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

Erfaringsopsamling for reduktiv deklorering som afværgeteknologi i moræneler

7 Afværge

• 7.1 Afværgestrategi
• 7.2 Afværgekriterier
• 7.3 Etablering af afværge
  • 7.3.1 Valg af elektrondonor og bakterier
  • 7.3.2 Injektionsmængder
  • 7.3.3 Injektionsboringer
• 7.4 Monitering
  • 7.4.1 Moniteringsstrategi
  • 7.4.2 Moniteringsboringer, kerneprøver/jordprøver
• 7.5 Effekt af afværge
  • 7.5.1 Spredning og omsætning af elektrondonor
  • 7.5.2 Bakterier
  • 7.5.3 Anaerob reduktiv deklorering
• 7.6 Opsummering

I dette afsnit belyses selve afværgen på lokaliteterne. Først belyses den overordnede strategi, der ligger forud for afværgen, samt de oprensningskriterier, der opstilles. Efterfølgende bliver etableringen af afværgen og den efterfølgende monitering, hvor effekten af afværgen undersøges, belyst. Lokaliteter, hvor der er opstartet fuldskalaoprensning af kildeområdet i moræneler inddrages i afsnittet (Gl. Kongevej 39, Vesterbrogade og Sortebrovej). Der lægges kun vægt på oprensningen i moræneler. Oprensningen på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er iværksat i september 2006. På Sortebrovej er oprensningen påbegyndt i sommeren 2006.

7.1 Afværgestrategi

På alle lokaliteter er en passiv afværgeteknologi valgt, hvor den overordnede afværgestrategi er in situ at biostimulere og bioaugmentere anaerob reduktiv deklorering i kildeområdet i moræneleret. Dette gøres ved at stimulere de rette redoxforhold for de mikroorganismer, der udfører den anaerobe reduktive deklorering, ved tilsætning af elektrondonor. Efterfølgende følges effekten af oprensningen ved monitering.

Formålet med at oprense på lokaliteterne er at mindske den samlede belastning af det primære grundvandsmagasin. Oprensningerne laves ikke med henblik på en fuldstændig oprensning, men på en væsentlig massereduktion og etablering af et reaktivt område, hvor der mange år frem vil blive nedbrudt klorerede opløsningsmidler ved anaerob reduktiv deklorering.

På lokaliteterne er indsatsområdet primært kildeområdet i moræneleret. Med indsatsområdet henvises der til det område, hvor selve injektionen i forbindelse med oprensningen laves. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er der yderligere defineret et mindre indsatsområde i fanen. På Gl. Kongevej 39 er indsatsen i fanen tilsvarende i kildeområdet, hvor den på Vesterbrogade er sigtet mod at skabe en reaktiv væg i det sekundære grundvandsmagasin, hvor klorerede opløsningsmidler i tilstrømmende vand kan nedbrydes (se Bilag A for oversigt over indsatsområder). På Sortebrovej er et mindre indsatsområde defineret i et indlejret sandlag under kildeområdet, hvorved en bufferzone etableres. I tabel 15 ses størrelsen af indsatsområdet og indsatsdybden på lokaliteterne. Dybden af området på Sortebrovej er meget større end på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade.

På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er den afprøvede injektionsmetode ved forundersøgelserne før afværge, benyttet i den endelige afværge (beskrevet i afsnit 6.3.1 Top-down injektion med GeoProbe). Forundersøgelserne forud for afværge på Sortebrovej viste, at der ved injektion ved gravitation kunne opnås samme spredning af donor med og uden forudgående frakturering. Det blev derfor besluttet, at etablere et boringsnet og injicere elektrondonor og bakterier ved gravitation uden forudgående frakturering (beskrevet i afsnit 6.3.3 Gravitationsinjektion i boringer).

Tabel 15: Areal af indsatsområde og indsatsdybde.

*Kildeområde

**Fane

***Underliggende vandførende lag

7.2 Afværgekriterier

I dette afsnit betragtes afværgekriterier, som den overordnede betegnelse for de kriterier, der opsættes i forbindelse med en oprensning. I tabel 16 er en definition af de forskellige kriterier opsat på baggrund af de opstillede kriterier på lokaliteterne. Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade har kørt som parallelle projekter, hvorfor stort set de samme kriterier er opsat. De opsatte kriterier er alle formuleret, så de tidsmæssigt kan tilpasses af oprensningen. Dette vurderes i forhold til, at kriterierne er vejledende, og derfor kan ændres undervejs. De opsatte kriterier på de tre lokaliteter ligner hinanden meget, hvilket kan skyldes, at det er samme rådgiver, der har udarbejdet dem.

De opsatte succeskriterier gør, at man løbende forholder sig kritisk til moniteringsresultaterne. Herved bliver det muligt aktivt at vurdere, om det er nødvendigt med ekstra indsats, for at opnå den ønskede udvikling, der er nødvendig for at overholde oprensningskriterierne.

De opsatte oprensningskriterier, der er meget overordnede, tyder på, at man mangler viden om, hvordan den tidsmæssige udvikling er på en lokalitet, hvor der in situ oprenses med biostimuleret og bioaugmenteret anaerob reduktiv deklorering. Dette er både i forhold til levetiden af elektrondonor, samt udviklingen af den anaerobe reduktive deklorering i lermatricen. Når udviklingen fra disse lokaliteter i fremtiden kendes, kan det lette opsætningen af oprensningskriterier på andre lokaliteter.

Erfaringerne fra de gennemgåede lokaliteter tyder også på, at der mangler nogle retningslinjer for, hvordan man fastlægger sine stopkriterier. For eksempel er det ikke beskrevet, hvor fluxen på lokaliteterne skal være mindsket. Er formålet at opfylde grundvandskvalitetskriterier i det sekundære eller primære magasin? Skal det opfyldes direkte under kildeområdet eller ses der på et nedstrøms kontrolpunkt? Mulige nedstrøms kontrolpunkter kunne være grundvandskoncentrationer/flux ved den nedstrøms rand af behandlingsområdet eller i afstanden svarende til 1 års grundvandstransport, som anvendes i risikovurderinger i henhold til Miljøstyrelsens vejledning fra 1998. Endelig kan formålet være at overholde drikkevandskravene i det samlede indvundne grundvand på en nedstrøms kildeplads. De foreslåede kontrolpunkter er illustreret i figur 15.

Udgangspunktet for fastsættelsen af stopkriterier for et behandlingsområde er således, at grundvandskvalitetskriteriet eller fluxen skal være opfyldt i kontrolpunktet. Næste trin er på baggrund heraf at foretage en tilbageregning til de højst tilladelige forureningsniveauer i kildeområdet. Her henvises til modelværktøjet udviklet af Chambon et al. (2008), som netop er beregnet på at kvantificere forureningsfluxen ud af en opsprækket moræneler, samt den resulterende koncentration i det primære grundvand.

I sammenhæng med fastsættelsen af stopkriterier for afværgen bør det også præciseres, hvorledes dokumentationen af oprensningseffekten foretages, og om stopkriteriet forstås, som det ønskede gennemsnitlige forureningsniveau eller om kriteriet skal være overholdt for alle udtagne prøver.

Tabel 16: Definition af kriterier, samt de opsatte kriterier på de tre lokaliteter.

Klik her for at se Tabel 16

Figur 15: Konceptuel model af et forurenet område. Mulige placeringer af kontrolpunkter/kontrolplaner der kan tjene som udgangspunkt ved fastsættelse af oprensningskriterium for oprensning i kildeområdet er markeret med en pil.

7.3 Etablering af afværge

I det følgende vil detaljerne i forbindelse med etableringen af afværgen blive belyst. Dette gøres med hensyn til valg af elektrondonor og bakterier, den injicerede mængde heraf og antallet af injektionsboringer.

7.3.1 Valg af elektrondonor og bakterier

Det er valgt at tilsætte langsomt omsættelige elektrondonorer på lokaliteterne (tabel 17). Elektrondonoren forventes derved at have en længere levetid, hvilket er fordelagtigt i lerformationer, hvor spredningen til lermatricen er diffusionsbegrænset og således forløber langsomt. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade blev det valgt at benytte melasse som elektrondonor, da prisen er væsentlig lavere end de patenterede sojabønneolier.

På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade blev den samme deklorerende kultur fra BioClear benyttet, hvorimod der på Sortebrovej blev brugt KB-1^® kultur fra SIREM. Bakterierne formerer sig kun under anaerobe forhold, hvorfor forholdene under injektionen også blev holdt anaerobe.

Der stilles fra myndighedernes side krav til elektrondonor og bakterier i forhold til spredning i miljøet (Christophersen et al., 2006; Jørgensen et al., 2007b). For eksempel er grunden til, at der blev valgt en økologisk melasse på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade, at der blev fundet pesticidrester i den ikke økologiske melasse.

Tabel 17: Elektrondonor og bakterier, samt mængderne heraf.

7.3.2 Injektionsmængder

På de fleste lokaliteter (Gl. Kongevej 39, Vesterbrogade, Sortebrovej, Rugårdsvej S og ML, Gl. Kongevej 33 og Flensborggade) findes den injicerede mængde af elektrondonor ved overslagsberegninger af det støkiometriske forbrug af elektrondonor til reduktion af naturlig opløste (typisk ilt, nitrat og sulfat) og sedimentbundne (størst er biologisk tilgængeligt jern) elektronacceptorer, samt klorerede opløsningsmidler i jord og porevand i indsatsområdet.

Ud over det støkiometriske forbrug benyttes en sikkerhedsfaktor for at dække forbruget til for eksempel methanproduktion og usikkerheder på parametervariationer (tabel 18). Denne sikkerhedsfaktor benyttes tilsvarende på flere lokaliteter, dog er der variation i, hvilken sikkerhedsfaktor der benyttes (tabel 18). Det beskrives ikke, hvilke overvejelser sikkerhedsfaktoren vælges ud fra. Kun ved pilotforsøget på Rugårdsvej ML er metode beskrevet. I denne metode beregnes det porevolumen, der kan fyldes med elektrondonor og bakterier, og herudfra er massen, der kan tilsættes, bestemt. Resultatet blev efterfølgende vurderet i forhold til den beregnede masse fundet ved støkiometriske beregninger. Ud fra porevolumen kunne en 3 gange større masse injiceres, hvorfor en sikkerhedsfaktor på 3 blev benyttet. BioClear, Geosyntec og flere firmaer i USA anbefaler, at der tilsættes en faktor 3-5 højere end vurderet ved støkiometriske beregninger (Final, 2004).

De anvendte faktorer på lokaliteterne ligger tæt op ad disse anbefalinger. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er sikkerhedsfaktoren lidt lavere, fordi fortyndingen af melasse til en acceptabel ionstyrke (Dehalococcoides tåler ikke for høj ionstyrke) ved en højere faktor, ville resultere i et større injektionsvolumen per punkt end afprøvet ved pilot undersøgelserne.

Levetiden af elektrondonoren vurderes ikke direkte i beregningerne, men på Gl. Kongevej 39, Vesterbrogade og Sortebrovej forventes den at være mellem 2-10 år. Hvorvidt dette er tilfældet vil blive diskuteret i afsnit 7.5.1 Spredning og omsætning af elektrondonor.

Tabel 18: De tilsatte elektrondonor og bakterier, og mængderne deraf. Endvidere er de omregnet til m³ behandlet moræneler.

* Uden sikkerhedsfaktoren

** Inkluderer ikke elektrondonor der er tilsat sandmagasinet

***Antager at der findes 10⁸Dehalococcoides celler/ml (Dennis, 2008)

Der ses variation mellem den nødvendige mængde elektrondonor på de tre lokaliteter. Dette stemmer overens med, at de mest reducerede forhold forud for afværgen findes på Sortebrovej og de mindst reducerede på Gl. Kongevej 39.

Der er stor forskel på indholdet af specifikke bakterier i de to kulturer, og dermed også på volumen af bakterier der tilsættes; den tilsatte mængde af bakterie er derfor omregnet til antal tilsatte celler, så lokaliteterne kan ses i forhold til hinanden. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er antallet af celler analyseret løbende under injektionen, hvorfor der er et forholdsvis godt kendskab til den tilsatte mængde. Antallet af bakterier i den tilsatte kultur er ikke undersøgt på Sortebrovej. Antallet er derfor beregnet ud fra det forventede antal oplyst af leverandøren.

Antallet af bakterier der tilsættes ved bioaugmentering, er typisk besluttet på basis af anbefalinger fra leverandøren. Der ses stor variation i den tilsatte mængde bakterier på de 3 lokaliteter. Det største antal bakterier per m³ tilsættes på Gl. Kongevej 39 og det mindste på Vesterbrogade.

Der kendes ikke umiddelbart noget til anbefalingerne fra BioClear. Men hvis de to lokaliteter, hvor denne leverandør er benyttet, betragtes, findes det tilsatte antal celler per m³ på Vesterbrogade at være mindre (faktor 2,5) end på Gl. Kongevej 39. Dette kan sandsynligvis forklares ved, at der allerede forud for afværgen naturligt findes et større antal bakterier på Vesterbrogade, hvor der ikke findes nogen på Gl. Kongevej 39 (Tabel 8). En anden forklaring kan være at det ved treatability forsøgene på Gl. Kongevej 39 var nødvendigt at tilsætte bakterier to gange for at opnå fuldstændig omsætning af de klorerede opløsningsmidler.

På Sortebrovej blev den samme leverandør benyttet som på Rugårdsvej ML. På Rugårdsvej ML fremgår det, at den tilsatte antal celler baseres på at der skal tilsættes et bakterievolumen på 0,1 ‰ af det behandlede porevolumen (Jørgensen et al., 2007a). Tilsvarende anbefaling er benyttet på Sortebrovej.

7.3.3 Injektionsboringer

På Gl. Kongevej 39, Vesterbrogade og Sortebrovej er etableret et net af injektionspunkter. Antallet af injektionsboringer i kildeområdet og fanen kan ses i tabel 19. I planlægningen af afstanden mellem og antal af injektionspunkter i nettet, er influensradius, fundet ved forundersøgelserne, brugt (Vesterbrogade og Sortebrovej) (tabel 19). Umiddelbart er den fundne influensradius på Gl. Kongevej 39 ikke overholdt, da afstanden mellem injektionsboringerne i kildeområdet er 4 m.

På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade, hvor der injiceres med GeoProbe, er boringerne ikke permanente som på Sortebrovej. Metoden benyttet på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade gjorde det muligt at injicere skråt under bygningerne.

På Sortebrovej var der forud for injektionen en periode med etablering af et omfangsrigt boringsnet (tabel 19), hvor man på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade kunne starte direkte på injektionen. Dybden (tabel 15) og antallet af boringer, vidner om et tidskrævende arbejde. Selve injektionerne på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er forløbet uden de store problemer, og inden for en kort tidsramme (dage). På Sortebrovej gjorde tekniske problemer at der blev injiceret af flere omgange. Tidsforbruget var derfor større.

Tabel 19: Antal af injektionsboringer på lokaliteterne.

7.4 Monitering

Når afværgen er sat i gang, er der efterfølgende monitering af spredning, nedbrydning og effekt på den anaerobe reduktive deklorering. Disse bliver vurderet ved at måle forskellige parameter med forskellig frekvens på lokaliteten. I det følgende vil den overordnede strategi, der ligger bag moniteringsprogrammet, antallet og placeringen af moniteringsboringer, blive beskrevet.

7.4.1 Moniteringsstrategi

Moniteringsstrategien på lokaliteterne omfatter to områder: udviklingen i den anaerobe reduktive deklorering i grundvand og matrix og påvirkningen af området i forhold til spredning af stoffer og eksplosionsfare. I forbindelse med påvirkningen af området er et influensområde defineret. Influensområdet dækker det område der forventes og accepteres at blive påvirket af oprensningen. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade dækker influensområdet det forurenede område i moræneler og sand, samt sekundære magasin. Da der sandsynligvis er kontakt mellem de sekundære og primære magasin inkluderes det øverste af kalken i influensområdet. Influensområdet på Sortebrovej dækker tilsvarende det forurenede område i moræneler og sand, samt sekundære magasin. Endvidere accepteres det ikke, at uønskede stoffer spredes fra oprensningen til indvindingsboringer 175-225 m nedstrøms indsatsområdet.

Der er ikke direkte fastlagt nogen tidsmæssig længde af moniteringsprogrammet på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade. Indirekte er længden dog fastlagt via det fastlagte stopkriterie på lokaliteten. På Sortebrovej er der indtil videre lavet et moniteringsprogram frem til 2010.

I moniteringsstrategien er det fastlagt med varierende frekvens at følge adskillige parametre i poreluft, grundvand og matrix (se liste med parametre i Bilag D). Moniteringsprogrammerne er meget omfattende og inddrager mange parametre. En parameter, det i fremtiden kan anbefales at lægge større vægt på at påvise, er tilstedeværelsen af Dehalococcoides med Vcr genet, da disse er af stor betydning i forhold til en fuldstændig omsætning af klorerede opløsningsmidler til ethen/ethan.

Tabel 20: Moniteringsfrekvens og alarmniveau for monitering på lokaliteterne.

Klik her for at se Tabel 20

Frekvensen for prøvetagningen kan ses i tabel 20. Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er slået sammen da de er kørt som parallelle projekter med samme moniteringsfrekvens og alarmniveau. Efter opstarten af afværgen er der primært vægt på udviklingen af den anaerobe reduktive deklorering i grundvandet, hvor udviklingen i matricen først bliver undersøgt efter et par år. Dette skyldes, at det tager tid, før der er sket udvikling tilstrækkeligt langt ind i matrix, til at man kan måle det. Kerneprøvetagninger på Rugårdsvej ML har dog vist, at der sker en udvikling i matrix (figur 8 eller Jørgensen et al., 2007a). Antallet af kerneprøver på lokaliteterne begrænser sig også til ganske få. Sandsynligvis fordi der tilknytter sig en omkostningstung delprøvetagning med analyser af kernerne.

For at vurdere spredning af stoffer og eksplosionsfare på lokaliteten er der opsat alarmniveau for flere parametre (tabel 20). Hvis der ikke leves op til de fastsatte alarmniveau, findes der en beredskabsplan, der skal følges. Erfaringerne med monitering af methan på Gl. Kongevej 39 og Sortebrovej vidner om, hvor vigtigt det er at monitere denne parameter. For eksempel blev der på Gl. Kongevej 39 målte koncentrationer op til 80 % af eksplosionsgrænsen under en bygning efter en periode uden den planlagte monitering.

7.4.2 Moniteringsboringer, kerneprøver/jordprøver

Ud fra forureningsafgrænsningen og det valgte indsatsområde vælges et antal boringer, der strategisk er godt placeret, for at opnå kendskab til udviklingen i den anaerobe reduktive deklorering og for at følge den sikkerhedsmæssige udvikling. I tabel 21 ses antallet af moniteringsboringer i kildeområdet og fanen. Placeringen af boringerne i kildeområdet kan ses i Bilag A.

Boringerne er fordelt i det forurenede område, så moniteringen kan give et billede af hele indsatsområdet. Endvidere er der udvalgt boringer på kanten af influensområdet for at overvåge om alarmniveau overholdes. Moniteringen i det primære magasin udføres overvejende nedstrøms kildeområdet.

På Sortebrovej, hvor indsatsområdet er væsentligt større, findes der tilsvarende et større antal moniteringsboringer.

På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er der på hver lokalitet udvalgt en boring filtersat i det primære magasin i 3 forskellige dybder til at vurdere den nedre grænse for influensområdet. På Gl. Kongevej 39 moniteres der endvidere i en boring i det primære magasin, der findes så langt nedstrøms, at den ikke kan benyttes til at vurdere effekten af oprensningen. Denne er udvalgt for at overvåge forureningsspredningen i det primære magasin.

Tabel 21: Moniteringsboringer på lokaliteterne.

Placeringen af kerneprøvetagningssteder, til vurdering af den anaerobe reduktive deklorering i lermatricen, er på nuværende tidspunkt ikke besluttet endnu på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade. På Sortebrovej er de første kerneprøver udtaget i april 2008. Deres placeringer er valgt således at de ligger ud for en injektionsboring, hvor det med stor sikkerhed kan siges, at der i nærområdet foregår væsentlig reduktiv deklorering pga. fuldskala injektionen udført i 2006 (dvs. influens fra de tidligere pilotskalatests udelukkes).

7.5 Effekt af afværge

I det følgende afsnit undersøges effekten af afværgen. Undersøgelsen er lavet med vægt på resultater fra grundvandsmonitering, da der på nuværende tidspunkt ikke er resultater tilgængelige fra lermatricen. På Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade er der endnu ikke udtaget kerneprøver, og på Sortebrovej er der først for nylig udtaget kerneprøver. Jørgensen et al. (2007a) beskriver effekten på den anaerobe reduktive deklorering i lermatricen ved pilotskalaoprensningen på Rugårdsvej ML (afsnit 6.1.5 Pilotskalaforsøg). Foreløbige resultaterne fra kerneprøvetagningen på Sortebrovej indikerer tilsvarende men langsommere/mere begrænset udvikling.

7.5.1 Spredning og omsætning af elektrondonor

På alle lokaliteter er tilstedeværelsen af elektrondonor fundet ved at måle fermenteringsprodukterne fra elektrondonoren (fede syrer) og koncentrationen af opløst organisk stof (NVOC). Tilstedeværelsen af fermenteringsprodukterne dokumenterer, at der sker anaerob omsætning af elektrondonoren. En stigning i NVOC indikerer en stigning i tilstedeværelsen af opløst organisk materiale. Det forventes, at der er sket en spredning til moniteringsboringerne, hvis der findes koncentrationer højere end baggrundsniveau (baggrundsniveau for NVOC ligger på 2,5-3mgC/l på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade). I tabel 22 er spredningen og omsætningen af elektrondonor vurderet på lokaliteterne. Vurderingerne er lavet på baggrund af resultater fra moniteringen på lokaliteterne. Resultaterne fra kildeområdet kan ses i figur 16.

Ved at betragte tabel 22 ses det, at elektrondonoren på alle lokaliteterne omsættes under anaerobe forhold, hvorved NVOC og fermenteringsprodukter måles i de fleste moniteringsboringer. Det ses, at elektrondonoren eller nedbrydningsprodukterne heraf er spredt til alle moniteringsboringer i kildeområdet. På Gl. Kongevej 39 er der også sket en spredning i fanen, hvor der på Vesterbrogade ikke er fundet de store tegn på spredning i fanen. Det bør dog tages i betragtning at indsatsområdet i fane på Gl. Kongevej 39 er væsentligt større (tabel 15) end på Vesterbrogade, samt at moniteringsboringerne er placeret tættere på selve injektionen på Gl. Kongevej 39 (tabel 21).

Koncentrationsniveauerne er væsentligt høje for fede syrer og NVOC på Gl. Kongevej 39 end på de to andre lokaliteter (figur 16). Dette kan skyldes den større injektionsmængde af elektrondonor (tabel 17), men kontakten mellem moniteringsboringens filter og injektionspunktet er formodentligt mere afgørende.

Der ses et fald i koncentrationen af fermenteringsprodukter i både kildeområdet og fanen på både Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade ved den seneste monitering/moniteringer. Dette kan skyldes, at omsætningen af fede syrer sker hurtigere eller er i ligevægt med nedbrydningen af elektrondonor, eller at elektrondonoren er opbrugt. Umiddelbart vurderes det første dog at være mest realistisk, da der stadig er ses udvikling mod mere reducerede forhold på lokaliteterne.

Tabel 22: Spredning og omsætning af elektrondonor, samt udviklingen i redoxforhold. På Gl. Kongevej 39 er der moniteret 3 gange fra august 2006 til november 2007. I samme periode er der moniteret 4 gange på Vesterbrogade. På Sortebrovej er der moniteret 5 gange fra september 2006 til april 2008.

Figur 16: Moniteringsresultaterne for fede syrer, NVOC og redoxforhold i kildeområdet på de tre lokaliteter. Bemærk de forskellige akser på graferne.

Fermenteringen af elektrondonoren ses også i redoxforholdene, der efter tilsætningen bliver mere reducerede i både kildeområdet og i fanen på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade. Selv om moniteringsboringerne i fanen på Vesterbrogade er placeret forholdsvis langt fra injektionsområdet, findes der også her mere reducerede forhold. Dette kan skyldes, at reduceret grundvand transporteres fra indsatsområderne og længere nedstrøms i fanen.

Udviklingen i redoxforholdene på Gl. Kongevej 39 er væsentlig langsommere end på de to andre lokaliteter (figur 16). Forholdene er også mere oxiderede fra start.

De mere reducerede forhold der opnås på alle lokaliteterne efter tilsætningen af elektrondonoren, er mere fordelagtige for den anaerobe reduktive deklorering. Der er fortsat en gunstig udvikling i redoxforholdene.

7.5.2 Bakterier

Tilstedeværelsen af Dehalococcoides efter bioaugmenteringen er tilsvarende fulgt ved moniteringen på lokaliteterne (figur 17). Der er benyttet den samme metode til tælling af Dehalococcoides på Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade (BioClear), hvor en anden metode er benyttet på Sortebrovej (GEUS).

På Gl. Kongevej 39, hvor der ingen Dehalococcoides blev fundet inden afværgen (tabel 8) ses en væsentlig stigning ved de sidste moniteringsrunder (op til 1,4^.10⁹celler/l). Samme tendens, som der findes i kildeområdet, ses i fanen (op til 2,7^.10⁹celler/l). Tilsvarende stigning er fundet på Sortebrovej (op til 3,3^.10⁸celler/l).

Umiddelbart efter bioaugmenteringen på Vesterbrogade sker der et fald i antallet af Dehalococcoides (figur 17). Dog stiger antallet til over start niveauet ved efter følgende prøvetagning, hvilket kan indikere, at der er lavet en fejl ved første prøvetagning efter bioaugmenteringen.

Ved at betragte forøgelsen i bakterieantallet på de 3 lokaliteter findes stigningen på Vesterbrogade at være størst. Grunden til den større forøgelse på Vesterbrogade i forhold til Gl. Kongevej 39 og Sortebrovej er formodentligt, at der allerede inden afværgen blev opstartet var gunstige forhold for Dehalococcoides, samt at der naturligt fandtes et større antal.

Figur 17: Udviklingen i antallet af Dehalococcoides i kildeområdet fra bioaugmenteringen fandt sted (dag 0) på Vesterbrogade (B9).

Erfaringerne viser, at det er muligt at opnå vækst af specifikke bakterier på lokaliteter, både hvor der allerede findes Dehalococcoides (Vesterbrogade), men også på lokaliteter, hvor disse ikke naturligt findes (Gl. Kongevej 39 og Sortebrovej).

7.5.3 Anaerob reduktiv deklorering

Effekten af biostimulering og bioaugmentering på den anaerobe reduktive deklorering følges ved at betragte sammensætningen af klorerede ethener på lokaliteterne. Ud fra den molære sammensætning kan dekloreringsgraden på lokaliteterne beregnes. I figur 18 er udviklingen i dekloreringsgraden, efter afværgen er opstartet, vist for kildeområdet og fanen. Der er udvalgt en boring, der repræsenterer den generelle udvikling i området.

Der ses en stigning i dekloreringsgraden på alle lokaliteter i både kildeområdet og fanen. Dette betyder at den anaerobe reduktive deklorering går mod en fuldstændig omsætning af klorerede opløsningsmidler (dekloreringsgraden = 1). Dekloreringsgraden i kildeområdet på Vesterbrogade og Sortebrovej er over 0,33, hvilket viser der sker nedbrydning af 1,2-cis-DCE. Vesterbrogade ligger lige på grænsen til 0,66, hvor der endvidere sker nedbrydning af VC. I kildeområdet på Gl. Kongevej 39 ligger dekloreringsgraden derimod lige omkring 0,33. Til gengæld ligger den i fanen omkring 0,66.

På alle lokaliteter er der observeret ethen produktion. På Gl. Kongevej 39, Vesterbrogade og Sortebrovej er der ved seneste moniteringsrunde fundet koncentrationer på henholdsvis 9,2, 25,5 og 5,6 mg ethen/l. Dannelsen af ethen viser, at de rette bakterier er tilstede for at den fuldstændige nedbrydning kan finde sted.

Figur 18: Udviklingen i dekloreringsgrad i kildeområdet (samme boringer som illustreret i figur 16) og fanen på lokaliteterne.

Udviklingen på Vesterbrogade er væsentlig hurtigere end på både Gl. Kongevej 39 og Sortebrovej. Der kan være adskillige grunde til dette: der var mere reducerede forhold til at starte med i forhold til Gl. Kongevej 39, et større antal Dehalococcoides tilstede og lavere forureningskoncentrationer. Dog er der et fald i dekloreringsgraden ved sidste monitering, som kan skyldes, at elektrondonoren er omsat. Men som diskuteret tidligere, ses påvirkningen ikke i redoxforholdene, hvorfor det synes mere sandsynligt, at dette blot er tidslig variation.

Udviklingen på Gl. Kongevej 39 og Sortebrovej synes forholdsvis ens. Umiddelbart ville det forventes at udviklingen på Gl. Kongevej 39 i forhold til på Sortebrovej ville være langsommere på grund af de mere oxidere forhold, at nedbrydningen kan være påvirket af tilstedeværelsen af 1,1,1-TCA, hvilke kan inhibere den anaerobe deklorering (Scheutz et al., 2006) eller fordi der kunne opnås bedre kontakt mellem forurening og donor på Sortebrovej (større tilstedeværelse af naturlig sandslirer og –linser på Sortebrovej, da forureningen findes i en flow till). De høje NVOC i moniteringsboringerne i kildeområdet på Gl. Kongevej 39, er muligvis forklaringen på en lokal meget hurtig udvikling.

I fanen er udviklingen stort set den samme på Vesterbrogade og Sortebrovej. På Gl. Kongevej 39 stiger den anaerobe deklorering i fanen drastisk i forhold til kildeområdet. Dette kan skyldes, at der ikke er samme inhibering på grund af tilstedeværelsen af TCA, som i kildeområdet. Det er også muligt, at omsætningen i kildeområdet er større, end det lige umiddelbart synes ud fra dekloreringsgraden i kildeområdet, idet eventuel opløsning af moderstoffet fra NAPL eller desorption fra højere koncentrationer i matrix, påvirker molandelen af moderstoffet i vandfasen.

Stigningen i dekloreringsgraden for alle lokaliteter viser, at det er muligt at øge den anaerobe reduktive deklorering i grundvandet ved biostimulering og bioaugmentering.

7.6 Opsummering

Der opsættes adskillige afværgekriterier: succes-, oprensnings- og stopkriterier. De opsatte kriterier bærer præg af, at man mangler viden om den tidsmæssige udvikling i oprensningen. Indtil videre er der kun kendskab til udviklingen i vandfasen på lokaliteter med fuldskalaoprensning. Når der i fremtiden er bedre kendskab til udviklingen i matricen, kan erfaringerne lette opsætningen af kriterier på andre lokaliteter, hvor der ønskes at oprense med biostimuleret og bioaugmenteret anaerob reduktiv deklorering.

På alle lokaliteter defineres der både et indsatsområde, der dækker behandlingsområdet, og et influensområde, som kan accepteres påvirket af oprensningen.

Der benyttes langsomt omsættelige elektrondonorer på alle lokaliteter. Den tilsatte mængde beregnes ved støkiometriske forbrug ganget med en sikkerhedsfaktor. Sikkerhedsfaktoren varierer mellem lokaliteterne. Der benyttes to forskellige kulturer: deklorerende kultur fra BioClear (Gl. Kongevej 39 og Vesterbrogade) og KB-1^® (Sortebrovej). Den tilsatte mængde af bakterier bestemmes ud fra leverandørens anbefalinger.

For alle lokaliteter opsættes der moniteringsprogrammer indeholdende monitering i poreluft, grundvand og jorden med varierende frekvens. Moniteringsprogrammerne indeholder endvidere alarmniveau, der skal overholdes.

Det er benyttet to forskellige injektionsmetoder i forbindelse med fuldskalaoprensningen med biostimuleret og bioaugmenteret anaerob reduktiv deklorering. Umiddelbart viser resultaterne, at man ved brug af begge metoder har stimuleret den anaerobe reduktive deklorering. Dog er der ikke noget kendskab til, om den ene metode har udviklet en større tæthed mellem reaktionszonerne i matrix end den anden. Dette bør undersøge i fremtiden, for bedre at kunne vurdere injektionsmetoderne over for hinanden.

Moniteringsresultaterne fra måling af NVOC, fede syrer, specifikke bakterier og klorerede opløsningsmidler i vandfasen tyder på, at udviklingen i den anaerobe reduktive deklorering forløber som forventet, hvilket vil sige, at der indtil videre leves op til flere af de opstillede succeskriterier for vandfasen. Dog findes er det stadig flere perspektiver, der ikke er belyst endnu:

• Fordeling af elektrondonor ved brug af de forskellige metoder.
• Udvikling af anaerob reduktiv deklorering i lermatricen.
• Tidsperspektivet for afværgemetoden.

Denne viden er nødvendig for at kunne opstille realistiske afværgekriterier for oprensningsmetoden. Det anbefales derfor, at der i fremtiden arbejdes frem mod at indhente denne viden.

Erfaringerne fra biostimuleret og bioaugmenteret anaerob reduktiv deklorering i moræneler er stadig begrænsede. Der er kun udført fuldskalaoprensningen på tre lokaliteter, og disse er stadig på et tidligt stadie. Der er derfor fortsat brug for at opstille og løbende følge med i om succes- og oprensningskriterierne holder. Endvidere bør der lægges mere vægt på at vurdere om tidsperspektivet af oprensningen er holdbart.

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

Version 1.0 August 2009, © Miljøstyrelsen.