Framtagning av konceptuell modell för spridnings- och nedbrytningsmönster av en industriförorening med klorerade lösningsmedel

Transkript

1 Självständigt arbete vid Institutionen för geovetenskaper 219: 17 Framtagning av konceptuell modell för spridnings- och nedbrytningsmönster av en industriförorening med klorerade lösningsmedel Per Pettersson INSTITUTIONEN FÖR GEOVETENSKAPER

2

3 Självständigt arbete vid Institutionen för geovetenskaper 219: 17 Framtagning av konceptuell modell för spridnings- och nedbrytningsmönster av en industriförorening med klorerade lösningsmedel Per Pettersson INSTITUTIONEN FÖR GEOVETENSKAPER

4 Copyright Per Pettersson Publicerad av Institutionen för geovetenskaper, Uppsala universitet ( Uppsala, 219

5 Sammanfattning Framtagning av konceptuell modell för spridnings- och nedbrytningsmönster av en industriförorening med klorerade lösningsmedel Per Pettersson Klorerade lösningsmedel har sedan mer än ett halvsekel använts inom metallbearbetning, produktframställning och vid kemtvättning. Användningen har resulterat i spill och läckage med förorening som följd. I södra Sverige så återfinns en industritomt med en omfattande förorening av trikloreten. Sedan tidigt 2-tal har ett kontrollprogram övervakat denna förorening genom grundvattenprovtagning. Dessa mätresultat ligger till grund för den analys av föroreningens utbredning samt nedbrytningsgrad som presenteras i denna rapport Rapporten visar att en anaerob miljö med låga värden för både ph och redoxpotential ökar den naturliga nedbrytningen av trikloreten. Denna naturliga nedbrytning möjliggörs av närvaron av bakterier som får näring från en tidigare förorening med petroleumkolväten. Studier av scannade bergborrhållsloggar möjliggör lokaliseringen av ett sprickplanssystem som agerar transportmedium för både föroreningen och näringsrikt grundvatten. Jämförelser mellan saneringsmetoder visar att en framtida sanering måste ske på plats och vidare geologiska undersökningar krävs för att kartlägga berggrunden inför eventuella saneringsförsök. Nyckelord: klorerade lösningsmedel, naturlig nedbrytning, naturlig avklingning, sprickplan, grundvatten Självständigt arbete i geovetenskap, 1GV29, 15 hp, 219 Handledare: Patrik Nilsson och Fritjof Fagerlund Institutionen för geovetenskaper, Uppsala Universitet, Villavägen 16, Uppsala ( Hela publikationen finns tillgänglig på

6 Abstract Compilation of Conceptual Model Regarding Distribution and Degradation Patterns of an Industrial Pollution of Chlorinated Solvents Per Pettersson Chlorinated solvents have been used in metal processing, production industry and dry cleaning since the 195 s. The usage has often resulted in spills and leaks. At an industrial site in southern Sweden there is an extensive contamination of trichloroethene. This pollution has been monitored by groundwater sampling for almost 2 years, and with these results now acting as a base, this report contains an analysis of the distribution of the pollution as well as its level of degradation. This report indicates that an anaerobic environment with both low values for ph and redox potential increases the natural degradation of trichloroethene. The natural degradation is made possible by bacteria, which get their energy from the breakdown of a former heating oil spill. Studies of available boreholes logs shows a series of open fracture sets which act as conduits during nutrient transport in groundwater. A comparison of methods of decontamination confirms that any future decontaminations must take place at site. Further geological investigations must take place for them to be efficient and successful. Key words: chlorinated solvents, natural degradation, distribution, fracture plane, groundwater Independent Project in Earth Science, 1GV29, 15 credits, 219 Supervisors: Patrik Nilsson and Fritjof Fagerlund Department of Earth Sciences, Uppsala University, Villavägen 16, SE Uppsala ( The whole document is available at

7 Innehållsförteckning 1 Inledning Målsättning med arbetet Uppbyggnad av arbetet Bakgrund Klorerade lösningsmedel TCE DCE VC Spridning av klorerade lösningsmedel Fri fas Vattenlöst fas Porgas Nedbrytning av CVOC Anaerob reduktiv deklorering CVOC och mänsklig påverkan Undersökningsområde Lokalgeologi Tidigare verksamhet på platsen Metod Tidigare undersökningar Analys av borrhålsloggar Arbetssätt och analysparametrar Grundvattennivåer Nederbörd ph-värde Temperatur Redoxpotential Föroreningsfördelning Resultat Övergripande resultat av studien Analys av borrhålsloggar Detaljerad resultatrapportering Grundvattennivå Nederbörd ph-värde... 12

8 4.3.4 Temperatur Redoxpotential Diskussion Nedbrytningsorsaker Geologiska observationer Metoder för att öka nedbrytningen Termisk behandling Förstärkt mikrobiell nedbrytning Kemisk nedbrytning ZVI Kaliumpermanganat Nollalternativ Sammanfattande slutsats Tack Referenser Internetkällor Personlig kontakt Bilagor Bilaga 1 Tabell Bilaga 2 Grafer Bilaga 3 Geologiska profiler Bilaga 4 Skiss över brunnsprofil... 47

9 1 Inledning Klorerade lösningsmedel användes initialt i den svenska industrin på 193-talet och brukandet av dessa ämnen kulminerade på 197-talet då användningen uppgick till ca 2 ton/år. Användningen av dessa ämnen har stadigt avklingat sedan början av 199-talet men i vissa fall så förekommer det än idag. Klorerade lösningsmedel har använts vid avfettning av metaller, produktframställning av t.ex. färger (trikloreten/-etylen eller vardagligt tri ) och vid kemtvättar (tetrakloreten/-etylen eller perklor ). Då dessa ämnen har använts i stor utsträckning så har det också krävts att industrierna besuttit stora lager och tankar innehållande dessa ämnen. På många platser runt om i Sverige så finns det idag föroreningar efter att dessa tankar läckt eller eventuellt överfyllts. 1.1 Målsättning med arbetet Målsättningen med detta examensarbete är att undersöka hur en omfattande förorening med trikloreten (TCE) utvecklas över tid. Arbetet bygger på en längre mätserie från en fastighet i Småland där ett stort antal grundvattenprover har insamlats sedan tidigt 2-tal, varav vissa i snart 1 år långa, nästan obrutna serier. En rad olika parametrar kommer att tas i beaktning så som; ämneskoncentrationer, nederbörd, redoxpotential, ph-värde, grundvattennivåer och temperatur samt även hur en tidigare sanering efter en förorening med eldningsolja påverkar. Vidare så är målsättningen att jämföra nedbrytningspotentialen i de olika brunnarna vilket ska indikera lämpligt tillvägagångssätt för sanering. 1.2 Uppbyggnad av arbetet Rapporten har 4 huvuddelar. I första delen så redogörs bakgrundsinformation om fastighetens läge och tidigare verksamhet samt en teoridel som behandlar de olika ämnena, dess nedbrytningskedja, samt hur de påverkar oss människor. Därefter så följer ett kapitel som förklarar hur arbetet genomförts följt av nästa del som presenter resultatet från denna studie. Slutligen så avslutas arbetet med en diskussion där skribenten analyserar och jämför de olika parametrarna som erhållits från studien och sammanfattar utefter erhållna resultat. 1

10 2 Bakgrund 2.1 Klorerade lösningsmedel Klorerade lösningsmedel (CVOC; eng: chlorinated volatile organic compounds) är ämnen som har haft stor betydelse inom behandlings- och bearbetningsindustrin i Sverige. De har använts flitigt tack vare sin fettlösningsförmåga och dess höga mobilitet vilket möjliggör för ämnena att tränga in i trånga utrymmen, vilket är gynnsamt t.ex. vid behandling av metaller. Dessa positiva egenskaper för användning blir negativa när det finns en förorening med CVOC då dess mobilitet istället leder till att föroreningen kan spridas på ett effektivt sätt. De aktuella ämnena (TCE och cdce) har en densitet som är högre än vatten men också en viskositet som är lägre. (Tabell 1). Det förhållandet gör ämnena mobila och möjliggör för spridning i sprickor i berggrunden, täta jordlager med även för spridning genom täta betonggolv där de kan leta sig genom mikrosprickor och ned i marken under byggnader. Förhöjda koncentrationer av dessa ämnen i inomhusluften är en möjlig följd om en byggnad är lokaliserad ovanpå en förorening, och en vanlig metod att eftersöka dessa lösningsmedel är att undersöka markgasen under industrifastigheter genom att borra genom betongplattorna och undersöka den underliggande luftspalten (Ländell et al. 218) TCE TCE (trikloreten) består av två dubbelbundna kolatomer, tre kloridjoner samt en vätejon (Figur 1). TCE kan antingen vara ett primärt lösningsmedel som använts, eller så har det bildats som en nedbrytningsprodukt från tetrakloreten/pce vilket är det lösningsmedel som används av kemtvättsindustrin. TCE har i störst utsträckning använts som avfettningsmedel. Användning av TCE har sedan 1996 varit förbjudet i Sverige, bortsett från företagsbruk med speciellt tillstånd från Kemikalieinspektionen. (Kornebäck 2). TCE är skadligt för vattenlevande organismer och kan ha långlivade negativa effekter på vattenmiljön vilket gör en förorening i grundvatten extra allvarlig. För människor så irriterar TCE hud och ögon samt att ämnet tros vara cancerframkallande. (Åtgärdsportalen 218b) Figur 1. Strukturformel för TCE (trikloreten) DCE DCE (dikloreten) är en nedbrytningsprodukt av TCE. I DCE så har en vätejon ersatt en kloridjon. Totalt finns det tre olika varianter av DCE, 1,1-Dikloreten samt de två isomererna cis- och trans-1,2-dikloreten (Figur 2). 2

11 Figur 2. Strukturformel för cdce (cis-1,2-dikloreten) VC I VC (vinylklorid) så har nedbrytningen av TCE gått ytterligare ett steg och kvar i molekylen finns nu bara en kloridjon (Figur 3). VC är ett mycket brandfarligt, explosivt ämne som vid rumstemperatur återfinns i gasfas. PVC-plast tillverkas genom sammankoppling av VC-molekyler. VC har en densitet som är högre än densiteten för luft vilket gör att VC kan samlas mot golvet i en lokal eller på botten av en schakt. Figur 3. Strukturformel för VC (vinylklorid) Tabell 1. Tabellen visar olika egenskaper för de olika klorerade lösningsmedel som berörs i denna rapport. (Englöv et al. 27, Branzén 215) Ämne samt dess förkortning Molekylvikt (g/mol) Densitet (g/ml) Löslighet i vatten (mg/l) Viskositet Ångtryck vid 1 C (kpa) Trikloreten 131,4 1,46 11,86 5 (TCE) Dikloreten 96,9 1,28 35,48 16 (cdce) Vinylklorid 62,5,95 11,1 244 (VC) Vatten (H2O) 18, 1, N/A 1 N/A 2.2 Spridning av klorerade lösningsmedel Klorerade lösningsmedel kan förekomma som fri fas (eng: NAPL: non-aqueous phase liquid) vilket syftar på att de är svårlösliga i vatten och därmed kan spridas som en egen vätskefas skild från markvattnet. NAPL med högre densitet (eng: DNAPL: dense non-aqueous phase liquids) än vatten tenderar att sjunka och därmed ansamlas i botten av en akvifär. NAPL med lägre densitet (Light) än vatten bildar istället ett lager ovanpå vattnet (LNAPL). De studerade ämnena har en viskositet som är lägre än vatten. Denna egenskap gör ämnena mobila och möjliggör för en effektiv spridning i markprofilen, likväl över grundvattenytan som under den. Föroreningen transporteras i de medium som är mest fördelaktiga, där genomsläppligheten för NAPL är hög. Det kan var sprickor i berggrunden, ovanpå täta jordlager som t.ex. 3

12 leror alternativt i genomsläppliga jordtyper så som lager med högt sand- och grusinnehåll. Då föroreningen sprids i de medium som är mest fördelaktiga medför det också att spridningen kan ske snabbt. Andra parametrar som avgör spridningen är hur lång tid utsläppet pågått, den totala utsläppsvolymen samt storlek på ytan för infiltration (Englöv et al. 27). Följande stycken beskriver närmare olika former som en förorening kan uppehållas eller transporteras i Fri fas Fri fas är, som nämnt i föregående stycke, när ett ämne förekommer oupplöst i sin ursprungliga form, som ren kemikalie i markprofilen. Ämnen i fri fas återfinns initialt i direkt anslutning till föroreningskällan men förflyttas ju mer tiden går och föroreningen sprider sig genom markprofilen. Fri fas återfinns i de medium som är mest gynnsamma, ofta i sänkor i berggrunden, i sprickor i berggrunden, ovan mer impermeabla jordarter såsom täta leror, eller i sandiga lager/linser där de kan ansamlas. När ett lösningsmedel i fri fas passerar genom markprofilen så lämnas mindre koncentrationer av ämnet kvar i porer och på angränsande partiklar på grund av kapillära krafter. Transporten av lösningsmedlet i fri fas fortgår tills det att volymen förorening är så låg att den kan hållas kvar enbart tack vare de kapillära krafterna (Englöv et al. 27). Ett ämne kan antas vara i fri fas i nära anslutning till mätpunkten om koncentrationen som uppmäts i grundvattnet är 1 eller högre av ämnets löslighet i vatten (Tabell 1). Fri fas av TCE och cdce, som båda har högre densitet än vatten, kommer att sjunka genom markprofilen till det att ett impermeabelt lager påträffas och där ansamlas föroreningen. Beroende på rådande nedbrytningsförhållanden så kan föroreningen kvarvara på samma plats i hundratals år. Tack vare densitetsskillnaden jämfört med vatten så kan en förorening av detta slag transporteras mot grundvattenflödesriktningen om t.ex. berggrunden har en lutning i en annan riktning (Figur 4). Det här leder till en svårighet i förutspåendet av föroreningens beteende om inte omfattande geologiska undersökningar genomförs som komplement till miljötekniska provtagningar. Figur 4. Konceptuell bild som illustrerar olika spridningssätt vid en omfattande förorening av CVOC (Englöv et al. 27, med tillstånd) 4

13 2.2.2 Vattenlöst fas Föroreningar av klorerade lösningsmedel kan också finnas i en vattenlöst form och härstammar då ifrån en källa med förorening i fri fas under grundvattennivån. Strömmande grundvatten leder till att föroreningen dras med i flödet och på så sett sker spridning. Denna spridning kan bidra till en omfattande lateral utbredning av föroreningen. En förorening i vattenlöst fas kan via grundvattentransport på detta sätt mynna ut i ett utströmmningsområde och då kontaminera närliggande sjöar eller vattendrag (Figur 4). Med kännedom om grundvattenflödesriktningen så kan man anta att det finns en föroreningskälla uppströms om ett grundvattenprov innehåller en föroreningskoncentration om 1% av det studerade lösningsmedlets löslighet (Englöv et al. 27) Porgas Förorening med klorerade lösningsmedel kan också förekomma i gasfas, man pratar då om porgas eller markgas. En förorening på detta sätt förekommer främst över grundvattenytan men kan även påträffas under densamma, då som lösta gaser i grundvattnet. Förhöjda halter kan återfinnas i gasform på jord- eller mineralpartiklar alternativt i de hålrummen som finns runt partiklar i marken (Ländell et al. 218). Likt spridning i vattenlöst fas så kan klorerade lösningsmedel i gasfas också spridas från fri fas. Då lösningsmedel i fri fas infiltrerar ned genom markprofilen så kan gasavgång ske och spridas i marken ovan grundvattennivå. Det är denna föroreningsspridning som föreligger den kontamination av inomhusluft som kan bli då klorerade lösningsmedel i gasfas sprider sig upp genom husgrunder och in i t.ex. industrilokaler. Spridning in i lokaler kan ske genom öppningar i golv för rördragning, genom eluttag i väggar, eller genom att golvet i byggnaden är gammalt och sprucket. Marken under byggnaden är också varmare än omgivningen. På vintrar när huset/byggnaderna värms upp så blir det ett undertryck inuti byggnaderna när varmluft lämnar byggnaderna genom ventilation eller skorstenar vilket kan resultera i att ångfaser från marken dras upp och in i byggnaden (Nilsson 219). 2.3 Nedbrytning av CVOC Nedbrytning av CVOC kan ske naturligt både i jord och i grundvatten. Detta sker då genom mikrobiella processer. Nedbrytningen kan kategoriseras som anaerob reduktiv deklorering, cometabolism eller direkt oxidation (Englöv et al. 27). Vanligast är att nedbrytning sker genom anaerob reduktiv deklorering vilket kommer presenteras närmare här under. Övriga former behandlas ej i denna rapport Anaerob reduktiv deklorering Anaerob reduktiv deklorering sker då bakterier bryter ned de klorerade lösningsmedlen genom att ta tillvara på den energi som finns i de kemiska bindningarna i föreningen. En förutsättning är att akvifären där nedbrytningen sker har en låg redoxpotential. I omgivningar med högre redoxpotentialer så förekommer ämnen som besitter mer energi i sina bindningar än vad är fallet för de klorerade lösningsmedlen. Följden av detta är då att bakterierna i en sådan miljö bryter ner de mer energirika bindningarna och ingen nedbrytning av de klorerade lösningsmedlen sker (SGI 217). I omgivningar med önskade förutsättningar så sker redoxreaktioner där bakterier går in och bryter bindningar mellan kolatomen och kloridjonen. Vätejoner kan även tillföras från andra nedbrytningskedjor såsom nedbrytning av organiskt material som 5

14 sedan transporteras ned med grundvatten där de hjälper till med spjälkningen av föroreningen. Det här ger upphov till en reaktionsserie där TCE bryts ned till cdce som i sin tur bryts ned till VC (Figur 5). Reduktiv deklorering är effektivast då TCE bryts ned till cdce. Det beror på att i detta tillstånd så är föreningen som mest oxiderad varpå bakterierna har mest energi att hämta vid reducering av TCE. cdce har ett lägre oxiderat tillstånd vilket gör att nedbrytning till VC inte sker i samma utsträckning. Den vätejonen som ersätter en kloridjon härstammar ofta från organiskt material varpå man med ökad ämnestillförsel (förstärkt naturlig nedbrytning) kan se en ökad eller fortsatt nedbrytning. Figur 5. Bilden illustrerar nedbrytningskedjan när TCE bryts ned till VC via en anaerob reduktiv deklorering. (Englöv et al. 27, med tillstånd). De bakterier som bryter ner klorerade kolväten är förhållandevis vanliga i de anaeroba miljöer där nedbrytning sker som bäst. Idag så finns det ett känt bakteriesläkte som klarar av denna nedbrytning, s.k. Dehalococcoides. Inom detta släkte finns det många arter som klarar av de första stegen av nedbrytning medan det endast finns en känd art som klarar av att bryta ned VC till slutprodukterna eten och etan. En allt vanligare saneringsmetod är att denna typ av bakterier tillsätts uppströms (inokulering) varpå bakterierna sprids nedströms i grundvattnet och kan på det sättet bryta ned en förorening med klorerade lösningsmedel (SGI 217). 2.4 CVOC och mänsklig påverkan Det har bevisats att människor kan exponeras för klorerade lösningsmedel på flertalet sätt. Den största risken löper de som, under TCE-användandets storhetstid under mitten/slutet av 19-talet, hade ständig direkt kontakt med ämnena. Ett exempel är alla målare som arbetade med lösningsmedelsbaserade färger. Nu när användandet av dessa ämnen kraftigt reducerats så är istället den sekundära, passiva kontakten med ämnena från tidigare föroreningar som utgör den vanligaste exponeringsrisken. Klorerade lösningsmedel är ämnen med hög mobilitet och flyktighet vilket medför att de kan spridas i markprofilen på ett effektivt sätt. Denna flyktighet leder också till att människor kan exponeras för ämnena på flera olika vis. Det vanligaste sättet är att människor får kontakt med klorerade lösningsmedel via ett förorenat dricksvatten. Om bebyggelse sker ovanpå en förorening så kan eventuella boende exponeras via förorenad porgas som stiger upp genom husgrunden och kontaminerar inomhusluften. En tredje väg för kontakt med klorerade lösningsmedel är genom hudkontakt med kontaminerad jord eller vatten (Figur 6). Mindre troliga exponeringsvägar är genom förtäring av växter som odlats i förorenad jord. Denna exponeringsväg ses som osannolik, men samtidigt bör den ej bortses från (Ländell et al. 218). 6

15 Figur 6. De huvudsakliga exponeringsvägarna för kontakt med klorerade lösningsmedel. (Ländell et al. 218, med tillstånd) Klorerade lösningsmedel i koncentrationer som tangerar gränsvärden är svåra att upptäcka utan laboratorieanalys då de varken känns i smaken eller avger en distinkt doft. Koncentrationerna måste vara förhållandevis höga för att kunna uppmärksammas utan kemiska analyser. Vid exponering via inandning så kan höga halter av CVOC ge effekter på det centrala nervsystemet med huvudvärk och yrsel som följd. Exponering i större skala kan medföra medvetslöshet. Vid exponering av mycket höga halter under kort tid så pratar man om akuta effekter och följder av detta kan vara hjärtstillestånd, förändrad leverfunktion samt att det kan påverka njurarna. Klorerade kolväten tros vara cancerogena/carcinogena, dock är det fortfarande oklart i vilken utsträckning de olika ämnena är cancerframkallande. Det ända av de studerade ämnen som har en dokumenterad cancerframkallande effekt är vinylklorid (Englöv et al. 27). 2.5 Undersökningsområde Fastigheten som undersöks i denna rapport är lokaliserad i Jönköpings Län i Småland. Den exakta platsen nämns inte i denna rapport på begäran från fastighetsägaren Lokalgeologi Området med den berörda fastigheten är beläget i förlängningen av Vätternsänkan, ett område som har varit utsatt för omfattande tektoniska rörelser vilket medfört att berggrunden är rik på sprickor och förkastningar. Dessa geologiska formationer agerar idag som effektiv transport av grundvatten då grundvattnet söker det transportmediet med minst motstånd. Fastigheten är belägen på en höjd med exponerad berggrund omgiven av sänkor med glaciala avlagringar. Tidigare undersökningar av fastigheten har visat att marken jämnats ut och att fyllnadsmaterial, med en mäktighet på upp till 3 meter, har använts. Detta fyllnadsmaterial innehåller restprodukter från hundra års metallbearbetning, samt rivningsrester från gamla men även nedbrunna byggnader så som tegel men även en del gammal asfalt. 7

16 2.5.2 Tidigare verksamhet på platsen Verksamheten på platsen daterar tillbaka till 1863 och lokalerna har oavbrutet används inom industriell produktion. På fastigheten så har man bl.a. jobbat med metallbearbetning, avfettning med TCE och metallmålning. Verksamheten har också inkluderat uppsamling och förvaring av bränsle (diesel och eldningsolja), processade kemikalier som t.ex. CVOC, cyanid och kaustiksoda samt hantering av avfallsvatten från industriverksamheten (Figur 7, Nilsson 219). Figur 7. Fastightskarta som visar position för de olika industribyggnaderna, allmän information samt var TCE har förvarats ("former TCE tank"). Streckade områden visar position för tidigare byggnader som rivits eller brunnit ned. Röda ellipser markerar områden där TCE-behandling har skett. 8

17 3 Metod Detta kapitel behandlar hur tidigare mark- och grundvattenundersökningar har genomförts på fastigheten. Vidare beskrivs det tillvägagångsätt som använts i denna rapport för att analysera de existerande mätserierna. De olika parametrarna för analys redogörs löpande. 3.1 Tidigare undersökningar Koordinerad grundvattenövervakning inleddes på fastigheten år 21 med installation av ett antal grunda brunnar. Övervakningsprogrammet utökades succesivt under 2-talet och flera nya brunnar installerades på olika djup. Brunnarna kan delas upp i tre olika grupper; markförlagda (relativt grunda), grundare bergborrade brunnar (<25m) samt djupare brunnar (>4m djupa). De bergborrade brunnarna har även undersökts med scanning av borrhålen för identifiering av sprickoch krosszoner på djupet, och detaljerade flödesmätningar har genomförts av grundvattenflöde in och ut ur sprickor i berget (Nilsson 219). Mellan 211 och 215 så har aktuella brunnar provtagits både under våren och hösten. Grundvattenprovtagningarna har varit grundläggande för att förstå föroreningen samt bedöma spridningen av densamma. Ett antal brunnar har provtagits kontinuerligt genom hela perioden samtidigt som andra brunnar har strukits då de bedömts som rena och i vissa fall har ytterligare markförlagda komplementbrunnar installerats. Grundvattenproverna har skickats till ackrediterade laboratorium för analys och erhållna resultat har bokförts i Excel-format och kontinuerligt rapporterats till fastighetsägaren och Länsstyrelsen i rapportform. En geofysisk resistivitetsundersökning i två profiler genomfördes under 218 för att bekräfta en teori om en krosszon öster om fastigheten. Målet var att bekräfta en eller fler vattenförande krosszoner i nord-sydlig riktning vilken också lyckades. Dessa krosszoner agerar som naturlig hydraulisk barriär mot en spridning av föroreningen i sprickor mot öster varpå framtida studier kan fokusera på området inom fastigheten. En bergborrad brunn öster om krosszonen har visat på total avsaknad av klorerade lösningsmedel eller dess nedbrytningsprodukter, vilket ytterligare bekräftar att spridning i denna riktning är osannolik. 3.2 Analys av borrhålsloggar I de markinstallerade brunnarna loggades jordprofilen och de olika jordarterna identifierades. De bergborrade brunnarna installerades genom hammarborrning vilket medför att inga borrkärnor existerar. Inom fastigheten så finns det fyra (4) brunnar där man har genomfört mer utförliga analyser av borrhålen. I dessa loggas insidan av berget i borrhålen genom scanning. Vid scanningen kan sprickplan och krosszoner identifieras och deras strykning (riktning) och stupning (lutning) avgöras samt även hur stor apertur (öppning) en spricka har. En detaljerad grundvattenflödesundersökning gjordes därefter då man kunde korrelera sprickzoner med flödesområden. Vid installation av filtersektioner så valdes sträckor med gott inflöde ut och PEH-filter och stigrör installerades i borrhålet, Resterande sektioner i borrhålet bakfylldes med bentonitcement för att förhindra att förorenat vatten från högre nivåer kunde leta sig ned till denna nivå och därmed ge felaktiga analyssvar och potentiellt överdriva djupet på föroreningens spridning i berget. De fyra erhållna borrhållsloggarna har nu studerats i mer detalj och iakttagna sprickzoner har kartlagts 9

18 för att se huruvida det finns en korrelation mellan sprickor i berggrunden, föroreningsnivå och nedbrytningsgrad. I de övriga brunnarna så finns ej en sådan logg. Istället så har hänsyn tagits till den installerade filtersektionen i varje brunn där grundvattnet strömmar in i brunnen. Denna nivå har då istället nyttjats för att göra en analys om den ligger på en känd nivå för ökat grundvattenflöde och om man kan se ökat flöde av förorening på denna nivå. 3.3 Arbetssätt och analysparametrar Resultaten av denna studie är framtagna genom analysering av en mätserie från grundvattenprovtagningen vid den förorenade fastigheten. Kontrollprogrammen genomfördes i stort säsongsvis. En rad olika parametrar har valts ut som misstänks ha påverkan på mätresultaten. Mätningar och datarapportering har genomförts av ett antal utländska och inhemska konsulter genom åren så initialt så sammanställs de olika mätserierna till en och samma. Tillgängliga fältanteckningar från merparten av provtagningstillfällena har gåtts igenom och information om provtagningsdatum och andra parametrar sammanställts Grundvattennivåer Vid provtagning av grundvatten så mäts i regel också grundvattennivån. Det här görs för att se om en hög eller låg grundvattennivå kan påverka mätresultatet och vidare kan bedömning göras huruvida föroreningen ändrar skepnad vid ökat grundvattenflöde. Ämneskoncentrationer jämförs mot grundvattenmätningar för att om möjligt kunna se en korrelation Nederbörd En teori är att förorening fäst i jordpartiklar i den omättade zonen ovan grundvattennivån kan dras med när regn- eller smältvatten infiltrerar och perkolerar ned i markprofilen. För att se om det finns ett samband mellan ökad nederbörd och förhöjda koncentrationer så har nederbördsmängd från en väderstation i SMHI:s regi ca 1km från fastigheten analyserats. Nederbörd från provtagningstillfället och de tre (3) månaderna fram till det datumet har sammanslagits och tagits med i analysen ph-värde Från och med säsongprovtagningarna som inleddes år 211 så har även ph-värde mätts upp vid varje tillfälle. Dessa värden har i denna rapport tagits i beaktning för att se huruvida det går att se att se ett samband mellan ph-värde och eventuell nedbrytning Temperatur År 211 så togs även temperaturen på grundvattnet upp som en mätparameter vid provtagningen. Dessa mätvärden tas också med i denna studie för att undersöka huruvida de spelar roll i nedbrytningen av de klorerade lösningsmedlen Redoxpotential Förstudier har indikerat att reduktiv deklorering är effektivare i miljöer med låg redoxpotential. Då provtagningsprogrammet ändrades 211 så inleddes också provtagning och dokumentation av redoxpotentialen i brunnarna vid 1

19 provtagningstillfällena. Dessa mätvärden analyseras nu i denna rapport för att se om det finns en korrelation mellan låg redoxpotential och en ökad nedbrytning Föroreningsfördelning För att kunna se och följa föroreningsfördelningen i brunnarna över tid så lades fokus på kloridjonerna (Cl - ). Koncentrationerna av TCE, cdce och VC räknades om till antalet kloridjoner som fanns bundna i respektive förening. Antalet bundna kloridjoner slogs sedan ut mot det totala antalet kloridjoner uppmätt och på så sätt erhölls ett procentantal som sedan kunde jämföras mellan olika brunnar och över tid. Denna metod möjliggör att kunna följa hur kloridjonerna flyttas mellan de olika föreningarna, d.v.s. att ämnena bryts ned. 4 Resultat Resultaten av denna studie presenteras nedan med hjälp av beskrivningar och grafer. Resultatrapporteringen är uppdelad efter de olika parametrarna som är undersökta. 4.1 Övergripande resultat av studien Studien har visat stora skillnader i nedbrytningsmönster mellan de olika brunnarna. Inom fastigheten finns det brunnar som uppvisat väldigt låga halter av klorerade lösningsmedel varpå några av de ströks från provtagningsprogrammet år 211. Av de brunnar som provtas än idag så ser vi högst koncentrationer i de brunnar i direkt anslutning till de kända källområdena på fastigheten där TCE har förvarats (Figur 7). Dock så återfinns höga halter av klorerade lösningsmedel både i djupa och grunda brunnar. Likaså noteras olika grader av nedbrytning på liknande djup i vissa fall och stor skillnad mellan djup i andra fall. Orsaker bakom detta presenteras och diskuteras i kapitel 5. Förhöjda halter av klorerade lösningsmedel har även uppmätts inuti byggnader på fastigheten, i området i direkt anknytning till tidigare användning av TCE. Inga överstiger dock de riktvärden som är satta för inomhusluft. 4.2 Analys av borrhålsloggar Studerandet av tillgängliga borrhålsloggar resulterade i lokaliseringen av ett sprickmönster i berget. Synbara sprickor från borrkärnorna kunde sammankopplas och ett större eller flera sammanhängande mindre sprickplan utgör ett system där grundvattenströmning och näringstillförsel kan antas vara god. De brunnar vars filtersektioner skär genom detta sprickplan visar alla på transport och nedbrytning av klorerade lösningsmedel från föroreningen (Figur 8). 11

20 Figur 8. Schematisk ritning som visar de olika brunnarna samt hur vissa brunnars filtersektion är lokaliserad på samma nivå som det identifierade sprickplanet (tjock mörkgrön linje). De mörkgröna tunnare linjerna visar tänkbara sprickor. 4.3 Detaljerad resultatrapportering I detta stycke så presenteras resultaten närmare med avseende på specifika parametrar. Vissa brunnar lyfts fram som exempel. Kompletta tabeller och grafer återfinns i bilagor 1 och Grundvattennivå Studien har inte kunnat visa något samband mellan en högre stilla grundvattennivå och ökad nedbrytning. Istället så har ett samband identifierats mellan ökat flöde av grundvatten och förändringar i koncentrationen. Det här berörs mer utförligt i diskussionsdelen av denna rapport Nederbörd Resultaten har inte visat någon påverkan från förändring i nederbörd på föroreningsfördelningen i de djupa brunnarna. I vissa av de grundare kan en viss påverkan skönjas (Figur 12) ph-värde En korrelation mellan ett lägre ph-värde och ökad nedbrytning har identifierats i flera av brunnarna. Mätserier från andra brunnar har inte visat samma relation mellan lågt ph och ökad nedbrytningsgrad (Figur 13 och 14). 12

21 Mol-% Temperatur Temperaturen började provtas år 211 och denna studie har inte kunnat påvisa att en höjning eller sänkning av grundvattentemperaturen med ett par enheter har någon inverkan på hastigheten som föroreningen bryts ned i Redoxpotential Studerandet av redoxpotentialen i brunnarna inom provtagningsprogrammet har, likt förstudierna visat att en negativ redoxpotential är att föredra för att nedbrytning ska ske i större utsträckning (Figur 9, 1 och 11). GW m S S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Provtagningstillfälle Molfraktion TCE Molfraktion VC Ground water level asl. (m) Molfraktion DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) Figur 9. Brunn 11-2, djup 3 m. Föroreningsfördelning som molfraktion av den totala föroreningshalten, kumulativ nederbörd 3 månader innan provtagningstillfället, grundvattennivå samt redoxpotential. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). 13

22 mol/µl Redoxpotential (Eh (mv)) Mol-% GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Provtagningstillfälle Molfraktion TCE Molfraktion VC Ground water level asl. (m) Molfraktion DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) Figur 1. Brunn 3-2, djup 19 m. Föroreningsfördelning som molfraktion av den totala föroreningshalten, kumulativ nederbörd 3 månader innan provtagningstillfället, grundvattennivå samt redoxpotential. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). GW m S A 211 A 212 A 213 S 214 S 215 S 215 A 218 A Provtagningstillfälle -15 TCE (mol/µl) DCE (mol/µl) VC (mol/µl) Redoxpotential (Eh (mv)) Figur 11. Brunn 7-2, djup 25 m. Halt av föroreningsämnen plottat mot tid. Redoxpotentialen är uppmätt från 21 A och framåt. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). 14

23 Mol-% mol/µl mm 23 C 2,38m 1,6 1,4 1,2 1,8,6,4, A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Provtagningstillfälle TCE (mol/µl) DCE (mol/µl) VC (mol/µl) Nederbörd (mm) Figur 12. Brunn 23C, djup 2,38 m. Halt av föroreningsämnen plottat mot tid. Nederbördsmängden beräknad mellan varje provtagningstillfälle. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). GW m S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Provtagningstillfälle Molfraktion TCE Molfraktion DCE Molfraktion VC ph-värde Temperatur Figur 13. Brunn 13-2, djup 2 m. Föroreningsfördelning som molfraktion av den totala föroreningshalten, ph-värde samt grundvattentemperatur. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). 15

24 Mol-% C 2,38m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 213 S 213 A 214 S 215 A 218 A Provtagningstillfälle Molfraktion TCE Molfraktion DCE Molfraktion VC ph-värde Temperatur Figur 14. Brunn 23C, djup 2,38 m. Föroreningsfördelning som molfraktion av den totala föroreningshalten, ph-värde samt grundvattentemperatur. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). Sammantaget så har de olika undersökningsparametrarna visat goda resultat och flera slutsatser kan tack vare det dras för att kunna förstå denna förorening bättre. Dessa tolkningar och slutsatser presenteras i diskussionsstycket som följer. 5 Diskussion I denna del så diskuterar skribenten de resultat som erhållits från denna studie. Sektionen delas in i underrubriker med fokus på olika tänkbara förklaringar till den observerade utvecklingen. Vidare så behandlas och jämförs olika saneringsmöjligheter för denna förorening. 5.1 Nedbrytningsorsaker Studien visar att det finns klara skillnader mellan olika brunnar och i vilken mån nedbrytning sker i dessa. Undersökningen har visat ett oklart samband mellan nedbrytning och många av de undersökta parametrarna vilket indikerar att ytterligare omkringliggande orsaker bör tas i beaktning vid diskuterande av denna förorening. Högst koncentrationer av klorerade lösningsmedel återfinns i anslutning till föroreningens källområden vilket indikerar att en stor del av föroreningen finns bunden till partiklar och akvifärer i marken i de områdena varpå de högsta värdena återfinns än idag i samma område (Figur 15). Detta leder till att då grundvatten passerar genom dessa källområden så fylls det på med lösta föroreningar och en förhöjd halt kvarstår i grundvattnet, trots transport nedströms och nedbrytning. 16

25 Figur 15. Karta som visar uppskattade områden för förorening vid senaste provtagningstillfället för varje brunn. En ökad nederbörd med en höjning av grundvattennivån visade förändringar i nedbrytningsmönster i de grunda brunnarna, GW-14 och GW-15. Dessa brunnar är ett par av de få som inte är borrade i berget utan deras filtersektion sitter mot bergets ovansida. Detta tros vara en förklaring till att de påverkas snabbt av en nederbördsförändring då det infiltrerade regnvatten kan transportera med näringsämnen då det rör sig på bergets ovansida. 17

26 Skiftningar i temperatur inom mätserierna påvisade ingen förändring i nedbrytningsgrad. Detta kan förklaras med att skillnaden i temperatur är förhållandevis låg med tanke på att de flesta brunnar är borrade på ett sådant djup att säsongvariationer i temperatur inte berör dessa på samma sätt som t.ex. ett ytvattendrag. Däremot så kan direkta kopplingar dras mellan ett lägre ph-värde och en ökad nedbrytning. Detta samband berördes tidigare i bakgrundsdelen av denna rapport och studien visar att så är även fallet. Denna påverkan kan alltså kopplas till att det då finns ett överskott av fria vätejoner (H + ) som är de elektrongivarna som behövs då bakterier bryter bindningarna i TCE-molekylen. Det tydligaste sambandet som denna studie har påvisat är att nedbrytning är klart effektivast i de brunnar där en låg redoxpotential är uppmätt. Det bevisar att nedbrytningen av de klorerade lösningsmedlen inte är prioriterad då redoxpotentialen är högre och mer energirik nedbrytning sker istället. 5.2 Geologiska observationer De sprickplan som lokaliserats i studien bedöms ha stor lokalgeologisk betydelse. Genom att jämföra två brunnar på samma djup som båda är placerade i direkt anslutning till en föroreningskälla (D1 och D4) så blir det tydligt att detta spricksystem har en viktig roll vad gäller transporten av både förorening och näringsämnen som kan möjliggöra en effektiv nedbrytning (Figur 8). Brunnen D1 är lokaliserad 6 meter rakt under en plats med en tidigare TCE-tank, D4 likaså. I D1 så ser vi högre värden av TCE men samtidigt förhållandevis låga koncentrationer av nedbrytningsprodukter (Bilaga 1). Jämförelsevis så uppvisar D4 lägre värden av TCE men däremot förhållandevis höga halter nedbrytningsprodukter. Den här observationen leder till tolkningen att i den brunnen (D4) som har kontakt med spricksystemet så finns det en ökad transport av grundvatten som i sin tur kan ta med sig nödvändiga näringsämnen för att gynna nedbrytningen av TCE. Med hänsyn till den regionala tektoniska utvecklingen som beskrivs i kapitel så är förekomsten av sprickplan, krosszoner och liknande geologiska formationer högt sannolika. Den senaste omfattande geologiska förändringen i området är den extension som föranledde bildandet av Vättersänkan och då fastigheten är lokaliserad längs samma sträckning så är vertikala, brant stupande sprickor mycket troliga. Dessa sprickor kommer att ha erbjudit möjligheten för, den än vatten tyngre, föroreningen att sprida sig snabbt på djupet. Normalförkastningar kan ses i närområdet vilket stärker den teorin. 5.3 Metoder för att öka nedbrytningen När man pratar om saneringsmetoder så brukar man prata om metoder som sker på plats s.k. in situ metoder alternativt metoder då de förorenade massorna förflyttas, s.k. ex situ metoder. Då den studerade föroreningen i mycket stor utsträckning är lokaliserad i berg så är det i praktiken omöjligt att genomföra ex situ metoder då de skulle innebära omfattande sprängningsarbeten eller pumpning av grundvatten till behandlingsanläggning på plats, metoder som är ogynnsamma på flera sätt. Istället så finns det flertalet metoder som kan användas in situ Termisk behandling Vid termisk behandling så hettas markprofilen upp varpå grundvatten samt de lättflyktiga klorerade lösningsmedlen omvandlas till ångfas och med hjälp av en 18

27 extraktionsbrunn så vakuumsugs föroreningen upp ur marken. Den termiska avdrivningen har fördelen att den kokar upp grundvattnet till ånga som sedan driver ut lösningsmedel ur sprickor och risken för residualprodukter blir lägre än med andra metoder som inte når förorening inuti fina sprickplan med begränsat flöde. Restföroreningar som kvarlämnas skulle sedan kunna blöda och återförorena grundvatten låggradigt under mycket lång tid. Ångorna samlas upp inuti en anläggning ovan mark och renas bland annat med hjälp av aktivt kol och vattenfilter. Denna metod är mycket energikrävande då volymen som ska värmas upp är stor och risken för energiläckage är omfattande varför marken först måste isoleras. Då marken/jordlagren hettas upp så ändras fysikaliska förhållanden mellan markpartiklar vilket kan leda till sättningar, framför allt i finkorniga jordar. Inom fastigheten så ligger en stor del av föroreningen i berg vilket skulle komplicera uppvärmningen och även fördyra den då ett antal brunnar kräver upphettning till ett stort djup. Det som dock talar för denna metod är att metoden är förhållandevis snabb och att behandling sker vid ett enstaka tillfälle (Ländell et al. 218). Den mycket stora energikostnaden för saneringen och det koldioxidfotavtryck den medför i form av energiförbrukning är troligtvis inte försvarbar i jämförelse med den samhällsnytta den skulle medföra Förstärkt mikrobiell nedbrytning En nedbrytning av klorerade lösningsmedel med hjälp av bakterier är, som beskrevs i kapitel 2.3, beroende av en viss sorts bakterier. Om dessa bakterier ej finns närvarande så blir följden ingen nedbrytning. Med tanke på att ingen aktiv sanering av denna förorening har genomförts men att halter av nedbrytningsprodukter från TCE ändå uppmätts så kan det antas att dessa nödvändiga bakterier finns närvarande på platsen. Det finns dock inte tillräckligt med energi för att driva nedbrytningen från cdce till VC och vidare förutom i vissa brunnar. Möjligheten att inokulera området med specifikt framtagna bakteriekulturer existerar. För att optimera miljön för dessa bakterier så kan den anaeroba miljön förstärkas, alternativt så kan näringssubstrat tillsättas, där ett antal olika preparat finns tillgängliga på marknaden och som har visat sig fungera väl om förhållanden är det rätta (SGI 217). Paralleller kan dras mellan nedbrytningsprodukter och det tidigare nämnda sprickplanet vilket tyder på god näringsämnestransport till dessa bakterier. En annan mätparameter som studerats genom tidsserien är förekomsten av alifater. Ett klart samband kan ses mellan förekomst av petroleumkolväten och ökade koncentrationer av nedbrytningsämnen, främst då cdce. Dessa alifater består av korta eller långa kolkedjor som härstammar från en tidigare sanerad oljeförorening efter läckage av bland annat eldningsolja. En mindre restförorening lämnades under en lagerbyggnad på området för naturlig nedbrytning då den inte gick att nå utan att riskera bärande strukturer på byggnaden (Nilsson 219). De här ämnena verkar nu agera elektronkällor till bakterierna; elektroner som behövs vid nedbrytning av de klorerade lösningsmedlen. Förstärkt mikrobiell nedbrytning som en in situ saneringsmetod skulle innebära borrning och installation av injektionsbrunnar i både jorden samt i berg till lämpligt djup. Detta för att både garantera att näringsemulsionerna kommer i kontakt med föroreningen och att de injekteras i sprickplan som medger transport till djupare förorening via grundvattenflödet i berget. Man skulle kunna tänka sig en intensiv injektering av näringsämnen i hela området eller en mer selektiv infiltrering med målet att stabilisera ett lägre ph och redox-värde och därmed förlänga nedbrytningsperioden under året, i kombination med näringstillsats. En annan metod 19

28 är att injektera vattenlösta näringsämnen i kontakten mellan jord och berg och låta denna infiltrera i samma spricksystem som föroreningen har sökt sig ned i. Denna metod skulle kunna vara den mest kostnadseffektiva av de ovan beskrivna metoderna Kemisk nedbrytning Kemisk nedbrytning bygger på tillsättning av kemikalier som reagerar med föroreningen varpå den bryts ned. Det finns flera olika varianter och nedan presenteras två tänkbara tillvägagångssätt som skulle kunna implementeras på den berörda fastigheten ZVI Den metod som i denna rapport bedöms som den mest lämpliga för den berörda fastigheten bygger på tillsättning av någon form av kemiska ämnen. Här skulle järn vara en lösning. Järnet (ZVI/Zero-Valent Iron) tillsätts i partikelform i grundvattnet och sprids i stor utsträckning på samma sätt och i samma kanaler som föroreningen gör. Järnet agerar reduceringsagent genom att donera elektroner för att gynna nedbrytningen av föroreningen. Tillsättningen av ZVI möjliggör för en abiotisk nedbrytningsväg, d.v.s. en nedbrytning oberoende av närvaro av bakterier (Regenesis 219). Denna metod är välanvänd utomlands, framförallt i USA, och bevisad att ge bra resultat. Innan en sådan sanering skulle kunna utföras på fastigheten så krävs en mer utförlig kartering av de spricksystem som återfinns i berggrunden. Som med andra in situ-lösningar så är detta en kontaktsport, dvs nedbrytning sker då järnet kommer i kontakt med föroreningen. Vid tillsättning av dessa ämnen i grundvattnet så är en full förståelse för grundvattnets flöde en viktig del för att nå önskvärt resultat. Risken är annars stor att saneringsprodukterna inte når de önskade källområdena för föroreningen och effekten avstannar. Det finns också en risk att dessa emulsioner med nano-järn inte når in i de tätare sprickorna, eller att de täpper till sprickplan och förhindrar eventuella senare försök med andra metoder. Det skulle dock kunna fungera som en dellösning för området i jordmassorna i de områden där dessa utgörs av permeabla fyllnadsmaterial och andra metoder som kräver anaeroba förhållanden fungerar mindre bra Kaliumpermanganat Kaliumpermanganat (KMnO4) är ett starkt oxiderande ämne med förmågan att omedelbart vid kontakt med lösningsmedel bryta ned dessa. Jämfört med andra starkt oxiderande ämnen så har kaliumpermanganat en längre förbrukningstid vilket gör det fördelaktigt vid sanering då ämnet hinner spridas i sprickor innan det är förbrukat. Möjlighet finns att kombinera denna saneringsmetod med en förstärkt biologisk nedbrytning då den kemiska oxidationen ger upphov till ökad mängd lösta organiska ämnen i grundvattnet, organiska ämnen som används vid biologisk nedbrytning. Vidare så hämmar dock användandet av kaliumpermanganat den reduktiva dekloreringen då manganreducerande bakterier förbrukar de fria vätejonerna som är nödvändiga vid elektrontransporten vid en reduktiv deklorering. (Åtgärdsportalen 218a) Denna metod kräver också vidare geologiska undersökningar av berggrunden vid fastigheten för att kunna förutspå transportvägar efter injektering. En annan parameter värd att tänka på inför användandet av kaliumpermanganat är att då ämnen får kontakt med vatten så färgas det starkt rosa eller lila, vilket vid eventuell 2

29 transport till ytvatten då kan missfärga sjö- eller bäckvatten. Samma missfärgning kan också leda till ett rosa eller lila dricksvatten om ämnet når en vattentäkt. Infrastruktur i marken såsom ledningar och rör kan också ta skada vid användandet av det aggressiva kaliumpermanganatet. Trots dessa negativa inverkningar denna saneringsmetod har på omgivningen så används den, mycket tack vare att den är kostnadsmässigt fördelaktig. Hanteringen av ämnet sker med stor aktsamhet och specialtillstånd för inköp lär krävas Nollalternativ Ett beslut om att inte vidta några saneringsåtgärder kan också tas. Utbredningen av föroreningen är begränsad och de konstaterade förhöjda halterna är lokaliserade i direkt anslutning till samma källområden som de varit de senaste 5-7 åren (Figur 14). Med i denna beaktning tas att det inte finns planer att exploatera området vidare och t.ex. bygga bostäder på platsen. Istället är fortsatt industriverksamhet det som väntas ske på platsen. Ett eventuellt beslut om att inte genomföra en sanering på platsen är försvarbart med avseende på de höga kostnaderna som en sanering skulle medföra. Den komplexa berggrunden innebär också en stor osäkerhet vad gäller effekten av eventuella saneringsförsök. Fortsatt övervakning av den naturliga avklingningen och eventuella förändringar i utbredningsmönstret bör dock vidare genomföras genom grundvattenprovtagning. Som ett komplement bör även inomhusluften kontrolleras vidare för porgas då människor dagligen vistas i lokalerna och många delar av industrigolvet uppvisar slitage och sprickor från många år av verksamhet. 21

30 6 Sammanfattande slutsats Det historiskt sätt omfattande användandet av klorerade lösningsmedel och ovetskapen om dess negativa inverkan på miljön har gjort att vi idag står inför flera problem. Områden med känd förorening av dessa ämnen finns på många platser i vårt land och mest troligt finns det fler okända. Den höga mobilitet som dessa ämnen besitter gör att dessa föroreningar blir besvärliga ur en spridningssynpunkt likt väl som ur en saneringssynpunkt. En annan egenskap som de klorerade lösningsmedlen besitter är att de är smak- och luktlösa och kan p.g.a. detta endast upptäckas med hjälp av kemiska analyser, vilket gör att en eventuell förorening i t.ex. grundvatten kan vara svårupptäckt och utgör då en okänd hälsorisk. Positioneringen av den studerade fastigheten är ur en geologisk synvinkel ofördelaktig vad gäller spridning. Detta eftersom berggrunden under fastigheten visar spår av många miljoner års tektoniska händelser med sprickor och förkastningar som idag utgör utmärkta spridningsvägar för dessa flyktiga och mobila ämnen. Sprickorna utgör också kanaler för grundvattenflöde som i sin tur kan transportera föroreningen vidare. Resultaten från det mångåriga kontrollprogrammet har visat på områden med högre koncentration av förorening. Samtidigt via studerande av olika parametrar så kan ett mönster för nedbrytning skönjas. Den kemiska miljön med ph-värde och redoxpotential har visat sig extra viktigt där ett lägre värde av båda är att föredra för effektivare nedbrytning. En tidigare förorening med petroleumprodukter har också visat sig viktig för nedbrytningen då denna bidrar med den energi som systemet behöver för att en reduktiv deklorering/nedbrytning skall kunna fortgå. Framförallt så kan tydliga paralleller mellan nedbrytning och förekomst av petroleumföroreningen dras till det identifierade sprickplanssystem som sträcker sig under fastigheten. I de brunnar som tangerar detta sprickplanssystem så kan de tydligaste trenderna ses. En naturlig nedbrytning av föroreningen förekommer då inga saneringsförsök genomförts men ändå så visar provtagningen att nedbrytningsprodukter finns i systemet. Denna nedbrytning har mest troligt skett av bakterier genom reduktiv deklorering. Genom att förstärka de anaeroba förhållandena som krävs för denna typ av nedbrytning så skulle den bakteriella verksamheten kunna öka med en ökad nedbrytning som följd. En mer utförlig geologisk kartläggning av spricksystemen under fastigheten hade varit till stor hjälp inför framtida eventuell in situ-sanering så kan man skaffa sig den kunskapen som behövs för att bättre bedöma hur en sanering med hjälp av tillsättning av kemiska ämnen ska kunna genomföras. Detta kräver en relativt stor insats med borrning och loggning av berget inom fastigheten samtidigt som man riskerar att öppna upp för spridning av förorening från grundare nivåer till djupare under den tid som borrhålet står öppet för undersökning (scanning och flödesmätningar). Detta kräver snabba beslut efter att undersökningen är gjord huruvida några punkter skall sparas som injektionsbrunnar medan andra kanske snabbt skall gjutas igen. Den genomförda undersökningen av projektet, nedbrytningssituation, geologiska betingelser mm medgör att valet av saneringsmetod inte är helt klargjord. Vissa metoder kan avskrivas p.g.a. ekonomiska skäl; de är helt enkelt för dyra för att genomföra och riskerar att stänga industrin under hela eller delar av arbetet vilket skulle kunna få digra resultat för den nuvarande ägaren av fastigheten. Andra metoder skulle ha bra effekt inom ett begränsat område men kanske inte medge att man byter metod i ett senare skede. Valet är inte enkelt, men en kombination av 22

31 saneringsmetoder (en för ytliga jordlager och en för djupare berg) bedöms i denna rapport vara det bästa alternativet med hänsyn till den komplicerade geologiska miljön samt föroreningens omfattning. Tack Jag önskar rikta ett stort tack till Projektengagemang AB i Uppsala i allmänhet för ett varmt välkomnande under min tid hos dem. Sen vill jag i synnerlighet tacka Patrik Nilsson för mycket god handledning genom hela projektperioden. Tack! 23

32 Referenser Branzén, H., (215). Klorerade lösningsmedel. Föreläsningspresentation. Linköping: Statens geotekniska institut (SGI). Tillgänglig: Helena_Branzen.pdf [ ] Englöv, P., Cox, E.E., Durant, N.D., Dall-Jepsen, J., Højbjerg Jørgensen, T., Nilsen, J., Törneman, N., (27). Klorerade lösningsmedel identifiering och val av efterberhandlingsmetod. Rapport 5663, Stockholm: Naturvårdsverket Ländell, M., Carling, M., Branzén, H., Helgesson, H., Lindqvist, M., Ormsäter, E., (218). Fysisk planering och förorening av klorerade lösningsmedel. Linköping: Länsstyrelsen Östergötland 218:7. SGI, (217). Förstärkt mikrobiell självrening av klorerade lösningsmedel, SGI publikation 37, Linköping: Statens geotekniska institut. Internetkällor Kornebäck, F., (2) Svenskt tri-förbud håller. [ ] Regenesis (219). Introducing S-MicroZVI. [ ] Åtgärdsportalen (219). Klorerade alifater. [ ] Personlig kontakt Nilsson, P. Senior Miljökonsult på PE AB, Uppsala (219). Muntliga samtal i mars och april. 24

33 Bilagor Bilaga 1 Tabell Tabell som visar ämneshalter för varje enskild brunn vid varje enskilt provtagningstillfälle. Ämne TCE DCE VC Eten Etan Brunn År µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l GW ,6,1 2 2 S ,1 2 2 A ,9,1 2 2 A ,3,1 2 2 S ,2,1 2 2 A ,3,1 2 2 S ,4,1 2 2 A ,6,1 2 2 S ,1 2 2 A ,1 2 2 GW m 21 5,7,98, m , m S 211 7,7 1,5, m A 211 5,95,1 2 2 GW , ,8 1,1 29 3,5 2 21,53,1,1 S 211,36,1,1 2 2 A 211,31,1,1 2 2 GW , , , ,9,18,1 2 2 S 211 2,24,1 2 2 A 211 1,5,29,1 2 2 GW ,

34 S ,1,1 2 2 A 211,9,86,1 2 2 GW , ,1 2 2 S , A ,1 2 2 A ,1 2 2 S ,1 2 2 A ,1 2 2 S , A , S , A , GW A A S S S A A ,2 1 GW , , ,31 5,1, A 212 1,4,6,1 2 2 S 213 1,4,7, A 213 2,4,78,2 2 2 A ,4, S 215 3,9 1, A 215 3,1,86, GW ,6 3, , ,54 2,3 1,5 2 2 S ,5 1,6 2 2 A 211,51 2,7 1,

35 D ,4 2 2 S ,5 2 2 A ,7 2 2 A S ,2 2 2 A ,2 2 2 S ,1 2 2 A ,4 2 2 S ,2 2 2 A ,6 2 2 A ,7 4,4 1 1 GW S A A S S A ,1 2 2 S ,2 2 2 A ,4 2 2 A GW S A A ,7, S , A ,8, A ,9, S A , A 218 1,4, GW , , S 211 6,2 4,5 1,7 2 2 A 211,1 1,3 3,

36 A 212,1 2,7 3,3 2 2 S 213,21,99 1,2 2 2 A 213,25 1,6 2,9 2 2 A 214,59 1, S 215,62 1, A 215,62 4,9 5,9 2 3 GW , , ,5,19,1 2 2 S 211 6,1,22,1 2 2 A 211 2,4,1,1 2 2 A 212 2,9,1,1 2 2 S 213 1,8,25,1 2 2 A 213 2,5,22,1 2 2 A 214,1,1,1 2 2 S 215 2,5,1,1 2 2 A 215 3,2,1,1 2 2 D S A A S A S A , S ,6 2 2 A , A , D ,2 28,5m ,6 43m ,8 57m , ,8, S ,6,3 2 2 A ,8, D GW ,88,1 2 2 S 211 7,9 15,1 2 2 A ,

37 A ,1 2 2 S ,1 2 2 A ,1 2 2 S ,1 2 2 A , S , A ,4 2 2 A ,5 4,88 1 GW ,1 2 2 S , A A S A S ,4 2 2 A ,3 4 6 S A A 218 5,12,53 1 GW , ,1, S 211 2,8,36,1 2 2 A 211 7,8 1,3,1 2 2 S 213 9,6,76,1 2 2 A 213 8,5,92,1 2 2 A 214 7,6,77,1 2 2 S 215 7,5 1,3,1 2 2 A 215 3,6,67,1 2 2 GW , ,2 1, ,14,73, A 211,1,35, C ,9 2 2 S ,4 2 2 A ,5 2 2 A ,5 2 2 S ,5 2 2 A ,9 2 2 S ,6 2 2 A ,

38 S ,7 2 2 A A , , ,6,1 2 2 S 211 9,3,63,1 2 2 A ,6,1 2 2 S 214 6,7 1,8,1 2 2 GW S A A S A S A ,5 2 2 S A ,5 2 2 A ,3 z1 GW , , , ,9,1,1 2 2 A 211 3,7,1,1 2 2 S 213 3,5,1,1 2 2 A 213 4,5,1,1 2 4,7 A 214 3,6,1,1 2 2 S 215 2,9,1,

39 Bilaga 2 Grafer Föroreningsfördelning, kumulativ nederbörd 3 månader innan provtagningstillfället, grundvattennivå, ph-värde, temperatur samt redoxpotential. S och A på X-axeln visar om provet är taget på våren (eng: spring) eller på hösten (eng: autumn). Diagramrubriken visar vilken brunn samt brunnsdjupet. GW m S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur

40 GW 5-2 2m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW 5-2 2m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 32

41 GW m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur 33

42 GW m 26 S A 211 A 212 A 213 S 214 S 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW m 26 S A 211 A 212 A 213 S 214 S 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW m 26 S A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 34

43 GW m 26 S A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW 9-2 2m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW 9-2 2m 26 S A 211 S 211 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur 35

44 D4 6m A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) D4 6m A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW 1-2 2m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 36

45 GW 1-2 2m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW 1-2 2m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW 1-2 2m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur 37

46 GW m 26 S S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW m 26 S S 211 A 212 a 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 38

47 GW m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur D1 6m A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) D1 6m A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur

48 GW ,5m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW ,5m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW ,4m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 4

49 GW ,4m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW 8-1 8,5m 26 S A 211 S 211 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW 8-1 8,5m 26 S A 211 S 211 A 213 S 213 A 214 A 215 S 215 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur 41

50 C 2,38m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) C 2,38m 21 A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 213 S 213 A 214 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW 1-1 1m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) 42

51 GW 1-1 1m 26 S A 211 S 211 A 212 A 213 S 213 A 214 S 214 A 215 S 215 A 218 A Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur GW m S A 211 A 213 S 213 A 214 A 215 S Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i VC Ground water level asl. (m) Andel Cl- låsta i DCE Nederbörd 3mån fram till mätning Redoxpotential (Eh (mv)) GW m 26 S A 211 A 213 S 213 A 214 A 215 S Andel Cl- låsta i TCE Andel Cl- låsta i DCE Andel Cl- låsta i VC ph-värde Temperatur 43

52 Bilaga 3 Geologiska profiler Schematiska ritningar som visar förändringen över tid samt hur utvecklingen kan kopplas till det identifierade sprickplanet (mörkgröna planet). 44

53 45

54 46

55 Bilaga 4 Skiss över brunnsprofil Bilden visar ovanifrån hur brunnarna i bilaga 3 är positionerade i förhållande till varandra. 47

56

57

58