 2.6).

Afsnit 2.2 og 2.3 er baseret på Hedeselskabets erfaringer fra sager der omhandler naturlig nedbrydning, samt fra andre danske og udenlandske sager. Anbefalinger og vurderinger i disse afsnit er alene Hedeselskabets, med mindre andet er angivet.

Afsnit 2.4 og 2.6 er baseret på opbygningen i en af de grundlæggende udenlandske protokoller /12/. Protokollen er valgt dels fordi den er grundlaget for mange af de senere udviklede protokoller og fordi principperne i protokollen er forsøgt anvendt på casen i denne rapport. Afsnit 2.5 bygger dels på Hedeselskabets erfaringer dels på Miljøprojekt 408 /16/.

2.2 Mekanismerne

Den dominerende proces til fjernelse af olieforbindelser i grundvandet er den mi-krobiologiske nedbrydning. Det er velkendt at mikroorganismerne under nedbryd-ningen af disse organiske forbindelser ændrer vandkemien. Således bruges oxide-rede forbindelser (elektronacceptorer) som f.eks. opløst ilt, nitrat, sulfat, jern (III), og mangan (IV) til denne omsætning og reduceres til forbindelser som kuldioxid, frit kvælstof, sulfid, jern (II) og mangan (II). Disse forbindelser, samlet betegnet som redoxforbindelser, kan indikere om en bakteriel nedbrydning kan finde/ har fundet sted. I tabel 2.1 er en række omsætningsprocesser illustreret. Processerne er opstillet i den rækkefølge, de efter teorien vil forløbe, idet frigivelsen af energi aftager fra reaktion 1 til 6.

Tabel 2.1
Omsætningsprocesser, hvor benzen anvendes som modelstof. Der er ikke taget hensyn til biomasseopbygning i ligningerne.

¹ Angiver de stoffer, der typisk måles ved vurdering af, hvilket processer, som forløber

Ved en stor tilførsel af organisk stof i forbindelse med en forurening, kan der ske en kraftig forøgelse af den bakterielle omsætning, hvilket betyder et stort forbrug af elektronacceptorer. Hvis alle arter af elektronacceptorer var til stede, før denne for-urening indtraf, vil der nu ske et forbrug af disse jvf. den termodynamiske række-følge, se tabel 2.1. Flere processer kan finde sted samtidig, f.eks. i forbindelse med mikronicher, men det store forbrug vil ske af den elektronacceptor, der giver det største energiudbytte. Således vil det generelle billede være, at ilt først opbruges, dernæst nitrat o.s.v. Denne forskel i forbrug vil medføre en redoxzonering i det forurenede område. Tættest på forureningskilden vil der herske de mest reducerede forhold; methanogene- og sulfatreducerende forhold, hvor alle andre elektronac-ceptorer er opbrugte i en sådan grad, at de tilhørende redoxprocesser ikke spiller nogen større rolle. Ud gennem forureningsfanen (med strømningsretningen) vil man derefter se zoner domineret af jern(III)reduktion, mangan(IV)reduktion, nitra-treduktion og til sidst aerobe (oxiderede) forhold. Den teoretiske redoxzonering er vist i figur 2.1.

Figur 2.1.
Teoretisk redoxzonering i en forureningsfane.

Elektronacceptorerne ilt, nitrat og sulfat tilføres med grundvandsstrømmen samt nedsivende vand fra den umættede zone, og er således fornyelige. Der kan dog være situationer hvor det "naturlige" baggrundsniveau af elektronacceptorer er forhøjet, f.eks. i områder med intensiv landbrugsdrift må det forventes at der "naturligt" findes forhøjede indhold af nitrat i grundvandet. Ved eventuel senere braklægning bør der tages højde for et eventuelt fremtidigt lavere baggrundsniveau af nitrat i grundvandet. Afgørende for redoxzoneringen er reaktionshastigheden i forhold til hastigheden hvormed elektronacceptorerne tilføres grundvandssystemet. Mangan og jern er bundet til sedimentet, og frigøres langsomt. Efterhånden som disse elektronacceptorer forbruges, vil de tilhørende redoxzoner langsomt få en større udbredelse.

2.3 Strategi

2.3.1 Feltarbejde

Boringer

Forudsætningen for en god dokumentation af naturlig nedbrydning er en detaljeret kortlægning af forureningsparametre, redoxparametre og de hydrauliske forhold.

Der skal udføres filtersatte boringer så forureningens udbredelse i grundvandsma-gasinet afgrænses. Boringerne skal placeres opstrøms kildeområdet, i   kildeområdet, nedstrøms kildeområdet i forureningsfanen, på siden- og nedstrøms forureningsfa-nen. På denne vis fås kendskab til grundvandskvaliteten i det uforurenede grund-vand (opstrøms boringer og boringer ved siden af forureningsfanen), kendskab til grundvandskvaliteten i forskellige grader af forurenet grundvand (boringer i kilde-området og i forureningsfanen) og kendskab til grundvandskvaliteten efter forure-ningen er blevet omsat (boringer nedstrøms forureningsfanen).

Boringerne bør filtersættes over korte filterintervaller, for at undgå opblanding af forskellige grundvandstyper og dermed risikere en vanskelig tolkning af redoxforholdene. Antallet af boringer afhænger af forureningens styrke og udbredelse, men generelt bør der minimum udføres 10-20 boringer pr. forureningskilde. Det er ligeledes væsentlig lettere at tolke grundvandskemien ved velafgrænsede forureninger fra punktforureninger, end ved blandingsforureninger hvor der kan være flere kildeområder, der giver anledning til en forureningsfane.

I forbindelse med borearbejdet bør der udtages sedimentprøver til kornstørrelsesanalyse.

Pumpetests og synkronpejlinger

Det er vigtigt at kortlægge de hydrauliske parametre på lokaliteten for bl.a. at kun-ne fastlægge en nøjagtig grundvandsstrømningshastighed og -retning. Dette kan gøres ved udførelse af hydrauliske tests på lokaliteten, således at den hydrauliske ledningsevne fastlægges. Grundvandsstrømningsretningen fastlægges ved synkronpejlinger i de filtersatte boringer. Evt. kan der placeres dataloggere til logging af grundvandsstanden over tiden, således at årstidsvariationer i grundvandsstanden og -retningen kan beskrives.

Vandprøvetagning

Vandprøverne bør udtages som punktprøver, dvs. med et lille vandflow (1-2 l/min). Det er Hedeselskabets erfaring, at der ved et lille vandflow ikke sker væsentlig indtrængning af grundvand udenfor boringens filtersætning og at vandprøven derfor repræsenterer grundvand ud for boringens filtersatte interval. Ved prøvetagningen bør der benyttes en gennemløbsbeholder med iltelektrode, pH-elektrode, ledningsevneelektrode og evt. temperaturelektrode. Ilt, pH, ledningsevne og temperatur noteres i forbindelse med vandprøvetagningen efter forpumpning af de filtersatte boringer. Det er vigtigt at slanger og gennemløbsbeholder er tætte, så der ikke kommer "falsk luft" i gennemløbsbeholderen og der derved fås et overestimat af iltindholdet.

Vandprøver til analyse for indhold af jern og mangan skal filtreres i felten, således at det kun er den vandopløselige fraktion der analyseres (Jern(II) og mangan(II)). Det anbefales at benytte et in-line filter (45 µm).

2.3.2 Kemiske analyser

I tabel 2.2 er vist de kemiske parametre, der som minimum bør undersøges i forbindelse med dokumentation af naturlig nedbrydning af en forurening med olie.

Tabel 2.2
Kemiske parametre

Uanset om man vælger at se på ændringer i redoxkemien (redoxmetoden) der inddirekte relateres til nedbrydningen eller man ser på kulstofbalancen (kulstofmetoden), der mere direkte relateres til nedbrydningen, er der naturlige kemiske processer som f.eks. henholdsvis udfældning af dannet jern(II) og hydrogencarbonat, som kan give et misvisende billede af den reelle nedbrydning.

2.4 Dokumentation af naturlig nedbrydning

Undersøgelse og dokumentation af naturlig nedbrydning er en "passiv" metode hvor man ikke aktivt fjerner forurening fra grundvandszonen. Undersøgelse af naturlig nedbrydning opfattes i denne sammenhæng ikke som en afværgeteknik, da der ikke fra menneskelig side tilføres energi, substrater eller lignende til grundvandssystemet, men alene foretages en tolkning af allerede igangværende naturlige processer. Ligesom ved aktive afværgeteknikker er dokumentationen afgørende i forbindelse med undersøgelse af naturlig nedbrydning.

Som nævnt under 2.1. er der udviklet protokoller til brug ved dokumentation af naturlig nedbrydning af forureninger med oliestoffer /12, 13, 14/. I det følgende beskrives i hovedtræk den oprindelige protokol /12/, da den har dannet grundlag for flere af de efterfølgende protokoller og vejledninger.

2.4.1 Bevisførelse

Der arbejdes med følgende grader af bevisførelse:

1. Primær bevisførelse
2. Sekundær bevisførelse
3. Alternativ bevisførelse

Stærkest er primær bevisførelse, efterfulgt af sekundær bevisførelse og endelig kan alternativ bevisførelse anvendes, hvis der ønskes yderligere sikkerhed.

Ad 1)

I protokollen /12/ anføres "Documented loss of contaminants at the field scale" som primær bevisførelse. Bevisførelsen består i at vise, at der sker en massereduktion i olieforureningen ud fra historiske data. Kan man over en længere tidsperiode observere konstante eller aftagende koncentrationer i moniteringsboringer, har man en god indikation på en stagnerende eller aftagende forureningsfane og dermed at der sker en nettofjernelse af forureningen.

Af protokollen /12/ fremgår det at kendskab til grundvandsforholdene (fluktuationer i trykniveau og hydraulisk gradient) er essentiel. Hvis der historisk er gennemført flere prøvetagningsrunder, er disse informationer oftest også tilgængelige. For at vurdere effekten af sæsonvariationer i grundvandsstrømningsretningen på forureningsudbredelsen, bør der gennemføres kvartårlige målinger i minimum 1 år /12/.

Oftest foreligger der dog ikke de nødvendige historiske data. I disse tilfælde er det muligt at opfylde dokumentationspunkt nr. 1, ved brug af et sporstof (tracer). Sporstoffet skal have omtrent samme sorption og Henry´s konstant som BTEX´erne, indgå i forureningen og være biologisk svært nedbrydeligt/unedbrydeligt under de aktuelle forhold. Sådanne forbindelser (f.eks. isomerer af trimethylbenzen) findes i benzin og jetfuel. Ved måling af et sådant sporstof kan man få et mål for effekterne af fortynding, spredning og sorption. Ved at korrigere for disse effekter kan man få et overslag over, hvor stor betydning den biologiske nedbrydning har på faldet i koncentration. Generelt er der i litteraturen enighed om, at der for alle TMB isomerer eksisterer et nedbrydningspotentiale under aerobe forhold /9, 23/. Der hersker dog stadig nogen tvivl om nedbrydeligheden af trimethylbenzen under anaerobe forhold. Det er Hedeselskabets vurdering, at TMB isomererne ikke vil være velegnede som sporstoffer, hvis de tillige nedbrydes under anaerobe forhold. Det kan dog evt. vælges at anvende den af isomererne, der viser sig at blive mindst nedbrudt, vel vidende at man dermed ikke får belyst den fulde effekt af fortyndingen.

Princippet bag brugen af en sporstof er vist på figur 2.2.

Figur 2.2.
Principtegning for brug af tracer til dokumentation af naturlig nedbrydning

Det koncentrationsfald af trimethylbenzen (TMB) der er sket mellem boring 1 og 2 skyldes faktorer som fortynding, spredning og sorption, da stoffet er svært nedbrydeligt (særligt under anaerobe forhold). Herefter korrigeres faldet i BTEX-koncentrationen mellem boring 1 og 2 for disse faktorer ud fra forholdet mellem [TMB1] og [TMB2]. Hvis der efter korrektion stadig er et fald i BTEX-koncentrationen, kan det tilskrives nedbrydning. Nærmere beskrivelse af korrektionen med TMB ses i afsnit 2.5.2.

Ad 2)

Sekundær bevisførelse angives i protokollen /1/ som "Contaminant and geochemical analytical data", hvilket søges belyst gennem massebalanceberegninger på baggrund af de hydrokemiske data til for at vise, at fald i forureningskomponenter kan korreleres til ændringer i hydrokemien. Man søger således, at påvise en sammenhæng mellem de hydrokemiske parametre (redoxparametre) og forureningskomponenter. Denne sammenhæng kan beskrives kvalitativt og kvantitativt, hvilket illustreres i det følgende.

Kvalitativt

Sammenhængen mellem forureningskomponenter og redoxparametre kan illustreres kvalitativt, ved at sammenstille optegnede isoliniekort. Dette er vist på figur 2.3., der er en principskitse af isoliniekort for BTEX-koncentrationer og koncentrationer af opløst ilt.

Figur 2.3
Principtegning for isoliniekort (BTEX- og koncentrationer af opløst ilt)

Det er muligt at optegne isoliniekort for hver af de andre betydende redoxparametre (NO₃^-, Fe²⁺, Mn²⁺, SO₄^2- og CH₄) samt alkalinitet mm.

For at kunne optegne vellykkede isolinie kort er det vigtig med data fra flere opstrøms, uforurenede boringer, for at kunne vurdere baggrundsniveauerne for de forskellige redoxparametre.

Er der sammenfald mellem forureningsudbredelsen og ændringer i redoxkemien er det en god indikation på, at der foregår mikrobiel nedbrydning af forureningen.

Kvantitativt

Hvis der er en tydelig tendens til at indholdet af redoxforbindelserne hhv. stiger og falder i det forurenede område, er det muligt at kvantificere den relative betydning af hver af nedbrydningsprocesserne. Ved at kende forskellen på baggrundsniveauet og niveauet i forureningsfanen for redoxforbindelserne, er det muligt at estimere den mængde omsat forurening, som denne forskel svarer til. Resultatet af disse massebalanceberegninger giver en indikation på nedbrydningskapaciteten i grundvandet. Tabel 2.3. viser et eksempel på en massebalanceberegning baseret på typiske værdier i et aerobt magasin, med en kraftig grundvandsforurening.

Tabel 2.3
Beregning af den mulige maksimale omsætning.

NB: Bemærk den store andel i den sulfatreducerende og methanogene zone.

Tabel 2.3 er baseret på højeste/laveste værdi hvilket ikke svarer til gennemsnitsbetragtninger, da der kan være store variationer i geologi med deraf følgende mikronicher hvor forskellige processer kan dominere. Et mere retvisende billede af nedbrydningskapaciteten kan evt. fås ved at sammenligne opstrøms- og fanekoncentrationer på samme strømlinie.

Udregningen af den teoretiske omsætning af BTEX for mangan- og jernreduktion samt methanogenesen er baseret på produktet dannet af redoxprocessen (se tabel 2.1). Hvis nedbrydningskapaciteten skal beregnes, skal der tages udgangspunkt i områdets indhold af de indgående stoffer i redoxprocessen (ligesom O₂, NO₃^- og SO₄^2-). Det er muligt, at få et mål for sedimentets indhold af jern(III) og mangan(IV), men det er vanskeligt, at vurdere i hvor høj grad disse forbindelser er biotilgængelige. Målinger af jern(II) og mangan(II) i grundvandet er derfor kun et mål for den aktivitet, der har fundet sted. Ydermere kan genudfældning af jern(II) give anledning til et underestimat af jernreduktionen og dermed nedbrydningen. Potentialet for disse processer kan derfor sagtens være højere, end denne udregning angiver. Ved at sammenligne indhold af jern(III) og mangan(IV) i sedimentet i den forurenede del af grundvandsmagasinet med indholdet i uforurenet sediment opstrøms forureningen, er det muligt at vurdere den tidligere aktivitet.

Redoxprocesserne beskrevet i tabel 2.1 tager heller ikke højde for assimilation af kulstof, det vil sige indbygning af kulstof i biomassen hos bakterier. Det antages, at al kulstof fra forureningen mineraliseres til CO₂. Hvis der også tages højde for biomassetilvækst vil der f.eks. kunne ske endnu større omsætning af BTEX´er pr. mg ilt, end angivet i tabel 2.1.

Summen af nedbrydningspotentialerne for de 6 redoxprocesser i tabel 2.3 (25,8 mg BTEX pr. l) er altså et underestimat.

Nedbrydningspotentialet skal ses som en overordnet vurdering af "grundvandskvaliteten" der fortæller i hvor høj grad der er elektronacceptorer tilstede i grundvandsmiljøet til brug for eventuelle nedbrydningsprocesser. Dette kan så sammenlignes med koncentrationerne af de forurenende komponenter. En egentlig vurdering af nedbrydningskapaciteten bør dog baseres på fluxbetragtninger, herunder samspil med fornyelige og sedimentbundne elektronacceptorer.

Ad 3)

Alternativ bevisførelse angives i protokollen /12/ som "Direct micobiological evidence" består i et direkte mikrobiologik bevis for at vise, at mikroorganismerne kan nedbryde forureningskomponenterne.

I praksis kan dette foregå ved at opstille mikrokosmos batchforsøg med sediment og grundvand fra den forurenede del af grundvandsmagasinet på lokaliteten. Forsøgene bør opsættes under de aktuelle redoxforhold. I praksis er det dog ikke muligt at opstille batchforsøgene med samme forhold af sediment og vand, som under de naturlige forhold. Man kan også vælge, at sætte forsøgene op som søjleforsøg, for en bedre beskrivelse af dynamikken i grundvandssystemet.

Laboratorieforsøg er dog svære at overføre til naturlige systemer pga. af lange lagfaser, før nedbrydningen går i gang. Der findes desuden talrige eksempler i litteraturen på nedbrydning af stort set alle oliekomponenter under forskellige redoxforhold. Det giver således ikke meget information at eftervise nedbrydning af benzen under aerobe forhold, da dette allerede er vist utallige gange i litteraturen.

Det anbefales derfor ikke at lave nedbrydningsforsøg med stoffer der allerede er velundersøgte. Hvis man ønsker en lokalitetsspecifik nedbrydningsrate kan man beregne denne ud fra oplysningerne fra lokaliteten fremfor oplysninger fra nedbrydningsforsøg.

2.5 Simulering af naturlig nedbrydning

En mere detaljeret beskrivelse af modellers anvendelse ligger uden for dette projekt, og i det følgende gennemgås udelukkende stoftransport.

2.5.1 Stoftransport

I dette afsnit anvendes benzen som modelstof.

De hydrauliske forhold skal beskrives forud for betragtningerne om stoftransport ud fra data opnået ved pumpetest, synkronpejling og evt. undersøgelse af kornstørrelsesfordeling i sedimentet i forbindelse med undersøgelserne.

Grundvandets partikelhastighed (V_partikel) kan beregnes ud fra Darcy´s lov:

hvor gradienten (i) er bestemt ved synkronpejling, den hydrauliske ledningsevne (k) er fremkommet ved prøvepumpning og den effektive porøsitet (e) evt. bestemt ved kornstørrelsesanalyse.

Retardationsfaktoren (R) er et udtryk for hvor mange gange langsommere et stof bevæger sig end et vandmolekyle primært pga. sorption. Retardationsfaktoren udregnes på baggrund af udtrykket:

hvor r er massefylden af det forurenende stof og e er som før nævnt den effektive porøsitet. K_d kan beregnes ud fra følgende sammenhæng:

K_d = K_oc · f_oc
(3)

hvor f_oc er fraktionen af organisk materiale i sedimentet.

K_oc kan udregnes på baggrund af udtrykket (Abduls formel):

log K_oc f_oc = (1,04 log K_ow) -0,84
(4)

hvor log K_ow er en stofparameter (K_ow for benzen er f.eks opgivet til 2,1).

Ligning 4 kan kun anvendes hvis log K_ow < 5 og f_oc > 0,1%.

Hvis f_oc er lavere end 0,1 % anvendes Schwartzenbach & Westall´s formel:

LogK_d = 1,01^·log K_ow - 3,46
(5)

En central proces for forståelse af stoftransport i grundvandet er dispersion. Konservative opløste stoffer vil transporteres med grundvandet. Der skelnes mellem advektiv og dispersiv transport. Ved den advektive transport forstås strømning med grundvandets middelhastighed, v_p. Stoffet vil dog sprede sig fra grundvandets strømningsretning pga. hydrodynamisk dispersion, som vil forårsage fortynding af stoffet. Dispersion kan skyldes både diffusion og mekanisk dispersion. Diffusionsprocessen har kun betydning ved lave transporthastigheder /19/.

Et samlet mål for effekten af dispersionen kan fås ved at sammenligne koncentrationer af et konservativt sporstof på samme grundvandsstrømningslinie. Effekten af dispersion/fortynding er i princippet ens for alle opløste stoffer og medfører at koncentrationen af det opløste stof bliver mindre som funktion af en større afstand fra kildeområdet.

Der er imidlertid en række forskellige processer, der kan forårsage et fald i koncentration af et opløst stof langs samme grundvandsstrømningslinie. Disse processer deles ofte op i destruktive og non-destruktive processer. De destruktive processer, der omfatter mikrobiologisk nedbrydning og kemisk oxidation, omdanner det forurenende stof, i modsætning til de non-destruktive processer som omfatter fordampning, dispersion og sorption.

De dominerende processer, der forårsager koncentrationsfald som funktion af afstanden til kildeområdet vurderes at være nedbrydning og fortynding, dvs. en hhv. destruktiv og non-destruktiv proces. For at kunne vurdere den reelle skæbne af et forurenende stof i grundvandssystemer er det derfor ønskeligt at kunne skille effekten af disse to processer ad, da det ud fra et miljømæssigt synspunkt vil være at foretrække hvis det forurenende stof nedbrydes i stedet for at det fortyndes/spredes.

Som beskrevet under afsnit 2.4.1. er det muligt at korrigere for effekten af andre processer end mikrobiel nedbrydning, hvis det er muligt at måle på et opløst stof i magasinet, der er unedbrydeligt. I praksis kan dette stof enten udgøres af en tilsat tracer (som regel et uorganisk stof som bromid, chlorid m.fl.) eller af et organisk stof, der naturligt findes i forureningen. Ud fra et miljømæssigt aspekt vil det oftest være at foretrække hvis man ikke skal tilsætte en tracer til grundvandsmagasinet, men kan nøjes med de stoffer der allerede findes i magasinet.

Et af de oftest benyttede stoffer til estimering af nedbrydningen af BTEX´er er trimethylbenzen (TMB) som generelt er tilstede i brændstoffer i tilstrækkelige koncentrationer (3-7 %) til at kunne detekteres i grundvandet /16/.

TMB er næsten persistent (bestandig) under anaerobe forhold, men er til gengæld relativt letnedbrydeligt under aerobe forhold. TMB´s bestandighedsgrad er lokalitetsspecifik, og anvendeligheden af denne forureningskomponent som tracer må evalueres fra sag til sag /16/.

I det følgende afsnit gennemgås hvorledes tracere kan anvendes til estimering af nedbrydningshastigheden.

2.5.2 Nedbrydningshastighed

Nedbrydningen kan beskrives ved hjælp af et 1. ordens udtryk. Det er oftest valgt, fordi det er bekvemt. Detaljerede studier har ofte svært ved at påvise 1. ordens nedbrydning i hele fanen.

Til beskrivelse af 1. ordens nedbrydning benyttes ofte følgende udtryk:

C_t=C₀·e^-l·t
(6)

hvor: C₀ er koncentrationen til tiden 0, C_t er koncentrationen til tiden t, t er tid i dage og l er 1. ordens nedbrydningskonstanten.

Da forureningen spredes nedstrøms kildeområdet, svarer C₀ til koncentrationen i kildeområdet mens C_t svarer til en koncentration et givet sted nedstrøms kildeområdet. Transporttiden (t) for det forurenende stof fra en boring i kildeområdet til en boring nedstrøms forureningskilden udregnes på baggrund af afstanden mellem de to boringer, grundvandets strømningshastighed og retardationsfaktoren.

Når man skal bestemme nedbrydningsraten, må de målte forureningskoncentrationer korrigeres for effekter af sorption, dispersion, fortynding m.v. (ikke destruktive processer). Dette kan gøres ved at sammenligne koncentrationerne af et svært nedbrydeligt stof (et sporstof). Efter at de korrigerede forureningskoncentrationer er beregnet, kan 1. ordens nedbrydningskonstanten findes ud fra ligning 6.

Trimethylbenzenforbindelserne (TMB) kan som nævnt under afsnit 2.4.1 benyttes som sporstof da de er svært nedbrydelige og har omtrent samme opløselighed og sorptionsegenskaber som benzen. TMB´erne tilbageholdes dog betydelig længere i sedimentet end benzen (R er beregnet til ca. 6,8 beregnet på baggrund af en log K_ow på 3,7). TMB´erne transporteres således ca. 6 gange langsommere end benzen.

Hvor sorptionen af traceren afviger klart fra sorptionen af den forurenende komponent, kan den korrigerede forureningskoncentration i punkt i udregnes ved /16/:

hvor:

Ligning 7 tager højde for at benzen og TMB-forbindelserne har forskellig transporttid fra punkt i-1 til punkt i. Det er således ikke en sammenligning af koncentrationsudviklingen over samme afstand, men over samme tid.

Under aerobe forhold er der tidligere vist et nedbrydningspotentiale af TMB-forbindelserne. Der er endvidere påvist en forskel i nedbrydeligheden mellem de 3 isomerer, hvor 1,2,4-TMB nedbrydes hurtigere end 1,3,5-TMB og 1,2,3-TMB /9/. Imidlertid er det mere uklart i hvor høj grad TMB-isomererne nedbrydes anaerobt og dermed om deres egnethed som sporstoffer, jf. afsnit 2.4.1.

Hvis T_i og T_i-1 er ens bliver det sidste led i ligningen = 1. Det betyder, at den målte koncentration (C_i) vil være lig den korrigerede koncentration (C_i,corr). Hele det observerede koncentrationsfald af benzen vil da tilskrives nedbrydning.

Koncentrationerne Ci-1 (hvis den er lig med kildestyrkekoncentrationen) og C_i,corr kan herefter indsættes i ligning 6 idet C_i-1 = C₀ og C_i,corr = C_t. Ud fra ligning 6 kan man herefter isolere 1. ordens nedbrydningskonstanten l.

Sammenfatning

Det vurderes, at der ofte er store vanskeligheder med opstilling af detaljerede simuleringsmodeller for naturlig nedbrydning, særligt kombinationen mellem stoftransport og nedbrydningsforholdene vurderes at volde problemer.

De almindelige stoftransportmodeller forudsiger/behandler primært dynamikken i den opløste del af forureningen i den mættede zone. Imidlertid er det udvaskningen af forureningen fra umættet til mættet zone, der primært er styrende for forureningens "levetid". Efter den sidste del af forureningskilden er udvasket forventes yderligere en periode hvor restforureningen i den opløste forureningsfane trækker sig tilbage. Der findes en række metoder for beskrivelse af udvaskningen af forurening fra umættet til mættet zone, som dog ikke vil blive behandlet videre i denne rapport.

2.6 Monitering af naturlig nedbrydning

Dokumentation af naturlig nedbrydning kan i princippet foretages uanset forureningsfanens tilstand, da det sker på baggrund af en "øjebliksbetragtning". Ved opstilling af det efterfølgende moniteringprogram er det imidlertid en forudsætning at kende til forureningsfanens tilstand. Udfordringen ligger bl.a. i at tage højde for årstidsvariationer i nedbør og heraf fluktuerende grundvandsstand, der kan påvirke forureningsfanens udbredelse.

Forudsætningen for et effektivt moniteringsprogram bør være en grundig undersøgelse/dokumentation af hydrogeologiske-, geokemiske- og nedbrydningsforhold, herunder en troværdig afgrænsning af forureningsfanen horisontalt og vertikalt. Det er således essentielt at kende forureningstilstanden til "tiden = 0" i moniteringsforløbet.

I det følgende gennemgås en mulig strategi for opstilling af et moniteringsprogram, der, ligesom afsnittet om dokumentation af naturlig nedbrydning, bygger på protokollen fra Wiedemeier et al. /21/. Efterfølgende diskuteres styrker/svagheder ved den valgte fremgangsmåde.

I protokollen bruges udtrykket "Long Term Monitoring Plan" eller LTM plan, hvilket i sig selv indikerer, at der menes monitering over et længere tidsrum på op til adskillige år /21/. Den generelle udvikling i terminologien omkring begrebet "naturlig nedbrydning" viser da også at der efterhånden er konsensus i USA om at kalde naturlig nedbrydning for "Monitored Natural Attenuation (MNA)". Her ses igen en understregning i vigtigheden af moniteringsfasen i forbindelse med undersøgelse af naturlig nedbrydning.

En plan for monitering består af lokalisering/udvælgelse af moniteringsboringer og udvikling af en prøvetagnings- og analysestrategi. Denne plan bruges til at "overvåge fanes bevægelse over tid og til at verificere at naturlig nedbrydning foregår med tilpas høje hastigheder til at beskytte potentielle nedstrøms receptorer". Planen for monitering bør udvikles på baggrund af data for lokaliteten, resultatet af stoftransport vurderingerne samt resultaterne af en risikovurdering i forhold til potentielle receptorer /21/.

Protokollen angiver en konceptuel "model" for et minimum af boringer der skal til for at overvåge en forureningsfane. Modellen opererer med 2 typer af moniteringsboringer: "Long Term Monitoring Wells (LTM wells)" og "Point Of Compliance wells (POC wells)". LTM boringerne er placeret i- og umiddelbart rundt om forureningsfanen, mens POC boringerne er placeret i større afstand nedstrøms forureningsfanen. Figur 2.4 viser den teoretiske placering af LTM og POC boringerne. Ifølge protokollen skal antallet og placeringen af begge typer boringer besluttes i samarbejde med myndighederne /21/. Figur 2.4 viser princippet i placeringen af de to typer boringer.

Figur 2.4
Principtegning placering af moniteringsboringer

LTM boringer skal belyse om forureningsfanens tilstand/opførsel ændres over tid, mens POC boringerne skal anvendes til at sikre at forureningsfanen ikke spredes ud over en "accepteret" udbredelse, og dermed udløse foranstaltninger, der kan eliminere eventuelle risici forbundet med denne øgede udbredelse /21/. I protokollen opereres med en "negotiated perimeter of containment" hvilket i praksis betyder at man i samarbejde med myndighederne bliver enige om en "acceptabel" udbredelse af forureningen, en slags behandlingszone. POC boringer skal således sikre at forureningsfanen ikke overskrider denne behandlingszone.

Udvælgelse af LTM boringerne bør baseres på det indledende kendskab til forureningsfanens opførsel, herunder årstidsafhængige variationer i udbredelse. POC boringerne bør placeres 500 fod (ca. 150 meter) eller afstanden svarende til to års grundvandstransport nedstrøms forureningsfanens forkant. Uanset hvad, vælges den af de to afstande der er størst /21/. Ifølge vejledningen "Oprydning på forurenede grunde" fra Miljøstyrelsen, er POC-afstanden i Danmark dog defineret som et års grundvandstransport eller maksimalt 100 meter.

Alle moniteringsboringer bør filtersættes over den samme hydrogeologiske enhed som forureningsfanen. Den endelige placering af moniteringsboringer skal besluttes i samarbejde med de respektive myndigheder /21/.

I analyseprogrammet bør analysepakken for LTM boringerne indeholde analyser for BTEX, opløst ilt, nitrat, jern(II), sulfat og methan, mens det kun er nødvendigt at analysere for BTEX og opløst ilt i POC boringerne. I forbindelse med vandprøvetagningen skal grundvandsstanden registreres i boringerne ligesom evt. tykkelse af fri oliefase i boringer. Det anbefales, at der udføres kvartårlige prøvetagninger af LTM boringerne det første år, for at fastlægge bevægelsesmønsteret for forureningsfanen. Baseret på resultaterne af det første års monitering, revideres planen for monitering og prøvetagningsfrekvensen kan evt. reduceres til én gang årligt, på det tidspunkt af året hvor forureningsfanen har sin største udbredelse. Prøvetagningsfrekvensen afhænger af placeringen af POC boringerne og grundvandsstrømningshastigheden. Den endelige prøvetagningsfrekvens bør besluttes i samarbejde med myndighederne /21/.

I det følgende diskuteres kort protokollens anbefalinger til opstilling af moniteringsplan.

Det er Hedeselskabets vurdering at de overordnede linier i strategien for udarbejdelse af en moniteringsplan, som de er beskrevet ovenfor, udmærket kan benyttes i forbindelse med monitering af naturlig nedbrydning. Der er dog visse forhold, der i praksis sandsynligvis vil adskille sig fra denne strategi.

I protokollen fremgår det tydeligt at man etablerer nye moniteringsboringer (både LTM og POC boringer) i forbindelse med opsætning af moniteringsprogrammet. I realiteten vil dette dog ofte være for dyrt, hvorfor man oftest vil vælge allerede eksisterende boringer til at indgå i moniteringsprogrammet, selv om disse muligvis ikke er helt optimalt placeret eller filtersat. Dog vil der oftest ikke findes brugbare POC boringer forud for fastlæggelse af moniteringsplanen, hvorfor disse vil skulle etableres i forbindelse med moniteringen.

I protokollen savnes argumenter for anbefalingen til placering af POC boringerne i en afstand af 150 meter eller afstanden svarende til 2 års grundvandsstrømningshastighed. Afstanden virker meget stor, særligt hvis der ikke er detailkendskab til evt. andre forureningskilder mellem forureningsfanen og POC boringerne. En så stor afstand vil tillade meget store årstidsvariationer i forureningsfanens udbredelse og en temmelig stor ekspansion, før denne opdages. I praksis vil boringer ofte være successivt placeret ud langs en forureningsfane i forbindelse med undersøgelse/kortlægningsfasen og de yderste boringer vil oftest være boringer, der er afsat med det formål at afgrænse fanen i nedstrøms retning. Det er Hedeselskabets vurdering at disse boringer ofte ikke placeres længere end højst nødvendigt nedstrøms forureningsfanen for at få en så præcis afgrænsning af fanen som muligt. Disse nedstrøms boringer vil derfor oftest ikke være egnede som POC boringer, da de er for tæt på forureningsfanen.

Med hensyn til analyseprogrammet, virker det fornuftigt ikke at analysere for indholdet af redoxkomponenterne i POC boringerne, da de alene skal detektere en forureningsspredning. Det fremgår dog ikke særlig tydeligt hvorledes redoxdata i LTM boringerne skal benyttes, hvorimod det er temmelig klart at BTEX analyserne benyttes til at kortlægge variationer i fanens udbredelse.

3 Nykøbingvej 295, Radsted - Et eksempel på naturlig nedbrydning

3.1 Baggrund

3.1.1 Historik

Lokaliteten Nykøbingvej 295, Radsted, er beliggende på hovedvej 9 på Lolland mellem Sakskøbing og Nykøbing Falster. Beliggenheden fremgår af figur 3.1.

Figur 3.1
Beliggenhed af Nykøbingvej 295, Radsted.

I perioden fra 1958 - 1975 har der været salg af benzin i forbindelse med et autoværksted og senere maskinstation.

I 1994 foretager Krüger A/S en registreringsundersøgelse for Storstrøms Amt /1/. I forbindelse med registreringsundersøgelsen konstateres forurening med oliekomponenter i såvel umættet som mættet zone.

Sagen bliver efterfølgende tilmeldt Oliebranchens Miljøpulje (OM) og i 1996 gennemfører Skude & Jacobsen i OM-regí en indledende forureningsundersøgelse /2/, en supplerende forureningsundersøgelse /3/ og endelig bliver de underjordiske tanke samt forurenet jord ned til ca. 4 meter under terræn (m u.t.) fjernet /4/.

I 1997 beskrives forslag til oprensning af restforureningen, herunder bl.a. undersøgelse af naturlig nedbrydning /5/.

Året efter ansøger Skude & Jacobsen om at sagen optages under Miljøstyrelsen teknologiudviklingspulje. Der ansøges om støtte til undersøgelse/dokumentation af den naturlige nedbrydning af forureningen på lokaliteten /6/.

Fra 1998 til 2001 har Miljøstyrelsen ydet støtte til undersøgelse/dokumentation samt monitering af den naturlige nedbrydning af forureningen i den mættede zone på lokaliteten.

3.1.2 Feltaktiviteter

Der er i alt udført 18 traditionelle filtersatte boringer på lokaliteten. Fem af disse boringer er indrettet med filtre i 2 niveauer, d.v.s. at der totalt er installeret 23 filtre på lokaliteten. Boreprofiler for samtlige boringer er vedlagt som bilag A. I forbindelse med borearbejdet er der udført PID-målinger af det opborede materiale, undtagen H-boringerne, da disse vurderedes at være i betragtelig afstand fra forureningen i den umættede zone.

Boring PB1 var oprindeligt udført som en pumpeboring med 3 filterintervaller. Boringen er efterfølgende ombygget således at det nedre filterinterval er hydraulisk isoleret i forhold til de to øvre filterintervaller, ved etablering af et filter med mindre diameter i det oprindelige filterrør. Dette indre filter er gruskastet og bagstøbt i det oprindelige filterrør. PB1 nedre svarer således til det nedre filterinterval i den oprindelige pumpeboring, mens PB1 øvre svarer til de to øverste filterniveauer. Den oprindelige boringsopbygning og ombygningen af boringen fremgår af bilag A.

Ydermere er der vha. Geoprobe udført 7 geoprobe sonderinger og 7 filtersatte sonderinger i 10 placeringer på lokaliteten. Sonderingerne er udført for at få en mere præcis afgrænsning af forureningen i såvel umættet som mættet zone. Resultatet af Geoprobe sonderingerne er vedlagt som bilag F.

Placeringen af de filtersatte boringer samt Geoprobe sonderingerne fremgår af figur 3.2.

Figur 3.2
Situationsplan med placering af filtersatte boringer, Geoprobe sonderinger, samt angivelse af geologiske profilsnit.

Der er oprindeligt udført en prøvepumpning i boring PB1 med henblik på at fastlægge den hydrauliske ledningsevne forud for skitseprojektering af et anlæg til in-well stripping, dvs. før igangsættelse af teknologiudviklingsprojektet. Prøvepumpningen blev udført i tidsrummet 13. - 18. december 1996 (ca. 120 timer) og der blev i alt oppumpet ca. 137 m³ /5/. Resultatet af prøvepumpningen fremgår af bilag G samt afsnit 3.2.2.

Der er i alt udført 11 prøvetagningsrunder med tilhørende synkronpejlinger. Instruks for vandprøvetagning er vedlagt som bilag H.

3.1.3 Andre aktiviteter

Sideløbende med teknologiudviklingsprojektet har der været tilknyttet to eksamensprojekter og to forprojekter til lokaliteten. 3 af disse projekter er udført under de daværende institutter: Institut for Miljøteknologi (IMT) og Institut for strømningsmekanik og vandressourcer (ISVA), DTU - i dag Miljø & Ressourcer (E&R). Det sidste projekt er udført under E&R.

Det første forprojekt /9/ omhandlede nedbrydeligheden af isomererne af trimethylbenzenerne i forureningen og dermed anvendeligheden af disse forbindelser som konservative tracere, jf. afsnit 2.4.1. og 2.5.2. Projektet var baseret på udtagning af vandprøver fra eksisterende boringer til opsætning af laboratorie batch forsøg, samt udtagning af sediment til sorptionsforsøg.

Det første eksamensprojekt /10/ omhandlede dels en traditionel vurdering af den naturlige nedbrydning af forureningen på lokaliteten, dels en ny metode til vurdering af masseomsætningen ved brug af alkalinitet, total uorganisk carbon og pH. Endelig er der i projektet givet forslag til udarbejdelse af en dansk protokol for vurdering af naturlig nedbrydning af benzinforureninger. I forbindelse med projektet blev der udtaget vandprøver fra eksisterende boringer og samtidig blev der installeret multi level samplere (MLS) i H-boringerne med henblik på at få en nivaeuspecifik prøvetagning i akviferen.

Det andet eksamensprojekt /11/ har ligesom det første eksamensprojekt omhandlet traditionel vurdering af den naturlige nedbrydning på lokaliteten samt den alternative metode til vurdering af masseomsætningen ved brug af alkalinitet, total uorganisk carbon og pH. Herudover har der været en omfattende vurdering af de geologiske og hydrogeologiske forhold på- og omkring lokaliteten forud for opsætning af en 2D-stoftransportmodel for området. Feltarbejdet har omfattet udførelse af diverse slugtests i eksisterende boringer, nivellement af vandstanden i mosen samt pejling af vandstanden i mosen samt grundvandsspejlet i de eksisterende boringer.

Det andet forprojekt /24/ omhandlede bestemmelse af sedimentets oxidationskapacitet, OXC og den transversale vertikale dispersionskoefficient, aT,v. Projektet var baseret på etablering af to MLS´ere hhv. i to nye boringer I1 og I2 inklusiv vandprøvetagning af disse samt tidligere etablerede MLS´ere /10/, samt udtagning af redoxintakt sediment fra de nyetablerede I-boringer. Placering af I-boringerne er vist på figur 3.2.

3.2 Geologi og hydrogeologi

Den geologiske opbygning ved lokaliteten er i det væsentlige kendt gennem de tidligere udførte undersøgelser /1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8/.

3.2.1 Geologisk opbygning

Overordnet er den geologiske opbygning i området styret af prækvartære forkastningssystemer. Den lavning som i dag udgøres af Radsted Mose og som Flintinge Å løber i ligger over en forkastning, der har været aktiv i tertiærtiden med retning vest nordvest - øst sydøst. Placering af lokaliteten i forhold til Radsted Mose fremgår af figur 3.1. Den sydlige side er nedforkastet, på begge sider af forkastningen består toppen af prækvartæret af slammet skrivekridt, men ikke langt mod syd er den eocæne Holmehus formation bevaret. Denne formation består af leraflejringer med et stort indhold af bentonit, hvilket et stort indhold af bentonitklaster i op til stenfraktionen i smeltevandsaflejringerne på lokaliteten også indikerer.

I sidste del af istiden har Flintinge Ådalen udgjort en smeltevandsdal i forbindelse med isfremstød af den baltiske is.

Omkring den aktuelle lokalitet træffes prækvartæroverfladen i h.h.t. cirkeldiagramkort 1511 III NV mellem kote -10 m DNN og kote +0 m DNN. Kalkoverfladen er svagt ondulerende og synes at falde i nordøstlig retning fra ca. kote -7 m DNN i boring PB1 på lokaliteten til kote - 12 i boring 237.348 ca. 1 km nordøst for lokaliteten. Syd og øst for lokaliteten træffes kalkoverfladen i kote +0 i boring DGU nr. 237.142 (1300 m mod sydøst) og i boring DGU nr. 237.35 (300 m mod øst).

Overordnet er den generelle opbygning af de kvartære aflejringer, som den fremgår af cirkelkortet 1511 III NV, at kalken direkte overlejres af smeltevandsaflejringer af sand og grus på lokaliteten (boring PB1) og både nord og syd for lokaliteten (boring DGU nr. 237.278, 400 m NØ for lokaliteten og boring DGU nr. 237.204, 800 m SV for lokaliteten). Mægtigheden af smeltevandssandet varierer fra ca. 6 m i boringerne mod nordøst og sydvest til ca. 9 m på lokaliteten.

Smeltevandsaflejringerne overlejres af moræneler op til terræn. Vest for lokaliteten, hvor smeltevandsaflejringerne synes at mangle overlejrer moræneleren direkte kalkaflejringerne.

Den samlede mægtighed af de kvartære aflejringer i området varierer fra ca. 5 meter syd for Radsted Mose til 14 m på lokaliteten og op til ca. 15 m nord for lokaliteten.

Figur 3.3 viser det geologiske profilsnit A-A´ gennem lokaliteten. De geologiske profilsnit B-B´og C-C´, er vedlagt i bilag B. Placeringen af de geologiske profilsnit fremgår af figur 3.2.

Figur 3.3
Geologisk profilsnit AA´

3.2.2 Hydrauliske parametre

Da skrivekridtet i et større område omkring den aktuelle lokalitet er dækket af højpermeable sandlag, vurderes det, at den overvejende grundvandsstrømning i området sker i disse sandlag.

I forbindelse med en tidligere undersøgelse /5/ er de hydrauliske parametre for det primære sandmagasin fundet ved prøvepumpning af boring PB1.

I undersøgelsen er angivet en transmissivitet på: T= 1×10^-3 m²s^-1, svarende til en hydraulisk ledningsevne på k= 1,5×10^-4 m/s og et magasintal på: S=1×10^-3, altså typiske værdier for frie sandmagasiner. På tidspunktet for prøvepumpningen (december 1996) eksisterede der kun 9 filtersatte boringer på lokaliteten. Hvis der regnes med en porøsitet på ca. 0,3 svarer de 137 m³ oppumpet grundvand til ca. 450 m³ sediment. Den vandmættede højde af magasinet er ca. 7 meter, så hvis prøvepumpningen påvirker et cylinderformet volumen omkring boring PB1, svarer dette til et areal på ca. 65 m². Det må således forventes at forureningsfanen er blevet påvirket noget i prøvepumpningsperioden. Det vurderes dog at denne påvirkning er uden betydning for tolkningen af forureningsudbredelsen i moniteringsforløbet, der først starter ca. 1 år senere.

Det vurderes, at disse værdier repræsenterer gennemsnitlige forhold omkring lokaliteten, mens der forekommer stor lokal variation både horisontalt og vertikalt som følge af sandaflejringernes variabilitet.

Ud fra de geologiske beskrivelser fra boringerne forventes den største hydrauliske ledningsevne umiddelbart over kalken og generelt aftagende opefter, imidlertid kan der lokalt i kanalfyldninger optræde høje permeabiliteter, der betinger en øget grundvandsstrømningshastighed.

I /11/ er der udført en række slugtest i udvalgte filtre hvorved der fås en gennemsnitlig hydraulisk ledningsevne på k= 4×10^-5 m/s.

Den hydrauliske ledningsevne bestemt ved hhv. prøvepumpning /5/ og slugtests /11/ vurderes stort set at være i samme størrelsesorden. I forbindelse med prøvepumpningen /5/ blev der truffet et interval af den hydrauliske ledningsevne på 1,27 - 1,62×10^-4 m/s, mens intervallet fremkommet ved slugtests /11/ var 1,16 ×10^-5 - 1,16 ×10^-4 m/s. I de følgende beregninger anvendes den hydrauliske ledningsevne fra prøvepumpningen, da denne repræsenterer det største magasinvolumen og dermed gennemsnittet. Slugtestene viser dog tydeligt at der er en stor lokal variation i den hydrauliske ledningsevne.

3.2.3 Grundvandsspejlets niveau og strømningsretning

Det primære grundvandsspejl i området træffes ifølge Storstrøms amts basisdatakort ca. i kote +2 DNN.

Pejlerunder

Der er til dato udført 17 pejlerunder (inklusive pejlerunder ved eksamensprojekter) hvor der er observeret grundvandsstande i det primære grundvandsmagasin fra ca. +1,5 DNN til ca. +3,2 DNN, svarende til en variation i undersøgelsesperioden (godt 3 år) på 1,7 meter.

For at få et indtryk af grundvandets strømningsmønster er der i første omgang optegnet potentialekort af trykniveauet for hver pejlerunde. Potentialekortene er vedlagt som bilag C. Af disse optegnelser findes en tydelig indikation på en sydliggående grundvandsstrømning i retning af Radsted mose. Der er dog i flere omgange fundet målinger, der enkeltvis indikerer markante fald eller stigninger i trykniveauer. Eneste naturlige forklaring på sådanne enkeltstående fald eller stigninger i forskellige boringer fra gang til gang må være lokal oppumpning eller øget lokal nedsivning. Dette virker ikke rimeligt, da der hverken er fundet indikationer på oppumpning eller tilledning af vand til magasinet. Der er således noget der tyder på at afvigelser i trykniveau i enkelte boringer, i forhold til det generelle potentialebillede skyldes fejl af forskellig natur. I det følgende gennemgås kort processen for identifikation af disse fejl og hvorledes pejleresultaterne er korrigeret for disse fejl.

I /11/ er der foretaget en kritisk gennemgang af alle pejledata frem til maj 2000. Af denne gennemgang fremgår det, at det stort set er muligt at forklare samtlige afvigelser i pejledata. Efter korrektion for menneskelige fejl, ses i /11/ et meget ensartet forløb i trykniveauet i alle boringerne. Godt nok varierer trykniveauet generelt op til 1,5 meter i løbet af moniteringsperioden, men trykniveauet i boringerne følger hinanden pænt. Det er dog bemærkelsesværdigt at trykniveauet i boring F3 (den nordligste boring) generelt er markant højere end i de resterende boringer. Da afstanden mellem F3 og de nærmeste boringer ikke er større end afstanden mellem de øvrige boringer i området, findes der en trykniveaugradient, der er langt større end observeret i det øvrige område. En så markant ændring i gradienten kan forklares med, at grundvandsstrømmen skal passere et vertikalt lavpermeabelt lag, hvorved der sker et fald i trykniveauet. Mere sandsynligt synes dog tilstedeværelsen af flere grundvandsmagasiner, der afgrænses af et horisontalt lavpermeabelt lag. Eksistensen af flere magasiner underbygges også af, at der efter ombygningen af filtersætningen i boring PB1, fra ét langt filter til to mindre, observeres forskellige trykniveauer i den nedre og øvre filtresætning. Trykniveauet i det nedre filter er konsekvent fundet at ligge 10-12 cm højere end trykniveauet i det øvre filter.

Sammenholdes trykniveauet i det nedre filter, PB1 nedre, med trykniveauet i F3 findes en gradient af samme størrelse som for det øvrige område. Det virker derfor sandsynligt, at der findes et nedre grundvandsmagasin, hvori filtersætningen i F3 og PB1 nedre står, som er afskåret fra et øvre magasin med de øvrige filtersætninger. Udbredelsen af et nedre magasin kan dog ikke fastslås direkte ud fra boreprofilerne. Men overordnet er det i første omgang vurderet, at filtrene i boring F3 og PB1 ikke er i direkte hydraulisk kontakt med de øvrige boringsfiltre, hvorfor pejledata for F3 og PB1 nedre ikke er medtaget til optegning af potentialeforholdene.

Udover dette er der ved kritisk gennemgang af de oprindelige feltjournaler fra Steins Laboratorium fundet diverse indtastningsfejl mv. Endelig er der som tidligere rapporteret /7, 8/ sandsynligvis sket fejlagtige pejlinger ved de første pejlerunder som følge af anvendelse af dårligt funderede brøndkarme som pejlepunkter. I /11/ er disse fejl korrigeret, således at der er fremkommet et nyt pejledatasæt, der formodes at være mere realistiske. I bilag J er vist en tabel over afvigende pejlinger jf. /11/.

Konturplots af pejlerunderne i bilag C er optegnet på baggrund af de korrigerede pejledata. Der er dog ikke optegnet potentialekort for pejlerunderne den 4. november 1997 og den 10. september 1998, da det ikke var muligt at optegne realistiske potentialekort på baggrund af de udførte pejlinger. Hvor konturlinierne er usikre er de angivet med stiplet linie.

I figur 3.4 er vist to eksempler på, hvordan konturlinierne baseret på målinger foretaget den 16. maj 2000 kan optegnes. Her er pejledata nedskrevet ved de boringer, hvori de er målt. Efterfølgende er målingerne gennemset, og der er indlagt konturlinier, der sammenholder boringer med samme trykniveau. Da det er svært præcist at placere konturlinierne, uden at enkelte pejledata kommer uden for det ønskede niveau, baseres optegnelserne på overordnede vurderinger, hvor afvigelser af enkelte punkter accepteres.

Figur 3.4
Forskellige optegnelser af konturlinier baseret på samme datasæt d. 16 maj 2000

I figur 3.4 er der optegnet en konturlinie med en ækvidistance på 3 cm.Overordnet ser beliggenheden af konturlinierne for plot 3.4A meget fornuftig ud, idet det kun er trykniveauet i PB1 og G2, der ligger i et forkert interval. Overordnet ses en strømningsretning mod syd, dog med en svag østlig retning. På figur 3.4B er strømningsretningen syd-sydvestlig. Dette billede er optegnet med en anden indgangsvinkel til optegnelserne, hvor to pejlinger, PB1 og D1, falder uden for de givne intervaller. Konturlinierne passer stadig meget godt til målingerne, men der opnås en tydelig ændring i strømningsretningen.

Eksemplet viser, hvordan små afvigelser i målingerne kan ændre den formodede strømningsretning. I det viste tilfælde vælges den første optegnelse (3.4A), dels på baggrund af det afvigende punkt D1, dels på grund af erfaringer fra de øvrige pejlerunder og endelig ud fra kendskab til forureningens og redoxparametrenes udbredelse som beskrives i senere afsnit.

Den hydrauliske gradient er i /11/ bestemt til 0,0023 m/m med en standardafvigelse på 0,0011 m/m, baseret på samtlige pejlerunder frem til maj 2000. De sidste 3 pejlerunder (juli 2000, oktober 2000 og januar 2001) falder inden for dette interval.

Ved anvendelse af Darcy´s lov (ligning 1) fås en partikelhastighed for grundvandet på ca. 54 m/år. Den effektive porøsitet (e) sættes til 0,2 (svarende til mellemkornet sand) /18/, den gennemsnitlige hydrauliske gradient (i) til 0,0023 m/m /11/ og den hydrauliske ledningsevne (k) er fastsat til 1,5 x 10^-4 m/s (svarende til knap 13 m/d).

Dataloggere

I perioden fra 23. september 1999 til 3. januar 2001 har der været installeret dataloggere til pejling af grundvandsstanden i boring G1, D1 og G6 (nedre). I boring G6 (nedre) har der tillige været installeret en datalogger til måling af atmosfærisk tryk. Dataloggeren i boring D1 var i starten dog placeret således at trykket af den ovenliggende vandsøjle lå uden for loggerens måleinterval. Dette blev rettet den 23. november 1999, hvor dataloggeren blev hævet, og vandstanden i boringen blev pejlet.

Figur 3.5 viser nederst trykniveauet (korrigeret for atmosfæretrykket) i de 3 boringer D1, G1 og G6 nedre og øverst forskellen i trykniveau mellem hhv. G6 nedre og G1 i forhold til D1, i perioden fra 1. januar 2000 til 31. januar 2001.

Figur 3.5
Differenstryk og grundvandsstand i boring G1, D1 og G6(nedre) baseret på loggermålinger over en periode på godt et år.

Som det fremgår af den nedre del af figur 3.5 sker der en variation i trykniveauet på ca. 1,5 meter, stort set svarende til hvad der er set over hele moniteringsperioden. Overordnet følger trykniveauet i boringerne da også hinanden. I de tilfælde hvor afstanden mellem kurverne ændres vil grundvandsstrømningsretningen også ændres, hvis fastlæggelsen af strømningsretningen alene blev baseret på trykniveauet i de 3 filtre. Denne forskel ses tydeligt på den øvre del af figur 3.5, hvor forskellen i trykniveau mellem hhv. G6 nedre og G1 i forhold til D1 er optegnet. Her ses de største forskelle omkring marts måned med trykniveauforskelle på op til 30 cm. Det vides ikke nøjagtig hvad der er årsag til disse store forskelle. Trykniveauet i G6 nedre og G1 viser stort set samme forløb, mens D1 skiller sig ud. Umiddelbart kan det ikke forklares ud fra sammenhængen med magasinforholdene, idet G6 nedre og D1 er artesiske hele året, mens G1 er semiartesisk.

Årsagerne til den overordnede variation i grundvandsstanden er diskuteret i afsnit 3.5.

Der er tidligere /8/ vist, at der kan ske en variation på op til 30 ° i grundvandsstrømningsretningen over en periode på ca. halvanden måned (25-11-99 til 07-01-00), hvis denne alene baseres på trykniveauet i disse 3 filtre. Antageligt vil denne variation være endnu større hvis der laves en vurdering omkring marts måned hvor trykniveauet i boringerne varierer meget, jf. figur 3.5. Eksemplet viser, at det er usikkert at basere vurderingen af strømningsretningen på trykniveauet i 3 filtre alene, særligt hvis man ikke har kendskab til eventuelle perioder, hvor trykniveauet adskiller sig radikalt fra det generelle billede.

Fastlæggelse af strømningsforholdene bør i højere grad baseres på tolkninger af potentialeforholdene således som det er gjort på figur 3.4. Datalogging af trykniveauet i enkelte boringer giver derimod et mere nuanceret billede af variationen i det generelle trykniveau og kan kobles til nedbørshændelser.

3.3 Forureningssituation

3.3.1 Umættet zone

Resultaterne fra PID-målinger i boringerne og Geoprobe sonderingerne viser et højt indhold af flygtige stoffer i den umættede zone under og omkring kilden. Ved boringerne umiddelbart under forureningskilden, FC2 og PB1, er koncentrationen i den umættede zone højest fra ca. 4 m u.t. til grundvandsspejlet ved 5-6 m u.t. Ved fjernelse af tankene, blev der kun fjernet forurenet jord ned til 4,3 m u.t., da yderligere opgravning ville medføre betydelige risici for sætningsskader på bygninger og vej /4/. Risikoen for yderligere forurening er fjernet i forbindelse med opgravning af de underjordiske tanke og installationer, men størstedelen af hot-spot ligger stadig på ejendommen.

Dette betyder, at der er efterladt en betydelig restforurening i den umættede zone fra ca. 4,3 m u.t. til 5-6 m u.t. I flere boringer, både i og udenfor kildeområdet findes forhøjede PID-målinger i overgang en fra umættet til mættet zone.

Figur 3.6 viser forureningsudbred elsen i den umættede zone baseret på PID-målinger i hhv. Geoprobe sonderinger og udførte boringer.

Resultatet af PID-målingerne ved de traditionelle boringer fremgår af boreprofilerne i bilag A. PID-måling erne i forbindelse med Geoprobe sonderingerne fremgår af bilag F

Figur 3.6
Forureningsudbredelse i umættet zone

Der er lavet forskellige beregninger af restforureningen mht. mængde af produkt (benzin), volumen af den efterladte jordforurening i umættet zone og koncentrationer i jorden. Forudsætningerne for beregningerne er forskellige og vil ikke blive behandlet yderligere her, men der henvises til de originale rapporter.

Tabel 3.1 viser de forskellige estimater af restforureningsmængder ogkoncentrationer.

Tabel 3.1
Estimater for restforurening.

Som det fremgår af figur 3.1 varierer estimaterne af restforureningen noget, men ikke mere end de vurderes at give et rimeligt billede af mængder/koncentrationer. Den angivne benzinkoncentration er i begge tilfælde blevet brugt som en gennemsnitskoncentration.

3.3.2 Mættet zone

PID-målinger

For størstedelen af boringerne udviser PID-målingerne meget lave værdier i den mættede zone. Dette vurderes at skyldes, at benzin er en LNAPL, der er lettere end vand og derfor hovedsageligt vil befinde sig ovenpå vandspejlet som fri fase samt opblandet med vand i den øverste del af magasinet. Dette forklarer også, hvorfor der observeredes høje PID-målinger i grænselaget mellem den umættede og mættede zone.

Kemiske analyser

Resultatet af de kemiske analyser af oliekomponenterne fremgår af bilag D.

Der ses en betydelig variation i koncentrationen henover perioden med de 11 analyserunder. Denne variation beskrives nærmere i afsnit 3.7.

Da boringsnettet er udvidet i flere omgange er det valgt kun at optegne forureningsudbredelsen på baggrund af de sidste 5 analyserunder, hvor boringsnettet er fuldt udbygget. Figur 3.7. viser således forureningsudbredelsen for sum BTEX og total kulbrinter i den mættede zone baseret på et gennemsnit af de sidste 5 analyserunder.

Figur 3.7
Skønnet horisontal forureningsudbredelse af sum BTEX og total kulbrinter i den mættede zone

Figur 3.7 dækker over betydelige variationer. F.eks. er der kun observeret indhold af kulbrinter i boring H1 i én af de fem benyttede analyserunder.

I forbindelse med borearbejdet, blev filtersætningen af boring H1 ikke fuldstændig som planlagt, idet det øvre filter blev trukket retur sammen med forerørene, således at der i stedet for to filtersætninger i det nedre sandlag blev en filtersætning i såvel det nedre sandlag som det øvre gruslag, jf. figur 3.3 og 3.8, samt bilag B. Placeringen af filteret i det øvre gruslag er ikke optimal (sidder lidt nede i moræneleret). Siden er der så konstateret indhold af kulbrinter i dette øvre filter en enkelt gang.

Den vertikale forureningsudbredelse synes også at variere noget over tiden, og særligt den vertikale afgrænsning kan diskuteres, da placeringen af filtre ikke har været optimal. I bilag K er vedlagt den skønnede vertikale forureningsudbredelse i mættet zone for de sidste 4 analyserunder (svarende til en årscyklus). Forureningsudbredelsen er optegnet langs det geologiske profilsnit AA´.

Figur 3.8 viser forureningsudbredelsen i juli 2000. Forureningsudbredelsen på dette tidspunkt svarer rimeligt til hvad der observeres af typiske BTEX indhold i boringerne.

Figur 3.8
Skønnet vertikal forureningsudbredelse af sum BTEX i den mættede zone, juli 2000.

Som det fremgår af figur 3.8 og de fremstillede plots i bilag K, er forureningen ikke optimalt vertikalt afgrænset i den centrale del af fanen. PB1 er med den dobbelte filtersætning øjensynligt placeret i bagkanten af forureningen og giver derfor ikke et reelt billede af højden af forureningsfanen i kildeområdet. Boring H1 er placeret nedstrøms forureningsfanen og kan derfor heller ikke bidrage til den vertikale afgrænsning af forureningen.

I juli 2001 blev der udtaget vandprøver fra de ny etablerede multilevelsamplere (MLS´ere) i boring I1 og I2 i forbindelse med det føromtalte forprojekt /24/. MLS´erne er etableret med 24 prøvetagningspunkter over en strækning på knap 6 meter. Placeringen af I1 og I2 fremgår af figur 3.2 og 3.8. Resultatet af de kemiske analyser er vedlagt som bilag L. Da der er udtaget vandprøver fra alle punkterne i I1, antages det at vandspejlet har ligget noget højere end i juli 2000, jf. figur 3.8. Resultatet af de udtagne vandprøver viser en tydelig vertikalt aftagende forureningsfane i boring I1, centralt i forureningsfanen. Således falder indholdet af BTEX fra ca. 1000 µg/l til ca. 10 µg/l over de øverste 4 meter af magasinet. Indholdet falder yderligere til ca. 5 µg/l i det nederste prøveudtagningspunkt, ca. 6 meter under grundvandsspejlet. I forbindelse med vandprøvetagningen af MLS´erne i I2, der er placeret ved boring G6, blev der konstateret et typisk indhold af BTEX på 3-4 µg/l, med et maksimalt indhold på 8,8 µg/l.

Med udgangspunkt i de optegnede forureningsudbredelser i bilag K samt resultatet af vandprøvetagningen af MLS´erne, vurderes forureningen centralt i fanen at have en vertikal udstrækning på mellem 3-5 meter, afhængig af fluktuationer i grundvandsstand. Forureningsudbredelsen for totalkulbrinter er afgrænset til koncentrationer større end 9 µg/l, svarende til Miljøstyrelsens kvalitetskriterier for totalkulbrinter i grundvand, jf. /18/.

I forbindelse med sidste analyserunde (januar 2001), blev der dog konstateret et mindre indhold af BTEX på 10,6 µg/l i PB1 nedre, hvilket må betyde af den vertikale forureningsudbredelse har været større på dette tidspunkt. Da det er første gang i moniteringsforløbet at der konstateres indhold af kulbrinter i dette filter, kan det ikke udelukkes at det kan skyldes kontaminering i forbindelse med vandprøvetagningen. Dette kan evt. undersøges ved ekstra analyser.

Forureningen er en LNAPL og vil i altovervejende grad være at finde i overgangen mellem umættet og mættet zone i den centrale del af fanen, hvilket bekræftes af resultatet af de kemiske analyser af MLS´erne i boring I1. Længere nedstrøms vil fanen kunne "dykke" som resulatet af infiltrerende grundvand fra terræn.

Horisontalt vurderes forureningen at være afgrænset. Det har dog været vanskeligt at få en optimal placering af boringerne pga. beliggenheden af Nykøbingvej. Da der tidligere (ved en enkelt lejlighed) er truffet indhold af total kulbrinter i såvel H1 (øvre) som H2 (nedre), bekræfter dette de overordnede pejleresultater i, at filtrene er placeret nedstrøms forureningen. Forureningen i den mættede zone ser ud til at have en varierende horisontal udbredelse i løbet af året, hvilket beskrives nærmere i afsnit 3.7.

Der har været anvendt en detektionsgrænse for total kulbrinter på 50 µg/l (til sammenligning er kvalitetskriteriet for total kulbrinter i grundvand 9 µg/l). Detektionsgrænsen er derfor temmelig høj i forhold til gældende kvalitetskriterier. Det vurderes dog, at langt størstedelen af de komponenter, der udgør totalkulbrinterne vil være letomsættelige forbindelse svarende til BTEX´erne.

For at vurdere sammensætningen af total kulbrinterne blev det valgt, at lave en GC/MS analyse af kulbrintesammensætningen i en vandprøve fra G6 (nedre) i forbindelse med analyserunden i juli 2000. Analyserapporten er vedlagt som bilag M. Ved denne GC/MS screening blev det fundet at kulbrinteindholdet hovedsageligt består af C9 og C10 aromater, altså lavtkogende forbindelse, med høj vandopløselighed og formodet høj nedbrydelighed.

De identificerede kulbrinter er: benzen, ethylbenzen, p-xylen, 1-methylethyl-benzen, propyl-benzen, 1-ethyl-2-methyl-benzen, 1-ethyl-4-methyl-benzen, 1,3,5-trimethylbenzen, 1-methyl-3-propyl-benzen, 1-methyl-2-(1-methylethyl)-benzen, 1-propenyl-benzen, 1,3-diethyl-benzen, 1-methyl-3-propyl-benzen, 1,2-diethyl-benzen, 1-methylpropyl-benzen, 1-ethyl-2,4-dimethyl-benzen, 4-ethyl-1,2-dimethyl-benzen, 1,2,4,5-tetramethyl-benzen, 1,2,3,5-tetramethyl-benzen, 1-methyl-indan, 1,2,4,5-tetramethylbenzen.

3.4 Geokemiske forhold

I forbindelse med de 11 analyserunder, er der blevet analyseret for indhold af diverse geokemiske parametre. Enkelte målinger er foretaget i felten (ilt, ledningsevne, pH, redoxpotentiale og temperatur), mens de resterende er foretaget på Steins Laboratorium A/S. Resultatet af de kemiske analyser fremgår af bilag D.

Over hele projektperioden er der observeret svingende indhold/koncentrationer af disse geokemiske parametre, men der er tydelige tendenser, til at nogle parametre udviser nogle blivende mønstre. Der er således observeret faldende ilt- og ni-tratindhold samt stigende indhold af opløst jern i de områder, hvor der observeres forurening.

Figur 3.8A-D viser indholdet af opløst ilt, nitrat, opløst jern samt en redoxzonering, baseret på gennemsnittet af de sidste 5 analyserunder, hvor boringsnettet har været fuldt udbygget. Resultaterne fra boring F3 og PB1 nedre er ikke medtaget i optegnelsen af de geokemiske parametre af samme årsag, som de blev udeladt i forbindelse med optegnelsen af forureningsudbredelsen.

Figur 3.9
Koncentration af opløst ilt, nitrat, opløst jern samt optegnelse af redoxzoner

Af figur 3.9A ses, at iltindholdet opstrøms kildeområdet og parallelt med forureningsfanen er > 5 mg/l. Omvendt ses tydeligt lave iltkoncentrationer (<0,5 mg/l) i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet. Det bemærkes, at de aerobe forhold ikke retableres igen umiddelbart nedstrøms forureningsfanen.

Baggrundsniveauet for nitrat ligger også højt (> 10 mg/l), som det ses af figur 3.8B. Ligesom med ilt-niveauerne, ses en markant reduktion i nitratindholdet i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet.

Af figur 3.9C ses en tydelig dannelse af opløst jern i- og umiddelbart nedstrøms kildeområdet, med jern (II) koncentrationer > 10 mg/l. Opstrøms, parallelt med og nedstrøms forureningsfanen ses lave jern (II) koncentrationer (<0,5 mg/l).

Ved at sammenligne koncentrationerne i de geokemiske parametre fra figur 3.9A-C, er det muligt at optegne redoxzoner (figur 3.9D). Som det ses af figur 3.9D, er der centralt i fanen jernreducerende forhold. Uden om denne stærkt reducerede zone ses et bælte, hvor nitratreduktionen vurderes at være den dominerende mikrobielle omsætningsproces. Uden for dette bælte vurderes det, at de mikrobielle omsætningsprocesser er domineret af aerob respiration.

Det ses, at redoxforholdene umiddelbart nedstrøms forureningsfanen, ikke når tilbage til forholdene opstrøms forureningsfanen (højt ilt- og nitratindhold). En mulig forklaring på dette fænomen kan være "smoking gun" effekten, hvor grundvandskvaliteten nedstrøms forureningsfanen er påvirket af omsætningsprocesserne længere opstrøms i selve fanen. Det vil så tage et stykke tid (afstand), før f.eks. iltkoncentrationerne stiger igen som følge af infiltration af iltholdigt regnvand og efterfølgende opblanding.

Der ses dog også lave indhold i boring D1, der ikke ligger umiddelbart nedstrøms forureningsfanen. Det vurderes, at der ud over "smoking gun" effekten, kan være generelt reducerede forhold i området ned mod Radsted mose, hvor magasinforholdene skifter fra semi-artesiske til artesiske.

3.5 Tidsmæssig variabilitet

Som det fremgik af afsnit 3.2 - 3.4, er der betydelige variationer i de hydrogeologiske forhold og i udviklingen i forureningskomponenter og de geokemiske parametre. I dette afsnit behandles og vurderes disse parametres tidsmæssige variabilitet og eventuelle sammenhænge forsøges afklaret.

3.5.1 Forureningsudvikling

I bilag E er vedlagt en optegnelse af BTEX-forureningsudbredelsen for hver af de 11 analyserunder. Da boringsnettet løbende er blevet udviddet, er det kun de sidste 5 analyserunder, hvor forureningsudbredelsen kan sammenlignes. Koncentrationsudviklingen kan dog beskrives ved alle analyserunderne.

Det ses af de optegnede forureningsudbredelser, at forureningsfanen i perioden fra december 1999 til januar 2001 har fået en mindre udbredelse (fra ca. 40 meter til ca. 30 meter). Samtidig har der i sommer og efterårsperioden været stigende BTEX koncentrationer i kildeområdet (vist ved større tæthed mellem konturlinierne). Bredden af forureningsfanen er temmelig konstant omkring 20 meter.

Figur 3.10 viser udviklingen i grundvandets trykniveau, koncentrationen af BTEX, opløst ilt og nitrat i boring FC2 over hele projektforløbet.

Figur 3.10
Udvikling i grundvandsstand og koncentration af BTEX´er, opløst ilt og nitrat i boring FC2

Som det fremgår af figur 3.10 ses de laveste BTEX koncentrationer i vinterhalvåret omkring 1. januar. Samtidig ses en tydelig korrelation mellem lave BTEX koncentrationer og høj grundvandsstand og vise versa. Umiddelbart vil man forvente de højeste koncentrationer ved den højeste vandstand, da grundvandet derved er i kontakt med residual fri fase, hvorved udvaskningen af forureningskomponenterne øges. Samtidig er nedbøren større i vinterhalvåret og dermed er nettonedsivningen sandsynligvis større end i sommerhalvåret. I dette tilfælde vurderes en stor del af forureningen at være fjernet i forbindelse med opgravningen af tanke og forurenet jord i 1996, men der er efterladt en betydelig restforurening. De lavere koncentrationer af BTEX ved den høje grundvandsstand i vinterhalvåret er måske snarere et udtryk for en øget fortynding i den større vandmasse ved høj grundvandsstand. Denne teori er dog ikke undersøgt nærmere.

For iltkoncentrationen ses en årlig variation svarende til variationen i trykniveauet i vandstanden. Denne sammenhæng kan skyldes, at en øget tilstrømning af uforurenet vand og nedbør giver en øget iltkoncentration.

Sammenhængen mellem trykniveauet og nitratkoncentrationen er mindre klar, men der er tendens til en omvendt sammenhæng, hvor lav grundvandsstand korrelerer med højt nitratindhold og vise versa. En forklaring på denne sammenhæng skal muligvis findes i den årstidsafhængige nitratudvaskning, da lokaliteten er beliggende i et område med intensiv dyrkning af afgrøder. Nitratudvaskningen er generelt størst om foråret. Den nøjagtige sammenhæng mellem nitratudvaskningen af indholdet af nitrat i grundvandet på lokaliteten er dog vanskelig at estimere.

Variationer i indholdet af ilt og nitrat kan også skyldes forskellig mikrobiologisk aktivitet. Det vurderes dog at de primære årsager, der styrer variationen i ilt- og nitratindholdet er fysiske forhold som nedsivning, opblanding og fortyndning.

Som beskrevet i afsnit 3.2 betinger geologien på lokaliteten et skift fra frie til artesiske forhold afhængig af variationerne i grundvandsspejlets trykniveau. I perioder med lav grundvandsstand ses frie forhold i kildeområdet, mens der længere nedstrøms i retning mod Radsted mose ses artesiske forhold. Over hele året kan forholdene i kildeområdet betegnes som semiartesiske, da der både indtræffer frie og artesiske forhold i løbet af året.

Der er flere faktorer, der indikerer, at der kun er begrænset hydraulisk kontakt mellem det primære grundvandsmagasin (kalken + den overlejrende sekvens af smeltevandssand) og mosen. De artesiske magasinforhold på den sydlige del af lokaliteten indikerer, at trykniveauet i det vandførende lag under mosen kan ligge højere end vandstanden i mosen. Dette er muligt hvis den dykkende morænelerssekvens strækker sig ind under mosen og dermed blokerer for den frie hydrauliske kontakt mellem det primære grundvandsmagasin og selve mosen

De kraftige variationer i grundvandsspejlets trykniveau (knap 1,5 meter på godt en måned) kan da også kun dårligt forklares ud fra den moderate infiltrerede nedbørsmængde på omkring 75 mm/år /5/. Nedbøren over området alene vurderes ikke at kunne skabe så stor en stigning, da magasinet er delvis frit i perioder. En mulig forklaring på dette fænomen kan være, at der sker en opstuvning af vand fra området opstrøms lokaliteten, pga. den begrænsede hydrauliske kontakt mellem det primære grundvandsmagasin og mosen. Radsted mose er et topografisk lavpunkt og afvander et større opland via Flintinge Å. I perioder med megen nedbør kan mose/å-systemet ikke nå at bortlede de større vandmængder hvorfor grundvandet stiger hurtigt. På grund af de lavpermeable lag mellem det primære grundvandsmagasin og mosen, sker trykudligningen mellem magasinet og mosen kun langsomt.

I de tilfælde hvor moræneleret er vandmættet i den artesiske del af grundvandsmagasinet (ned mod Radsted mose), kan leret opfattes som en del af magasinet, med en estimeret effektiv porøsitet på 1-5%. Med så lille en porøsitet, kan selv små nedbørsmængder give en stor variation i trykket i den artesiske del af magasinet. Der vil dog højest sandsynligt ske en trykudligning med den del af magasinet der er semiartesisk, særligt i overgangszonen mellem semiartesiske og artesiske forhold. Lokale forhøjede trykniveauer i den artesiske del af magasinet, som følge af nedsivende nedbør, vurderes dog at kunne ske og kan forklare hvorfor potentialebilledet ind i mellem er vanskeligt at tolke. Omvendt vurderes opbygning af vandtryk i den vandmættede moræneler ikke at forklare den overordnede, sæsonafhængige fluktuation i vandspejlet på ca. 1,5 meter.

3.6 Nedbrydningsforhold

3.6.1 Forsøg på beregning af 1. ordens nedbrydningskonstant

Nedbrydningsforholdene af forureningskomponenterne har tidligere været undersøgt i /7/, /9/ og /11/. Det har været forsøgt at anvende TBM´erne som tracere i en korrektion for fortyndingseffekterne igennem fanen. Det er imidlertid tydeligt, at trimethylbenzenerne på lokaliteten undergår en vis nedbrydning, hvilket dels ud fra skiftende forhold mellem isomererne af trimethylbenzen /7/, dels i de nedbrydningsforsøg, der er opsat med forurenet grundvand fra lokaliteten /9/, hvor det vurderedes at der er et nedbrydningspotentiale for TMB under aerobe forhold.

Det er dog muligt at udregne en "bulk rate" eller "natural attenuation rate", der både indeholder effekterne af fortynding og nedbrydning.

Sorption vurderes ikke at have indflydelse på udregningen af denne rate, idet sorptionsfronten vurderes at have passeret forureningsfanens udbredelse. Ved stationære forhold (dvs. hvor fluxen af forureningskomponent og tracer er konstant i hvert målepunkt) er det ikke nødvendigt at korrigere for effekter af sorption /16/.

Hvis det antages, at forureningen er indtruffet før 1975 er forureningens alder således minimum 26 år (regnet i forhold til sidste analyserunde i 2001). Med en gennemsnitlig partikelhastighed i grundvandet på 54 m/år, har den samlede partikelvandring i grundvandet siden 1975 været ca. 1.400 m. Den reelle faneudbredelse er i størrelsesordenen 30-40 meter. Såfremt forureningsfanen ikke er i stationær tilstand er dette betydende med en retardationsfaktor (R) på ca. 26 for de forurenende komponenter. Det er velkendt at TMB-isomererne har en større retardation en f.eks. benzen (den aktuelle retardation er dog også afhængig af sedimentets indhold af organisk stof (f_oc)) /16/.

I forbindelse med nedbrydningsstudierne i /9/, er der lavet undersøgelse af indholdet af organisk stof (f_oc) i sedimentet (boring H1 og H4). I dette tilfælde blev der fundet foc-værdier mellem 0,037% og 0,13%. Indholdet er så lavt at sorption i praksis er uden betydning for forureningens udbredelsesmønster.

Koncentrationen af benzen falder fra gennemsnitlig 386 µg/l i boring FC2 til 64 µg/l i boring G6 (nedre).

Afstanden mellem de to boringer er ca. 26 meter. Med en grundvandsstrømningshastighed på 54 m/år, svarer dette til en grundvandstransporthastighed på ca. 176 dage mellem de to boringer.

Til beregningen af "bulk raten" eller "natural attenuation raten" anvendes ligning 6 fra afsnit 2.5.2., der beskriver den forventede naturlige nedbrydning. Dette gøres vel vidende at den del af den udregnede rate, der kan tilskrives fortynding, næppe kan beskrives ud fra et 1. ordens udtryk.

Ifølge ligning 6 fås en 1. ordens "natural attenuation rate" (l) på 0,0102 d-1 på baggrund af følgende udtryk:

64 = 386 ^. e^{-l ×176}

Til sammenligning kan nævnes at der i litteraturen /16/ er set "ægte" 1.ordens nedbrydningskonstanter i intervallet 0,024 til 0,0002 d-1, der ses for anaerob nedbrydning af benzen i litteraturen.

3.6.2 Fluxbetragtninger og massetab

En stagnerede forureningsfane i et dynamisk system er en klar indikation på at der foregår en betydelig stofomsætning, med mindre koncentrationsfaldet skyldes fortynding alene. I løbet af de 11 moniteringsrunder er der, trods årstidsvariationer, set en temmelig konstant forureningsudbredelse på mellem 30 - 40 meter (målt fra boring FC2 til nedstrøms kant af forureningsfanen).

Da det har været vanskeligt at få et estimat af fortyndingens effekt på koncentrationsfaldet, er det svært at vurdere hvor stort et massetab der har været pga. de mikrobiologiske omsætningsprocesser.

Det er imidlertid muligt at lave nogle indledende fluxbetragtninger, der kan belyse forholdet mellem nedbrydning og fortynding:

Fluxbetragtningerne gennemføres mellem tværsnit af forureningsfanen omkring boring G2 og G6. Figur 3.11 er en simpel fremstilling af princippet i udviklingen i forureningsfanens tværsnit hvis massefluxen er konstant og dispersion er den eneste faktor der reducerer koncentrationen mellem boring G2 og G6.

h  = Højde af forureningsfane (m)
b  = bredde af forureningsfane (m)
A  = Areal (m²)
C  = Koncentration af BTEX (µg/l eller mg/m³)
V_p  = Porevandshastighed (m/år)

Figur 3.11
Princip for fluxbetragtning

Såfremt fluxen er konstant (dvs. ingen mikrobiologisk nedbrydning) gælder følgende forhold:

Flux = A₁ × C₁ · V₂ · e = A₂ · C₂ · V_p · e,
      (8)

hvor (e) er den effektive porøsitet på 0,2.

Heraf ses at arealet af forureningsfanen og den gennemsnitlige forureningskoncentration er modsat afhængige størrelser hvis fluxen er konstant.

Ud fra den etablerede multilevelsampler I1 jf. /24/ er det vurderet at den vertikale udbredelse af forureningsfanen (h1) i kildeområdet er ca. 4 meter. Bredden af forureningsfanen (b1) vurderes at være omkring 20 meter. Den gennemsnitlige koncentration af BTEX (C₁) i boring G2 vurderes at være i størrelsesordenen 660 µg/l. Porevandshastigheden (V_p) er tidligere fastlagt til gennemsnitligt 54 m/år.

Heraf fås en flux af BTEX på 0,57 kg/år gennem tværsnittet A1.

Det antages at G6 er placeret midt i forureningsfanen jf. figur 3.11. Da der ikke er konstateret indhold af kulbrinter i boring F2, der således afgrænser forureningsfanen i tværsnittet omkring boring G6 i sydvestlig retning, vurderes fanens bredde (b2) i dette område ikke at overstige 30 meter. Den gennemsnitlige koncentration af BTEX (C₂) i boring G6(nedre) er i størrelsesordenen 90 µg/l.

Hvis fluxen skal være konstant betyder det ifølge ligning 8, at højden på forureningsfanen (h2) omkring boring G6 skal være knap 20 meter. Ud fra kendskab til magasinforholdene på lokaliteten vurderes dette ikke at være realistisk.

På denne baggrund vurderes koncentrationsfaldet derfor ikke alene at kunne skyldes fortynding gennem dispersion.

For at vurdere en udvaskningstid af restforureningen kan restforureningen (opgjort som total kulbrinter - benzin) jf. afsnit 3.3.1, sammenholdes med fluxen af totalkulbrinter gennem tværsnittet A1.

Fluxen af total kulbrinter er ca. 1,1 kg/år (baseret på en gennemsnitlig koncentration af de sidste 5 analyserunder i boring G2 = 1.300 µg/l). Hvis dette sammenholdes med mængden af restforurening fra afsnit 3.3.1 (90 - 270 kg), fås en udvaskningstid mellem 80 og 245 år.

Da boring G2 er placeret et stykke nedstrøms kildeområdet har der sandsynligvis pågået en vis nedbrydning af kulbrinter i løbet af den transporttid forureningskomponenterne har været undervejs fra kilden til boring G2. Fluxberegningen omkring boring G2 er derfor sandsynligvis et underestimat i forhold fluxen af forureningskomponenter i selve kildeområdet. Udvaskningstiden kan derfor godt tænkes at være lavere end intervallet angiver ovenfor.

3.7 Dokumentation af naturlig nedbrydning

I det følgende anvendes de dokumentationspunkter ("lines of evidence"), der er beskrevet i afsnit 2.4.1.

3.7.1 Primær bevisførelse

Som omtalt i afsnit 3.6.2. har forureningsudviklingen været fulgt i en periode på ca. 3 år og forureningsudbredelsen har trods variationer været temmelig konstant omkring 30-40 meter nedstrøms kildeområdet.

Hvis det antages at spildet er sket før 1975 (altså minimum 26 år før sidste analyserunde), ville forureningsfanen af f.eks. benzen være godt 1.200 meter nedstrøms kildeområdet, hvis der tages højde for retardation.

Som det fremgår af de foregående afsnit, har det været meget vanskeligt at få et udtryk for fortyndningseffekten, pga. en manglende velegnet tracer. Omvendt viser de indledende fluxbetragtninger i afsnit 3.6.2., at en ganske betragtelig del af koncentrationsfaldet må skyldes massetab ved mikrobiologiske omsætningsprocesser.

Ydermere vurderes forskellen på den teoretiske (ca. 1.200 meter) og faktiske (30 - 40 meter) benzenudbredelse ikke alene at kunne tilskrives fortynding.

Der er således klare indikationer på, at der sker et betydeligt massetab som følge af mikrobiologiske omsætningsprocesser i grundvandet på lokaliteten, selvom massetabet er vanskeligt at kvantificere. Det samlede potentielle årlige massetab vurderes minimum at være i størrelsesordenen 1,1 kg/år, jf. afsnit 3.6.2. Dette vil medføre en udvaskningstid af restforureningen (estimeret til mellem 90 og 270 kg) på mellem 80 og 245 år. Det årlige massetab kan dog godt tænkes at være større, da det er baseret på en fluxberegning et stykke nedstrøms forureningskilden og dermed kan udvaskningstiden være mindre. Der forventes tillige at ske en nedbrydning af kulbrinterne i den umættede zone, der kan være med til at reducere udvaskningstiden Omvendt vil der nok være en form for "tailing fænomen" ved udvaskning af de tungere kulbrinter, der vil kunne forlænge udvaskningstiden..

3.7.2 Sekundær bevisførelse

Kvalitative betragtninger

Som det fremgår af figur 3.7 (A-B) og figur 3.9 (A-D), er der en klar korrelation mellem forureningsudbredelsen og lave ilt og nitrat koncentrationer samt stigende koncentrationer af opløst jern.

Dette indikerer, at der forgår en biologisk omsætning af kulbrinter under aerobe, nitratreducerende og jernreducerende forhold i det forurenede område.

Tilstedeværelsen af svagt reducerede forhold nedstrøms forureningsfanen (lavt ilt- og nitratindhold) vurderes at skyldes "smoking gun" effekten muligvis i kombination med generelt reducerede forhold i den del af magasinet, der er permanent er artesisk (dvs. syd for Nykøbingvej).

Kvantitative betragtninger

Som det fremgår af afsnit 2.4.1. er det muligt, på baggrund af de støkiometriske reaktionsforhold mellem kulbrinterne og redoxparametre, at udregne den teoretiske kulbrinteomsætning på baggrund af ændringerne i redoxparametre.

Af tabel 3.1 fremgår den teoretiske nedbrydning af kulbrinter i 1 liter grundvand, baseret på de observerede ændringer i redoxparametre.

Tabel 3.1
Beregning af teoretisk kulbrintenedbrydning.

Baggrundsniveauerne er baseret på et gennemsnitsværdier for de sidste 5 analyserunder af boring D3 og D2. Variationen i de opløste elektronacceptorer (O₂, NO₃-og SO₄^2-) vurderes at være normal for denne type magasiner. Indholdet af opløst ilt varierer fra 4,5 til 8,3 mg/l (gennemsnit på 6,5 mg/l). Indholdet af nitrat varierer fra 8,9 til 22 mg/l (gennemsnit på 13,7 mg/l) og indholdet af sulfat varierer fra 37 - 88 mg/l (gennemsnit på 59,4 mg/l).

Som det fremgår af tabel 3.1, svarer de observerede ændringer i redoxparametrene til en omsætning af ca. 9,8 mg oliekomponenter (BTEX) pr. liter grundvand. Da der ikke er tydelige indikationer på sulfatreduktion i det forurenede område, er det mere korrekt at udregne kulbrintenedbrydningen uden brug af ændringen i sulfatindholdet, dvs. at den teoretiske omsætning af oliekomponenter kun er 6,4 mg BTEX pr. liter grundvand. Denne teoretisk beregnede kulbrinteomsætning svarer i størrelsesorden til de højest observerede indhold af kulbrinter i kildeområdet på knap 8 mg/l.

Det reelle nedbrydningspotentiale er dog væsentlig større, idet det vurderes at der er et større potentiale for jernreduktionen, da der må antages at være en betydelig pulje af oxiderede jernforbindelser i sedimentet. Desuden vil hele sulfatpuljen i princippet kunne indgå i nedbrydningsprocesserne. Endelig kendes potentialet for methanogensen ikke, da der ikke på noget tidspunkt er konstateret signifikante methanindhold i grundvandet. Forureningstrykket er med andre ord ikke stort nok til at udnytte den fulde oxidationskapacitet i elektronacceptorerne. Dette betyder, at der er en "oxidationsbuffer", hvis forureningstrykket skulle stige som følge af en øget udvaskning eller lignende.

Hvis man på samme måde som i afsnit 3.6.2. betragter masseflux af elektronacceptorer igennem et tværsnit af forureningen over et år, fås en idé om forholdet mellem oxidationskapaciteten og kulbrinteindholdet. Flux af elektronacceptorer beregnes på baggrund af de opløselige (fornyelige) elektronacceptorer der p.t. vides at indgå i nedbrydningsprocesserne; ilt og nitrat.

Ved indsættelse af summen af de teoretiske BTEX nedbrydnings ækvivalenter for ilt (2,2 mg/l) og nitrat (2,6 mg/l) i ligning 8 fås følgende udtryk:

Flux_{BTEX-ækvivalenter} :80 m² · 4,8 mg/l · 54 m/år · 0,2              =4,1 kg/år

Som det fremgår af ovenstående forbruges på årsbasis minimum en ilt- og nitratmængde svarende til en omsætning af kulbrinter på godt 4 kg. Til sammenligning er den samlede årlige flux af kulbrinter vurderet til at være mindst 1,1 kg. Imidlertid er hele puljen af ilt og nitrat, der strømmer til opstrøms forureningen, blevet forbrugt centralt i kildeområdet. Nedbrydningen af de 1,1 kg totalkulbrinter, der passerer gennem tværsnittet omkring boring G2, skal altså ske ved tilstrømning/infiltration af fornyelige elektronacceptorer med nedsivende regnvand, samt via. opblanding med ilt- og nitratrigt grundvand (forårsaget af dispersion) i fanens længderetning. Tilgængeligheden og opholdstiden af disse elektronacceptorer er essentiel for forureningsfanens udbredelsesmønster.

Generelt viser ovenstående betragtninger dog, at der er en stor oxidationskapacitet der kan medvirke til den mikrobiologiske nedbrydning af kulbrinterne.

3.8 Monitering af naturlig nedbrydning

Der har ikke været en traditionel undersøgelsesfase (med dokumentation af naturlig nedbrydning), med en efterfølgende moniteringsfase, i forbindelse med sagsbehandlingen af Nykøbingvej 295. Dvs. at det typiske sagsforløb, som beskrevet i afsnit 2.6, ikke er blevet fulgt.

I 1998 blev der opstillet klare indikationer på, at der foregår naturlig nedbrydning i forbindelse med /5/ og /6/, men en egentlig dokumentation af naturlig nedbrydning forelå ikke på daværende tidspunkt. I stedet valgte man at lave en grundigere dokumentation på baggrund af godt to års monitering, for dermed at få en bedre belysning af sæsonvariationerne.

I forbindelse med etablering af H-boringerne blev det valgt at udføre boringerne således at boring H1 og H2 blev udstyret med korte filtre i 2 niveauer, for at få en bedre forureningsafgrænsning og redoxkarakterisering. Det var således forventet, at disse boringer potentielt kunne være forurenede. Boring H3 og H4 er ligeledes udført som afgrænsende boringer, såfremt der blev truffet forurening i boring H1 og H2. Da der ikke har været konstateret indhold af kulbrinter i boring H3 og H4 har de kunnet fungere som "alarm boringer" eller "point of compliance" boringer.

Moniteringsprogrammet var det første år fuldt udbygget, med kemiske analyser svarende til "dokumentationsniveau" - dvs. analyse for såvel forureningskomponenter som geokemiske parametre - i samtlige filtre. Efter evaluering af 1. års monitering i /8/, blev det besluttet at revidere moniteringsprogrammet, mht. antallet af filtre, der skulle prøvetages /20/.

I foråret 2000 blev det i styregruppen diskuteret om forureningen var endeligt horisontalt afgrænset, da der var observeret indhold af kulbrinter i såvel boring H1 og H2 i en enkelt prøvetagningsrunde /20/. Det blev besluttet at overvåge situationen og såfremt der i forbindelse med den efterfølgende prøvetagningsrunde blev truffet indhold af kulbrinter i de to boringer, skulle det vurderes om der var behov for yderligere boringer. Der blev ikke konstateret indhold af kulbrinter i den efterfølgende analyserunde, så det eksisterende antal boringer og analyseprogram blev bibeholdt.

Til trods for at der ikke har været opstillet alarmniveauer eller stopkriterier, er et uforudset indhold af kulbrinter i nogle af de yderligste boringer, alligevel blevet håndteret i forbindelse med afholdelse af statusmøder. Det faktum, at der blev udført supplerende boringer i løbet af moniteringsperioden, har gjort det vanskeligere at opsætte stopkriterier og alarmniveauer, idet forureningsudbredelsen først blev endeligt fastlagt sidst i moniteringsforløbet.

Det vurderes, at sagen ganske godt illustrerer et typisk sagsforløb med successive boringer, et voksende antal analyser og et gradvist bedre kendskab til forureningsudbredelsen. Det er således sjældent, at man har en optimal placering af boringer og kan lave en fuldstændig dokumentation af naturlig nedbrydning på baggrund af en enkelt analyserunde. I stedet forligger der ofte flere analyserunder, med evt. kendskab til koncentrationsudviklingen i kildeområdet (hvor de første boringer som regel er udført).

3.8.1 Diskussion og anbefaling af analysefrekvens og parametervalg

Problemstillingen omkring analysefrekvens og parametervalg i forbindelse med monitering af naturlig nedbrydning vil blive belyst i det følgende ud fra de konkrete erfaringer fra lokaliteten.

Strategien omkring monitering af naturlig nedbrydning er gennemgået under afsnit 2.6 og vil ikke blive omtalt i detaljer i dette afsnit.

En af de vigtigste erfaringer der er gjort i forbindelse med dette projekter er, at det er essentielt at få styr på variabiliteten i de hydrauliske forhold, da de er styrende for tolkningen af forureningsudbredelsen mm. Det er helt klart, at der er større krav til et robust moniteringsprogram hvis der er tale om et "ustabilt magasin" hvor der hurtigt kan ske ændringer. Et ustabilt magasin vil være karakteriseret ved høje partikelhastigheder i grundvandet, meget heterogen geologi (høje dispersiviteter) og terrænnære magasiner, der er særligt påvirkede af nedbørshændelser mv.

Pre-moniteringsfase

En mulig måde at gribe problemstillingen omkring variabiliteten an på, kunne være at gennemføre en pre-moniteringsfase. En pre-moniteringsfase kunne løbe over et år, med kvartårlige moniteringsrunder. Som minimum skal samtlige boringer synkronpejles og der skal analyseres for indhold af kulbrinter samt indhold af essentielle redoxparametre. Pre-moniteringsfasen bør ses som en overgangsfase mellem dokumentation og monitering af naturlig nedbrydning, hvor de dynamiske forhold primært omkring hydraulikken undersøges. Pre-moniteringsfasen bør danne grundlag for det endelige moniteringsprogram, hvor der fastsættes stopkriterier og alarmværdier.

I pre-moniteringsfasen er det hovedformålet at få belyst årstidsvariationer i de hydrauliske forhold koblet med forureningsudbredelsen. Det vurderes ikke at være relevant at opstille stopkriterier eller alarmniveauer i denne fase, da den netop gennemføres for at få kendskab til årstidsvariationer. I ekstreme tilfælde, hvor der potentielt kan ske stor, uhensigtsmæssig forureningsspredning (f.eks. ved meget høje grundvandsstrømningshastigheder) bør der dog være mulighed for at gribe ind i pre-moniteringsfasen, hvis forureningen er voldsomt ekspanderende. Ved meget høje transporthastigheder f.eks. > 300 m/år bør det overvejes evt. at analysere hyppigere end 4 gange årligt.

Efter gennemførelse af pre-moniteringsfasen bør en række parametre evalueres, således at man kan fastlægge magasinets "stabilitet" og dermed tilpasse moniteringsprogrammet til dette. Jo mere "ustabilt" magasinet er desto større vil kravene til det efterfølgende moniteringsprogram være.

I tabel 3.2 er en række essentielle parametre skitseret, der har betydning for magasinets stabilitet.

Tabel 3.2
Karakterisering af magasinets stabilitet.

For at gøre karakteriseringen af magasinets stabilitet operationel, bør der fastsættes nogle konkrete intervaller for de, i tabel 3.2, skitserede parametre.

Det er klart at et grundvandsmagasin som det, der findes på den undersøgte lokalitet, må karakteriseres som værende ustabilt på stort set samtlige parametre, nævnt i tabel 3.2.

Opstilling af et moniteringsprogram

Forudsætningen for opstilling af et moniteringsprogram er naturligvis, at det er dokumenteret, at der foregår en tilfredsstillende naturlig nedbrydning i dokumentationsfasen før premoniteringsfasen.

Det anbefales, at alarmniveauer alene knytter sig til indhold af kulbrinter i én eller flere boringer nedstrøms forureningsfanen. Hvis dette alarmniveau ikke overskrides i 2 på hinanden følgende moniteringsrunder, anbefales det at ophøre det videre moniteringsarbejde på lokaliteten.

Årsagen til at moniteringsprogrammet kan reduceres væsentligt i stabile grundvandsmagasiner er, at de 3 ovennævnte formål med moniteringsprogrammet sandsynligvis allerede er sikret i premoniteringsfasen.

Skulle en pre-moniteringsfase imidlertid vise at grundmagasinet er ustabilt, bør det bl.a. vurderes om nedbørsforholdene har været typiske i løbet af pre-moniteringen. Såfremt der har været usædvanlig meget nedbør eller mangel på nedbør, bør de kvartårlige moniteringsrunder evt. videreføres et år eller to.

Først når årstidsvariationen er kendt kan man fastsætte følgende parametre i moniteringsprogrammet:

1. Valg af boringer (evt. etablering af nye boringer)
2. Valg af kemiske analyseparametre
3. Valg af prøvetagningsmetoder
4. Valg af analysemetoder
5. Valg af analysefrekvens
6. Valg af alarmniveauer
7. Valg af stopkriterier (for den videre monitering) 8.

Ad 1) Oftest er de fleste af boringerne i forbindelse med undersøgelsesfasen anvendelige til et moniteringsprogram, men det kan evt. være nødvendigt at etablere en række POC-boringer (point of compliance) nedstrøms forureningsfanen. Det vil være muligt at reducere antallet af boringer i takt med afviklingen af moniteringsprogrammet efterhånden som forureningsdynamikken kendes bedre.

Ad 2) Som udgangspunkt bør et moniteringsprogram omfatte de samme parametre som der er anvendt i undersøgelses- og pre-moniteringsfasen. Analyser af kulbrinter skal bruges til at verificere udviklingen i forureningsfanen mens analyser af redoxparametre skal anvendes til vurdering af om den naturlige nedbrydning fortsat omsætter kulbrinter i tilfredsstillende omfang. Dog vurderes det ikke nødvendigt at analysere for indhold af redoxkomponenter i POC-boringerne, da disse alene tjener til at afsløre en ekspanderende forureningsfane.

Ad 3) Valget af prøvetagningsmetoder bør overvejes. F.eks. kan der være en fordel i at installere permanente pumper i moniteringsboringerne, således at der opnås en økonomisk besparelse på lang sigt og prøverne udtages på ens vilkår fra gang til gang. Eventuelt kan vælges peristaltiske pumpetyper, der er mere robuste overfor længere tids ophold under grundvandsspejlet.

Ad 4) De kemiske analyser bør gennemføres på samme vis som under undersøgelsesfasen og pre-moniteringsfasen for at kunne sammenligne resultaterne. Det kan dog overvejes om man evt. ønsker at gøre brug af en mobil GC for at minimere de økonomiske udgifter i forbindelse med de kemiske analyser.

Ad 5) Analysefrekvensen er en af de centrale parametre i moniteringsprogrammet. En af de styrende faktorer for analysefrekvensen er porevandshastigheden. Erfaringerne fra den undersøgte lokalitet har vist, at de største variationer ses i de hydrauliske parametre, dernæst i niveau og udbredelse af kulbrinterne og sidst i niveau af redoxparametrene, sandsynligvis pga. en stor bufferkapacitet i redoxmiljøet.

Heraf fremgår det, at det er vigtigt med hyppige pejlinger af grundvandets trykniveau evt. ved installation af tryksensorer med datalogger i flere af boringerne. Indholdet af kulbrinter kan evt. analyseres med større intervaller. Analyser af redoxkomponenter bør kun udføres få gange i løbet af et moniteringsforløb, evt. hver anden gang, der analyseres for indhold af kulbrinter.

Hvis det vælges at reducere moniteringsprogrammet til én gang årligt eller længere anbefales det, at udføre den efterfølgende monitering på det tidspunkt af årets cyklus hvor forureningen erfaringsmæssigt har den største udbredelse. På denne måde sammenlignes "worst-case" scenariet fra år til år.

Ad 6) Alarmniveauer kan være kraftige forhøjelser af kulbrintekoncentrationen i boringer i forureningsfanen eller detektion af kulbrinter nedstrøms forureningsfanen (POC-boringer). Umiddelbart vurderes sidstnævnte alarmniveau at være det mest kritiske idet der reelt ses en ekspanderende fane, hvorimod en forhøjelse af niveauet af kulbrinter i forureningsfanen kan være et varsel om en snarligt ekspanderende fane.

Ad 7) Stopkriterier i forbindelse med naturlig nedbrydning svarer ikke til traditionelle stopkriterier ved aktive afværgeteknikker, hvor selve driften af afværgeteknikken indstilles. Naturlig nedbrydning er en vedblivende proces, der kan vare årtier før puljen af kulbrinter er omsat.

Stopkriteriet i forbindelse med naturlig nedbrydning knytter sig til hvornår moniteringsprogrammet kan indstilles. Tidspunket for indstilling af moniteringsprogrammet bør være når der med en høj grad af sikkerhed er dokumentation for at naturlige nedbrydningsprocesser over et længere tidsrum bevirker at forureningsfanens tilstand er stationær eller kontraherende. Eksempelvis kan et stopkriterie være at der ikke ses overskridelse af alarmniveauet i POC-boringerne i 3 på hinanden følgende moniteringsrunder. Dette eksempel afhænger i høj grad af hvor hurtig grundvandets partikelhastighed er i forhold til afstanden til POC-boringen. Det skal sikres, at en eventuel ekspanderende forureningsfane i teorien kan nå frem til POC-boringen før evalueringen af moniteringsprogrammet foretages.

3.9 Kritiske parametre

Dette afsnit uddrager konklusionen af diskussionen af en række kritiske parametre i de foregående afsnit.

Overordnet har det vist sig at de hydrauliske forhold har været styrende for hele forståelsen af de forureningsmæssige forhold, herunder stoftransport. For at kunne håndtere denne variabilitet er det ofte valgt at anvende gennemsnitsværdier til beregning af f.eks. "natural attenuation" konstanten.

I /10/ er det forsøgt at udregne en 1. ordens nedbrydningskonstant med benzen som modelstof. Dette er gjort ved korrektion for fortyndning ved anvendelse af summen af trimethylbenzener som konservativ tracer. Dette er muligt fordi der i dette tilfælde er estimeret en længere opholdstid for TMB-isomererne i grundvandet pga. en større retardation. Der blev fundet en 1. ordens nedbrydningskonstant i intervallet 0,0032 til 0,47 d-1. Konklusionen på variationen i estimatet af nedbrydningskonstanten er, at det primært skyldes forskelle i de hydrauliske parametre og dermed vurderingen af grundvandets partikelhastighed /10/.

Imidlertid vurderes de beregnede 1.ordens nedbrydningskonstanter for benzen ikke at repræsentere forholdene på lokaliteten. Dette skyldes primært at forureningens alder, kombineret med det meget lave indhold af organisk materiale i sedimentet (f_oc) gør, at der stort set ikke sker en betydende sorption af forureningskomponenterne, hvorved sorptionstiden for benzen og trimethylbenzenerne er ens. Hvis transporttiden er ens sker der til stadighed en større reduktion af TMB-isomererne end benzen, hvorfor en korrektion med TMB-isomererne ikke vurderes mulig, jf. afsnit 3.6.1.

Sorptionen har også en afgørende betydning for estimering af 1. ordens nedbrydningskonstanten. Som det fremgår af ovenstående er det centralt at vurdere stationariteten af fanen og sammenholde forureningens alder med stoftransporten hvor der er taget højde for retardation. I praksis er det vanskeligt at beregne en 1. ordens nedbrydningskonstant mellem to målepunkter hvis der ikke er sket fuldt gennembrud af sorptionsfronten mellem de to målepunkter.

Et af de største problemer i forbindelse med dette projekt har været at få et estimat af effekten af fortynding gennem fastlæggelse af de forskellige dispersiviteter. Der er lavet en række sammenstillinger så som sammenligning af aktuel forureningsudbredelse og reel forureningsudbredelse, fluxbetragtninger, geokemiske indikatorer for nedbrydning mm, der indikerer at reduktionen i kulbrinter ikke alene skyldes effekten af fortynding. Det er stadig utilfredsstillende, at det ikke har været muligt at få et bedre mål for andelen af hhv. fortynding og nedbrydning gennem de omfattende undersøgelser. Der har været en række forsøg på at vurdere effekten af fortynding gennem opstilling og tilpasning af diverse stoftransportmodeller, brug af tvivlsomme konservative tracere og endelig direkte mål for dispersiviteten gennem etablering af flere multilevelsamplere i forureningsfanen. Reelt vurderes sidstnævnte metode at være det mest direkte mål for dispersiviteten og det bør overvejes fra sag til sag om der er mulighed for etablering af flere multilevelsamplere i forureningsfanen.

4 Betragtninger i forhold til danske vejledninger

I dette afsnit sammenholdes den ovenstående gennemgang og vurdering af naturlig nedbrydning på lokaliteten, med en vurdering i forhold til Miljøstyrelsens vejledning /18/.

I det følgende arbejdes med to scenarier, svarende til to forskellige vidensniveauer. I det første scenarium er viden om forureningsforholdene i det primære grundvandsmagasin stærkt begrænset, mens der i det andet scenarium anvendes data opnået fra undersøgelsen og monitering af naturlig nedbrydning på lokaliteten.

I begge tilfælde udføres alle tre trin i JAGG-modellen. Beregningerne udføres med benzen som modelstof.

4.1 Scenarium 1 (lavt vidensniveau)

Af grafen ses, at kvalitetskriteriet for benzen er overskredet med ca. en faktor 500 100 meter nedstrøms boring FC2 ved trin II beregningen. Ved trin III beregningen er kvaliteteskriteriet nået ca. 50 m nedstrøms boring FC2. Til sammenligningen er porevandshastigheden beregnet til 31,5 m/år. Det er således klart at grundvandskvalitetskriteriet ikke er overholdt i en afstand af 1 års grundvandstrømningshastighed.

4.2 Scenarium 2 (højt vidensniveau)

Af grafen ses, at kvalitetskriteriet for benzen er overskredet ca. 280 gange 100 meter nedstrøms boring FC2 ved trin II beregningen. Ved trin III beregningen er kvalitetskriteriet overskredet ca. med en faktor 10 ved en afstand på 54,4 m, svarende til den beregnede strømning på 1 år.

Som det fremgår af de udførte beregninger er der en række begrænsninger for sammenligning af de 2 scenarier. I beregningen under lavt vidensniveau er udgangspunktet, at der alene foregår aerob nedbrydning, selv om det vides at der forgår nedbrydning under vekslende redoxforhold. Ved beregningen med højt vidensniveau tages der udgangspunkt i en "natural attenuation" konstant, der er produktet af effekterne af fortynding og nedbrydning. På denne vis medtages effekten af fortynding 2 gange hvilket overestimerer reduktionen af kulbrinter. Omvendt er den anvendte "natural attenuation" konstant udledt på baggrund af observationer i den jernreducerende del af fanen, vel vidende at den "overordnede" nedbrydningskonstant for forureningsfanen er summen af effekten af nedbrydningskonstanterne i de forskellige redoxzoner. Dette medfører et underestimat af reduktionen af kulbrinter, da nedbrydningen erfaringsmæssigt er lavest under jernreducerende forhold i forhold til nitratreducerende og aerobe forhold.

Den aktuelle forureningsudbredelse er imidlertid i ret god overensstemmelse med JAGG-beregningen baseret på et lavt vidensniveau.

JAGG-beregningen vurderes at være et nyttigt instrument til at lave en indledende vurdering af den mulige fortynding og nedbrydning af en given forureningsfane. Det er tydeligt at grundlaget for beregningen er spinkelt i forhold til kompleksiteten af de forhold der er styrende for forureningsfanens udbredelse. Dette er tydeligt når det forsøges at anvende JAGG-beregningen med et højt vidensniveau, hvor der er kendskab til en stor variation i flere betydende parametre og hvor nedbrydningen foregår under forskellige redoxforhold. For at kunne simulere denne spredning af forureningskomponenter kræves en mere kompleks 2- eller 3-dimensionel stoftransport model.

Generelt ses, at der ved detailkendskab til årstidsvariationerne observeres en varierende forureningsudbredelse mellem 30 og 40 meter (baseret på detektionsgrænsen for benzen på 0,2 µg/l). Reelt vurderes kvalitetskriteriet på 1 µg/l at være overholdt i en lidt mindre afstand. Kvalitetskriteriet har således været overhold i en afstand af et års grundvandsstrømningshastighed (ca. 54 meter) i hele den del af moniteringsperioden, hvor den endelige forureningsudbredelse vurderes at være kendt (de sidste 5 moniteringsrunder).

5 Konklusioner

Det er tydeligt vist, at der sker en kraftig reduktion i koncentrationen af kulbrinter som funktion af afstanden til forureningskilden og forureningsfanen vurderes at være 30-40 meter lang. Ud fra det nuværende reguleringspraksis er forureningsfanen beliggende indenfor den initiale behandlingszone (afstanden svarende til et års grundvandstransport eller maksimalt 100 m) /18/.

Der er gennemført en række sammenstillinger /vurderinger, der klart indikerer at der foregår naturlige nedbrydning af forureningen i grundvandszonen på lokaliteten. Hovedproblematikken er dog stadig at det er vanskeligt at skille de destruktive processer (nedbrydning) fra de non-destruktive processer (primært fortynding).

Der er på det seneste dukket en række metoder op, som kan være med til yderligere at styrke dokumentationen for de naturlige nedbrydningsprocesser. Nogle teknikker er kvalitative, så som isolering af specifikke nedbrydere (mikroorganismer) i forureningsfanen og sammenligne dette med sammensætningen af mikroorganismer uden for forureningsfanen. Andre metoder er mere kvalitative, så som isotop-fraktionering, hvor ændringer i rationen mellem isotoper af forskellige molekyler direkte kan relateres til præferentiel nedbrydning.

At lade de naturlige nedbrydningsprocesser af kulbrinter i grundvandet indgå som et led i undersøgelses- og afværgekonceptet, er efterhånden praksis i en række lande, herunder USA. Metoderne til dokumentation er i udlandet afprøvet gennem snart et årti og det er tydeligt, at der stadig kan tilføjes en række betragtninger, der kan gøre dokumentationen mere robust og troværdig, hvilket dette projekt bl.a. viser. Sagen viser tillige, at der er et behov for nogle retningslinier for "brugen" af naturlig nedbrydning i forbindelse med kulbrinteforureninger i Danmark.

6 Referencer

Bilagsdelen

Oversigt over bilagene

Bilag A: Boreprofiler

Se her!

Bilag B: Geologiske profilsnit (A-A´, B-B´ og C-C´)

Se her!

Bilag C: Grundvandspotentiale for samtlige pejlerunder

Bilag D: Analysedata (inkl. vandprøver fra Geoprobe)

Se her!
  

Prøvemodtagelse:

Steins Laboratorium A/S modtog den 20.11.1998 ialt 2 stk. vandprøver og den 23.11.1998 i alt 5 stk. vandprøver emballeret i 1000 ml red-cap glas. Prøverne var forsynet med nedennævnte prøvemærker.

Undersøgelse:

Lars Chr. Larsen ønskede en akkrediteret kemisk undersøgelse for nedennævnte variable. Prøverne blev taget i arbejde straks efter ankomst til laboratoriet.

ppm = mg/kg. ppb = µg/kg. TS = tørstof DS 204, < = mindre end, > = større end. DL = detektionsgrænse (95%). CV % = variationskoefficient (analyseusikkerhed), DS = Dansk Standard, SM = Standard Methods. Reg. nr. = Steins registreringsnummer, Sxxx = Steins metodenummer. ISO = International Standard Organisation. FAFJ. 1986 = "Fælles arbejdsmetoder for jordbrugsanalyser", Landbrugsministeriet 1986. AAS = Atomabsorptionsspektrofotometri, GFAAS = AAS m. grafitovn, ICP-AES = Inductive Coupled Plasma.

STEINS

Metoder i henhold til akkreditering nr. 226 under Dansk Akkreditering:

Total kulbrinter:

Metode S 201.

Kulbrinter i vandprøven ekstraheres med pentan. Ekstraktionen sker under omrystning i 60 minutter. Ekstraktet analyseres på gaschromatograf rned flamme ionisations detektor. Identifikation og kvantificering af forureningstype/komponenter sker med kendte og bedst overensstemmende standarder som reference. Prøveforberedelse og ekstraktion udføres som enkeltbestemmelse. Analyse på gaschromatograf udføres som dobbeltbestemmelse. Resultatet angives som middelværdi.

GC-betingelser: Kolonne: HP 1, 25 in, ID = 0,31 mm, FT = 0,52 µm. Injektion: 1 µl on-column. Bæregas: 10 psi He. Temp.: 40 °C i 0,5 min., 10 °C/min til 310 °C.

Rekvirenten kan få yderligere information om denne rapport ved henvendelse til Steins Laboratorium A/S, Miljø & Agro, telefon 75 38 17 33.

Bilag E: Horisontal BTEX-forureningsudbredelse ved samtlige analyserunder i mættet zone

Se her!

Bilag F: Geoprobe sonderinger

Skude & Jakobsen A/S

Miljøboringer med Geoprobe udstyr, Nykøbingvej 295, Radsted, Falster.

Januar 1999

RAMBØLL Teknikerbyen 31 DK-2830 Virum Tel 4598 8300 Fax 4598 8950

Bilag
1 - 7 Logprofiler fra Geoprobe - sonderinger GP1, GP3, GP4, GP9-GP14

Appendiks

Appendiks 1: Miljøboringer med Geoprobe udstyr.

1. Indledning

Ved miljøundersøgelse på ejendommen Nykøbingvej 295, Radsted, er der udført 7 Geoprobe sonderinger samt 7 filtersatte sonderinger. Formålet med sonderingerne er at kortlægge en tidligere detekteret forurening.

Selve afgrænsningen udføres ved anvendelse af MIP- og filtersatte- sonderinger.

Undersøgelsesområdet

Afsætning og indmåling af sonderinger er foretaget af Skude & Jakobsen A/S.

2. Forløb af sonderingsarbejde

Miljø sonderingerne GP1, GP3, GP4, GP9-GP14 er foretaget den 18. til 20. November.

MIP- og filtersalte sonderinger fremgår af tabel 1.

3. Databehandling

Datafilerne fra hver MIP-log er overført til GeoGIS (borearkiv/B-register), hvorfra logprofilerne er udtegnet.

På hvert logprofil vises elektrisk ledningsevne, PID-, FID- signal, MIP-probens temperatur, samt nedramningshastighed.

Logprofilerne findes i bilag.

4. Datavurdering

På baggrund af de udførte MIP/SCL-logs er nedenstående tolkningsskema udarbejdet:

Se her!

Appendiks 1: Boringer med Geoprobe®

Bilag G: Boringstest

Se her!

Figur 1
Vandspejlsvariationer i pumpeboring
  

Se her!

Figur 2
Vandspejlsvariationer i observationsboringer

Se her!