Workshop

Transcription

Workshop

Workshop
Monitored Natural Attenuation (MNA)
Using the Self Cleaning Capacity of Nature
Cracow, October 27/28, 2009
Qubus Hotel, ul. Nadwiślańska 6, 30-527 Kraków
Proceedings
Sponsored and organized by:
Under Patronage of:
Bernard Błaszczyk
Undersecretary of the State
in the Ministry of Environment
Wojciech Kozak
Jacek Majchrowski
Vice-Marshal of the
Malopolskie Voivodeship
Mayor of the
City of Krakow
Co-organized by:
Warsztaty MNA, Kraków, Polska, 27/28 października 2009 r. - Materiały
MNA-Workshop Cracow, Poland, 27./28. September 2009 – Proceedings
Warsztaty
„Monitorowane samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego
(MNA)”
Wykorzystanie samooczyszczających zdolności przyrody
Kraków, 27-28 października 2009 r.
Hotel Qubus, ul. Nadwiślańska 6, 30-527 Kraków
Materiały konferencyjne
sponsorowane i organizowane przez:
Patronat honorowy:
Bernard Błaszczyk
Podsekretarz Stanu
w Ministerstwie Ochrony Środowiska
Wojciech Kozak
Wicemarszałek Województwa Małopolskiego
Jacek Majchrowski
Prezydent Miasta Krakowa
współorganizowane przez:
Page 1
Page 2
Spis treści
Komitet Organizacyjny
TASK – Centrum kompetencji ds. oczyszczania gleby, wód podziemnych i terenu
Wstęp
Agenda
5
6
8
10
Abstracts
Monitorowane samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego
(wprowadzenie, historia i korzyści ekonomiczne)
14
Sytuacja prawna i praktyka postępowania z zanieczyszczonym środowiskiem
gruntowo-wodnym w Polsce
18
Wdrażanie MNA w Niemczech – Procedury, wymogi i aspekty prawne
(Deklaracja LABO)
25
Wyzwania i ograniczenia oczyszczania u źródła terenów skażonych
rozpuszczalnikami chlorowanymi
33
Jak scharakteryzować procesy transportu reaktywnego w systemach wód
gruntowych dla podejść MNA
37
Strategia badań
41
Metody badań warstw podpowierzchniowych i monitorowanie wód
podziemnych w ramach MNA
45
Rozpoznanie i monitoring procesów geochemicznych dla potrzeb MNA
47
Innowacyjne badanie terenu
51
Biodegradacja
53
Badanie terenu przy pomocy technologii bezpośredniego wypychania
(Direct Push Technologies)
55
Innowacyjne studnie monitoringu
59
Analizy izotopów
63
Wykorzystanie modelowania numerycznego w symulacji migracji zanieczyszczeń w
środowisku gleby/wody – doświadczenia w Polsce
65
Modelowanie numeryczne – integralna część koncepcji MNA
73
Naturalne samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego na terenach skażonych
substancjami ropopochodnymi: Studium przypadku Brand/Niemcy
75
Studium przypadku – dawny zakład uwodorniania Zeitz
79
ENA – Niskokosztowe technologie oczyszczania
83
Możliwości i potencjał wdrożenia podejścia MNA w Polsce Tereny modelowe
86
Ekonomia MNA: Zastosowanie do poszczególnych terenów
96
Dyskusja, podsumowanie warsztatów i uwagi zamykające
98
Adresy
99
Page 3
Content
Organizing Committe
TASK – The Centre of Competence for Soil, Groundwater and Site Revitalisation
Introduction
Agenda
5
7
9
12
Abstracts
Monitored Natural Attenuation (Basic Introduction, History, Economic Advantages)
16
Legal Situation and Practice of Contaminated Groundwater Management in Poland
21
Implementation of MNA in Germany - Procedures, Requirements and Legal
Aspects (LABO-Statement)
29
Challenges and limitations of Source Treatment at Chlorinated Solvent
Contaminated Sites
35
How to characterise reactive transport processes in ground water systems for
MNA approaches
39
Strategy of Investigation
43
Methods for subsurface investigation and groundwater monitoring in the
framework of MNA
46
Investigation and Monitoring of Geochemical Processes for the Requirements
of MNA
49
Innovative Site Investigation
52
Biodegradation Tests
54
Site Investigation with Direct Push Technologies
57
Innovative Monitoring Wells
61
Isotope Analyses
64
The Use of Numerical Modelling in Simulation of Pollutant Migration in Soil/Water
Environment - Experience in Poland
69
Numerical Modelling – Integral Part of MNA Concepts
74
Natural Attenuation at Petroleum Hydrocarbon Contaminated Sites:
Case Study Brand / Germany
77
Case Study - Former Hydrogenation Plant Zeitz
81
ENA - Low Cost Remediation Technologies
85
Potentials for MNA - Market in Poland Model Site(s) in Poland
91
Economics of MNA: Application to Individual Sites
97
Discussion, Workshop Summary and Closing Remarks
98
Addresses
99
Page 4
Komitet Organizacyjny:
Martin Bittens
TASK – Centrum kompetencji ds. oczyszczania gleby, wód
podziemnych i terenu
dr Thomas Held
ARCADIS Consult GmbH, Remediacja Segmentowa, Darmstadt,
Niemcy
dr Janusz Krupanek
IETU - Instytut Ekologii Terenów Uprzemysłowionych, Katowice
"TASK Leipzig – Centrum kompetencji ds. oczyszczania gleby, wód podziemnych i terenu usprawnia i
przyspiesza praktyczne zastosowanie technologii remediacji, innowacji i wiedzy uzyskanej z badań.
Więcej informacji na www.task-leipzig.info
Organizing Committee:
Dr. Martin Bittens
TASK – Centre of Competence for Soil, Groundwater and Site
Revitalisation
Dr. Thomas Held
ARCADIS Consult GmbH, Segment Remediation, Darmstadt,
Germany
Dr. Janusz Krupanek
IETU - Institute for Ecology of Industrial Areas, Katowice, Poland
TASK Leipzig – The Centre of Competence for Soil, Groundwater and Site Revitalisation” improves and accelerates the practical application of remediation technologies, innovation and knowledge gained by research.
Read more on www.task-leipzig.info.
Page 5
TASK – Centrum kompetencji ds. oczyszczania gleby, wód podziemnych i terenu
Corinna Klukas, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk, Niemcy
Centrum Kompetencji ds. Oczyszczania Gleby, Wody i Terenu – TASK zostało założone w
2007 r. pod kierunkiem Niemieckiego Federalnego Ministerstwa Oświaty i Badań
Naukowych (BMBF) oraz Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz (UHF) w celu
propagowania innowacyjnych technologii i wiedzy z dziedziny praktyki gospodarki terenami
skażonymi.
W oparciu o wcześniej finansowane projekty badawczo-rozwojowe oraz priorytety
finansowania wybierane są odpowiednie wyniki i produkty dotyczące gleby, remediacji wód
gruntowych i rewitalizacji terenów skażonych w celu poprawy ich wyglądu, stanu wdrażania i
opcji marketingowych. Takimi produktami są, na przykład, urządzenia techniczne, procesy
czy metody, modele softwarowe, strategie gospodarki, wytyczne procedur i normy. Do
dzisiaj Centrum TASK zidentyfikowało ponad 200 odpowiednich produktów i
skonsolidowało wszystkie właściwe informacje w bazie danych, które będą dostępne online
pod koniec 2009 r.
Wspierany przez sieć ekspertów (tzn. doświadczonych naukowców i przedstawicieli
przemysłu i administracji, firmy inżynierskie), TASK koordynuje rozwój i realizację
konkretnych działań wspierających w celu wypełnienia luki pomiędzy nauką a praktycznym
zastosowaniem krajowych i międzynarodowych wyników i produktów badań i rozwoju.
Bazując na biznes planach, te działania wspierające obejmują różne podejścia opracowane
konkretnie dla każdego produktu, na przykład demonstracje terenowe, warsztaty czy kursy
szkoleniowe, prezentacje na targach handlowych czy spotkaniach ekspertów, rozwój
wytycznych proceduralnych dla konkretnego produktu oraz ustalanie zaleceń dla decydentów.
Wdrażanie proponowanych działań jest realizowane przez podwykonawców czy pokrewne
branże.
W chwili obecnej trwają działania dla 10 wyselekcjonowanych produktów/grup produktów w
dziedzinie, na przykład, oceny ryzyka wód gruntowych, pełnego badania wody gruntowej,
naturalnego samooczyszczania, geofizycznych i podpowierzchniowych urządzeń
pomiarowych bezpośredniego wypychania oraz opracowywania systemów wspierania
podejmowania decyzji dla terenu skażonego i ponownego zagospodarowywania terenów
poprzemysłowych (brownfield). Działania TASK są korygowane corocznie poprzez
powiększanie produktowego portfolio.
TASK pragnie zwiększyć świadomość niemieckich dostawców technologii na rynku
krajowym i międzynarodowym.
Szczególnym zainteresowaniem cieszy się możliwość
otwarcia rynku w Europie Środkowej i Wschodniej, gdyż tam znajduje się duża ilość terenów
wymagających remediacji. Rosnąca konieczność dostosowywania dyrektyw UE w obszarze
środowiska w Europie Wschodniej tworzy miejsce dla innowacyjnych i kosztowo
efektywnych rozwiązań gospodarki terenami skażonymi.
Kontakt:
[email protected]
www.task-leipzig.info
Page 6
TASK – The Centre of Competence for Soil, Groundwater and Site Revitalisation
Corinna Klukas, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig, Germany
The Terra-, Aqua- & Site Remediation Competence Centre – TASK was funded in 2007 under the direction of the Federal Ministry of Education and Research (BMBF) and the Helmholtz Centre for Environmental Research (UFZ) in order to disseminate innovation, new technologies and knowledge in the contaminated land management practice.
Based on previously funded research and development projects and funding priorities appropriate results and products regarding soil, groundwater remediation and contaminated land
revitalisation are selected to improve their appearance, acceptance, state of implementation
and marketing options. Such products are for example technical devices, processes or methods, software models, management strategies, procedure guidelines and standards. Until today
TASK has identified over 200 appropriate products and consolidated all relevant information
in a database, available online at the end of 2009.
Supported by a network of experts (i.e. experienced scientists and representatives of industry
and administration, engineering companies) TASK coordinates the development and execution of specific support measures in order to bridge the gap between science and practical application of national and international R&D results and products. Based upon business plans
these support measures include different approaches developed for each product specifically,
for instance field demonstrations, workshops or training courses, presentations at trade fairs or
expert meetings, development of product specific procedure guidelines and set–up of recommendations for decision-makers. The implementation of the proposed measures is realised by
subcontractors of related sectors.
Currently, measures for 10 selected products/product groups are ongoing in the field of e.g.
groundwater risk assessment, integral groundwater investigation, natural attenuation, geophysical and direct-push based subsurface measurement devices and the development of decision support systems for contaminated land and brownfield redevelopment. The TASK activities are adjusted on an annual basis by enlarging the product portfolio.
TASK wants to increase the awareness of German technology suppliers on the national and
international market. A special point of interest is to open up the market in Central and Eastern Europe as there is a great number of industrial sites with remediation demand. The increasing necessity of the adaption of EC directives in the environmental area in Eastern
Europe creates space for innovative and cost effective solutions in contaminated land management.
Contact:
[email protected]
www.task-leipzig.info
Page 7
Wstęp
Remediacja zanieczyszczonej gleby i wód podziemnych to technologiczne i finansowe
wyzwanie dla wszystkich gospodarek narodowych. Doświadczenia ostatnich lat wskazują jak
ważna jest wiedza dotycząca naturalnego procesu samooczyszczania w odniesieniu do
gospodarowania zanieczyszczonymi terenami. Przyczyny są następujące:
o
W przeszłości identyfikowano coraz więcej terenów zanieczyszczonych. Co więcej, trzeba
było powiększyć obszar znanych terenów zanieczyszczonych.
o
Doświadczenia narodowe i międzynarodowe pokazują, że często konwencjonalne
technologie remediacyjne jedynie odsuwają problem (np. wykopanie i składowanie) lub są
nieskuteczne w rozsądnym okresie czasu (np. pobieranie skażonej wody i odprowadzanie
do urządzeń oczyszczających). Ponadto koszty wdrażania tych technologii często są
nieproporcjonalne do rzeczywistej wartości terenu.
o
Nowe badania doprowadziły do powstania dowodów, że zachodzące w środowisku
procesy degradacji i retencji są bardziej skuteczne niż sztuczne procesy wprowadzane
technicznymi środkami remediacji.
Naturalnie zachodzące procesy degradacji i retencji w warstwie podpowierzchniowej są w
stanie spowolnić rozprzestrzenianie się substancji zanieczyszczających w glebie i wodach
gruntowych. W smudze zanieczyszczeń mogą one w korzystnych warunkach prowadzić do
zmniejszenia stężeń substancji zanieczyszczających. Procesy te są skrótowo określane przez
US EPA mianem „naturalnego samooczyszczania.“
W trakcie warsztatów zostaną przedstawione i omówione w kontekście polskiego
prawodawstwa techniczne wytyczne MNA, opracowane zarówno w Stanach Zjednoczonych,
jak i w różnych państwach europejskich, w szczególności w Niemczech (KORA). Drugiego
dnia warsztatów firmy oferujące narzędzia do badań związanych z MNA będą miały
możliwość przedstawienia swojej działalności handlowej.
Warsztaty MNA są skierowane głównie do władz, konsultantów i biur inżynierskich.
Warsztaty są organizowane, koordynowane i finansowane przez grupę roboczą ds. MNA
inicjatywy TASK TASK (The Terra-, Aqua- & Site Remediation Competence Centre Leipzig
– Centrum Kompetencji ds. Oczyszczania Gleby, Wody i Terenu Lipsk), złożoną z
kompetentnych w wymaganych zakresach wiedzy ekspertów.
Page 8
Introduction
The remediation of contaminated soil and groundwater is a technological and financial challenge for all national economies. In recent years it has become obvious how important knowledge of natural attenuation processes is with regard to the management of contaminated sites.
Reasons are:
o
More and more contaminated sites have been identified in the past. Moreover, the size of
known contaminated sites had to be increased.
o
National and international experience has shown that often conventional remediation technologies merely shift the problem (e.g. dig and dump) or are not effective within reasonable periods of time (e.g. pump-and-treat). Additionally, the expenses of implementing
these technologies often are in no relation to the actual value of the site.
o
New investigations have come up with evidence of intrinsic degradation and retention
processes at a site being more effective than artificial processes induced by technical
remediation measures.
Naturally occurring degradation and retention processes in the subsurface are able to slow
down the propagation of contaminants in soil and groundwater. In the plume they can, under
favourable conditions, lead to a reduction in contaminant concentrations. The processes are
summarised by the US EPA under the term of "natural attenuation".
The technical guidelines development in the US as well as in various European nations, especially in Germany (KORA) will be presented and discussed in the environment of the Polish
legislation. On the second day various companies offering MNA-related investigation tools are
giving the opportunity to present their business activities.
The MNA workshop is directed mainly to the authorities, stakeholders, consultants and engineering offices.
The workshop is organised by the TASK working group on MNA, which consists of pertinent
experts from the relevant working fields, and coordinated and funded by the TASK initiative
(The Terra-, Aqua- & Site Remediation Competence Centre Leipzig).
Page 9
Agenda
Program, wtorek 27 października 2009 r.
13:00 – 13:45
Przywitanie
Martin Bittens, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk,
dr Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt, Przedstawiciele
miasta Krakowa i województwa małopolskiego
13:45 – 14:15
Monitorowane samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego
(wprowadzenie, historia i korzyści ekonomiczne)
Martin Bittens, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk
14:15 – 15:00
Sytuacja prawna i praktyka postępowania z zanieczyszczonym
środowiskiem gruntowo-wodnym w Polsce
Dariusz Choromański, Monika Konieczyńska, Wojciech Wołkowicz,,
Państwowy Instytut Geologiczny
15:00 – 15:30
(Deklaracja LABO)
dr Johannes Müller, autorytet ds. wydobycia, energii i geologii, Dolna
Saksonia, Hanower
15:30 – 16:00
Przerwa na kawę
16:45 – 17:15
Wyzwania i ograniczenia oczyszczania u źródła terenów skażonych
rozpuszczalnikami chlorowanymi
dr Sibylle Grandel, Uniwersytet Christiana Albrechta w Kilonii – Instytut
Nauk o Ziemi i Geologii Stosowanej
17:15 – 17:45
Jak scharakteryzować procesy transportu reaktywnego w systemach wód
gruntowych dla podejść MNA
dr HansH. Richnow, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ,
Lipsk
17:45 – 18:15
Strategia badań
dr Norbert Hüsers, Politechnika Drezdeńska, Instytut Gospodarki
Odpadami i Oczyszczania Terenów Zanieczyszczonych
18:15 – 18:45
Dyskusja i podsumowanie
Martin Bittens, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk
19:30
Kolacja
Program, środa 28 października 2009 r.
9:00 – 9:05
Cel dnia
dr Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
9:05 – 09:50
Metody badań warstw podpowierzchniowych i monitorowanie wód
podziemnych w ramach MNA
dr Carsten Leven, Centrum Stosowanych Nauk o Ziemi i Hydrologii,
Uniwersytet w Tybindze
Page 10
9:50 – 10:10
Rozpoznanie i monitoring procesów geochemicznych dla potrzeb MNA
prof. Grzegorz Malina, Akademia Górniczo – Hutnicza
10:00 – 11:00
Prezentacje wykonawców
Innowacyjne badanie terenu dr Hansjörg Weiß, imw, Tybinga
Biodegradacja Wojciech Irmiński ,Tomasz Nowakowski Ramboll Polska
Sp. z o.o.,
Badanie terenu przy pomocy technologii bezpośredniego wypychania
(Direct Push Technologies) Rainer Heitmann, Fugro Consult GmbH,
Markkleeberg
Innowacyjne studnie monitoringu, Axel Oppermann, geo-log, GmbH,
Braunschweig
Analizy izotopów dr Hans H. Richnow, Centrum Badań Środowiskowych
Helmholtz - UFZ, dr Heinrich R. Eisenmann, dr Anko Fischer, Isodetect
GmbH
11:00 – 11:30
Przerwa na kawę
11:30 – 12:00
Wykorzystanie modelowania numerycznego w symulacji migracji
zanieczyszczeń w środowisku gleby/wody – doświadczenia w Polsce
dr Jacek Gurwin, Uniwersytet Wrocławski
12:00 – 12:30
dr Wolfgang Schäfer, Grundwassermodellierung, Wiesloch
12:30 – 13:30
Obiad
13:30 – 14:00
Naturalne samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego na terenach
skażonych substancjami ropopochodnymi: Studium przypadku
Brand/Niemcy
dr Anita Peter, Instytut Nauk o Ziemi i Geologii Stosowanej, Uniwersytet w
Kilonii
14:00 – 14:30
dr Markus Hirsch, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ,
Lipsk
14:30 – 15:00
ENA – Niskokosztowe technologie remediacji
dr Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
15:00 – 16:30
Możliwości i potencjał wdrożenia podejścia MNA w Polsce - Tereny
modelowe
dr Janusz Krupanek IETU – Instytut Ekologii Terenów Uprzemysłowionych,
Katowice
16:30 – 17:00
Przerwa na kawę
17:00 – 17:30
dr Ursula S. McKnight , Duńska Politechnika DTU, Wydział Inżynierii
Środowiskowej, Lyngby, Michael Finkel, Uniwersytet w Tybindze
17:30 – 18:00
Martin Bittens, dr Thomas Held
18:00
Zakończenie Warsztatów
Page 11
Agenda
Program, Tuesday, Oct. 27, 2009
13:00 – 13:45
Welcome Address
Martin Bittens, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig, Dr. Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt, N.N, Kraków
Municipality and Marshal Office
13:45 – 14:15
Martin Bittens, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig,
14:15 – 15:00
Legal Situation and Practice of Contaminated Groundwater Management in
Poland
Dariusz Choromański, Monika Konieczyńska, Wojciech Wołkowicz, Polish
Geological Institute-National Research Institute
15:00 – 15:30
Implementation of MNA in Germany - Procedures, Requirements and Legal
Aspects (LABO-Statement)
Dr. Johannes Müller, Authority for Mining, Energy and Geology, Lower
Saxony, Hanover
15:30 – 16:00
Coffee Break
16:45 – 17:15
Challenges and limitations of Source Treatment at Chlorinated Solvent Contaminated Sites
Dr. Sibylle Grandel, Christian Albrechts University of Kiel - Institute of
Geosciences and Applied Geology
17:15 – 17:45
How to characterise reactive transport processes in ground water systems for
MNA approaches
Dr. Hans H. Richnow, Helmholtz Centre for Envi-ronmental Research –
UFZ, Leipzig
17:45 – 18:15
Dr. Norbert Hüsers, Technical University of Dresden, Institute of Waste
Management and Contaminated Site Treatment
18:15 – 18:45
Summary of the First Day and Questions
Martin Bittens, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig
19:30
Dinner
Program, Wednesday, Oct. 28, 2009
9:00 – 9:05
Goal of the Day
Dr. Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
9:05 – 09:50
Methods for subsurface investigation and groundwater monitoring in the
framework of MNA
Dr. Carsten Leven, Center for Applied Geosciences, Hydrogeology, University of Tübingen
Page 12
9:50 – 10:10
Investigation and Monitoring of Geochemical Processes for the Requirements of MNA
Prof. dr hab. inż. Grzegorz Malina
10:10 – 11:00
Contractors Presentations
Innovative Site Investigation. Dr. Hansjörg Weiß, imw, Tübingen
Biodegradation Tests. Wojciech Irmiński, Tomasz Nowakowski, Ramboll
Polska Sp. z o.o., Kraków
Site Investigation with Direct Push Technologies. Rainer Heitmann, Fugro
Consult GmbH, Markkleeberg
Innovative Monitoring Wells. Axel Oppermann, geo-log, GmbH, Braunschweig
Isotope Analyses. Hans H. Richnow, Helmholtz Centre for Environmental
Research - UFZ, Heinrich R. Eisenmann, Anko Fischer, Isodetect GmbH
11:00 – 11:30
Coffee Break
11:30 – 12:00
The Use of Numerical Modelling in Simulation of Pollutant Migration in
Soil/Water Environment - Experience in Poland
Jacek Gurwin, Wrocław University, Institute of Geological Sc., Dept. of Applied Hydrogeology
12:00 – 12:30
Wolfgang Schäfer, Grundwassermodellierung, Wiesloch
12:30 – 13:30
Lunch
13:30 – 14:00
Natural Attenuation at Petroleum Hydrocarbon Contaminated Sites: Case
Study Brand / Germany
Dr. Anita Peter, Institute for Geosciences, University of Kiel
14:00 – 14:30
Dr. Markus Hirsch, Helmholtz Centre for Envi-ronmental Research – UFZ,
Leipzig
14:30 – 15:00
Dr. Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
15:00 – 16:30
Model Site(s) in Poland - Potentials for MNA-Market in Poland
Dr. Janusz Krupanek, Institute for Ecology of Industrial Areas (IETU), Katowice
16:30 – 17:00
Coffee Break
17:00 – 17:30
Dr. Ursula S. McKnight, DTU Environment, Technical University of Denmark, Department of Environmental Engineering, Lyngby
17:30 – 18:00
Martin Bittens, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig, Dr. Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
18:00
End of the Workshop
Page 13
Monitorowane samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego (wprowadzenie,
historia i korzyści ekonomiczne)
Martin Bittens, Centrum Badań Środowiskowych Helmholt – UFZ, Lipsk
Gospodarka terenami skażonymi stała się w ciągu ostatnich 20 lat pilną sprawą, w
szczególności w gęsto zaludnionych czy intensywnie używanych obszarach. Identyfikacja i
kwantyfikacja skażenia i jego przepływu oraz procesy kierujące transportem są częścią
procedury decyzyjnej. W ostatnim dziesięcioleciu, naturalne samooczyszczanie (NA) stało
się z powodzeniem rozumianą alternatywą/dodatkiem dla konwencjonalnych aktywnych
metod remediacji.
Głównymi pytaniami, które podważają wykorzystywanie NA jako ewentualnej opcji
remediacji są jak daleko rozwinie się smuga i ile czasu zabierze osiągniecie pożądanego
poziomu oczyszczenia?
Dobre zrozumienie zachowania smugi z pokrewnymi procesami NA osiągnięto w latach
1990-tych poprzez szereg projektów realizowanych głównie w USA. W 1992 r. Ośrodek
Doskonałości Środowiskowej Amerykańskich Sił Zbrojnych rozpoczął ogólnonarodowy
program na rzecz oceny naturalnego oczyszczania z paliw i rozpuszczalników.
Jedną z pierwszych definicji była definicja dana przez US EPA w 1999 r. „ … biodegradacja,
dyspersja, rozcieńczenie, sorpcja, ulatnianie się, i/lub chemiczna lub biochemiczna
stabilizacja substancji zanieczyszczających w celu efektywnego zredukowania toksyczności,
mobilności czy wielkości substancji zanieczyszczających do poziomów, które są
nieszkodliwe dla zdrowia człowieka i ekosystemu.“ Definicję tę szybko zrewidowano przez
uwzględnienie szybkości przepływu masy substancji zanieczyszczających (TEUTSCH, 1999),
jako że substancje zanieczyszczające migrują ze źródła w mediach środowiskowych. W
Europie podjęto kilka kroków w ostatnim dziesięcioleciu, aby korzystać z NA jako opcji
gospodarowania terenem skażonym (np. TEUTSCH and RÜGNER, 2000, CAREY et al.,
2000; CHRISTENSEN et al., 2000). W oparciu o te badania, przygotowano projekt
wytycznych (np. TEUTSCH et al., 2001; RÜGNER & TEUTSCH, 2002), głównie w oparciu
o już istniejące wytyczne w sprawie gospodarki terenami skażonymi (LFU, 2002) i nowe
rozporządzenie o konserwacji gleby (BBODSCHV, 1999). Poważny wgląd i zrozumienie
procesów uzyskano podczas krajowego tematu badawczego „Kontrolowane naturalne
samooczyszczanie” (KORA – Procesy retencji i degradacji redukujące substancje
zanieczyszczające w wodzie gruntowej i glebie) prowadzonego przez niemieckie Ministerstwo
Nauki i Oświaty – BMBF (2002-2007). KORA wniosła fundusze wynoszące ponad 20
milionów euro. 69 różnych projektów zajmowało się 24 skażonymi terenami. Projekty
pogrupowano w 8 głównych tematów według rodzajów skażeń. Celem KORA było zbadanie
kilku skażonych terenów w celu opracowania technicznych i prawnych instrumentów, które
mogą ułatwiać ocenę i dostosowane użycie procesów NA w ocenie ryzyka i remediacji
skażonych terenów. W oparciu o doświadczenie KORA przygotowano kilka podręczników z
zaleceniami/technicznych wytycznych i dzisiaj są dostępne, aby pomóc we wdrażaniu
procesów naturalnego samooczyszczania do remediacji. Władze regulacyjne są dalej
wspierane w swoich decyzjach czy oprzeć się czy też nie na NA jako na opcji gospodarki
skażonego terenu na terenach skażonych. W celu ocenienia jak skutecznie działa NA, oraz
aby być w stanie przewidzieć czasowe zachowanie w obrębie strefy źródła i smugi, w ramach
KORA opracowano szereg badań terenowych, eksperymentów laboratoryjnych i metod
modelowania.
Aby pomóc praktykom i władzom dokonywać kwantyfikacji i oceny procesów NA na terenach
skażonych, Niemiecka Krajowa/Landów Federalnych Komisja ds. Ochrony Gleby (LABO)
Page 14
przedstawiła w 2005 r. pierwszy projekt dokumentu zalecającego w sprawie uwzględniania
naturalnego samooczyszczenia przy zajmowaniu się tematem gospodarki terenów skażonych.
Dokument przedstawiał oficjalne stanowisko poparte zaleceniami odnoszącymi się do
konkretnych decyzji, aby uzyskiwać, prognozować i oceniać procesy NA. Federalne
stanowisko negocjacyjne krótko rekomenduje, że do stosowania koncepcji MNA warunkami
wstępnymi są:
o
masa substancji zanieczyszczających w źródle czy emisja substancji zanieczyszczających
ze źródła powinna zostać zredukowana, aby chronić potencjalne receptory i skrócić czas
życia substancji zanieczyszczających.
o
wszystkie procesy redukujące masę strumienia (np. degradacja biologiczna, transformacja
chemiczna, sorpcja) powinny być o wiele bardziej istotne dla redukcji stężeń niż procesy
rozcieńczenia.
o
badania powinny być w stanie przewidywać czasową czy przestrzenną ewolucję smugi.
stan smugi powinien być „kwasi stacjonarny” lub kurczący się, aby wykluczać dalsze
niszczenie dalszych zasobów wód gruntowych, dalszych zasobów czy receptorów.
NA jako alternatywa wobec podejścia konwencjonalnej remediacji ma szereg zalet i
ograniczeń. Substancje zanieczyszczające są zwykle zamieniane w nietoksyczne produkty
uboczne. NA nie wpływa na użycie infrastruktury terenu w czasie remediacji, nie tworzy
odpadów, i może być efektywną kosztowo metodą remediacji, którą można stosować
dodatkowo do aktywnych działań remediacyjnych. Jeżeli chodzi o ograniczenia, ramy
czasowe w niektórych przypadkach wykazują zbyt daleki zasięg celu oczyszczania, a
skuteczność powinna być demonstrowana przez czasem drogie badania i działania
monitorujace. Dalej, władze mogą osiągnąć stan z gotową decyzją w trudniejszy sposób, w
szczególności przy zajmowaniu się produktami ubocznymi, które są bardziej toksyczne niż
macierzyste, i w przypadku większej czasowej skali remediacji. Wysiłki charakteryzacyjne
na rzecz wspierania decyzji o monitorowanym naturalnym samooczyszczaniu (MNA) mogą
stanowić wyzwanie i być drogie, ponieważ procesy samooczyszczania, które są objęte MNA
obejmują szereg różnych procesów fizycznych, chemicznych i biologicznych. Monitoring
terenów, gdzie MNA jest składnikiem rozwiązania może być obszerne i drogie.
Page 15
Martin Bittens, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig
Contaminated site management became in the last 20 years an urgent matter, especially in
densely populated or intensively used areas. Identification and quantification of the contamination and its flow and transport governing processes are part of the decision procedure. In
the last decade, natural attenuation (NA) has become a successfully understood alternative/addition to conventional active remediation methods.
The main questions which challenge the use of NA as possible remediation option are how far
will the plume develop and how long will take till the desired cleanup level will be reached?
A good understanding of the plume behaviour with the related NA processes was reached
during the ‘90s through numerous projects performed mainly in the USA. In 1992, US Air
Force Center for Environmental Excellence started a nationwide program to evaluate the natural attenuation of fuels and solvents.
One of the first NA definitions was given by US EPA in 1999: „ … biodegradation, dispersion, dilution, sorption, volatilisation, and/or chemical and biochemical stabilisation of contaminants to effectively reduce contaminant toxicity, mobility, or volume to levels that are
protective for human health and the ecosystem.“ This definition was quickly reviewed by taking the contaminant mass flow rates into account (TEUTSCH, 1999), as contaminants migrate
from the source in environmental media. In Europe, several steps have been undertaken in the
last decade to make use of NA as a contaminated land management option (e.g. TEUTSCH
and RÜGNER, 2000, CAREY et al., 2000; CHRISTENSEN et al., 2000). Based on this studies, draft guidelines were carried out (e.g. TEUTSCH et al., 2001; RÜGNER & TEUTSCH,
2002), mainly based on already existing guidelines on contaminated land management (LFU,
2002) and the new soil conservation ordinance (BBODSCHV, 1999). A great insight and understanding of the processes was gained during the national research theme "Controlled natural attenuation" (KORA- Retention and Degradation Processes Reducing Contaminants in
Groundwater and Soil), launched by the German Ministry of Science and Education -BMBF
(2002-2007). KORA funded with more than € 20 Mio. 69 different projects dealing with 24
contaminated sites. The projects were gathered in 8 major themes according to contaminant
types. The objective of KORA was to investigate several contaminated sites in order to develop technical and legal instruments able to facilitate the evaluation and customised use of
NA processes in the risk assessment and remediation of contaminated sites. Based on the
KORA experience, few recommendation handbooks/technical guidelines were prepared and
are today available to help the implementation of natural attenuation processes in remediation.
The regulating authorities are further supported in their decision whether to rely or not on NA
as contaminated land management option at contaminated sites. In order to evaluate how effective the NA works and to be able to forecast the temporal behaviour within the source zone
and plume, a range of field investigation, lab experiments and modelling methods were under
KORA developed.
To help the practitioners and the authorities to quantify and evaluate the NA processes at contaminated sites, German National/Federal States Committee on Soil Protection (LABO) presented 2005 a first draft of a recommendation paper on taking the natural attenuation into account in dealing with contaminated site management. The paper presented an official position
supported with recommendations regarding site specific decisions to derive, forecast and
evaluate the NA processes. The federal position paper recommends briefly that for the application of an MNA-concept the prerequisites are:
Page 16
o
Mass of contaminants in the source or the emission of contaminants from the source
should be reduced to protect the potential receptors and to shorten the lifetime of the contamination.
o
All the mass flux reducing processes (e.g. biological degradation, chemical transformation, sorption) should be much more significant for the reduction of the concentrations
than the diluting processes.
o
Investigation should be able to forecast the temporal and spatial plume evolution.
o
Plume status should be 'quasi stationary' or shrinking to exclude further damaging of farther groundwater bodies, further resources and receptors.
The NA as alternative to the conventional remediation approach has a series of advantages
and limitations. The contaminants are usually transformed into not toxic by-products. NA is
not affecting the use of the site infrastructure during remediation, does not generate wastes
and can be a cost-effective remediation method able to be used in addition to active remedial
efforts. As limitations, the time frame shows in some cases a too far reach of the cleanup objective and the effectiveness should be demonstrated by sometimes costly investigation and
monitoring measures. Further, the authorities may reach a decision ready status in a more difficult way, especially when dealing with by-products more toxic than the parent ones and in
case of large remediation time scale. Characterization efforts to support monitored natural
attenuation (MNA) decisions can be challenging and costly as the attenuation processes that
are covered under MNA include a variety of physical, chemical and biological processes.
Monitoring of sites where MNA is a component of the remedy can be extensive and expensive.
Page 17
Sytuacja prawna i praktyka postępowania z zanieczyszczonym środowiskiem
gruntowo-wodnym w Polsce
Dariusz Choromański, Monika Konieczyńska, Wojciech Wołkowicz,
Państwowy Instytut Geologiczny, 00-975 Warszawa, Rakowiecka 4
W Polsce brak jest doświadczeń w zakresie stosowania monitorowanego samooczyszczania wód w tym
również interpretacji prawa, a tym bardziej instrukcji odnoszących się do tego podejścia. W obszarze
definicyjnym dopuszcza się wykorzystanie naturalnej regeneracji jako sposobu przywrócenia wartości
przyrodniczych. W ustawie z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich
naprawie 1 określona jest definicja naprawy elementów przyrodniczych, która obejmuje również
naturalną regenerację - rozumie się przez to:
o
w odniesieniu do wód - przywrócenie środowiska, elementów przyrodniczych lub ich funkcji
do stanu początkowego oraz usunięcie zagrożenia dla zdrowia ludzi,
o
w odniesieniu do powierzchni ziemi - usunięcie zagrożenia dla zdrowia ludzi, w tym
przywrócenie do stanu zgodnego ze standardami jakości gleby i ziemi, w rozumieniu
przepisów ustawy z dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo ochrony środowiska;
Przez stan początkowy rozumie się stan i funkcje środowiska oraz poszczególnych elementów
przyrodniczych przed wystąpieniem szkody w środowisku, oszacowane na podstawie dostępnych
informacji. W przypadku szkody w powierzchni ziemi rozumie się przez to stan zgodny ze
standardami jakości gleby i ziemi w rozumieniu przepisów ustawy z dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo
ochrony środowiska.
Podstawą postępowania z terenami zdegradowanymi jest USTAWA z dnia 13 kwietnia 2007 r. o
zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie (Dz. U. z dnia 26 kwietnia 2007 r.). Należy
zaznaczyć, że przepisów Ustawy nie stosuje się: jeżeli od emisji lub zdarzenia, które spowodowały
bezpośrednie zagrożenie szkodą w środowisku lub szkodę w środowisku, upłynęło więcej niż 30 lat.
Organem ochrony środowiska właściwym w sprawach odpowiedzialności za zapobieganie szkodom w
środowisku i naprawę szkód w środowisku jest regionalny dyrektor ochrony środowiska. Podejmuje
on działania w porozumieniu z wojewodą, na którego obszarze działania wystąpiło bezpośrednie
zagrożenie szkodą w środowisku lub szkoda w środowisku1.
W przypadku wystąpienia bezpośredniego zagrożenia szkodą w środowisku podmiot korzystający ze
środowiska jest obowiązany niezwłocznie podjąć działania zapobiegawcze 2 . Natomiast w przypadku
wystąpienia szkody w środowisku podmiot korzystający ze środowiska jest obowiązany do:
o
podjęcia działań w celu ograniczenia szkody w środowisku, zapobieżenia kolejnym szkodom i
negatywnym skutkom dla zdrowia ludzi lub dalszemu osłabieniu funkcji elementów
przyrodniczych, w tym natychmiastowego skontrolowania, powstrzymania, usunięcia lub
ograniczenia w inny sposób zanieczyszczeń lub innych szkodliwych czynników;
o
podjęcia działań naprawczych.
Decyzje o konieczności podjęcia działań naprawczych określone są na podstawie zgłoszenia
zainteresowanego lub organu nadzorującego stan środowiska PIOŚ. Decyzje o naprawie szkód w
środowisku są podejmowane przez Regionalną Dyrekcję Ochrony Środowiska w oparciu o
dokumentację przedstawioną przez sprawcę. Decyzja jest podejmowana na podstawie dokumentacji
eksperckiej obejmującej wybór właściwego podejścia i technologii remediacji.
Zgodnie z art. 13 3 , ustęp 1. podmiot korzystający ze środowiska uzgadnia warunki przeprowadzenia
działań naprawczych z Regionalną Dyrekcją Ochrony Środowiska, która może nałożyć obowiązek
1
ustęp 8 Art 6 USTAWA z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie
2
Art. 9. 1. USTAWY z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie
3
USTAWA z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie, ze zmianami
Page 18
naprawy szkody w drodze decyzji. W przypadku gdy podmiot korzystający ze środowiska nie może
zostać zidentyfikowany lub nie można wszcząć wobec niego postępowania egzekucyjnego, lub
egzekucja okazała się bezskuteczna, organ ochrony środowiska sam podejmuje działania
zapobiegawcze lub naprawcze. Ma również obowiązek podjęcia takich działań w przypadku gdy z
uwagi na zagrożenie dla życia lub zdrowia ludzi lub możliwość zaistnienia nieodwracalnych szkód w
środowisku jest konieczna natychmiastowa reakcja..
Wniosek o uzgodnienie warunków przeprowadzenia działań naprawczych powinien zawierać
informacje na temat:
o
obszaru wymagającego podjęcia działań naprawczych;
o
funkcji pełnionych przez obszar wymagający działań naprawczych;
o
początkowego stanu środowiska na danym terenie;
o
aktualnego stanu środowiska na danym terenie;
o
planowanego zakresu i sposobu przeprowadzenia działań naprawczych oraz planowanego terminu
ich rozpoczęcia i zakończenia.
Uzgodnienie warunków przeprowadzenia działań naprawczych następuje w drodze decyzji
określającej:
o
stan, do jakiego ma zostać przywrócone środowisko;
o
zakres i sposób przeprowadzenia działań naprawczych;
o
termin rozpoczęcia i zakończenia działań naprawczych.
Na obszarze, na którym występuje bezpośrednie zagrożenie szkodą w środowisku lub szkoda w
środowisku, organ ochrony środowiska może, w drodze decyzji, nałożyć na podmiot korzystający ze
środowiska prowadzący działalność stwarzającą ryzyko szkody w środowisku, która jest przyczyną
bezpośredniego zagrożenia szkodą w środowisku lub szkody w środowisku, obowiązek prowadzenia
pomiarów zawartości substancji w glebie, ziemi lub wodzie. Podmiot, jest obowiązany przechowywać
wyniki pomiarów oraz dane z monitoringu przez okres 5 lat od zakończenia roku kalendarzowego,
którego dotyczą te wyniki i dane, oraz przedkładać je organowi ochrony środowiska na jego żądanie.
W decyzji dotyczącej przeprowadzenia działań naprawczych organ ochrony środowiska określa:
o
zakres pomiarów;
o
metodykę prowadzenia pomiarów;
o
termin i formę przedkładania wyników pomiarów organowi ochrony środowiska;
Minister Środowiska określił kryteria oceny, czy w danym przypadku wystąpiła szkoda w
środowisku4 . Za kryterium oceny wystąpienia szkody w środowisku wodnym uznaje się zmianę lub
zmiany powodujące jeden lub więcej z następujących mierzalnych skutków:
4
o
pogorszenie warunków poboru lub uzdatniania wody przeznaczonej do spożycia w związku
ze zmianami standardów jakości tej wody, o których mowa w art. 50 ust. 1 ustawy z dnia 18
lipca 2001 r. - Prawo wodne;
o
pogorszenie stanu elementów hydromorfologicznych lub warunków fizykochemicznych, w
tym w szczególności będące następstwem naruszenia zasad zrównoważonego rozwoju w
gospodarowaniu wodami i ich ochrony, wynikających z ustawy z dnia 18 lipca 2001 r. Prawo wodne;
o
obniżenie lub podwyższenie poziomu wód podziemnych powodujące niekorzystne zmiany
ilościowe i jakościowe wód podziemnych i środowisk od nich zależnych.
ROZPORZĄDZENIE MINISTRA ŚRODOWISKA z dnia 30 kwietnia 2008 r. w sprawie kryteriów oceny
wystąpienia szkody w środowisku (Dz. U. z dnia 14 maja 2008 r.).
Page 19
Za kryterium oceny wystąpienia szkody w środowisku na powierzchni ziemi jest zmiana lub zmiany
powodujące jeden lub więcej z następujących mierzalnych skutków:
o
przekroczenie standardów jakości gleby lub ziemi, o których mowa w art. 105 ust. 1 ustawy z
dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo ochrony środowiska (Dz. U. z 2008 r. Nr 25, poz. 150);
o
konieczność zmiany dotychczasowego sposobu wykorzystania powierzchni ziemi.
Standard jakości środowiska 5 określa zawartość niektórych substancji w glebie albo ziemi, poniżej
których żadna z funkcji pełnionych przez powierzchnię ziemi nie jest naruszona. Funkcję pełnioną
przez powierzchnię ziemi ocenia się na podstawie jej faktycznego zagospodarowania i wykorzystania
gruntu, chyba że inna funkcja wynika z planu zagospodarowania przestrzennego.
Standardy jakości gleby i ziemi określił Minister Środowiska w odrębnym rozporządzeniu 6 w którym
uwzględniono:
o
grupy rodzajów gruntów - według kryterium ich funkcji aktualnej lub planowanej;
o
standardy jakości gleby lub ziemi jako zawartości niektórych substancji w glebie albo ziemi,
zróżnicowane dla poszczególnych grup rodzajów gruntów oraz z uwagi na wodoprzepuszczalność
i głębokość.
Glebę lub ziemię 7 uznaje się za zanieczyszczoną, gdy stężenie co najmniej jednej substancji
przekracza wartość dopuszczalną. Standardy jakości gleby lub ziemi są określone z uwzględnieniem
ich funkcji aktualnej i planowanej, dla wyszczególnionych grup rodzajów gruntów. Najostrzejsze
standardy są określone dla grupy A terenów obejmującej nieruchomości gruntowe wchodzące w skład
obszaru poddanego ochronie na podstawie przepisów o ochronie przyrody oraz ustawy - Prawo
wodne. Ponadto zgodnie z Prawem Ochrony Środowiska 8 ,wody podziemne i obszary ich zasilania
podlegają ochronie polegającej w szczególności na zmniejszaniu ryzyka zanieczyszczenia tych wód
poprzez ograniczenie oddziaływania na obszary ich zasilania oraz utrzymywaniu równowagi zasobów
tych wód. Jeżeli przepis szczególny nie stanowi inaczej, wody podziemne na terenie Polski przeznacza
się na zaspokojenie potrzeb bytowych ludzi.
Ponadto o wymogach co do jakości wód podziemnych decydują zapisy Prawa Wodnego. Zgodnie z
nim celem planowania w gospodarowaniu wodami jest między innymi osiągnięcie lub utrzymanie co
najmniej dobrego ich stanu (ilościowego i chemicznego). Definicja dobrego stanu chemicznego wód
podziemnych znajduje się w Rozporządzeniu MŚ z dn. 23 lipca 2008 r. w sprawie kryteriów i sposobu
oceny stanu wód podziemnych (Dz.U. nr 143 poz. 896). Stan jakościowy określa się dla każdego
okresu, do którego stosuje się plan gospodarowania wodami na obszarze dorzecza.
Ocenę stanu chemicznego przeprowadza się w jednolitych częściach wód podziemnych w odniesieniu
do punktu pomiarowego lub całej jednolitej części wód podziemnych. Rozporządzenie MŚ z dn. 13
maja 2009 r. w sprawie form i sposobu prowadzenia monitoringu jednolitych części wód
powierzchniowych i podziemnych określa m.in. referencyjne metody pomiarowe oraz warunki
zapewnienia jakości monitoringu wód podziemnych.
5
Art. 103. Prawo Ochrony Środowiska
6
ROZPORZĄDZENIE MINISTRA ŚRODOWISKA z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości gleby
oraz standardów jakości ziemi. (Dz. U.02.165.1359 z dnia 4 października 2002 r.)
7
§ 1. 1. ROZPORZĄDZENIA MINISTRA ŚRODOWISKA z dnia 9 września 2002 r. w sprawie standardów jakości
gleby oraz standardów jakości ziemi.
8
Art. 98 USTAWA z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo ochrony środowiska
Page 20
Legal Situation and Practice of Contaminated Groundwater Management in Poland
Dariusz Choromański, Monika Konieczyńska, Wojciech Wołkowicz,
Polish Geological Institute-National Research Institute, 00-975 Warszawa, Rakowiecka 4
In Poland there are no experiences with regard to the application of the monitored natural attenuation, including interpretation of law. In the definition area it is permissible to use natural
regeneration as a method of restoring natural values. In the Act on Preventing and Remedying
Damage in the Environment 9 of 13 April 2007 there is a definition of remediation of natural
elements which includes also natural regeneration:
o
in relation to waters – restoration of the environment, natural elements or functions
thereof to the original status by removing risks for human health,
o
in relation to the earth surface – removal of risks for human health, including restoration
to the condition in conformity with soil and earth quality standards within the meaning of
the Act of 27 April 2001 – Environmental Protection Law.
The original status is understood as the status and functions of the environment and particular
natural elements before the damage in the environment occurred, estimated on the basis of
separate information. In the event of damage of the earth surface it is understood as the status
in conformity with soil and earth quality standards within the meaning of the provisions of the
Act of 27 April 2001 – Environmental Protection Law. The basis for the management of degraded sites is the Act on Preventing and Remedying Damage in the Environment of 13 April
2007 (Journal of laws Dz. U. of 26 April 2007). It must be remarked that according to the Act
the provisions are not applicable if more than 30 years passed from the emission or the event
which caused a direct risk of damage in the environment or damage in the environment.
An environmental protection bodies competent in the issues of liability for the prevention of
damage in the environment and remediation of damage in the environment is a regional director for environmental protection. If a direct risk of damage or damage in the environment occurred in the territory of two or more provinces, the regional director for environmental protection who was first involved is responsible. The regional director for environmental protection takes up measures in agreement with the governor on whose area the direct risk of damage or damage in the environment occurred. A body superior in relation to the regional director for environmental protection is the General Director for Environmental Protection1.
In the event of a direct risk of damage in the environment, the entity making use of the environment is obliged to take immediate preventive actions10 . While in case of damage in the
environment, the entity making use of the environment is obliged to:
o
take up actions to reduce damage in the environment, prevent successive damage and
negative effects for human health or further decrease of natural elements’ functions, including immediate control, discontinuance or reduction in a different manner of pollutions or other hazardous factors;
o
take up repair actions.
Decisions about the necessity to take up repair actions are specified on the basis of the concerned entity’s notice or by the body responsible for monitoring the environment status of the
State Inspection of Environmental Protection (PIOŚ). Decisions on remedying damage in the
9
Article 6.8 of the ACT of 13 April 2007 on Preventing and Remedying Damage in the Environment
10
Art. 9. 1. of the ACT of 13 April 2007 on Preventing and Remedying Damage in the Environment
Page 21
environment are taken by a Regional Directorate for Environmental Protection based on presented documentation. The decision is taken on the basis of experts’ documentation including
selection of an appropriate approach and remediation technology.
According to article 13.1 11 , the entity making use of the environment agrees the conditions of
repair activities with a Regional Directorate for Environmental Protection, which can impose
an obligation to remedy damage when entity making use of the environment cannot be identified or if enforcement proceedings cannot be instituted against it, or the enforcement was ineffective; or, due to the risk for human health or life, or possibilities of irreparable damage in
the environment commencement of those action is immediately required.
The motion for agreeing conditions of repair activities should include information about:
o
the area requiring repair actions to be taken;
o
functions performed by the site requiring repair actions;
o
original status of the environment within the given site;
o
current status of the environment within the given site;
o
planned scope and manner of conducting repair actions and planned date of their beginning and end.
Approval of conditions for conducting repair actions is done by means of a decision specifying:
o
status to which the environment must be restored;
o
scope and manner of conducting repair actions;
o
date of starting and ending repair actions.
In the area where there is a direct risk of damage in the environment, the environmental protection authority can, by means of a decision, impose an obligation to keep measurements of
the substance contents in soil, earth or water upon the entity making use of the environment
which conducts activities creating risks of damage in the environment which is a reason for a
direct risk of damage in the environment or damage in the environment. The entity is obliged
to maintain the measurement results and monitoring data for a period of 5 years following the
end of a calendar year the results apply to, and present them to the environmental protection
authority upon its request. In the decision concerning repair actions, the environmental protection authority specifies:
o
scope of measurements;
o
methodology of measurement taking;
o
date and form of submitting measurement results to the environmental protection authority;
The minister in charge of environmental protection, guided by the need to ensure a proper
level of environmental protection, defined, by means of a regulation, assessment criteria
whether damage in the environment occurred in a given case 12 . In article 4 of the mentioned
regulation, the assessment criterion of existence of damage in the environment in waters is a
change or changes causing one or more of the following measurable effects:
11
12
of the ACT of 13 April 2007 on Preventing and Remedying Damage in the Environment, with later amendments
REGULATION OF THE MINISTER OF ENVIROMMENTAL PROTECTION of 30 April 2008 on the criteria for
the assessment of damage occurence in the environment (Journal of laws Dz. U. of 14 May 2008).
Page 22
o
deterioration of intake or treatment conditions of water used for consumption in connection with changes of the water’s quality standards referred to in art. 50.1 of the Act of 18
July 2001 – Water Law;
o
deterioration of condition of hydromorphological elements or physical and chemical conditions, including, in particular, those being a result of sustainable development rules in
water management and their protection, resulting from the Act of 18 July 2001 – Water
Law;
o
decrease of the underground water levels resulting in unfavourable qualitative and quantitative changes of underground water and environments dependent thereon;
o
increase of the underground water levels resulting in unfavourable qualitative and quantitative changes of underground water and environments dependent thereon.
At the same time, in article 5 of the said regulation the criterion for the assessment of damage
occurrence in the environment on the earth surface is a change or changes resulting in one or
more measurable effects:
o
exceeding the standards of soil or earth quality referred to in art. 105.1 of the Act of 27
April 2001 – Environmental Protection Law (Journal of laws Dz. U. of 2008, no. 25, item
150);
o necessity to change the previous manner of using the earth surface.
The environment quality standard 13 specifies the contents of some substances in soil or earth
below which none of the functions performed by the earth surface is not violated. The function performed by the earth surface is evaluated on the basis of its factual management and
land use unless another function results from the spatial development plan.
The quality standards for soil and earth have been determined by the Minister of Environment in a
separate regulation 14 in which the following was considered:
o
soil type groups – according to the criterion of their current or planned function;
o
quality standards for soil or earth as contents of some substances in soil or earth, differentiated for particular soil type groups and due to water permeability and depth.
Soil or earth 15 is considered polluted when the concentration of at least one substance exceeds
the permissible value. The quality standards for soil and earth are specified considering their
current and planned function, for particular soil type groups. The strictest standards are specified for group A covering also landed properties being a part of the site protected under the
provisions of the Water Law Act. Additionally, according to the Environmental Protection
Act 16 , underground waters and their supply areas are subject to protection entailing, in particular:
o
decreasing the risk of contamination of those waters by reducing impacts on their supply
areas;
13
Art. 103 of the Environmental Protection Law
14
REGULATION OF THE MINISTER OF ENVIRONMENT of 9 September 2002 on the quality standards for soil
and the quality standards for earth (Journal of laws Dz. U.02.165.1359 of 4 October 2002)
15
§ 1.1. REGULATION OF THE MINISTER OF ENVIRONMENT of 9 September 2002 on the quality standards
for soil and the quality standards for earth.
16
Art. 98 of the ACT of April 2001 – Environmental Protection Law
Page 23
o
maintaining the balance of those waters’ resources.
If a special regulation does not provide otherwise, underground water is intended for the satisfaction of human welfare needs.
Furthermore, provisions of the Water Law Act decide about the requirements of underground
water reclamation. According to the Act, the objective of planning in water management is,
achievement or maintenance of at least good status (quantitative and chemical) of waters. A
definition of a good chemical status of underground water is included in the Regulation of the
Minister of Environment of 23 July 2008 on the Criteria and Methods of Evaluating the Status
of Underground Water (Journal of laws Dz.U. no. 143, item 896). The qualitative status is
determined for each period to which a water management plan within the basin area is applied. The evaluation of the chemical status is carried out in homogenous parts of underground water in relation to the measurement point or the entire part of underground water.
The Regulation of the Minister of Environment of 13 May 2009 on the Forms and the Method
of Conducting Monitoring of Homogenous Parts of Surface and Underground Water specifies
reference measurement methods and conditions to assure the quality of underground water
monitoring.
Page 24
(Deklaracja LABO)
Johannes Müller, autorytet ds. wydobycia, energii i geologii, Dolna Saksonia, Hanower
(przewodniczący podkomisji)
Członkowie podkomisji (współautorzy):
P. Börke
V. Brill
M. Feskorn
M. Fickus
D. Frank
B. Kabardin
W. Kohler
A. Mitschard
S. Mock
M. Odensaß
W. Pinther
H. Wirth
V. Zeisberger
Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft
Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume des Landes Schleswig-Holstein
Landesumweltamt Brandenburg
Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht, Rheinland-Pfalz
Landesamt für Umwelt- und Arbeitsschutz, Saarland
Umweltbundesamt
Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz, Baden-Württemberg
Staatliches Amt für Umwelt und Natur Ueckermünde, Mecklenburg-Vorpommern
Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie
Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz, Nordrhein-Westfalen
Bayerisches Landesamt für Umwelt
Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt, Hamburg
Hessisches Landesamt für Umwelt und Geologie
Na wniosek Komisji ds. terenów skażonych (ALA) doraźna podkomisja ustanowiła Niemiecką
Krajową/Landów Federalnych Komisję ds. Ochrony Gleby (LABO), aby udowodnić
możliwość zastosowania naturalnego procesu samooczyszczania (NA) w gospodarce terenami
skażonymi. W wyniku tego opublikowano federalne stanowisko negocjacyjne w tej kwestii,
które obejmuje następujące tematy:
o
Definicje pojęć NA, MNA oraz ENA
o
Omówienie kwestii ustawodawczych w odniesieniu do wprowadzenia NA do gospodarki
terenami skażonymi
o
Warunki wstępne do zastosowania koncepcji MNA oraz
o
Zalecenie co do strategii zastosowania
Stanowisko negocjacyjne ogranicza się do rozważenia NA w strefie nasyconej i przedstawia
wnioski dotyczące szkód spowodowanych w wodach gruntowych przez tereny skażone. W
stanowisku negocjacyjnym użyte i zdefiniowane zostały następujące pojęcia:
o
Naturalne procesy samooczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego (NA) obejmują
procesy fizyczne, chemiczne oraz biologiczne, które prowadzą, bez ingerencji człowieka,
do zmniejszenia masy, obciążenia, toksyczności, mobilności, wielkości czy stężenia
substancji w glebie czy wodach gruntowych. Obejmuje to rozkład biologiczny,
transformację chemiczną, sorpcję, dyspersję, dyfuzję oraz ulatnianie się substancji.
o
Monitorowane samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego (MNA) to działania
monitorujące mające na celu obserwowanie skuteczności NA.
o
Wspomagane samooczyszczanie środowiska gruntowo-wodnego (ENA) jest uważane za
działanie remediacyjne in situ, gdyż rozpoczęcie, stymulacja czy wsparcie NA poprzez
wstrzykiwanie dodatków wykorzystujących naturalnie daną przestrzeń dla reakcji będą w
aktywny sposób manipulowały procesami.
Pojęcie “koncepcja MNA” będzie stosowane w stanowisku negocjacyjnym dla urzędowego
procesu decyzyjnego uwzględniającego NA i proporcjonalność ewentualnych aktywnych
działań, aby odejść od zadań remediacyjnych na rzecz MNA. Zasadniczo częściami
składowymi koncepcji MNA są:
Page 25
a.
Określenie weryfikowalnych wartości docelowych oraz prognoz czasowych, które są
uważane za wyniki konieczne NA, jak również kamieni milowych okresu na
zrealizowanie celów,
b.
Określenie działań monitorujących (MNA) i obowiązków sprawozdawczych.
Zapewnienie dodatkowych działań do czasu osiągnięcia wartości docelowych w
przypadku, kiedy prognoza jest nieudana.
Badania mające udowodnić skuteczność NA i jej prognoz, jak również przegląd warunków
wstępnych zorientowanych na dany teren są wymogami tej konkretnej procedury.
W stanowisku negocjacyjnym procesy NA są klasyfikowane jako odpowiednie warunki
nakierowane na dany teren w odniesieniu do niemieckiej federalnej Ustawy o ochronie gleby
(BBodSchG). Działań MNA nie można sklasyfikować jako działania remediacyjnego w
znaczeniu art. 2(7) ustawy BBodSchG, gdyż nie będzie ono w aktywny sposób manipulowało
procesem w celu zredukowania skażeń. Większość członków grupy LABO wyraziła opinię,
że MNA nie klasyfikuje się również jako działania ochronne i restrykcyjne według artykułu
2(8) ustawy BBodschG, ponieważ działania te uważa się za techniczne lub administracyjne.
Uzasadnionym jest, że postanowienia (a) do (c) podane powyżej są dane według urzędowego
porządku, według zgodności z planem oczyszczania lub według umowy na mocy prawa
publicznego.
W poszczególnych indywidualnych fazach gospodarki terenami skażonymi zalecane są
specjalne badania dla procesów NA w pierwszej fazie badań szczegółowych (rys. 1).
Uwzględnienie NA można wówczas przeprowadzić w trakcie oceny ryzyka. Na podstawie
oceny ryzyka można zdecydować o postępowaniu zgodnie z koncepcją MNA. Warunkiem
wstępnym jest to, że remediacja jako jedyne działanie jest nieproporcjonalna.
Ponadto, koniecznym jest przeprowadzenie badań zorientowanych na dany teren, aby być w
stanie udowodnić warunki wstępne dla koncepcji MNA, i aby ocenić je w indywidualnych
przypadkach. Istotne są następujące tematy:
o
Uwzględnienie źródła zanieczyszczeń dla decyzji o oczyszczaniu źródła
o
Uwzględnienie smugi zanieczyszczeń oraz prognozy rozwoju smugi
o
Zidentyfikowanie istotnych zorientowanych na dany teren procesów NA
o
Uwzględnienie dotychczas nie zanieczyszczonej wody gruntowej, dalszych zasobów i
receptorów, które muszą być chronione
W stanowisku negocjacyjnym przedstawione są zalecenia jako wsparcie decyzji dla oceny
badań i warunków wstępnych zorientowanych na dany teren. Krótko mówiąc, zalecenia do
stosowania koncepcji MNA są następujące:
o
Masa zanieczyszczeń w źródle czy emisja ze źródła powinny zostać zmniejszone, aby
chronić do tej pory nie dotknięte zanieczyszczeniami wody gruntowe i dalsze zasoby,
oraz aby skrócić okres trwania niszczenia wód gruntowych.
o
Całość procesów redukcji masy strumienia (np. degradacja biologiczna, transformacja
chemiczna i sorpcja) powinna znacznie przewyższać procesy rozcieńczania.
o
Wyniki badań powinny pozwalać na prognozowanie rozwoju smugi w przyszłości.
o
Prognoza powinna pokazywać, że stan smugi jest „quasi nieruchomy” lub kurczący się,
aby wykluczyć ryzyko zanieczyszczenia ze strony dotychczas nie dotkniętej
zanieczyszczeniem wody gruntowej, dalszych zasobów i receptorów.
Page 26
Analiza badawcza
Z powodu podejrzenia skażenia (§ 9 (1) BBodSchG)
Nie
Uzasadnić
podejrzenie?
Ogólnie, bez działań
Tak
Szczegółowe badanie
Indywidualne, zorientowane na teren badanie w odniesieniu do receptorów jak woda
gruntowa, narażenie człowieka, zbiorów, (§ 9 (2) BBodSchG).
Nie
Ocena ryzyka
Szkody w wodach gruntowych,
narażenie człowieka czy zbiorów już
istnieje czy należy sie go obawiać?
Ogólnie, bez działań
Tak: Wymagane zapobieganie niebezpieczeństwu
(§ 4 (3) BBodSchG), lecz jeżeli
Obciążenie skażeniem
wód gruntowych jest
permanentie niskie, a szkody
wód gruntowych są
ograniczone lokalnie ?
Ogólnie remediacja nie jest
konieczna, gdzie wymagane są
działania kontrolne
Tak
Nie
Ogólnie
w indywidualnych przypadkach, w sposób
polubowny pomiędzy wszystkimi stronami
Badanie remedialne
(Decyzja administracyjna o działaniach, które mają być zrealizowane (§2 (7) BBodSchG)
Nie
Badanie ma zadecydować o zakresie i sposobie działań remediacyjnych
(scenariusze oczyszczania, - porównania, analiza korzyści kosztowej)
Wskaźniki,
że warunki wstępne
zorientowanej na teren
MNA są
zrealizowane?
Tak
Nie
Analizowanie warunków wstępnych MNA zorientowanych
na teren (badania zorientowane na teren, aby udowodnić
warunki wstępne dla koncepcji MNA)
Wskaźniki, że warunki
wstępne MNA
zorientowanej na teren są
zrealizowane?
„tradycyjne“ badanie remediacyjne
bez uwzględniania procesów NA
Nie
Tak
Analizowanie warunków wstępnych MNA zorientowanych na teren
(badania zorientowane na teren, aby udowodnić warunki wstępne dla
koncepcji MNA)
Nie
Warunki wstępne MNA
zorientowane na teren
spełnione?
Tak
Nie
Remediacyjne
działania są
nieproporcjonalne?
(wyjątkowo bez
prowadzenie badania
remediacyjnego)
Tak
Tak
Warunki wstępne MNA
zorientowane na teren
spełnione?
Remediacyjne
działania są
proporcjonalne?
Tak
Nie
Remediacyjne działania
są częściowo
proporcjonalne?
Nie
Tak
Remediacja
Remediacja w połączeniu z
MNA
MNA
Realizacja MNA jako wyłącznego działania ma zastosowanie jedynie, jeżeli po ocenie ryzyka
warunki wstępne zorientowane na teren w indywidualnym przypadku są spełnione, a
działania remediacyjne są nieproporcjonalne.
Możliwe podejście do wdrożenia koncepcji MNA w praktyce obejmuje następujące kroki:
Page 27
Krok I Sprawdzenie warunków wstępnych dla koncepcji MNA
I.1 Urzędowe wymogi i uzgodnienie ogólnych warunków
Koncepcja MNA jest wynikiem decyzji podjętej w indywidualnym przypadku
Uzgodnienie zakresu i sposobu badania NA
MNA nie neguje wymogu remediacji z zasady
MNA jako wyłączne działanie ma zastosowanie jedynie, jeżeli wymogi NA są spełnione a
działania remediacyjne są nieproporcjonalne
Jeżeli działania remediacyjne jako działania wyłączne są proporcjonalne, MNA nie jest
alternatywą.
Aby ocenić procesy NA w przyszłości, należy uzgodnić i zrealizować długoterminowy
monitoring.
Zapewnienie dodatkowych działań do czasu osiągnięcia wartości docelowych w przypadku,
kiedy prognoza jest nieudana.
I.2 Analizowanie zorientowanych na dany teren warunków wstępnych dotyczących
zorientowanego na dany teren potencjału NA
obszarów wprowadzających zanieczyszczenie i podpowierzchniowych obszarów reakcji
koncepcyjny model hydrogeologiczny
Krok II Udowodnienie skuteczności procesów NA i zaprojektowanie koncepcji MNA
zorientowanej na dany teren
II.1 Zorientowane na dany teren badania, aby udowodnić skuteczność procesów NA
Trójwymiarowy zakres smugi zanieczyszczeń
Ładunki zanieczyszczeń w różnych panelach kontroli (równowagi) w dole strumienia?
Identyfikacja i kwantyfikacja stosownego procesu NA
Badania mające ustalić urzędową prognozę procesów NA
II.2 Prognoza rozwoju smugi
Ustanowienie modelu numerycznego przepływu wód gruntowych, transportu zanieczyszczeń i
reakcji zanieczyszczeń
Prognoza długoterminowego rozwoju procesów NA
Opisywanie niepewności na podstawie scenariuszy i analizy wrażliwości
Identyfikowanie parametrów wiodących dla monitorowania długoterminowego
II.3 Zbadanie i ocena wyników badań
Końcowa analiza i ocena wszystkich warunków granicznych i wyników badań
Zorientowana na dany teren ocena działań remediacyjnych (po badaniach remediacyjnych)
II.4 Projekt koncepcji MNA i przyczyny jej stosowalności
Projekt koncepcji MNA, w tym wszystkich związanych z tym uzgodnień
Projekt finansowy działań
Przyczyny stosowania MNA zamiast działań remediacyjnych
Krok III
Urzędowa decyzja o stosowaniu i wdrożeniu MNA
Kryteria decyzji:
o Czy zorientowane na dany teren wymogi dla MNA są spełnione?
o Czy koncepcja MNA zapewnia działania monitorujące i możliwość interwencji w przypadku
nieudanej prognozy?
o Która część smugi zanieczyszczeń musi zostać oczyszczona proporcjonalnymi działaniami
remediacyjnymi?
o W których częściach smugi MNA jest proporcjonalną alternatywną opcją zamiast remediacji?
Uzgodnienie urzędowych zasad
Krok IV
Wdrożenie MNA
Realizacja monitoringu
Weryfikacja prognozy (porównanie cel/realizacja), jeżeli konieczne, korekta podejścia
Końcowa ocena ryzyka po zrealizowaniu celu
Stanowisko negocjacyjne opisuje w jaki sposób procesy NA mogą być uwzględnione w
gospodarce terenu zanieczyszczonego. Systematyczne podejście nakreślone w stanowisku
negocjacyjnym umożliwia znalezienie decyzji w powtarzalny sposób. Lecz stosowanie
koncepcji MNA musi być decyzją podejmowaną w indywidualnym przypadku, podjętą w
ścisłej współpracy pomiędzy odpowiedzialną stroną a władzami.
Page 28
Implementation of MNA in Germany - Procedures, Requirements and Legal Aspects
(LABO-Statement)
Johannes Müller, Authority for Mining, Energy and Geology, Lower Saxony, Hanover
(chairman of the subcommittee)
Members of the subcommittee (co-authors):
P. Börke
V. Brill
M. Feskorn
M. Fickus
D. Frank
B. Kabardin
W. Kohler
A. Mitschard
S. Mock
M. Odensaß
W. Pinther
H. Wirth
V. Zeisberger
Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft
Landesamt für Landwirtschaft, Umwelt und ländliche Räume des Landes Schleswig-Holstein
Landesumweltamt Brandenburg
Landesamt für Umwelt, Wasserwirtschaft und Gewerbeaufsicht, Rheinland-Pfalz
Landesamt für Umwelt- und Arbeitsschutz, Saarland
Umweltbundesamt
Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz, Baden-Württemberg
Staatliches Amt für Umwelt und Natur Ueckermünde, Mecklenburg-Vorpommern
Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie
Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz, Nordrhein-Westfalen
Bayerisches Landesamt für Umwelt
Behörde für Stadtentwicklung und Umwelt, Hamburg
Hessisches Landesamt für Umwelt und Geologie
On suggestion of the Commission on Contaminated Sites (ALA) an ad-hoc-subcommittee has
been established by The German National/Federal States Committee on Soil Protection
(LABO) to prove the opportunity to consider natural attenuation processes (NA) in contaminated site management. As a result a federal position paper was published, which covers the
following topics:
o
Definitions of the terms NA, MNA, and ENA
o
Discussion of legislative questions in relation to the integration of NA into contaminated
site management
o
Prerequisites for using a MNA-concept and
o
A recommendation for an application strategy
The position paper is limited for the consideration of NA in the saturated zone and provides
conclusions for groundwater damages caused by contaminated sites. In the position paper the
following terms are used and defined:
o
Natural Attenuation processes (NA) covers physical, chemical and biological processes,
which lead without human interference to the reduction of mass, load, toxicity, mobility,
volume or concentration of a substance in soil or groundwater. It includes biological degradation, chemical transformation, sorption, dispersion, diffusion and volatilization of the
substances
o
Monitored Natural Attenuation (MNA) are monitoring measures to observe the effectiveness of NA
o
Enhanced Natural Attenuation (ENA) is considered as in situ remediation action, since
initiation, stimulation or support of NA by injection of additives using naturally given
room for the reactions will actively manipulate the processes.
The term "MNA-concept" will be used in the position paper for an authoritative decision
process considering NA and the proportionality of possible active measures to desist from
remediation tasks in favor of MNA. Constituent parts of the MNA-concept are in principle:
Page 29
a.
Determination of verifiable target values in space and time based on prognosis, which are
considered as imperative results of NA, as well as milestones for the period to reach the
objectives,
b.
Determination of monitoring measures (MNA) and reporting duties,
c.
Provision of additional actions until achievement of the target values in case of prognosis
failure.
Investigations to prove the effectiveness of NA and its prognosis as well as the revision of
site-oriented preconditions are required by this particular procedure.
In the position paper NA processes are classified as relevant site-oriented conditions with reference to the German Federal Soil Protection Act (BBodSchG). MNA measures can not be
classified as remedial action in the meaning of the BBodSchG article 2 (7), since it will not
actively manipulate the processes to reduce contaminations. The majority of the LABO has
opined that MNA is also not classifiable as protection and restriction measures according to
article 2 (8) of the BBodschG, because these measures are considered to be technical or administrative.
It is justifiable that the stipulations (a.) to (c.) mentioned above are made by official order, by
compliance to the remediation plan, or by a contract under public law.
In the individual phases of contaminated site management special examinations for NA processes are recommended first in the phase of detailed investigations (Figure 1). Consideration
of NA can then be carried out in the course of risk assessment. On basis of the risk assessment
one can decide to follow the MNA-concept. It is a precondition that a remediation as solely
measure is disproportionately.
Furthermore it is necessary to conduct site-oriented investigations to be able to prove preconditions for an MNA-concept and to assess them in individual cases. The following topics are
relevant:
o
Consideration of the contaminant source for the decision of source treatment
o
Consideration of the contaminant plume and the prognosis of plume development
o
Identification of the relevant site-oriented NA processes
o
Consideration of the so far not affected groundwater, further resources and receptors,
which have to be protected
In the position paper recommendations are provided as decision support for the assessment of
the site-oriented investigations and preconditions. Briefly, the recommendations for the application of an MNA-concept are:
o
Mass of contaminants in the source or the emission of contaminants from the source
should be reduced to protect the so far not affected groundwater and further resources and
to shorten the period of the existence of groundwater damage.
o
Entirety of the mass flux reducing processes (e.g. biological degradation, chemical transformation, and sorption) should far override the diluting processes.
o
Results of investigation should allow the prognosis of plume development in future.
o
Prognosis should show that the plume status is 'quasi stationary' or shrinking to exclude
polluting risk from the so far not affected groundwater, further resources and receptors.
Page 30
Exploratory Analysis
Because of a suspicion in contamination (§ 9 (1) BBodSchG)
No
Substantiate
suspicion?
Generally, no measures
Yes
Detailed Investigation
Individual site-oriented investigation with regard to receptors like groundwater, human
and crop exposure, (§ 9 (2) BBodSchG).
No
Risk assessment
Groundwater damage,
human or crop exposure already
realized or to be afraid of?
Generally, no measures
Yes: Danger preventation is required
(§ 4 (3) BBodSchG), but if
Contaminant load into
the groundwater is permanently
low and groundwater damage is
locally limited?
Generally, remediation isn‘t
necessary, where required control
actions
Yes
No
Generally
In individual cases, amicably between all parties
Remedial investigation
(Administrative discretion about the measures which has to be realized (§2 (7) BBodSchG)
No
Investigations to decide the extent and manner of remedial activities
(clean up - scenarios, - comparisons, cost-benefit analysis)
Indications,
that the site-oriented
MNA preconditons are
fulfilled?
Yes
Analysing site-oriented MNA preconditons (site-oriented
investigations to prove preconditions for an MNA-concept )
Indications, that the siteoriented MNA preconditons
are fulfilled?
No
„traditional“ remedial investigation
without consideration of NA processes
No
Yes
Analysing site-oriented MNA preconditons (site-oriented investigations
to prove preconditions for an MNA-concept )
No
Remediation
measures are
disproportional?
(exceptionally without
carry out a remedial
investigation)
Yes
Yes
Yes
No
Site-oriented MNA
preconditons fulfilled?
Site-oriented MNA
preconditons fulfilled?
Remediation measures
are proportional?
Yes
No
Remediation measures
are partly proportional?
No
Yes
Remediation
Remediation in conjunction
with MNA
MNA
Execution of MNA as solely measure is only applicable, if after the risk assessment the siteoriented preconditions of the individual case are fulfilled and remediation measures are disproportionately.
A possible approach to implement an MNA-concept in practice includes the following steps:
Page 31
Step I
Checking preconditions for a MNA-concept
I.1 Authoritative requirements and agreement of general terms and conditions
A MNA-concept is result of a individual case decision.
Agreement about extent and manner of NA investigation.
MNA doesn’t deny the requirement of remediation in principle.
MNA as exclusive measure is only applicable if the NA requirements are fulfilled and remediation measures are disproportionally.
If remediation measures as exclusive measures are proportionally, MNA is no alternative.
To evaluate NA processes in future, a long-term monitoring has to be agreed and realized.
Provision of additional actions until achievement of the target values in case of prognosis failure.
I.2 Analysing the site -oriented preconditions concerning
Site -oriented NA potential
Contaminant input areas und subsurface reaction areas
Conceptual hydrogeological model
Step II Proofing effectiveness of NA processes und designing a site-oriented MNAconcept
II.1 Site-oriented investigations to proof the effectiveness of NA processes
3D-extent of the contaminant plume
Contaminant loads at different downstream control (balance) panels
Identification and Quantification of relevant NA Processes
Investigations to establish an authoritative forecast of NA Processes
II.2 Prognosis of plume development
Establishing a numerical model of groundwater flow, contaminant transport and contaminant
reaction
Forecast of long-term development of NA processes
Describing the uncertainties on the basis of scenarios and sensitivity analysis
Identifying lead parameters for long-term monitoring
II.3 Examination and evaluation of investigation results
Terminal analysis and appraisal of all boundary conditions and investigation results
Site-oriented appraisal of remediation measures (after remedial investigations)
II.4 Design of the MNA-concept und reasons of it applicability
Design of the MNA-concept including all associated agreements
Financial design of measures
Reasons for the applicability of MNA instead of remediation measures
Step III Authoritative decision about applicability and implementation of MNA
Decision criteria:
o Site-oriented requirements for MNA are fulfilled?
o Does the MNA-concept assure monitoring measures and the possibility for intervention in case
of prognosis failure?
o Which part of the contaminant plume has to be cleaned up by proportional remediation measures?
o In which parts of the plume MNA is the proportional alternative option instead of remediation?
Agreement of authoritative rules
Step IV Implementation of MNA
Execution of monitoring
Verification of prognosis (target/actual comparison), if necessary, adjusting the approach
Terminal risk assessment after target achievement
The position paper describes how NA processes could be considered in contaminated site
management. The systematic approach outlined in the position paper enables one to find a
decision in a reproducible way. But the application of an MNA-concept has to be an individual case decision and should be made in close cooperation between the responsible party and
the authorities.
Page 32
Wyzwania i ograniczenia oczyszczania u źródła terenów skażonych rozpuszczalnikami
chlorowanymi
Sibylle Grandel, Uniwersytet Christiana Albrechta w Kilonii – Instytut Nauk o Ziemi i
Geologii Stosowanej
Usuwanie źródła jest prawnie zalecanym warunkiem wstępnym w Niemczech do stosowania
monitorowanego naturalnego samooczyszczania w koncepcjach remediacji (LABO, 2005).
Korzyści całkowitego usunięcia źródła są oczywiste; jednakże praktyczne wysiłki często
kończą się klęską z wielu powodów. Szansa osiągnięcia celów oczyszczania źródła za
pomocą właściwego i skutecznego działania zależy w głównej mierze od dostępnych
informacji na temat źródła, architektury, masy i inwentaryzacji, jak również na temat
przepływu i procesów transportu w warstwie podpowierzchniowej.
Rozwój techniczny w ciągu ostatnich lat w dziedzinie metod geofizycznych i/lub
bezpośredniego wypychania umożliwia, przy rozsądnych wysiłkach, badanie lokalizacji i
kształtu źródła – przynajmniej w porowatych warstwach wodonośnych. Inwentaryzacja źródła
dla rozpuszczalników chlorowanych może zostać przeprowadzona poprzez analizy wód
gruntowych. Jednakże wciąż istnieją techniczne i/lub metodologiczne ograniczenia
szczegółowych badań architektury źródła i składowanej masy zanieczyszczeń, w
szczególności dla starszych terenów skażonych. Te niepewności z badań terenowych
powodują ograniczenia wyraźnych szacunków i prognoz w sprawie emisji ze źródła przez
modelowanie numeryczne. Lecz nawet kiedy do pewnego stopnia znana jest inwentaryzacja,
architektura i masa zanieczyszczenia źródła, położenie, wielkość i/lub wiek źródła często
utrudniają pełne usunięcie źródła z powodów finansowych czy niedostępności technicznej. W
konsekwencji, w najlepszym wypadku osiąga się częściowe usunięcie źródła, aczkolwiek
skutki tego na emisję ze źródła i rozwój smugi są raczej nieznane.
Skutki (częściowego) oczyszczenia źródła jak dotąd były głównie rozpatrywane pod
względem redukcji masy zanieczyszczeń do redukcji długości życia źródła i wobec tego do
czasu trwania emisji ze źródła. W jakim zakresie, lub w jakim czasookresie, usunięcie masy
źródła ma wpływ na wskaźnik emisji, tzn. strumienia zanieczyszczeń do strefy wodonośnej,
jest raczej nieznane. Związek ten badano dla przypadków chlorowanego rozpuszczalnika
DNAPL (rozpuszczone, niemieszające się z wodą ciecze gęstsze od wody) przy pomocy
pewnego modelu i badań terenowych w ostatnich latach:
o
Rozpuszczanie DNAPL w naturalnych warunkach polowych zależy od czynników o
dużej skali takich jak architektura źródła i warunki przepływu, jak również od procesów
zależnych od skali porów np. dyfuzji, nasycenia DNAPL, itd. Według badań modelowych
z Eberhardt & Grathwohl (2002) ramy czasowe rozpuszczania się chlorowanych
rozpuszczalników DNAPL mogą się wahać od kilku lat (kule)? do dziesiątek czy setek lat
(zbiorniki).
o
Wielkość masy skażenia w źródle ma wpływ na długość smugi w mniejszym zakresie.
Natomiast czas oczyszczania źródła po zrzuceniu zanieczyszczeń ma wpływ na wielkość i
stężenie substancji zanieczyszczającej tworzącej smugę (Falta et al., 2005a, b; Peter et al.,
2008). Ze względu na aspekty praktyczne można wywnioskować, że późne oczyszczanie
źródła (ok. 12-20 lat od rozpoczęcia zrzucania) prawie w ogóle nie zmniejsza długości
smugi i może zmniejszać całkowitą wielkość substancji zanieczyszczających
przenoszonych w dół do warstwy wodonośnej w niewielkim zakresie. Wobec tego
oczyszczanie smugi może być konieczne oprócz oczyszczania źródła.
Page 33
o
Stosunek redukcji masy w źródle do redukcji strumienia substancji zanieczyszczających
wpływających do smugi zależy głównie od architektury źródła. Stosunki 1:1 tzn.
krótkotrwała redukcja emisji zanieczyszczeń po oczyszczeniu źródła zostały
zaobserwowane w kilku badaniach terenowych (DiFilippo & Brusseau, 2008; McGuire et
al., 2006), jednakże możliwe są również relacje nieliniowe. Skutek oczyszczania źródła
na krótko- i długoterminowe redukowanie strumienia zanieczyszczeń wypływającego ze
źródła i wobec tego na czasowy rozwój emisji jest trudny do przewidzenia, jako że
istotnych parametrów modelowania nie można, lub tylko w pewnym stopniu można
określić w terenie.
Podsumowując, szansa osiągnięcia i wiarygodnego przewidzenia celów remediacji źródła jak
redukcja długości smugi, redukcja emisji, zmniejszenie czasu remediacji, zależy od
szczegółowej znajomości terenu i warunków źródła. W zależności od tych warunków i
rozpoczęcia oczyszczania źródła po zrzucie zanieczyszczeń, niektóre z wyżej wymienionych
celów nie są możliwe, lub mogą zostać osiągnięte jedynie nieproporcjonalnymi środkami.
Powinno to, poza naukowym czy ekonomicznym punktem widzenia, być uwzględnione w
czasie opracowywania koncepcji remediacji terenu.
Literatura
DiFilippo E. L., Brusseau M. (2008): Relationship between mass-flux reduction and source-zone mass removal:
Analysis of field data. JCH 98, 22-35.
Eberhardt C., Grathwohl P. (2002): Time scales of organic contaminant dissolution from complex source zones:
coal tar pools vs. blobs. JCH 58, 45-66.
Falta R. W., Basu N., Rao P. S. (2005a): Assessing impacts of partial mass depletion in DNAPL source zones: II.
Coupling source strength functions to plume evolution. JCH 79, 45-66.
Falta R. W., Rao P. S., Basu N. (2005b): Assessing the impacts of partial mass depletion in DNAPL source
zones: I. Analytical modeling of source strength functions and plume response. JCH 78, 259-280.
LABO. (2005): Berücksichtigung natürlicher Schadstoffminderungsprozesse bei der Altlastenbearbeitung. Positionspapier.
McGuire T. M., McDade J. M., Newell C. J. (2006): Performance of DNAPL source depletion technologies at 59
chlorinated solvent-impacted sites. Ground Water Monitoring & Remediation 26, 73-84.
Peter A., Miles B., Teutsch G. (2008): Estimation of emission from an LNAPL contaminated zone consideringgroundwater recharge. Environmental Geology 55, 321-337.
Page 34
Challenges and limitations of Source Treatment at Chlorinated Solvent Contaminated
Sites
Sibylle Grandel, Christian Albrechts University of Kiel - Institute of Geosciences and Applied
Geology
Source removal is a legally recommended precondition in Germany to apply monitored natural attenuation in remediation concepts (LABO, 2005). Advantages of a complete source removal are evident; however practical efforts do often fail due to a number of reasons. The
chance to reach source treatment goals by means of an appropriate and effective measure do
mainly depend on available information about the source location, architecture, mass and inventory as well as on flow and transport processes in the subsurface.
Technical developments during the last years in the field of geophysical methods and/or direct-push enable with reasonable efforts investigation of source location and shape - at least in
porous media aquifers. Source inventory for chlorinated solvents can be determined via
groundwater analyses. However, there are still technical and/or methodical limitations for a
detailed investigation of source architecture and disposed contaminant mass, particularly for
older contaminated sites. These uncertainties from field investigations result in limitations for
distinct estimates and prognoses on source emissions via numerical modelling. But even when
inventory, architecture and contaminant mass of the source are known to some extent, position, size and/or age of the source often hinder complete source removal because of financial
aspects or technical inaccessibility. In consequence a partial source removal is achieved at the
best, though its effects on source emission and plume development have been rather unknown.
The effects of (partial) source treatment have been so far mainly considered in terms of contaminant mass reduction related to reduction of source longevity and thus source emission
duration. To what extent or on which time-scales source mass removal does affect emission
rates, i.e. contaminant flux into an aquifer, has been rather unknown. This relation has been
investigated for chlorinated solvent DNAPL cases by some model and field studies in recent
years:
o
Dissolution of a DNAPL under natural field conditions depends on large scale factors like
source architecture and flow conditions as well as on processes at the pore scale e.g. diffusion, DNAPL saturation, etc. According to model studies from Eberhardt & Grathwohl
(2002) time scales for dissolution of chlorinated solvent DNAPLs can thus vary from a
few years (blobs) to tens or hundreds of years (pools).
o
The amount of contaminant mass in the source does affect plume length to a less extent.
In contrast the time of source treatment after contaminant disposal does affect the amount
and concentration of contaminants building-up the plume (Falta et al., 2005a, b; Peter et
al., 2008). For practical aspects it can be deduced that a late source treatment (approx. 1020 years after beginning of disposal) do hardly reduce plume length and might decrease
the total amount of contaminants transported downstream into an aquifer to a small extent. Thus plume treatment might be necessary in addition to source treatment.
o
The relation of mass reduction in the source to reduction of contaminant flux into the
plume depends mainly on the source architecture. Relations of 1:1, i.e. short-time reduction of contaminant emission after source treatment has been observed in several field
studies (DiFilippo & Brusseau, 2008; McGuire et al., 2006), however non-linear relationships are also feasible. The effect of source treatments on short- or long-term reduction of
contaminant flux out of the source and thus the temporal emission development are hardly
Page 35
to predict, as substantial modelling parameters cannot or only to some extent be determined in the field.
In summary the chance of achieving and reliably predicting source remediation goals like
plume length reduction, emission reduction, decrease of remediation time, depend on a detailed knowledge about site and source conditions. Depending on these conditions and the
beginning of a source treatment after contaminant disposal some of the above mentioned
goals are not feasible or can only be reached by disproportionate means. This should - from a
scientific or economic point of view - be considered during development of a site remediation
concept.
References
DiFilippo E. L., Brusseau M. (2008): Relationship between mass-flux reduction and source-zone mass removal:
Analysis of field data. JCH 98, 22-35.
Eberhardt C., Grathwohl P. (2002): Time scales of organic contaminant dissolution from complex source zones:
coal tar pools vs. blobs. JCH 58, 45-66.
Falta R. W., Basu N., Rao P. S. (2005a): Assessing impacts of partial mass depletion in DNAPL source zones: II.
Coupling source strength functions to plume evolution. JCH 79, 45-66.
Falta R. W., Rao P. S., Basu N. (2005b): Assessing the impacts of partial mass depletion in DNAPL source
zones: I. Analytical modeling of source strength functions and plume response. JCH 78, 259-280.
LABO. (2005): Berücksichtigung natürlicher Schadstoffminderungsprozesse bei der Altlastenbearbeitung. Positionspapier.
McGuire T. M., McDade J. M., Newell C. J. (2006): Performance of DNAPL source depletion technologies at 59
chlorinated solvent-impacted sites. Ground Water Monitoring & Remediation 26, 73-84.
Peter A., Miles B., Teutsch G. (2008): Estimation of emission from an LNAPL contaminated zone considering
groundwater recharge. Environmental Geology 55, 321-337.
Page 36
Jak scharakteryzować procesy transportu reaktywnego w systemach wód gruntowych
dla podejść MNA
1
Hans H. Richnow1 & Anko Fischer2
Wydział Biogeochemii Izotopów, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk
2
Isodetect – Spółka ds. Monitorowania Izotopów, Lipsk
Podejścia monitorowanego samooczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego (MNA)
wymagają oceny procesów kontrolujących los organicznych zanieczyszczeń w systemie
gruntowo-wodnym.
Kilka
procesów
może
zmniejszać
stężenie
substancji
zanieczyszczających; jednakże głównie biodegradacja redukuje również masę zanieczyszczeń
w zrównoważony sposób. Wobec tego ocena biodegradacji jest istotna dla badania terenu,
oceny ryzyka i wdrążania strategii gospodarki wodą gruntową takich jak MNA.
Ostatnimi laty coraz większą uwagę zwraca się na analizę trwałych izotopów poszczególnych
związków (CSIA) jako na narzędzie do charakteryzowania i oceniania biodegradacji
organicznych zanieczyszczeń w skażonych warstwach wodonośnych (1, 2). Koncepcja ta
opiera się na frakcjonowaniu trwałych izotopów w trakcie biodegradacji skażeń prowadzącym
do wzbogacenia cięższych trwałych izotopów w pozostałej frakcji zanieczyszczenia.
Frakcjonowanie izotopów 2 elementów może być wykorzystane do charakteryzowania
ścieżek degradacji. Dwuwymiarowe podejście frakcjonowania izotopów (TDIFA) zostało
opracowane do analizowania ścieżek biodegradacji benzenu (3), toluenu (4), ksylenów (5)
oraz eteru metylo-tert-butylowego (MTBE) (6).
Nowe techniki biologii molekularnej pozwalają na charakteryzowanie zespołu
drobnoustrojów degradujących chlorowane, aromatyczne i alifatyczne węglowodory (7-10).
W połączeniu z informacjami o warunkach hydrogeochemicznych, dane biologii
molekularnej pozwalają uzyskać lepsze zrozumienie procesów biodegradacji in situ.
W tej prezentacji omówimy połączenie hydrogeochemii, frakcjonowania izotopów i biologii
molekularnej w celu analizowania procesów transportu reaktywnego odnośnie oceny terenu i
podejść MNA (9-10) i ich włączenie w operacje monitorowania wody gruntowej.
Literatura
(1) Meckenstock, R. U.; Morasch, B.; Griebler, C.; Richnow, H. H.; Stable isotope fractionation
analysis as a tool to monitor biodegradation in contaminated aquifers. J. Contam. Hydrol. 2004,
75, 215-255.
(2) US-EPA; "A guide for assessing biodegradation and source identification of organic ground water
contaminants using compound specific isotope analysis (CSIA)", 2008.
(3) Fischer, A.; Herklotz, I.; Herrmann, S.; Thullner, M.; Weelink, S. A. B.; Stams, A. J. M.;
Schlömann, M.; Richnow, H. H.; Vogt, C.; Combined carbon and hydrogen isotope fractionation
investigations for elucidating benzene biodegradation pathways. Environ. Sci. Technol. 2008, 42,
4356-4363.
(4) Vogt, C.; Cyrus, E.; Herklotz, I.; Schlosser, D.; Bahr, A.; Herrmann, S.; Richnow, H. H.; Fischer,
A.; Evaluation of toluene degradation pathways by two-dimensional stable isotope fractionation.
Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 7793-7800.
(5) Herrmann, S.; Vogt, C.; Fischer, A.; Kuppardt, A.; Richnow, H. H.; Characterization of anaerobic
xylene biodegradation by two-dimensional isotope fractionation analysis. Environ. Microbiol. Reports. 2009, in press.
(6) Rosell, M.; Barcelo, D.; Rohwerder, T.; Breuer, U.; Gehre, M.; Richnow, H. H.; Variations in C13/C-12 and D/H enrichment factors of aerobic bacterial fuel oxygenate degradation. Environ.
Sci. Technol. 2007, 41, 2036-2043.
Page 37
(7) Kuntze, K.; Shinoda, Y.; Moutakki, H.; McInerney, M. J.; Vogt, C.; Richnow, H. H.; Boll, M.; 6Oxocyclohex-1-ene-1-carbonyl-coenzyme A hydrolases from obligately anaerobic bacteria: characterization and identification of its gene as a functional marker for aromatic compounds degrading anaerobes. Environ. Microbiol. 2008, 10, 1547-1556.
(8) Kleinsteuber, S.; Schleinitz, K. M.; Breitfeld, J.; Harms, H.; Richnow, H. H.; Vogt, C.; Molecular
characterization of bacterial communities mineralizing benzene under sulfate-reducing conditions.
Fems Microbiol. Ecol. 2008, 66, 143-157.
(9) Imfeld, G.; Nijenhuis, I.; Nikolausz, M.; Zeiger, S.; Paschke, H.; Drangmeister, J.; Grossmann, J.;
Richnow, H. H.; Weber, S.; Assessment of in situ degradation of chlorinated ethenes and bacterial community structure in a complex contaminated groundwater system. Water Res. 2008, 42,
871-882.
(10) Nijenhuis, I.; Nikolausz, M.; Koth, A.; Felfoldi, T.; Weiss, H.; Drangmeister, J.; Grossmann, J.;
Kastner, M.; Richnow, H. H.; Assessment of the natural attenuation of chlorinated ethenes in an
anaerobic contaminated aquifer in the Bitterfeld/Wolfen area using stable isotope techniques, microcosm studies and molecular biomarkers. Chemosphere. 2007, 67, 300-311.
(11) Fischer, A.; Theuerkorn, K.; Stelzer, N.; Gehre, M.; Thullner, M.; Richnow, H. H.; Applicability of
stable isotope fractionation analysis for the characterization of benzene biodegradation in a BTEX
contaminated aquifer. Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 3689-3696.
Page 38
How to characterise reactive transport processes in ground water systems for MNA approaches
Hans H. Richnow, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig
Monitored Natural Attenuation (MNA) approaches require the assessment of processes controlling the fate of organic contaminants in soil-groundwater system. Several processes may
decrease the pollutants concentration; however mainly biodegradation reduces also the mass
of contaminants in a sustainable way. Therefore, the evaluation of biodegradation is essential
for site investigation, risk assessment, and the implementation of groundwater management
strategies such as MNA.
In recent years, compound-specific stable isotope analysis (CSIA) has gained more and more
attention as a tool for characterizing and assessing biodegradation of organic pollutants in
contaminated aquifers (1,2). This concept relies on the fractionation of stable isotopes during
contaminant biodegradation leading to an enrichment of heavier stable isotopes in the residual
fraction of a pollutant. The isotope fractionation of 2 elements can be used to characterize
degradations pathways. The two-dimensional isotope fractionation approach (TDIFA) was
developed for analyzing biodegradation pathways of benzene (3), toluene (4), xylenes (5) and
methyl-tert-butylether (MTBE) (6)
Novel molecular biological techniques allow characterizing the microbial community degrading chlorinated, aromatic and aliphatic hydrocarbons (7-10). In combination with information
about hydrogeochemical conditions, molecular biological data enables a better understanding
of in situ biodegradation processes.
For this contribution, we will discuss the integration of hydrogeochemistry, isotope fractionation and molecular biology for analyzing reactive transport processes regarding site assessment and MNA approaches (9-11) and their integration in ground water monitoring operations.
References
(1) Meckenstock, R. U.; Morasch, B.; Griebler, C.; Richnow, H. H.; Stable isotope fractionation
analysis as a tool to monitor biodegradation in contaminated aquifers. J. Contam. Hydrol. 2004,
75, 215-255.
(2) US-EPA; "A guide for assessing biodegradation and source identification of organic ground water
contaminants using compound specific isotope analysis (CSIA)", 2008.
(3) Fischer, A.; Herklotz, I.; Herrmann, S.; Thullner, M.; Weelink, S. A. B.; Stams, A. J. M.; Schlömann, M.; Richnow, H. H.; Vogt, C.; Combined carbon and hydrogen isotope fractionation investigations for elucidating benzene biodegradation pathways. Environ. Sci. Technol. 2008, 42,
4356-4363.
(4) Vogt, C.; Cyrus, E.; Herklotz, I.; Schlosser, D.; Bahr, A.; Herrmann, S.; Richnow, H. H.; Fischer,
A.; Evaluation of toluene degradation pathways by two-dimensional stable isotope fractionation.
Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 7793-7800.
(5) Herrmann, S.; Vogt, C.; Fischer, A.; Kuppardt, A.; Richnow, H. H.; Characterization of anaerobic
xylene biodegradation by two-dimensional isotope fractionation analysis. Environ. Microbiol. Reports. 2009, in press.
(6) Rosell, M.; Barcelo, D.; Rohwerder, T.; Breuer, U.; Gehre, M.; Richnow, H. H.; Variations in C13/C-12 and D/H enrichment factors of aerobic bacterial fuel oxygenate degradation. Environ.
Sci. Technol. 2007, 41, 2036-2043.
(7) Kuntze, K.; Shinoda, Y.; Moutakki, H.; McInerney, M. J.; Vogt, C.; Richnow, H. H.; Boll, M.; 6Oxocyclohex-1-ene-1-carbonyl-coenzyme A hydrolases from obligately anaerobic bacteria: chaPage 39
racterization and identification of its gene as a functional marker for aromatic compounds degrading anaerobes. Environ. Microbiol. 2008, 10, 1547-1556.
(8) Kleinsteuber, S.; Schleinitz, K. M.; Breitfeld, J.; Harms, H.; Richnow, H. H.; Vogt, C.; Molecular
characterization of bacterial communities mineralizing benzene under sulfate-reducing conditions.
Fems Microbiol. Ecol. 2008, 66, 143-157.
(9) Imfeld, G.; Nijenhuis, I.; Nikolausz, M.; Zeiger, S.; Paschke, H.; Drangmeister, J.; Grossmann, J.;
Richnow, H. H.; Weber, S.; Assessment of in situ degradation of chlorinated ethenes and bacterial community structure in a complex contaminated groundwater system. Water Res. 2008, 42,
871-882.
(10) Nijenhuis, I.; Nikolausz, M.; Koth, A.; Felfoldi, T.; Weiss, H.; Drangmeister, J.; Grossmann, J.;
Kastner, M.; Richnow, H. H.; Assessment of the natural attenuation of chlorinated ethenes in an
anaerobic contaminated aquifer in the Bitterfeld/Wolfen area using stable isotope techniques,
microcosm studies and molecular biomarkers. Chemosphere. 2007, 67, 300-311.
(11) Fischer, A.; Theuerkorn, K.; Stelzer, N.; Gehre, M.; Thullner, M.; Richnow, H. H.; Applicability of
stable isotope fractionation analysis for the characterization of benzene biodegradation in a BTEX
contaminated aquifer. Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 3689-3696.
Page 40
Strategia badań
Norbert Hüsers, Politechnika Drezdeńska, Niemcy, Instytut Gospodarki Odpadami i
Oczyszczania Terenów Skażonych, [email protected]
Wdrożenie monitorowego samooczyszczenia gleby i wód gruntowych (MNA) wymaga
konkretnego badania. Celem jest ocena skuteczności naturalnie zachodzących procesów w
odniesieniu do osiągnięcia celu oczyszczenia skażonej warstwy wodonośnej. Wobec tego
koniecznym jest zidentyfikowanie i skwantyfikowanie procesów i przewidzenie przyszłego
rozwoju sytuacji dotyczącej substancji zanieczyszczających na terenie. Ogólnie zaleca się
podejście etapowe. Zgodnie z niemieckim protokołem opracowanym w ramach projektu
KORA (Michels et al. 2008) zidentyfikowano cztery główne kroki:
I.
Sprawdzenie warunków wstępnych MNA
II.
Badania terenu, aby udowodnić skuteczność NA
III.
Prognoza i decyzja dotycząca MNA
IV.
Monitoring i zamknięcie terenu
Jeżeli nie istnieją podstawowe warunki, które będą wykluczały wdrażanie MNA na terenie jak
zbiornik wody pitnej znajdujący się w dole od strefy źródła oraz, dodatkowo, dostępne dane
ogólnie wskazują na potencjał naturalnego samooczyszczania na terenie, należy
przeprowadzić intensywny program badawczy w czasie drugiego etapu. Obejmować to
powinno zidentyfikowanie i kwantyfikowanie procesów NA, dowód zmniejszenie szybkości
przepływu masy i na koniec utworzenie bazy danych dla prognozowania NA. Jest to
podstawa prognozy co do losu substancji zanieczyszczających i dla decyzji w sprawie MNA
w etapie III, po którym nastąpi monitoring naturalnego samooczyszczanie w etapie IV.
Aby ocenić potencjał naturalnego samooczyszczenia na terenie, potrzebna jest obszerna
wiedza. Procedurę badania można podzielić na
o
badanie terenu i monitoring
o
badanie procesów NA
o
modelowanie i prognozowanie
Badanie terenu i monitorowanie dostarczą informacji o sytuacji geologicznej i hydrologicznej
na terenie.
Dodatkowo, będzie możliwa charakteryzacja dystrybucji substancji
zanieczyszczających w strefie źródła i smugi. Dane łączy się w konceptualny model terenu.
Model konceptualny jest elementem kluczowym dla rozwoju zrozumienia procesów in situ.
Dostępne są nowoczesne techniki (np. bezpośredniego wypychania) wzmacniające tę
procedurę. Dla monitoringu wód gruntowych konieczna jest sieć studni obserwacyjnych.
Projekt tej sieci powinien być w stanie scharakteryzować rozkład poziomy i pionowy
substancji zanieczyszczających w warstwie wodonośnej (trójwymiarowa sieć monitoringu).
Dodatkowo, aby być w stanie określić strumienie masy wzdłuż ścieżki przepływu, dostępne
muszą być płaszczyzny kontrolne. Aby uzyskać wiarygodne dane dotyczące stabilności
smugi, konieczny będzie monitoring wód gruntowych przez kilka lat.
Badanie procesów NA będzie skupiało się głównie na smudze. W obszarze źródła stężenie
substancji zanieczyszczających może być zbyt duże dla degradacji biologicznej z powodu
efektów toksycznych.
Można zidentyfikować degradację biologiczną substancji
zanieczyszczających przez pomiar metabolitów czy produktów pochodnych. Na przykład,
ścieżka degradacji dla chlorowanych węglowodorów (np. tetrachloroetan) jest dobrze znana, a
produkty uboczne są łatwo analizowane. Jest bardziej skomplikowane w przypadku terenów
Page 41
skażonych węglowodorem z uwagi na dużą ilość różnych substancji i różnych możliwych
ścieżek degradacji w różnych warunkach redox.
Stan redox warstwy wodonośnej dostarczy pewnych informacji o procesie degradacji, który
może zachodzić w warstwie wodonośnej. Kolejnym istotnym parametrem identyfikowania
właściwych procesów NA to zmniejszanie się stężeń akceptorów elektronów i zwiększanie
stężeń produktów reakcji np. Fe-II czy węgla nieorganicznego wzdłuż ścieżki wody
gruntowej. Kolejnym narzędziem identyfikacji i kwantyfikacji tych procesów jest pomiar
frakcjonowania izotopowego.
Koniecznym może być wykonanie szczegółowych eksperymentów laboratoryjnych, aby
uzyskać więcej informacji o degradowalności mieszanin substancji zanieczyszczających, lub
uzyskać dane kinetyczne. W tym przypadku pomocnymi narzędziami są mikrokosmos czy
eksperymenty kolumnowe.
Aby być w stanie przewidzieć przyszły rozwój sytuacji substancji zanieczyszczających,
konieczne jest zbudowanie modelu transportu reaktywnego. Potrzebne będą wszystkie
zgromadzone dane i parametry z badania terenu, monitoringu i eksperymentów
laboratoryjnych.
Literatura
Michels J., Stuhrmann M., Frey C., Koschitzky H.-P. (Hrsg.) (2008): Handlungsempfehlungen mit Methodensammlung, Natürliche Schadstoffminderung bei der Sanierung von Altlasten. VEGAS, Institut für Wasserbau, Universität Stuttgart, DECHEMA e.V. Frankfurt, www.natural-attenuation.de, ISBN-13 978-3-89746092-0
Page 42
Norbert Hüsers, Technical University of Dresden, Institute of Waste Management and Contaminated Site Treatment
The implementation of monitored natural attenuation (MNA) requires site specific investigation. The aim is to evaluate the efficiency of the natural occurring processes with respect to
reach the clean up goal for the contaminated aquifer. Thus, it is necessary to identify and to
quantify the processes and to predict the future development of the contaminants at the site. In
general a stepwise approach is recommended. According to the German protocol developed
within the KORA project (Michels et al. 2008) four main steps were identified:
I.
Checking the prerequisites for MNA
II.
Site investigations to prove the effectiveness of NA
III.
Prediction and decision concerning MNA
IV.
Monitoring and site closure
If there are no basic conditions which will exclude the implementation of MNA at the site like
a drinking water reservoir located directly downstream the source zone and, additionally, the
available data generally indicate the potential of natural attenuation at the site, an intense investigation program has to be performed during the second step. This should include the identification and quantification of NA processes, the proof of decreasing mass flow rates and
finally the generation of a data basis for NA prediction. This is the basis for the prognosis of
the fate of the contaminants and for the decision on MNA in step III, which will be followed
by monitoring the natural attenuation in step IV.
To be able to evaluate the natural attenuation potential at a site a high level of knowledge is
needed. The procedure of investigation could be divided into
o
o
o
site investigation and monitoring
investigation of NA processes
modelling and prognosis
Site investigation and monitoring will provide information about the geological and hydrological situation at the site. Additionally, the characterisation of the distribution of the contaminants in the source zone and the plume will be possible. The data merges into a conceptual model of the site. The conceptual model is a key element to develop an understanding of
the in situ processes.
Modern techniques are available (e.g. direct push) to enhance this procedure. For groundwater
monitoring a network of observation wells is necessary. The design of this network should be
able to characterise the horizontal and vertical distribution of the contaminants in the aquifer
(3-dimentional monitoring network). Additionally, to be able to determine mass fluxes along
the flow path, control plains have to be available. To get reliable data on the stability of the
plume, a groundwater monitoring over several years will be necessary.
The investigation of the NA processes will mainly focus on the plume. In the source area the
concentration of contaminants may be too high for biological degradation due to toxic effects.
It is possible to identify the biological degradation of contaminants by measuring specific
metabolites or daughter products. For instance, the degradation pathway for chlorinated hydrocarbons (e.g. tetrachloroethene) is well known and the daughter products are easily analysed. This is more complicated for hydrocarbon contaminated sites due to the high amount of
different substances and the different possible degradation pathway under different redox
conditions.
Page 43
The redox condition of the aquifer will deliver some information about the degradation process which might proceed in the aquifer. Decreasing concentrations of electron acceptors and
increasing concentrations of reaction products like e.g. Fe-II or inorganic carbon along the
flow path of the groundwater are other important parameter to identify the relevant NA processes. Another tool for identification and quantification of these processes is the measurement
of the isotope fractionation.
It might be necessary to perform detailed lab experiments to get more information about the
degradability of mixtures of contaminants or to get kinetic data. In this case microcosms or
column experiments are helpful tools.
To be able to predict the future development of the contamination it is necessary to build up a
reactive transport model. All collected data and parameter from site investigation, monitoring
and lab experiments will be needed.
References
Michels J., Stuhrmann M., Frey C., Koschitzky H.-P. (Hrsg.) (2008): Handlungsempfehlungen mit Methodensammlung, Natürliche Schadstoffminderung bei der Sanierung von Altlasten. VEGAS, Institut für Wasserbau, Universität Stuttgart, DECHEMA e.V. Frankfurt, www.natural-attenuation.de, ISBN-13 978-3-89746092-0
Page 44
Metody badań warstw podpowierzchniowych i monitorowanie wód podziemnych w
ramach MNA
Carsten Leven, Centrum Stosowanych Nauk o Ziemi i Hydrologii, Uniwersytet w Tybindze
Dla wdrażania MNA w Niemczech proponuje się podejście wielostopniowe z (i) oceną, czy
istnieją warunki dla MNA, (ii) badaniami konkretnego terenu, że rzeczywiście zachodzi
naturalne samooczyszczanie (NA), (iii) prognozą procesów MNA, oraz (iv) monitoringiem i
końcowym badaniem. Podejście to wymaga badań terenowych i metod monitoringu na
różnych etapach, i obejmuje, między innymi:
o
opis warunków hydrogeologicznych i hydrochemicznych i ich ciągłe monitorowanie,
o
identyfikację, charakteryzację i wyznaczenie (pozostałych) obszarów źródła,
o
charakteryzację i ocenę smugi zanieczyszczenia w odniesieniu do jej zasięgu
przestrzennego, zinwentaryzowanie substancji zanieczyszczających, oraz czasową i
przestrzenną dynamikę, oraz
o
określenie strumieni masy w celu dowodu jakościowego i kwantyfikacji procesów NA
Dostępna jest duża różnorodność metod dla takich celów badań i monitorowania, których
ogólny przegląd zostanie przedstawiony w niniejszej prezentacji, głównie skupiających się na
raczej innowacyjnych metodach. Należy podkreślić, że takie metody nie ograniczają się
konkretnie do stosowania w ramach monitorowanego samooczyszczania (MNA), lecz mogą
być również stosowane do badań i monitorowania terenów skażonych, wobec których
zastosowane będą konwencjonalne strategie oczyszczania. Podejścia, które zostaną
zaprezentowane obejmują technikę pobierania próbek gleby, która może również zostać
zastosowana do skutecznego instalowania studni monitoringu wód podziemnych, a która
bazuje na nowej metodzie odwiertów wysokoczęstotliwościowych. W tym kontekście
przyglądniemy się specjalnym technikom pobierania próbek wód gruntowych na dużych
głębokościach mającym na celu osiągnięcie wysokich standardów. Specjalnie w celu
szczegółowego badania obszarów źródłowych i smugi zanieczyszczeń, lecz również dla
hydrologicznej i hydrochemicznej charakteryzacji tych obszarów, coraz częściej stosuje się
technologię bezpośredniego wypychania (Direct Push), ponieważ pozwala ona na
scharakteryzowanie litologicznego otoczenia, wykrywanie in situ substancji
zanieczyszczających, oraz skuteczne pobieranie próbek gleby, powietrza podglebowego i wód
podziemnych z różnych głębokości. Inne metody w tym kontekście obejmują metody
geofizyczne i wyspecjalizowane badania znacznikowe. Na koniec, ze szczegółowym
przyjrzeniem się badaniom pompowania imisyjnego? ? płotom monitorującym wody
gruntowe, omówione zostaną metody szacowania masowych strumieni wypływających z
obszaru źródła i/lub przez smugę zanieczyszczenia. Aczkolwiek powyższe metody mogą
posiadać istotne zalety w porównaniu do bardziej konwencjonalnych polowych metod
badawczych, również pojawiać się mogą wewnętrzne ograniczenia wynikające albo z
charakteru procesów podpowierzchniowych (np. takich jak naturalna zmienność warunków
przepływu wód gruntowych) czy z ograniczeń technicznych (np. takich jak rozdzielczość
przestrzenna czy czasowa czy koszty związane z daną techniką), które należy starannie
rozważyć w stosowaniu takich metod.
Page 45
Methods for subsurface investigation and groundwater monitoring in the framework of
MNA
Carsten Leven, Center for Applied Geosciences, Hydrogeology, University of Tübingen
For the implementation of MNA in Germany, a multistage approach is suggested with (i) the
assessment if the conditions for MNA are given, (ii) site specific investigations that natural
attenuation (NA) actually occurs, (iii) the prognosis of MNA processes, and (iv) the monitoring and final examination. This approach requires field investigation and monitoring methods
at different stages, and includes among others:
o
description of the hydrogeological setting and hydrogeochemical conditions and their
ongoing monitoring,
o
identification, characterization and delineation of (remaining) source areas,
o
characterization and assessment of the contamination plume with respect to its spatial
extent, contaminant inventory, and temporal and spatial dynamics, and
o
determination of mass fluxes for the qualitative evidence and quantification of NA processes.
A large variety of methods is available for such investigation and monitoring objectives, for
which an overview will be given in this presentation – mainly focusing on rather innovative
approaches. It has to be highlighted that such methods are not specifically limited to the application in the framework of monitored natural attenuation (MNA) but can also be applied
for the investigation and monitoring of contaminated sites for which conventional clean up
strategies will be used. Approaches that will be presented include a technique for soil sampling that can also be utilized for the efficient installation of groundwater monitoring wells
and which is based on a novel high-frequency drilling method. In this context, special techniques for depth oriented groundwater sampling aiming on high quality standards will be
glanced. Especially for the purpose of a detailed investigation of source areas and the contaminant plume, but also for the hydrogeological and hydrogeochemical characterization of
those areas, Direct Push-Technology is increasingly used as it allows for the characterization
of the lithological setting, the in-situ detection of contaminants, and the efficient depthoriented sampling of soil, soil gas and groundwater. Other methods in this context include
geophysical methods and specialized tracer tests. Finally, with a detailed look on immission
pumping tests and groundwater monitoring fences, methods for the estimation of mass fluxes
out of the source area and / or through the contaminant plume will be discussed. Though the
above mentioned methods may have considerable advantages over more conventional field
investigation methods, also immanent limitations can result either from the nature of subsurface processes (e.g. such as the natural variability of groundwater flow conditions) or from
technical limitations (e.g. such as the spatial or temporal resolution or costs associated with a
particular technique) that have carefully to be considered in the application of such methods.
Page 46
ROZPOZNANIE I MONITORING PROCESÓW GEOCHEMICZNYCH
DLA POTRZEB MNA
Jednym ze sposobów biernego (pasywnego) oczyszczania środowiska gruntowo-wodnego są
metody oparte na procesach samooczyszczania (ang. natural attenuation. NA). NA odnosi się
do przemian zanieczyszczeń podczas ich transportu w środowisku gruntowo-wodnym od
ogniska do receptora. Jest związane z szeregiem naturalnych procesów: (i) destrukcyjnych
(biodegradacja,
(bio)transformacja,
humifikacja,
mineralizacja,
rozkład/rozpad
(foto)chemiczny) i (ii) niedestrukcyjnych (rozcieńczanie, filtracja, immobilizacja
((bio)sorpcja/wymiana
jonowa/(bio)wytrącanie),
parowanie,
dyfuzja,
dyspersja),
umożliwiających redukcję stężeń lub ładunków zanieczyszczeń bez dodatkowej stymulacji.
NA, połączone zwykle z kontrolą ogniska zanieczyszczeń, pozwala na ograniczenie kontaktu
z zanieczyszczeniami, redukcję objętości zanieczyszczonych gruntów (powierzchni
zanieczyszczonej) oraz ograniczenie kosztów remediacji. NA jest najczęściej realizowane
z uwzględnieniem kontroli przebiegu procesów jako monitorowane samooczyszczanie (ang.
monitored natural attenuation, MNA), a w przypadku konieczności przyspieszenia uzyskania
efektów wymaga stymulacji i jest znane jako wspomagane samooczyszczanie (ang. enhanced
natural attenuation, ENA). Istotą MNA jest wykazanie spadku stężeń zanieczyszczeń na
danym terenie, ze wskazaniem szybkości kluczowych procesów oraz mikroorganizmów
odpowiedzialnych za redukcję i biodegradację zanieczyszczeń za pomocą wykonanych badań
monitoringowych.
Ocena możliwości i szybkości NA, w przypadku jednoznacznie zdefiniowanej konfiguracji
ognisko-droga migracji-receptor powinna być oparta na metodzie kolejnych przybliżeń
realizowanych w 4 etapach:
etap 1:
ocena zasięgu „chmury” zanieczyszczeń na podstawie danych literaturowych,
etap 2:
ocena warunków (bio)geochemicznych,
etap 3:
ocena ilościowa NA na podstawie wyników badań polowych,
etap 4:
weryfikacja wyników na podstawie szczegółowych badań polowych, modelowania
migracji zanieczyszczeń i stacjonarnego monitoringu.
Każdy następny etap daje dokładniejsze wyniki niż poprzedni, przy czym wymaga większych
nakładów finansowych. Pozytywny rezultat uzyskany na wcześniejszym etapie stanowi
podstawę do decyzji o podjęciu dalszych działań.
Dane literaturowe, takie jak czas biologicznego półrozpadu substancji zanieczyszczającej oraz
zasięg „chmury” zanieczyszczeń można wykorzystać do ustalenia szybkości
rozprzestrzeniania się zanieczyszczeń. Informacje o obserwowanych w warunkach polowych
zasięgach „chmury” zanieczyszczeń oraz szybkości biodegradacji i/lub czasu półrozpadu są
dostępne w literaturze dla rozpuszczalników chlorowanych, węglowodorów aromatycznych
jedno- i wielopierścieniowych, fenoli i innych typowych zanieczyszczeń. Stosując prostą
obróbkę statystyczną, można oszacować w pierwszym przybliżeniu możliwości potencjalnego
rozprzestrzeniania się „chmury” zanieczyszczeń dla konkretnego przypadku. Jest to
przybliżony, ale efektywny sposób oceny praktycznych możliwości NA i/lub identyfikacji
obszarów wysokiego ryzyka, gdzie ewentualnie wymagane mogą być dodatkowe zabiegi
remediacyjne (ENA). W przypadku substancji, dla których brakuje danych polowych, można
oprzeć ocenę na dostępnych pojedynczych danych laboratoryjnych, co może jednak
prowadzić do niedoszacowania lub przeszacowania możliwości NA.
Page 47
Jeżeli zanieczyszczenie podlega w większym stopniu sorpcji niż biodegradacji, należy to
uwzględnić w ocenie zasięgu rozprzestrzeniania się „chmury” zanieczyszczeń. Sorpcja jest
silnie zależna od zawartości węgla organicznego obecnego w środowisku gruntowo--wodnym
i własności hydrofobowych substancji zanieczyszczającej i można zostać określona ilościowo
za pomocą specyficznego dla każdego zanieczyszczenia współczynnika stałej podziału KOC,
w odniesieniu do zawartości substancji organicznej w środowisku gruntowo-wodnym fOC.
W referacie przedstawione zostanie znaczenie znajomości procesów (hydro)geochemicznych
i biogeochemicznych zachodzących w środowisku gruntowo-wodnym (wodach podziemnych)
oraz ich monitoringu dla potrzeb MNA, z uwzględnieniem możliwości laboratorium
hydrogeochemicznego Katedry Hydrogeologii i Geologii Inżynierskiej AGH w tym zakresie.
Page 48
Investigation and Monitoring of Geochemical Processes for the Requirements of MNA
One of the methods of passive treatment of soil and groundwater are based on natural attenuation processes (NA). NA refers to changes of contaminant concentrations during their
transport in the ground and water environment from the source to the receptor. Transport is
connected with a series of natural processes: (i) destructive (biodegradation, (bio)transformation, humification, mineralisation, (photo)chemical decomposition/disintegration and (ii)
non-destructive (dilution, filtration, immobilisation, (bio)sorption/ion exchange/(bio)precipitation), evaporation, diffusion, dispersion), making reduction of concentrations or contamination loads without any additional stimulation possible.
NA, connected usually with control of the source of contaminants, allows for limiting the contact with contaminants, reduction of contaminated soil volume (contaminated area) and reduction of remediation costs. NA is most frequently applied with consideration of control of processes as the monitored natural attenuation (MNA), and in case it is necessary to accelerate the
generation of the effects, it requires stimulation, and is known as enhanced natural attenuation (ENA). The essence of MNA is to demonstrate the decrease of contaminant concentration
within a given site, with specification of the rate of key processes and microorganisms responsible for reduction and biodegradation of pollutants with the use of conducted monitoring
tests.
The assessment of MNA potential and rate, in case of clearly defined configuration of the
source – migration pathway – receptor should be based on the method of successive approximations carried out in 4 stages:
Step 1:
assessment of the contamination plume on the basis of reference data,
Step 2:
assessment of (bio)geochemical data,
Step 3:
quantitative analysis of NA on the basis of results of field tests,
Step 4:
verification of results on the basis of detailed field tests, modelling of contaminant
migration and stationary monitoring.
Each next step provides more accurate results than the previous one, but requires larger financial outlays. A positive result obtained in the earlier stage constitutes the basis for decisions of
taking up further actions.
Literature data, such as the time of biological half-life of the contaminant, and the extension
of the plume can be used to determine the rate of contamination spreading. Information about
the contaminant plume’s extension observed under field conditions and the biodegradation
rate and/or the half-life rate are available for chlorinated solvents, aromatic mono- and polycyclic hydrocarbons, phenols and other typical contaminants. Using simple statistical processing it is possible to estimate in the first approximation possibilities of potential spreading of
the plume of contaminants for a specific case. It is an approximate, yet effective method of
risk assessment of practical possibilities of NA and/or identification of high risk areas where
possibly additional remedial measures (ENA) may be required. In the event of substances for
which field data are absent, assessment can be based on the available single laboratory data,
which can lead, however, to underestimation or overestimation of NA capacities.
If a contaminant is subject to sorption to a larger degree than biodegradation, this must be
considered in the assessment of spreading of the contaminant plume. Sorption is strongly dependant on the content of organic carbon present in the soil and water environment and hyPage 49
drophobic properties of the contaminant, and can be quantitatively determined by means of
the contaminant-specific distribution constant KOC in relation to the content of the organic
substance in the soil and water environment, fOC.
The presentation will present the significance of knowledge of (hydro)geochemical and biogeochemical processes taking place in the soil and groundwater and their monitoring for the
requirements of MNA, considering capacities of the hydrogeochemical laboratory of the
Chair of Hydrogeology and Engineering Geology of the University of Science and Technology (AGH) in this respect.
Page 50
Innowacyjne badanie terenu
Hansjörg Weiß, imw, Tybinga
Dla innowacyjnych badań terenu istnieją różne wielopoziomowe systemy pobierania próbek,
aby uzyskać próbki wód gruntowych z różnych głębokości. W różnych badaniach terenowych
przebadano nowe studnie zamontowane za pomocą technologii bezpośredniego wypychania,
jak również częściowo stacjonarne systemy pakerowe. Wyniki próbek z różnych głębokości
pobrane za pomocą wielopoziomowych systemów pakerowych przez wolnoprzepływowe
pompy do pobierania próbek dają, w porównaniu do próbek pobieranych za pomocą
konwencjonalnego systemu podwójnego pakerowania, istotne dodatkowe informacje.
Wielopoziomowe pobieranie próbek odgrywa ważną rolę w hydrogeologii. Wielopoziomowe
próbki wody gruntowej pozwalają na zbadanie dystrybucji przestrzennej, na przykład
substancji zanieczyszczających w obrębie warstwy wodonośnej, cech fizycznych i
chemicznych wód gruntowych, jak również parametry transportu warstwy wodonośnej, na
przykład z eksperymentów z wyznacznikami. Informacje uzyskane z wielopoziomowych
pomiarów podpowierzchni pozwalają na szczegółowe badanie procesów transportu,
charakterystykę jakości wody gruntowej i identyfikowanie skażonych poziomów warstw
wodonośnych, które są ważne dla optymalnego zaprojektowania i ocenienia skuteczności
technik remediacyjnych. Ostatnio wielopoziomowe pobieranie próbek odgrywa ważną rolę w
ocenianiu potencjału naturalnego samooczyszczania substancji zanieczyszczających wody
gruntowe w smugach i gorących punktach. Tam degradacja związku w dół od źródła jest
oceniania z 3D sieci monitoringu. Uśredniona głębokość, mieszane próbki dałyby niespójne
i/lub mylące wyniki.
Wielopoziomowe, dokładne co do głębokości próbki można uzyskać wieloma metodami, jak
sieci piezometrów, specjalnie zaprojektowanymi studniami monitoringu i pół-stacjonarnych
systemów dedykowanych. Większość z tych podejść wymaga zazwyczaj wiercenia
dedykowanych otworów wiertniczych, co w większości przypadków jest drogie i
czasochłonne. Kolejną wadą kilku z tych sposobów próbkowania jest to, że urządzenia są
zaprojektowane do zamontowania na stałe w studni, ograniczając ich użycie dla innych
celów.
W porównaniu do aktywnego próbkowania wody gruntowej, również bierne próbkowanie
może być narzędziem monitorowania wody gruntowej. Korzystając z konwencjonalnych
metod pobierania próbek wody można określić jedynie wyrywkowe stężenia substancji
zanieczyszczających z konkretnego okresu czasu. Jednakże, długoterminowe monitorowanie
np. skażonej wody gruntowej, średnie stężenie w określonym odstępie czasu
(„zintegrowanym czasowo?”) jest w wielu przypadkach o wiele bardziej istotne. Czasowo
zintegrowane pobieranie próbek wody gruntowej można osiągnąć przy wykorzystaniu
biernych systemów próbkowania, które są zainstalowane np. w studniach wód głębinowych
przez wydłużone okresy czasu przed analizą. Można korzystać z różnych biernych próbników
dla różnych kwestii monitoringu i są one możliwą alternatywną dla aktywnego pobierania
wody.
Page 51
Innovative Site Investigation
Hansjörg Weiß, imw, Tübingen
For innovative site investigation different multilevel sampling systems exist to get groundwater from different depths. New wells installed with direct push technology as well as half stationary packer systems were tested in different field projects. The results of depth oriented
samples taken with multilevel packer systems by low-flow sampling pumps give in comparison to samples taken by a conventional double packer system substantial additional information.
Multilevel sampling plays an important role in hydrogeology. Multilevel groundwater samples allow to investigate the spatial distribution for instance of contaminants within an aquifer, of groundwater physical and chemical properties, as well as of aquifer transport parameters, for instance from tracer experiments. The information obtained from multilevel subsurface measurements allows a detailed investigation of transport processes, characterization of
groundwater quality and identification of contaminated aquifer levels, which are essential for
an optimal design and evaluation of effectiveness of remediation techniques. Recently, multilevel sampling plays an important role in assessing the natural attenuation potential of
groundwater contaminants in hot spots and plumes. There the degradation of a compound
downstream of a source is evaluated from 3D monitoring networks. Depth averaged, mixed
samples would yield inconsistent and/or misleading results.
Multilevel depth-accurate samples can be obtained by a variety of methods, such as piezometer nests, specially designed monitoring wells, half stationary and dedicated systems. Most of
these approaches usually require drilling of dedicated boreholes, which is in most cases costly
and time consuming. Another disadvantage of a few of these sampling is that devices are designed to stay permanently installed in the well, restricting its use for other purposes.
In comparison to active groundwater sampling also passive sampling could be a tool for
monitoring of groundwater. Using conventional water sampling methods, only snapshot contaminant concentrations from a particular time period can be determined. However, for the
long-term monitoring of e.g. contaminated groundwater, the mean concentration over a defined time interval ("time-integrated") is in many cases of much more significance. Timeintegrated groundwater sampling can be achieved using passive sampling systems, that are
installed e.g. in groundwater wells for extended periods of time before analysis. Different
passive samplers can be used for different monitoring issues and are a possible alternative to
active water sampling.
Page 52
Biodegradacja
Wojciech Irmiński, Tomasz Nowakowski, Ramboll Polska Sp. z o.o.,Kraków
Procesy samooczyszczania i naturalnego rozpadu określane jako natural attenuation (NA) są
w znacznej części oparte na procesach zachodzących przy udziale organizmów żywych.
Liczne związki organiczne i nieorganiczne występujące w strefie aeracji i saturacji są typową
pożywką dla bakterii, roztoczy, grzybów i innych mikroorganizmów. Obecność tych
konsumentów w łańcuchu troficznym jest powszechna w niemal wszystkich środowiskach i
zależy głównie od obecności pokarmu, temperatury, ciśnienia, warunków redox, stężeń
substancji specyficznych (np. niektórych toksycznych metali, soli itp.).
Biodegradacja związków zanieczyszczających środowisko zachodzi zasadniczo stale, jednak
w procesach (samo-)oczyszczania o zjawisku tym mówimy wtedy, gdy znacząco zmniejsza
ilości związków, które są w środowisku naturalnym szkodliwe, nadmiernie stężone, obce i
zbędne. Monitorowanie samooczyszczania środowiska w przypadku biodegradacji polega na
długofalowej ocenie zarówno samych szczepów bakterii (lub innych organizmów, np.
dżdżownic) pod względem ich liczebności, wielkości, tempa wzrostu i rozmnażania,
ewoluowania oraz możliwości współdziałania z innymi organizmami. Ważne są także
zasilacze (nutrienty), produkty rozpadu, warunki redoks.
W procesach remediacji terenów zanieczyszczonych najczęściej konieczne jest rozpoznanie
potencjału NA, a następnie namnożenie in situ lub ex situ autochtonicznych
mikroorganizmów, które faktycznie degradują zanieczyszczenie. Jest to metoda przyjazna i
stosunkowo najmniej zaburzająca naturalną równowagę. Rezygnacja z tego etapu skraca czas
i nie generuje kosztów. Ale stosowanie organizmów allochtonicznych, niejako
„uniwersalnych”, nie zawsze daje oczekiwane efekty, a czasem szkodzi biotopom.
Wspomaganie samooczyszczania (ENA – Enhanced Natural Attenuation) poprzez
namnażanie i zasilanie wyspecjalizowanych mikroorganizmów powinno być dobrą
technologią w przypadku stwierdzenia rozległych zanieczyszczeń. Warto zaznaczyć rolę
bakterii wspierających, które wytwarzają proteiny tworzące parasol ochronny dla bakterii,
które w normalnych, sprzyjających warunkach rozkładają np. węglowodory. Taka
Page 53
Biodegradation Tests
Wojciech Irmiński, Tomasz Nowakowski, Ramboll Polska Sp. z o.o.,Kraków
The self cleaning and natural decomposition processes referred to as the natural attenuation
(NA) are to a large extent based on processes occurring with participation of living organisms.
Numerous organic and nonorganic compounds existing in the aeration and saturation zone are
a typical medium for bacteria, mites, fungi and other microorganisms. The presence of those
consumers in the trophic chain is common in nearly all environments and depends mostly on
the presence of food, temperature, pressure, redox conditions, concentrations of specific substances (e.g. some toxic metals, salts, etc.).
Biodegradation of compounds contaminating the environment is basically an on-going process, yet in (self-)cleaning processes we talk about this phenomenon when it considerably decreases the number of compounds which are harmful in the natural environment, too much
concentrated, alien and redundant. The monitored natural attenuation in case of biodegradation consists of long-term assessment of both the bacterial strains (or other organism, for example earthworms) in terms of their quantity, size, growth rate and reproduction, evolution
and abilities to cooperate with other organisms. Significant are also nutrients, decomposition
products and redox conditions.
In the remediation processes of contaminated sites, most frequently the recognition of the NA
potential is essential and then reproduction in situ or ex situ of native microorganisms, which
in fact degrade the contamination. It is a friendly method and relatively the least disturbing
the natural balance. Resignation from this stage shortens the time and does not generate costs.
But the application of native organisms, ”universal” as if, does not always generate the expected effects, and sometimes is harmful for biotopes. Enhanced Natural Attenuation (EHA)
through the reproduction and feeding of specialised microorganisms should be a good technology in case of discovering extensive contamination. It is worth noticing the role of supporting bacteria, which produce proteins creating a protective umbrella for the bacteria, which
in normal, favourable conditions decompose, for example, hydrocarbons. Such a ”biocooperative mixture” increases the capacities and extends the environments where biodegradation is effective.
Page 54
Badanie terenu przy pomocy technologii bezpośredniego wypychania (Direct Push
Technologies)
Rainer Heitmann, Fugro Consult GmbH, Markkleeberg
FUGRO zbiera, przetwarza, interpretuje i dokonuje wizualizacji danych dla kompleksowej
oceny gleby, wody, surowców i projektów inżynierskich. Studia te są podstawą do
świadczenia usług sprawozdawczych i konsultingowych dla przedsiębiorstw wydobywczych i
przemysłowych jak również organizacji publicznych i urzędowych.
Technologie bezpośredniego wypychania są dobrze znaną i sprawdzoną grupą technologii
zdefiniowanych w następujący sposób (z: http://www.epa.gov/superfund/programs/dfa/
dirtech.htm): „Technologie bezpośredniego wypychania (DPT) to kategoria urządzeń, które
wpychają lub wbijają stalowe żerdzie do gruntu. Pozwalają one na efektywne kosztowo,
szybkie próbkowanie i zbieranie danych z luźnych gleb i osadów. Dostępna jest olbrzymia
różnorodność urządzeń, w szczególności jeżeli chodzi o rodzaj nasadek nakładanych na
końcówkę żerdzi do pobierania danych i próbek. Nasadki te mogą pobierać próbki gleby,
powietrza podglebowego czy wody gruntowej; mogą prowadzić analizę in situ substancji
zanieczyszczających; lub mogą gromadzić dane geofizyczne, które są ciągle logowane wraz z
tym jak rozwinięte są tyki DPT. Ciągłe logi warunków podpowierzchniowych są szczególnie
cenne, gdyż pomagają opracować trójwymiarowy model konceptualny terenu.” W ramach
technologii bezpośredniego wypychania specjalnościami FURGO są:
o
Usługi geotechniczne: Badania sondowania statycznego (CPT) dla obszarów
przybrzeżno-lądowych i przybrzeżnych; konwencjonalne i specjalne pomiary do budowy
dróg, projekty fundamentowe i budownictwa cywilnego, nadzór budowlany; konsulting i
sprawozdawczość geotechniczna, jak również ochrona wybrzeża.
o
Badania in-situ: Nowoczesne metody badawcze (UVOSTTM-, MIP-, oraz przewodnictwoCPT) są używane w połączeniu z penetrometrem stożkowym FURGO (CPT) w celu
określenia pionowego i poziomego rozkładu substancji zanieczyszczajacych w
nasyconych i nienasyconych warstwach gleby. Dostępne są technologie próbkowania
gleby i wód gruntowych z dużych głębokości.
Najpowszechniejsze technologie dla badań in-situ terenów skażonych oferowane przez
FURGO są następujące:
o
CPT (sondowanie statyczne), metoda znana na całym świecie jest metodą badań
geotechnicznych używaną do określania charakterystyki gleby i wód gruntowych.
FURGO opracowała szereg penetrometrów, sond i próbników, które są hydraulicznie
wpychane w glebę podwarstwową w celu uzyskania danych chemicznych i fizycznych.
Lekkie, odłączalne zestawy CPT są oferowane dla trudno dostępnych terenów, jak
również dla dużych ciężarówek i pojazdów terenowych o wadze pomiędzy 15-30 tonami,
aby zapewnić reakcję penetracji. CPT to narzędzie szybkiego badania (około 100 m
próbkowania dziennie z czujnikami badania stanu środowiska), które dostarcza
dokładnych, niezakłóconych danych w terenie i pomaga w podejmowaniu decyzji w
terenie. Nie tworzy się żadnych skrawań gleby.
o
ROST™/UVOST™-stożek (szybkie optyczne narzędzie odsiewające/optyczne narzędzie
odsiewające UV), który jest używany jako narzędzie in-situ dla przesiewania skażenia
pochodzenia węglowodorowego w glebie i wodach gruntowych. ROST™/UVOST™
opiera się na LIF (fluorescencja wzbudzona laserem), co oznacza wzbudzanie za pomocą
monochromatycznego światła laserowego. Fluorescencja PAH (wielopierścieniowe
węglowodory aromatyczne), jeżeli są one wzbudzane światłem o konkretnej długości fali.
Page 55
Ponieważ PAH zachodzi we wszystkich rodzajach gleby (czasami w bardzo niewielkich
ilościach), ROST™/UVOST™ jest w stanie wykryć każde skażenie spowodowane
węglowodorami pochodnymi ropy tzn. paliwa lotniczego, oleju napędowego, oleju
mineralnego, smoły, kreozotu, itd.
o
Metoda MIP (sonda z interfejsem membranowym), która jest używana dla przesiewania
in-situ CVOC (lotne chloropochodne zwiazki organiczne) oraz innych VOC (lotne
związki organiczne) zarówno w strefie nasyconej jak i nawietrzania. Stożek MIP
mobilizuje VOC jak PCE (perchloroetan), TCE (trichloroetan) oraz ich produkty
pochodne biodegradacji przez podgrzewaną membranę na tulei stożka.
Po
podgrzaniu następuje termodesorbcja tych związków i rozproszenie na membranie.
Następnie zostają one przenoszone przez strumień gazu nośnego przez kapilary w kablu
MIP do ciężarówki, gdzie są one wykrywane chromatografem gazowym wyposażonym w
PID (detektor fotojonizacyjny), FID (detektor płomieniowo-jonizacyjny) oraz DELCD
(suchy detektor przewodności elektrolitycznej). Kombinacja tych detektorów pozwala na
selektywne określenie rodzaju skażeń. Wyposażony w lampę 10.6 eV UV, PID reaguje na
nienasycone związki chemiczne, jak chloroetany czy monopierścieniowe aromatyczne
węglowodory niższym potencjałem jonizacji w porównaniu do energii wzbudzenia. FID
wykrywa węgiel organiczny, podczas gdy DELCD jest w stanie wykryć organiczny
związany chlor.
Page 56
Site Investigation with Direct Push Technologies
Rainer Heitmann, Fugro Consult GmbH, Markkleeberg
FUGRO collects, processes, interprets and visualizes data for the comprehensive evaluation of
soil, water, raw materials and engineering projects. These studies are the basis for providing
reporting and consulting services to industrial and mining corporations as well as public and
official organizations.
Direct push technologies are a well known and experienced group of technologies defined as
follows (from: http://www.epa.gov/superfund/programs/dfa/dirtech.htm): “Direct push technologies (DPT) are a category of equipment that push or drive steel rods into the ground.
They allow cost-effective, rapid sampling and data collection from unconsolidated soils and
sediments. A tremendous variety of equipment is available, particularly in the type of attachments used at the end of rods to collect samples and data. These attachments may collect soil,
soil gas, or groundwater samples; they may conduct in situ analysis of contaminants; or they
may collect geophysical data that are continuously logged as the DPT rods are advanced.
Continuous logs of subsurface conditions are particularly valuable because they help to develop a three-dimensional conceptual site model.” Within the field of direct push technologies
FUGRO´s specialities are:
o
Geotechnical Services: Cone penetration testing (CPT) for onshore and coastal areas;
conventional and special measurements for road construction, foundation and civil engineering projects; construction site supervision; geotechnical consulting and reporting, as
well as coastal protection.
o
In-Situ Testing: Modern testing methods (UVOSTTM-, MIP-, and conductivity-CPT) are
used in combination with FUGRO´s cone penetrometer (CPT) in order to determine the
vertical and horizontal distribution of contaminants in saturated and unsaturated soil
strata. Technologies for soil and groundwater sampling from distinct depths are available.
The most common technologies for in-situ investigations of contaminated sites within
FUGRO´s are:
o
The CPT (cone penetrometer testing) which is a world wide known geotechnical investigation method to determine soil and groundwater characteristics. FUGRO has developed
a variety of penetrometers, probes and samplers which are hydraulically pushed into the
subsurface soil to obtain physical and chemical data. Lightweight detachable CPT units
are offered for difficult access sites as well as large trucks and all-terrain vehicles with
weights in the range of 15 to 30 tonnes to provide penetration reaction. CPT is a rapid investigation tool (about 100 m probing per day with environmental screening sensors)
which provides accurate, undisturbed data in the field and supports on site decision making. No soil cuttings are produced.
o
The ROST™/UVOST™-cone (rapid optical screening tool/ultra violet optical screening
tool) which is used as an in situ tool for screening of hydrocarbon derived contamination
in soil and groundwater. ROST™/UVOST™ is based on LIF (laser induced fluorescence)
which means excitation with monochromatic laser light. PAH (polycyclic aromatic hydrocarbons) fluoresce if they are excited by light of a specific wavelength. As PAH occur
in all types of oil (sometimes in very small amounts) ROST™/UVOST™ is able to detect
every contamination caused by oil derived hydrocarbons, i.e. jet fuel, diesel, petrol, mineral oil, tar, creosote etc.
Page 57
o
The MIP (Membrane Interface Probe) which is used for in-situ screening of CVOC (chlorinated volatile organic compounds) and other VOC’s (volatile organic compounds) in
both the saturated and vadose zone. The MIP cone mobilises VOC like PCE (perchloroethene), TCE (trichloroethene) and their bio-degradation daughter products via a heated
membrane on the cone’s sleeve. When heated, these compounds are being thermodesorbed and diffuse across the membrane. They are then transported by a carrier gas stream
through capillaries in the MIP cable up to the truck where they are detected with a gas
chromatograph equipped with a PID (photo ionization detector), FID (flame ionization
detector) and a DELCD (dry electrolytic conductivity detector). This detector combination allows for selective specification of the contaminant type. Being equipped with a
10.6 eV UV lamp, the PID responds on unsaturated chemical compounds like chloroethenes or mono aromatic hydrocarbons with a lower ionization potential compared to the excitation energy. The FID detects organic carbon, while the DELCD is able to detect organic bonded chlorine.
Page 58
Innowacyjne studnie monitoringu
Axel Oppermann, geo-log, GmbH, Braunschweig
Zgodnie z Ustawą Wodną UE, wszystkie zasoby wód gruntowych powinny osiągnąć
właściwy status chemiczny do roku 2015. Identyfikacja i kwantyfikacja skażenia jest częścią
procesu. W ostatnim dziesięcioleciu, dla procedur charakteryzacji metodologia
bezpośredniego wypychania (DP) stała się skuteczną mobilną i elastyczną alternatywą dla
konwencjonalnych metod wiercenia. Technologia ta była używana dla szeregu czynności
wspierających środowiskowe podziemne badania in-situ. Poza ciągłym rejestrowaniem
parametrów istotnych dla badań i bezpośredniego próbkowania gleby, powietrza
podglebowego i wody gruntowej, metoda ta zapewnia możliwość instalowania studni
monitoringu wody gruntowej i gleby o wewnętrznej średnicy do ok. 5 cm. Dla instalowania
studni monitoringu, technologia DP oferuje pewne istotne zalety w porównaniu do
konwencjonalnych metod odwiertów: niewielkie maszyny i narzędzia o małej średnicy
umożliwiają tempo wnikania w zakresie metrów na minutę z szybką i ekonomiczną
mobilizacją i przechodzeniem pomiędzy lokalizacjami.
Uzyskiwanie cennych informacji w czasie rzeczywistym o podpowierzchni można osiągnąć
za pomocą metod DP poprzez różne specjalistyczne czujniki, które mogą służyć jako
narzędzia dla szybkiego wyznaczenia podziemnej niejednorodności litologicznej i
przestrzennego rozkładu substancji zanieczyszczających. W wyniku procesu interpretacji
można, dzięki technologii DP, w praktyce zrealizować decyzję szybko podjętą na miejscu o
zainstalowaniu studni. Studnie monitoringu nowego typu i o małej średnicy są w stanie
wspomagać wiele rożnych urządzeń zaprojektowanych do mierzenia elewacji wody
gruntowej, obecności i grubości ewentualnej fazy LNAPL i pobierania próbek powietrza
podpowierzchniowego i wody gruntowej. Żerdzie próbnika z rozciągliwym prowadnikiem są
wprowadzane w podpowierzchnię. Na ostatecznej głębokości, zainstalowany zostaje pewien
rodzaj ekranu i obudowy jako stała studnia, a żerdzie sondy zostają wyciągnięte, aby
pozwolić napłynąć tam wodom gruntowym. Możliwe jest instalowanie innowacyjnych studni
DP o wielu różnych średnicach (0,5“, 0,75“, 1“ i 2“). W każdej z opcji można zastosować
kilka alternatyw instalacji:
o
Siatki HDPE (1,0”, 1,5”, 2,0” ID) są opcjonalnie chronione przepuszczalną gazą
(geomembraną) o wielkości oczek 60 µm, aby przeciwdziałać zatykaniu się.
o
Pakowane wcześniej sita o różnych średnicach (0,5”, 0,75”, 1,0” i 1,5”) pozwalają na
szybką i prostą instalację przez obudowę bezpośredniego wypychania i oferują dobrze
zrealizowany ? przedział próbkowania.
o
Ciągły wielokanałowy tubing ?pozwala na szybkie wielopoziomowe (3 lub 7 kanałów)
próbkowanie pożądanych przedziałów. 7-kanałowy tubing? pozwala, na przykład, na
szybkie i skuteczne próbkowanie do sześciu różnych przedziałów oraz jednoczesny
monitoring poziomu wody gruntowej.
Studnie DP można instalować w podobny sposób co konwencjonalne. Obejmuje to uszczelki
bentonitowe powyżej sita, aby zapobiec cyrkulacji pionowej wokół studni. Główną zaletą
instalowania studni monitoringu przez obudowę jak proponuje geo-log jest to, że nie ma
osunięcia bocznego, z którym trzeba walczyć. Dodatkowo, obudowa skutecznie uszczelnia
otwór studni, kiedy przechodzi się przez skażone osady. Te czynniki oznaczają, że instalacja
studni do pożądanej głębokości jest gwarantowana, a skażenie krzyżowe jest wyeliminowane.
Całkowicie (ciągle) przesiewane studnie są najbardziej pożądanym rodzajem. Mogą być
próbkowane czy to w integralny czy wielopoziomowy sposób poprzez zastosowanie
Page 59
podwójnie wyporowych mini pomp czy systemów pakerowych. Systemy próbkowania mogą
zostać zainstalowane na stałe (umocowane za pomocą betonitowych pakerów) lub mogą być
wykorzystane w sposób ruchomy (z nadmuchiwanymi pakerami). Dedykowane zróżnicowane
co do głębokości studnie z sitem mogą być budowane w oparciu o przygotowane na
powierzchni porty próbkujące z wielopoziomowymi przedziałami ograniczone przez
bentonitowe czy gumowe separatory. Wszystkie z systemów próbkujących korzystają z
przepływowego ogniwa?, gdzie prowadzone są standardowe pomiary na miejscu (pH,
temperatura, potencjał redox, zawartość tlenu, przewodniość elektryczna).
Maksymalna głębokość i prędkość odwiertu zależą od lokalnej litologii i wybranej średnicy
studni. Firmie geo-log udało się osiągnąć 52 m bgl, aby zainstalować 1” i 25 m dla 2” studni
monitoringu.
Wielką zaletą metody pozostaje, poza ekonomiczną wydajnością, niewielki odstęp czasowy
od etapu decyzji do chwili, kiedy studnia jest gotowa do eksploatacji. Jeden zwykły dzień
roboczy wystarczyłby do sfinalizowania około czterech studni aż do głębokości końcowej
wynoszącej około 15-20 m bgl. W wyniku tego, technologia wspomagana DP zajmująca się
studniami monitoringu zapewnia dużą liczbę próbek, co przekłada się na dużą liczbę danych i
dostarcza wiarygodnych danych dla obrazowania 2-D/3-D z minimalnym zakłóceniem
powierzchni z powodu, że nie powstały wycinki gleby i nie było potrzeby pozbywania się
odpadów. Zapewniają one szybką, bardziej wydajne ekonomicznie i szczegółowe badanie w
porównaniu do konwencjonalnych sposobów oceny terenu. Zamontowane na ciężarówce czy
pojazdach gąsienicowych, zestawy DP są w stanie działać i instalować innowacyjne studnie
monitoringu w szerokim zakresie środowisk: od trudnego terenu do obszarów miejskich, od
lasu do terenów suchych czy wilgotnych, od małych zakładów przemysłowych o
ograniczonym dostępie do dużych otwartych przestrzeni, od płytkich do głębokich warstw
wodonośnych znajdujących się wpływem wielu substancji zanieczyszczających.
Page 60
Innovative Monitoring Wells
Axel Oppermann, geo-log, GmbH, Braunschweig
According to the EU-Water Act, all groundwater bodies should reach until 2015 a proper
chemical status. The identification and quantification of the contamination is part of the process. In the last decade, for site characterization procedures the direct-push (DP) investigation
methodology has become a successful mobile and flexible alternative to conventional drilling
methods. This technology has been used for a range of activities in support of environmental
site underground investigations. Beside the continuous recording of investigation relevant
parameters and direct sampling of soil, soil gas and groundwater, the method provides the
ability to install groundwater and soil gas monitoring wells up to an inner diameter of 2
inches. For installing monitoring wells, the DP technology offers some important advantages
compared to conventional drilling methods: Small machines and small diameter tools enable
penetration rates in a range of meters per minute with a fast and economical mobilization and
moving between locations.
Retrieving real-time valuable information about the subsurface can be achieved using DPmethods through different specialized sensors, able to serve as tools for rapid delineation of
the underground lithological heterogeneity and contaminant spatial distribution. As results of
the interpretation process, a rapid on site decision on the installation of wells could be put into
practice though DP technology as well. A new type of small diameter monitoring wells are
capable of providing the support for a large variety of devices designed to measure the
groundwater elevation, the presence and thickness of an eventual LNAPL phase and to sample the soil gas and the groundwater. The probe rods with an expandable drive point are
driven into the subsurface. At final depth, a certain type of screen and casing is installed as a
permanent well and the probe rods are retracted to allow the groundwater to flow in. Installing
innovative DP wells is possible in a variety of internal diameters (0,5“, 0,75“, 1“ and 2“). In
either of the options, one can use several installing alternatives:
o
HDPE (1,0”, 1,5”, 2,0” ID) screens are optionally protected by a permeable gauze (geomembrane) with mesh size of 60 µm to fight against clogging
o
Prepacked screens with various diameters (0,5”, 0,75”, 1,0” and 1,5”) allows a quick and
simple installation through the Direct Push casing and offers an well-executed sampling
interval.
o
Continuous multi-channel tubing allows a rapid multilevel (3 or 7 channels) sampling of
the desired intervals. A 7 channels tubing allows for example a quick and efficient sampling of up to 6 different intervals and a simultaneous groundwater level monitoring.
The DP wells can be installed in a similar way as the conventional ones. This includes bentonite seals above the screen in order to prevent the vertical circulation around the well. The
main advantage of installing a monitoring well through a casing like geo-log proposes is that
there is no side slough to contend with. In addition, the casing effectively seals the well hole
when advancing through contaminated deposits. These factors mean that installation of the
well till the desired depth is guaranteed and cross contamination is eliminated.
Fully (continuously) screened wells are the most required type. They can be sampled either
integral or in a multilevel way by use of double displacement mini pumps and packer systems.
The sampling systems can be permanently installed (fixed with bentonite packers) or can be
employed in a mobile way (with inflatable packers). Dedicated depth differentiated screened
wells can be built based on at the surface prepared sampling ports with multilevel sampling
intervals delineated by either bentonite or rubber separators. All of the sampling systems
Page 61
make use of a flow-through cell unit where the standard on site measurements (pH, temperature, redox potential, oxygen content, electrical conductivity) are carried out.
The maximal depth and the drilling velocity depend on the local lithology and the chosen well
diameter. geo-log was able to reach 52 m bgl for installing an 1“ and 25 m for a 2“ monitoring
well.
A great advantage of the method stays, besides the economical efficiency, into the small time
gap from the decision stage till the well is ready to be exploited. One usual working day could
mean to finalize about four wells till an end depth of around 15-20 m bgl. As a result, the DP
assisted methodology to deal with monitoring wells provides a high numbers of samples
translated into a high volume of data and deliver reliable data for 2-D/3-D imaging with
minimal surface disturbance, due to the no soil cuttings generated and no waste disposal
needed. They assure a quicker, economically more efficient and detail-reach investigation in
comparison to the conventional ways of assessing a site. Mounted on truck or track based
machines, the DP-units are able to operate and install the innovative monitoring wells in a
wide range of environments: from rough terrain to urban areas, from forest to arid or humid
and unstable sites, from small industrial facilities with access constraints to large open area,
from shallow to deep aquifers under a large variety of contaminant repertoire.
Page 62
Analizy izotopów
Hans H. Richnow, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz - UFZ, Heinrich R.
Eisenmann, Anko Fischer, Isodetect GmbH
Biodegradację in-situ na terenach skażonych można ocenić poprzez analizę wzbogacenia
ciężkich izotopów trwałych (13C, 2H) w pozostałych substancjach zanieczyszczających. W
wielu przypadkach możliwa jest nawet kwantyfikacja biodegradacji, z powodu korelacji ze
wzbogaceniem izotopu. Właściwy czynnik wzbogacenia izotopu musi zostać wybrany według
związku, którym się interesujemy i dominujących warunków redox (zobacz:
www.isodetect.de). W konsekwencji monitoring izotopów może dostarczyć szczegółowych
informacji o procesach naturalnego samooczyszczenia przez jedną kampanię próbkowania.
Można uzyskać percepcyjne zmniejszenie substancji zanieczyszczających spowodowane
działaniem mikrobiologicznym w dół od źródła, jak również szybkość biodegradacji.
Umożliwia to również rozróżnienie nietrwałych procesów, które dalej zmniejszają stężenie
substancji zanieczyszczających, takich jak rozcieńczenie czy dyspersja.
Opisano wiele przykładów udanego monitoringu izotopów na terenach skażonych BTEX,
MTBE czy chlorowanymi etylenami. Wobec tego wytyczne tej silnej techniki badawczej
zostały opublikowane przez kilka autorytetów w dziedzinie środowiska.
Literatura
Meckenstock, R., et al (2004): Stable isotope fractionation as a tool to monitor biodegradation in
contaminated aquifers. J. Cont. Hydrol. 75, 215-255.
US-EPA (2005): Monitored natural attenuation of MTBE as a risk management option at leaking
underground storage tank sites. EPA/600/R-04/1/179. www.epa.gov/ada/download/reports/
600R04179/600R04179-fm.pdf
Held, T. et al. (2007): Handlungsempfehlung: Mikrobiologische NA-Untersuchungsmethoden.
www.natural-attenuation.de/ media.php?mId=5623
Fischer, A., Theuerkorn, K., Stelzer, N., Gehre, M., Thullner, M. Richnow, H.H. (2007): Applicability of
stable isotope fractionation analysis for the characterization of benzene biodegradation in a
BTEX-contaminated aquifer. Environmental Science & Technology 41, 3689-96.
US-EPA (2008): A guide for assessing biodegradation and source identification of organic ground
water contaminants using compound specific isotope analysis (CSIA). EPA 600/R-08/148.
www.epa.gov/ada/pubs/reports/600r08148/600R08148.html
KORA (Michels, J., Stuhrmann, J., Frey, C., Koschitzky, H.-P.; eds) (2008): KORA
Handlungsempfehlungen: Natürliche Schadstoffminderung bei der Sanierung von Altlasten.
DECHEMA 2008. www.natural-attenuation.de/content.php?_document[ID]=6947&pageId=2647
Page 63
Isotope Analyses
Hans H. Richnow, Helmholtz Centre for Environmental Research - UFZ, Heinrich R. Eisenmann, Anko Fischer, Isodetect GmbH
In situ biodegradation at contaminated sites can be assessed by analysis of the enrichment of
heavy stable isotopes (13C, 2H) in the residual pollutants. In many cases, even quantification
of biodegradation is possible, because of correlation to isotope enrichment. The appropriate
isotope enrichment factor has to be selected according to the compound of interest and prevailing redox conditions (see www.isodetect.de). As a consequence, isotope monitoring can
provide detailed information on natural attenuation processes by a single sampling campaign.
The perceptual decrease of contaminants caused by microbiological activity downstream from
the source as well as biodegradation rates can be derived. This enables also the discrimination
of non-sustainable processes that further diminish contaminant concentration such as dilution
or dispersion.
Numerous examples for successful isotope monitoring at sites contaminated with BTEX,
MTBE or chlorinated ethenes have been described. Therefore, guidelines for this powerful
exploring technique have been published by several environmental authorities.
References
Meckenstock, R., et al (2004): Stable isotope fractionation as a tool to monitor biodegradation in contaminated aquifers. J. Cont. Hydrol. 75, 215-255.
US-EPA (2005): Monitored natural attenuation of MTBE as a risk management option at leaking underground storage tank sites. EPA/600/R-04/1/179. www.epa.gov/ada/download/reports/
600R04179/600R04179-fm.pdf
Held, T. et al. (2007): Handlungsempfehlung: Mikrobiologische NA-Untersuchungsmethoden.
www.natural-attenuation.de/media.php?mId=5623
Fischer, A., Theuerkorn, K., Stelzer, N., Gehre, M., Thullner, M. Richnow, H.H. (2007): Applicability of
stable isotope fractionation analysis for the characterization of benzene biodegradation in a
BTEX-contaminated aquifer. Environmental Science & Technology 41, 3689-96.
US-EPA (2008): A guide for assessing biodegradation and source identification of organic ground
water contaminants using compound specific isotope analysis (CSIA). EPA 600/R-08/148.
www.epa.gov/ada/pubs/reports/600r08148/600R08148.html
KORA (Michels, J., Stuhrmann, J., Frey, C., Koschitzky, H.-P.; eds) (2008): KORA Handlungsempfehlungen: Natürliche Schadstoffminderung bei der Sanierung von Altlasten. DECHEMA 2008.
www.natural-attenuation.de/content.php?_document[ID]=6947&pageId=2647
Page 64
Wykorzystanie modelowania numerycznego w symulacji migracji zanieczyszczeń w
środowisku gleby/wody – doświadczenia w Polsce
dr Jacek GURWIN, Uniwersytet Wrocławski, Instytut Nauk Geologicznych, Zakład
W modelowaniu wód gruntowych powszechnie stosuje się metodę różnic skończonych (FDM)
oraz poniższe ogólnoświatowe trendy, większość aplikacji modeli w Polsce jest
przygotowywanych w pakiecie MODFLOW/MT3D/RT3D w środowisku PM, GMS czy VM.
Zwykle za pomocą MODPATH wylicza się prosty transport adwektywny. Adwektywnodyspersywny i/lub reaktywny transport substancji zanieczyszczających jest symulowany za
pomocą MT3D/RT3D. Zastosowanie metody elementów skończonych (FEM) staje się również
dosyć popularne, a kilka aplikacji zostało opracowanych przy użyciu na przykład programów
numerycznych FEMWATER czy HYDRUS. Modelowanie migracji NAPL w integrowaniu
danych monitoringu z narzędziami monitoringu prowadzone jest od lat 90-tych z
zastosowaniem odpowiedniego oprogramowania jak Spillcad czy Mars. Wówczas następnym
krokiem jest oszacowanie wielkości wolnych węglowodorów z płynnych poziomów w
studniach obserwacyjnych (Lenhard & Parker, 1990), a następnie dokonuje się symulacji
transportu substancji ropopochodnych (NAPL) w środowisku wodno-gruntowym (Van Dam,
1967; Van Genuchten, 1980). Migracja NAPL z miejsca wylania przebiega w 3 etapach: (1)
przeciekanie przez strefę nienasyconą głównie spowodowane siłą ciążenia, (2) ruch wolnej
fazy olejowej na powierzchni wody gruntowej, (3) transport masowy rozpuszczonych
zanieczyszczeń w strefie nasyconej (rys. 1).
Przedstawionych zostanie kilka przykładów wspomnianych metodologii. Kilka projektów
skupiło się na wpływie składowania odpadów na wody gruntowe (np. Gurwin, 2006). Przy
takim problemie oprogramowanie Modflow/MT3D daje możliwość wyliczenia przepływu
wody gruntowej w strefie nasyconej wraz z prognozami migracji plamy w mediach
niejednorodnych, jeżeli chodzi o cechy geologiczne i przepływu takie jak efektywna
porowatość, boczna i pionowa anizotorpia przepuszczalności, struktura geologiczna i grubość.
Zgodnie z wariantowymi symulacjami zależnymi od czasu, powinno się uzyskać kształt i
wielkość plamy wraz ze stężeniami zanieczyszczeń po symulowanym okresie czasu (rys. 2).
To samo podejście może zostać zastosowane przy użyciu modeli FEM (rys. 3). Zaletą jest to,
że łatwiej stworzyć siatkę dyskretyzacji zgodną z domeną modelową, a warunki brzegowe
mogą zostać nałożone również z większą dokładnością. Co więcej, modele FEM powinny
zostać szczególnie uwzględnione w warunkach anizotropicznych ośrodków spękanych.
Zarówno strategia konceptualizacji, jak i modelowanie numeryczne w złożonym ośrodku
spękanym jest nowym i pełnym wyzwań zadaniem w badaniach hydrogeologicznych.
Uwzględniając migrację NAPL przebadano kilka wojskowych baz lotniczych modelując
przepływ wielofazowy w środowisku porowym (Gurwin i Janczarski, 1998; Gurwin, 2008)
(rys. 4). W niektórych lokalizacjach wykryto olej o ponad 1 m grubości w glebie. Rozwiązano
problemy związane z migracją zanieczyszczeń węglowodorami aromatycznymi (BTEX) w
stacjach benzynowych, takie jak na przykład analiza krzywych dystrybucji i przebicia
benzenu Knez & Wozniak, 2004) (Fig. 5). Problemy niebezpiecznego skażenia olejem miejsc
ujęcia wód gruntowych i głównych zbiorników wód gruntowych również były podejmowane
(Malina G., 1997).
Page 65
rys. 1. Migracja plamy NAPL w środowisku glebowo-wodnym (Gurwin, 2008): 1lokalizacja rozlania NAPL, 2- strefa nienasycona, 3- strefa nasycona i kierunek
przepływu wody podziemnej, 4- poziom wody podziemnej, 5- strefa
rozprzestrzeniania się elementów lotnych LNAPL, 6- plama skażenia NAPL, 7- strefa
migracji elementów rozpuszczonych NAPL, 8- dno warstwy wodonośnej, 9powierzchnia gruntu
7 lat
(1981)
10 lat
(1984)
15 lat
(1989)
20 lat
(1994)
30 lat
(2004)
rys. 2. Symulacja transportu masowego (MODFLOW/MT3DMS) w rejonie składowiska
odpadów (Gurwin, 2006) – FDM przykład stężenia chlorków w czasie
Page 66
rys. 3. Symulacja transportu masowego (FEMWATER) w rejonie składowiska odpadów
(Koda et al., 2008) – FEM przykład stężenia chlorków w czasie
66p
W9
67p
68p
W10
138
180
69
183
168
166
164
183p
136p W1
161
153p
6p
4p
7p
3p
8p
Lotnisko JAR
SZPROTAWA
W6
5p
1p
131
132
26
176 Pw29
137
9p
133
25
24p
10p
16p
otwory badawcze
i archiwalne
14p
W5
izolinia zredukowanej
wysokości hydraulicznej
22p
12p
134
piezometry
23p
kierunek przepływu
wód podziemnych
17p
19p
155
W3
21
0.05
135p
0.10
W4
0.15
14500
W7
27p
0.20
W11
179p
174
0.25
70p
139
182
32
28
0.30
64p
81p
0.35
70
129
140p
W8
0.40
65p
[m]
65
63
0.45
71
Gra ni ca o bl icz eń m od e lu
14000
W28
27500
28000
28500
[m]
rys. 4. Przykład migracji plamy NAPL w tle kierunków przepływu wód gruntowych –
lotnisko Szprotawa (Gurwin i Janczarski, 1998)
Page 67
rys. 5. Maksymalny zakres stężenia benzenu 0,001 mg/dm3 dla metod UFDM I CFDM
(Knez i Woźniak, 2004) – przykład MODFLOW/RT3D
Literatura
Van Dam J., 1967: The migration of hydrocarbons in a water-bearing stratum. [W:] The joint problems of the
oil and water industries. Hepple P.: 55-96, Institute of Petroleum.
Van Genuchten M., Th., 1980: A closed-form equation for predicting the hydraulic conductivity for unsaturated
soils. Soil Sci.Soc. Amer. J., 44: 892-898.
Gurwin J., 2006: Numeryczny model filtracji i transportu zanieczyszczeń w wodach podziemnych rejonu
składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach.[Numerical Groundwater Flow and Transport Modelling in the
Area of Waste Disposal in Jelcz-Laskowice] (in:) Modelowanie przepływu wód podziemnych, Geologos
10/2006, Poznań: 75-89
Gurwin J., 2008: Lokalny monitoring zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego produktami
ropopochodnymi [Local Monitoring of NAPL Contamination in Soil-Water Environment ], (in:) Zarządzanie
zasobami wodnymi w dorzeczu Odry, wyd. RZGW Wrocław: 181-197.
Gurwin J., Janczarski P., 1998: Badania modelowe zanieczyszczenia substancjami ropopochodnymi na terenach
lotnisk w Brzegu i w Szprotawie. Przegl. Geol. vol. 46, nr 6/1998, 509-516.
Knez J., Woźniak R., 2004: Problemy związane z modelowaniem migracji zanieczyszczeń węglowodorami
aromatycznymi w szczelinowo-krasowym zbiorniku wód podziemnych GZWP 417 Kielce.[Problems
Connected with Modeling Migration of Aromatic Hydrocarbons Pollutants in Fractured-Karstic
Groundwater Basins No. 417 Kielce] (in:) Gurwin & Stasko ed.: Modelowanie Przepływu Wód
Podziemnych, HYDROGEOLOGIA Wrocław.
Koda E., Kołanka T., Wiencław E., 2008: Adwekcyjno-dyspersyjny model transportu w rejonie składowiska
odpadów z pionową przesłoną przeciwfiltracyjną. [Advective-dispersive Model of Pollutant Transport in
the Vicinity of Sanitary Landfill with Vertical Barrier] (in:) Biul. PIG nr 431 HYDROGEOLOGIA,
Warszawa 99-104
Lenhard R.J., Parker J.C., 1990: Estimation of free hydrocarbon volume from fluid levels in observation wells.
Ground Water, 28: 57-67.
Malina G., 1997: Migracja plamy zanieczyszczeń ropopochodnych w środowisku porowym [Migration of the
NAPL Plume Through porous Media]. (in:) Współczesne Problemy Hydrogeologii, Tom VIII, Poznań: 291295
Parker J.C., Lenhard R.J., Kuppusamy T., 1987: A parametric model for constitutive properties governing
multiphase flow in porous media. Water Resour. Res., 23: 618-624.
Page 68
The Use of Numerical Modelling in Simulation of Pollutant Migration in Soil/Water Environment - Experience in Poland
Jacek Gurwin,
Wrocław University, Institute of Geological Sc., Dept. of Applied Hydrogeology
In groundwater modelling a Finite Difference Method (FDM) is widely used and following
worldwide trends, most of model applications in Poland are prepared in MODFLOW/MT3D/RT3D package within PM, GMS, GWV or VM environment. Simple advective transport is usually calculated with MODPATH. An advective-dispersive and/or reactive
pollutant transport is simulated with MT3D/RT3D. The use of Finite Element Method (FEM)
becomes quite popular as well and some applications were developed using the FEMWATER
or HYDRUS numerical programs for example. Modelling of NAPL migration in integration
of monitoring data with modelling tools is carried out from ‘90 using appropriate software
like Spillcad or Mars. Then the first step is estimation of free hydrocarbon volume from fluid
levels in observation wells (Lenhard & Parker, 1990) and next simulations of the NAPL
transport in soil and groundwater environment are accomplished (Van Dam, 1967; Van
Genuchten, 1980). Migration of the NAPL from the place of spill goes ahead in 3 steps: (1)
leakage through the unsaturated zone mainly due to the force of gravity, (2) movement of a
free oil phase on the surface of groundwater, (3) mass transport of dissolved pollutant in the
saturated zone (Fig. 1).
Some examples of the mentioned methodologies are going to be presented. Several projects
were focused on influence of the waste disposal on groundwater (e.g. Gurwin, 2006). In such
a problem the Modflow/MT3D software gives opportunity of groundwater flow calculation in
saturated zone together with predictions of plume migration in heterogeneous media regarding
geologic and flow characteristics such as effective porosity, lateral and vertical permeability
anisotropy, geologic structure and thickness. According to variant time-dependent simulations
the shape and size of the plume together with pollutant concentrations after simulated period
of time are supposed to be obtained (Fig. 2). The same approach could be applied using FEM
models (Fig. 3). An advantage is that it is easier to make a discretization network accordant
with a model domain and the boundary conditions could be placed more precisely as well.
Moreover, the FEM models should be especially considered in anisotropic conditions of fractured media. But the conceptualization strategy and numerical modelling in a complex fractured medium is still new and challengeous task in hydrogeological research.
Considering the NAPL migration several military airports have been investigated modelling
multiphase flow in porous media (Gurwin & Janczarski, 1998; Gurwin, 2008) (Fig. 4). In
some locations more than 1 m thickness of oil in the ground was evidenced. The problems
connected with migration of aromatic hydrocarbons pollutants (BTEX) in the petrol station
sites have been solved, like distribution and breakthrough curves analysis of benzene for example (Knez & Wozniak, 2004) (Fig. 5). The problems of hazard from oil contamination to
groundwater intakes and major groundwater basins were broached as well (Malina G., 1997).
Page 69
Figure 1:
NAPL plume migration in soil-water environment (Gurwin, 2008): 1- location of
a NAPL spill, 2- unsaturated zone, 3- saturated zone and direction of groundwater
flow, 4- groundwater table, 5- the zone of spreading of volatile elements LNAPL,
6- contamination plume of NAPL, 7- zone of migration of dissolved elements of
NAPL, 8- aquifer bottom, 9- ground surface
7 lat
(1981)
10 lat
(1984)
15 lat
(1989)
20 lat
(1994)
30 lat
(2004)
Figure 2:
Mass transport simulation (MODFLOW/MT3DMS) within the waste disposal site
(Gurwin, 2006) – FDM example of chloride concentration in time
Page 70
Mass transport simulation (FEMWATER) within the landfill site (Koda et al.,
2008) – FEM example of chloride concentration in time
66p
W9
67p
68p
179p
W10
138
180
69
183
168
166
164
183p
136p W1
161
153p
6p
4p
7p
3p
8p
Lotnisko JAR
SZPROTAWA
W6
5p
1p
131
132
26
176 Pw29
137
9p
133
25
24p
10p
otwory badawcze
i archiwalne
14p
W5
izolinia zredukowanej
wysokości hydraulicznej
22p
12p
16p
134
piezometry
23p
kierunek przepływu
wód podziemnych
17p
19p
155
W3
21
0.05
135p
0.10
W4
0.15
14500
W7
27p
174
0.20
W11
139
182
32
28
0.25
64p
81p
0.30
70
70p
129
140p
W8
0.35
65p
0.40
65
63
[m]
71
0.45
Figure 3:
Gra ni ca o bl icz eń m od e lu
14000
W28
27500
Figure 4:
28000
28500
[m]
Example of the NAPL plume migration on the background of groundwater flow
directions - the airport of Szprotawa (Gurwin & Janczarski, 1998)
Page 71
Figure 5:
Maximal range of benzen concentration 0.001 mg/dm3 for UFDM and CFDM
methods (Knez & Woźniak, 2004) – example of MODFLOW/RT3D
References
Van Dam J., 1967: The migration of hydrocarbons in a water-bearing stratum. [W:] The joint problems of the oil
and water industries. Hepple P.: 55-96, Institute of Petroleum.
Van Genuchten M., Th., 1980: A closed-form equation for predicting the hydraulic conductivity for unsaturated
soils. Soil Sci.Soc. Amer. J., 44: 892-898.
Gurwin J., 2006: Numeryczny model filtracji i transportu zanieczyszczeń w wodach podziemnych rejonu składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach.[Numerical Groundwater Flow and Transport Modelling in the Area
of Waste Disposal in Jelcz-Laskowice] (in:) Modelowanie przepływu wód podziemnych, Geologos 10/2006,
Poznań: 75-89
Gurwin J., 2008: Lokalny monitoring zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego produktami ropopochodnymi [Local Monitoring of NAPL Contamination in Soil-Water Environment ], (in:) Zarządzanie zasobami
wodnymi w dorzeczu Odry, wyd. RZGW Wrocław: 181-197.
Gurwin J., Janczarski P., 1998: Badania modelowe zanieczyszczenia substancjami ropopochodnymi na terenach
lotnisk w Brzegu i w Szprotawie. Przegl. Geol. vol. 46, nr 6/1998, 509-516.
Knez J., Woźniak R., 2004: Problemy związane z modelowaniem migracji zanieczyszczeń węglowodorami
aromatycznymi w szczelinowo-krasowym zbiorniku wód podziemnych GZWP 417 Kielce.[Problems
Connected with Modeling Migration of Aromatic Hydrocarbons Pollutants in Fractured-Karstic
Groundwater Basins No. 417 Kielce] (in:) Gurwin & Stasko ed.: Modelowanie Przepływu Wód
Podziemnych, HYDROGEOLOGIA Wrocław.
Koda E., Kołanka T., Wiencław E., 2008: Adwekcyjno-dyspersyjny model transportu w rejonie składowiska
odpadów z pionową przesłoną przeciwfiltracyjną. [Advective-dispersive Model of Pollutant Transport in the
Vicinity of Sanitary Landfill with Vertical Barrier] (in:) Biul. PIG nr 431 HYDROGEOLOGIA, Warszawa
99-104
Lenhard R.J., Parker J.C., 1990: Estimation of free hydrocarbon volume from fluid levels in observation wells.
Ground Water, 28: 57-67.
Malina G., 1997: Migracja plamy zanieczyszczeń ropopochodnych w środowisku porowym [Migration of the NAPL
Plume Through porous Media]. (in:) Współczesne Problemy Hydrogeologii, Tom VIII, Poznań: 291-295
Parker J.C., Lenhard R.J., Kuppusamy T., 1987: A parametric model for constitutive properties governing multiphase flow in porous media. Water Resour. Res., 23: 618-624.
Page 72
Numeryczne modele przepływu i transportu są ważnymi narzędziami wspierającymi
koncepcję MNA w Niemczech. Są one wykorzystywane w związku z następującymi
kwestiami:
o
ilościowy opis systemu przepływu (np. bilans wodny, kierunek przepływu, interakcje
warstwy wodonośnej, czasowe zmiany)
o
rozróżnianie procesów transportu i reakcji (np. wskazanie degradacji substancji
zanieczyszczających)
o
określenie względnego wpływu poszczególnych źródeł zanieczyszczeń w systemach
wielosmugowych (identyfikacja źródła)
o
badania scenariuszy
zanieczyszczających
w
celu
przewidzenia
przyszłego
zachowania
substancji
Tutaj zastosowanie numerycznego modelu przepływu i transportu jest zaprezentowane z
zastosowaniem przykładu rozprzestrzeniania się na skalę regionalną chlorobenzenów w
piaskowej warstwie wodonośnej. Substancje zanieczyszczające zostały przypadkowe
uwolnione w latach 1960-tych z zakładu produkcji środków owadobójczych i
chwastobójczych w Niemczech.
Skażona warstwa wodonośna charakteryzuje się kilkoma wyraźnymi zmianami systemu
przepływu w ciągu ostatnich dekad, co uniemożliwia prostą interpretację bieżącej sytuacji
skażenia.
Model transportu został skalibrowany na podstawie kilkuset pomiarów stężeń przy
zastosowaniu dwuetapowego podejścia. Najpierw wykorzystano punkty próbkowania z
najbardziej podwyższonymi stężeniami, aby ustalić lokalizacje i tempo uwalniania się źródeł
substancji zanieczyszczających.
Niereaktywna symulacja transportu substancji zanieczyszczających korzystająca ze źródeł
określonych na pierwszym etapie pozwoliła odtworzyć stężenia w punktach próbkowania
niedaleko źródeł, jednakże doprowadziło to do coraz większego przeszacowania poziomów
substancji zanieczyszczających w bardziej odległych punktach próbkowania. Sprawiło to, że
koniecznym było uwzględnienie degradacji substancji zanieczyszczających w modelu. Tempo
degradacji zostało skorygowane w drugim etapie kalibracji.
Stopień degradacji substancji zanieczyszczających wyliczony przy pomocy skalibrowanego
modelu wypadł dobrze w porównaniu ze stopniem degradacji pochodzącym z niezależnych
pomiarów izotopowych dokonywanych na tym terenie. Porównanie to można uważać za
modelową walidację.
Po raz pierwszy model został użyty w przedstawieniu historii rozchodzenia się substancji
zanieczyszczających od 1960 roku do dziś. Wizualizacja wyników modelu w formie
krótkiego filmu znacznie przyczyniła się do zrozumienia rozwoju smugi.
Wykalibrowany model numeryczny będzie teraz wykorzystany do zbadania skutków kilku
opcji dotyczących przyszłej gospodarki skażeniami na tym terenie, z których jedną jest MNA.
Specjalnie interesujące jest opracowanie opcji backup w przypadku, kiedy MNA będzie
przynosiła mniej korzystne wyniki niż się oczekuje.
Page 73
Numerical flow and transport models are important tools to support MNA concepts in Germany. They are used in connection with the following issues:
o
Quantitative description of the flow system (e.g. water balance, flow direction, aquifer
interaction, temporal changes)
o
Discrimination of transport and reaction processes (e.g. indication of contaminant degradation)
o
Determination of the relative impact of individual contaminant sources in multiple plume
systems (source identification)
o
Scenario studies for the prediction of future contaminant behaviour
Here the application of a numerical flow and transport model is presented using the example
of regional scale spreading of chlorobenzenes in a sandy aquifer. The contaminants were accidentally released in the 1960s from an insecticide and herbicide production plant in Germany.
The contaminated aquifer is characterized by several distinct flow system changes during the
last decades which preclude a simple interpretation of the current contaminant situation.
The transport model was calibrated on the basis of several hundred concentrations measurements applying a two step approach. First the sampling points with the most elevated concentrations were used to establish the locations and the release rates of the contaminant sources.
Non-reactive simulation of contaminant transport using the sources determined in the first
step allowed to reproduce the concentrations in the sampling points close to the sources, however it lead to an increasing overestimation of the contaminant levels in the more distant sampling points. This made it necessary to consider contaminant degradation in the model. The
degradation rates were adjusted in the second calibration step.
The degree of contaminant degradation computed with the calibrated model compared well
with the degradation degree derived from independent isotopic measurements at the site. This
comparison can be considered as model validation.
The model was first used for unrolling the spreading history of the contaminants from 1960 to
date. The visualization of the modelling results in form of a short movie contributed significantly to the understanding of the plume development.
The calibrated numerical model will now be used to explore the effects of several options
concerning future contaminant management at the site, one of them being MNA. Of special
interest is to develop a backup option for the case that MNA will perform less favourably than
expected.
Page 74
Naturalne samooczyszczenie środowiska gruntowo-wodnego na terenach skażonych
substancjami ropopochodnymi: Studium przypadku Brand/Niemcy
Anita Peter, Instytut Nauk o Ziemi i Geologii Stosowanej, Uniwersytet w Kilonii
Dawne lotnisko wojskowe „Brand” znajduje się około 60 km na południowy wschód od
Berlina i było wykorzystywane od 1945 r. przez armię radziecką. W latach 1950-tych
wybudowano dwa pola zbiorników magazynujących paliwa. Po zjednoczeniu Niemiec i
wycofaniu się wojsk radzieckich w 1992 r. wykryto olbrzymie skażenie ropą naftową w obu
polach zbiorników.
Geologicznie teren charakteryzuje się piaskami plejstoceńskimi i złożami iłów, których
grubość sięga do 100 m. W terenie naszego zainteresowania, zawieszona wodonośna warstwa
wpływa na rozkład zasilania wód gruntowych, prowadząc do nieregularnej dystrybucji
rozpuszczonych akceptorów elektronów, w szczególności tlenu i siarczków, w zalegającej
głównej warstwie wodonośnej.
Strefa źródłowa charakteryzowała się, jeżeli chodzi o pionowe i poziome rozciąganie się
źródła, składem źródła i emisją źródła. Około 120.000 m2 w obrębie dawnego pola
magazynów paliwa jest skażonych ropą naftową jako oddzielna faza NAPL. Pozorna grubość
ropy naftowej wynosi 1,5 m. Ekstrakcja fazowa w czasie 4 lat usunęła około 600 m3 ropy,
pozostawiając co najmniej około 700 m3 nafty w warstwie podpowierzchniowej.
Jednopierścieniowe węglowodory aromatyczne, w szczególności benzen, ksyleny,
etylobenzen i trimetylobenzeny, są głównymi elementami składowymi ropy, które stanowią
zagrożenie dla wody gruntowej na tym terenie z powodu dużej rozpuszczalności i znacznych
udziałów masowych w mieszaninie ropy. Emisja ze strefy źródła została wyliczona przy
zastosowaniu semianalitycznego podejścia (Peter et al., 2008) dla wszystkich składników
ropy, osiągając całkowite strumienie około 100g/d do wód gruntowych i ok. 600 g/d do
powietrza glebowego. Z uwagi na wyczerpywanie się źródła przewiduje się, że emisja do
wody gruntowej zmaleje w ciągu 200-400 lat, podczas gdy znaczna emisja do powietrza
glebowego będzie trwała przez ponad 1000 lat.
Pomimo dużych emisji substancji zanieczyszczających do wody gruntowej, smugi
zanieczyszczeń są stosunkowo krótkie. Smuga benzenu sięga wzdłużnie 120-150 m, podczas
inne substancje leżące w naszym zainteresowaniu (zwłaszcza ksyleny, etylobenzeny i
trietylobenzeny) tworzą smugę o długości ok. 60-100 m. Nieregularny wzór dostępnych
akceptorów elektronów z uwagi na zawieszoną warstwę wodonośną ponad główną warstwą
wodonośną ma znaczny wpływ na procesy degradacji i wobec tego na długość smug
zanieczyszczeń. W obszarach zmniejszonego napływania wód gruntowych i wobec tego
zmniejszonych akceptorów elektronów, degradacja jest zdominowana przez metanogenezę,
co jest najbardziej niekorzystną ścieżką degradacji o wolnej kinetyce prowadzącą do
dłuższych smug. W obszarach z hydraulicznymi połączeniami do zawieszonej warstwy
wodonośnej, gdzie skupia się zasilanie wód gruntowych, dostępność akceptorów elektronów
jest bardzo wysokie, i stąd smugi zanieczyszczeń są bardzo krótkie tzn. mniej niż 20-50 m. Te
przestrzennie różne wzory degradacji zostały potwierdzone pomiarami stężeń akceptorów
elektronów, jak również analizami izotopów związków, pokazując efekty rozwodnienia w
obszarach połączeń hydraulicznych pomiędzy dwoma systemami warstw wodonośnych.
Wysokiej klasy modelowanie przepływu 3D, w tym wyszczególniające informacje
geologiczne z pomiarów bezpośredniego wypychania wspiera założenie nieregularnej
dystrybucji zasilania wód gruntowych, w tym bardzo wysokiego tempa zasilania w obszarach
okienek hydraulicznych i bardzo niskie tempo zasilania, gdzie zawieszona warstwa
wodonośna przykrywa główną warstwę wodonośną (Miles et al., 2007). W oparciu o
Page 75
modelowanie przepływu ustanowiono kompleksowy model transportu reaktywnego
obejmujący ponad 20 reakcji degradacji, aby przewidywać rozwój smugi dla głównych
składników substancji zanieczyszczających uwzględniając różne ścieżki degradacji i
akceptory elektronów (Miles et al., 2008). Wyniki modelu wspierają obserwację
nieruchomych smug, nawet po wyczerpaniu nieruchomych minerałów Fe(III) smugi pozostają
nieruchome. Jednakże, czas życia smug zanieczyszczeń w wodzie gruntowej jest
bezpośrednio związany z czasem życia źródła i wobec tego będzie trwał kilkaset lat, nawet
jeżeli nie wykona się żadnego dodatkowego usuwania źródła.
Literatura
Miles, B., Kalbacher, T., Kolditz, O., Chen, C., Gronewold, J., Wang, W., Peter, A. (2007): Development and
parameterisation of a complex hydrogeological model based on high-resolution direct-push data.
Environmental Geology 52, 1399-1412.
Miles, B., Peter, A. and Teutsch, G. (2008): Multicomponent simulations of contrasting redox environments at
an LNAPL contaminated site. Ground Water 46, 727-742.
Peter, A., Miles, B. and Teutsch, G. (2008): Estimation of emission from an LNAPL contaminated zone
considering groundwater recharge. Environmental Geology 55, 321-337.
Page 76
Natural Attenuation at Petroleum Hydrocarbon Contaminated Sites: Case Study Brand
/ Germany
Anita Peter, Institute for Geosciences, University of Kiel
The former military airfield “Brand” is located approximately 60 km southeast of Berlin and
was used since 1945 by the soviet army. Two tank farms were installed in the 1950s. After
German reunification and the return of the soviet troops in 1992, massive kerosene contamination at both tank farms was detected.
Geologically the site is characterized by pleistocene sand and silt deposits, reaching thicknesses of up to 100 m. Within the area of interest, a perched aquifer influences the distribution
of groundwater recharge, leading to an irregular distribution of dissolved electron acceptors,
especially oxygen and sulfate, in the underlying main aquifer.
The source zone was characterized with regard to horizontal and vertical source extension,
source composition and source emission. Approximately 120’000 m² within the former tank
farm area are contaminated by kerosene as a separate NAPL phase. Apparent kerosene thicknesses reach up to 1.5 m. A phase extraction during 4 years removed approx. 600 m³ kerosene, leaving an estimated amount of 700 m³ kerosene at least in the subsurface. Monoaromatic hydrocarbons, especially benzene, xylenes, ethylbenzene and trimethylbenzenes, are the
main kerosene constituents that pose a threat for groundwater at the site due to high solubilities and significant mass fractions within the kerosene mixture. The source zone emission was
calculated using a semi-analytical approach (Peter et al., 2008) for all kerosene constituents,
reaching total fluxes of approx. 100 g/d into groundwater and approx. 600 g/d into soil air.
Due to source depletion the emission into groundwater is predicted to decrease within 200400 years, while a significant emission into soil air will last for more than 1000 years.
Despite of the high emission of contaminants into groundwater, the contaminant plumes are
relatively short. The benzene plume reaches a longitudinal extension of 120 – 150 m, while
the other substances of interest (especially xylenes, ethylbenzene and trimethylbenzenes) form
plumes of about 60 – 100 m length. The irregular pattern of available electron acceptors due
to the perched aquifer above the main aquifer influences significantly the degradation processes and thus the length of the contaminant plumes. In areas of reduced groundwater recharge and thus reduced electron acceptors, degradation is dominated by methanogenesis,
which is the most unfavourable degradation pathway with slow kinetics leading to longer
plumes. In areas with hydraulic connections to the perched aquifer, where groundwater recharge is focused to, the availability of electron acceptors is very high, thus contaminant
plumes are very short, i.e. less than 20 – 50 m. These spatially different degradation patterns
were confirmed by measurements of electron acceptor concentrations as well as by compound
specific isotope analyses, showing dilution effects within the areas of hydraulic connections
between the two aquifer systems.
Sophisticated 3D flow modelling including detailed geological information from direct-push
measurements supports the assumption of an irregular distribution of groundwater recharge
including very high recharge rates in the area of hydraulic windows and very low recharge
rates where the perched aquifer covers the main aquifer (Miles et al., 2007). Based on the
flow modelling, a complex reactive transport model including more than 20 degradation reactions was set up to predict the plume development for the main contaminants considering different degradation pathways and electron acceptors (Miles et al., 2008). The model results
support the observation of stationary plumes, even after depletion of immobile Fe(III) minerals the plumes stay stationary. However, the lifetime of the contaminant plumes in groundwaPage 77
ter is directly linked to the source lifetime and will thus last for several hundred years if no
additional source removal is performed.
References
Miles, B., Kalbacher, T., Kolditz, O., Chen, C., Gronewold, J., Wang, W., Peter, A. (2007): Development and
parameterisation of a complex hydrogeological model based on high-resolution direct-push data. Environmental Geology 52, 1399-1412.
Miles, B., Peter, A. and Teutsch, G. (2008): Multicomponent simulations of contrasting redox environments at
an LNAPL contaminated site. Ground Water 46, 727-742.
Peter, A., Miles, B. and Teutsch, G. (2008): Estimation of emission from an LNAPL contaminated zone considering groundwater recharge. Environmental Geology 55, 321-337.
Page 78
Markus Hirsch, Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz – UFZ, Lipsk
Dawny zakład uwodorniania zlokalizowany w Zeitz (około 40 km na południe od Lipska w
Niemczech) był źródłem szeroko rozprzestrzenionego i różnorodnego skażenia gleby i wód
gruntowych. Zakład został założony w 1938 r. i produkował głównie benzynę i smary w
czasie II wojny światowej. Materiałem wyjściowym był węgiel brunatny, który był
wydobywany w pobliskiej kopalni odkrywkowej. Węgiel brunatny był przekształcany w olej
smołowy, składniki benzyny, ?? olej smołowy, kwas siarkowy z wykorzystaniem
zawierającego siarkę katalizatora oraz wodoru w temp. 350 - 500 °C i ciśnieniu 200 - 700
barów.
Produkcji związków zaprzestano po ciężkich nalotach w czasie II wojny w latach 1944/45.
Zrzucono ponad 4500 bomb na ten teren, co doprowadziło do szerokiego skażenia z powodu
zniszczenia i uszkodzenia zbiorników i rurociągów.
Drugi etap skażenia na tym terenie związany jest z produkcją benzenu i benzyny w latach
1963 – 1990. Dzisiaj można znaleźć cały zakres BTEX w nasyconej jak i nienasyconej strefie,
z przewagą ok. 95% benzenu. Na tym terenie wyprodukowano razem 770.000 ton benzenu,
podczas gdy źródeł zanieczyszczeń jest wiele. Głównym czynnikiem skażenia było używanie
fenolu jako rozpuszczalnika po 1974 r., co doprowadziło do poważnych problemów
związanych z korozją. Znaczne ilości benzenu weszły do warstwy podpowierzchniowej przy
nieszczelnych przewodach, rurach i zbiornikach. Kilka wycieków spowodowanych błędami
operacyjnymi oraz wadami materiałów spowodowały skażenie na całym terenie, podczas gdy
trzema głównymi źródłami skażenia było pole zbiorników z paliwem, rafineria benzenu jak
również obszar załadunkowy (rys. 1). Benzen z łatwością wszedł do warstwy
podpowierzchniowej, która w przeważających częściach zakładu nie była zabezpieczona,
przeniknął przez strefę nienasyconą i sięgnął poziomu wody gruntowej.
Modified after Schirmer et al. 2005
Rysunek 1. Położenie głównych obszarów źródeł skażenia i rozkład studni
Page 79
Dzisiaj znaleźć można różne strefy zanieczyszczeń w dawnym zakładzie benzenu, które
doprowadziły do rozwoju obszernych smug zanieczyszczeń wzdłuż ogólnego kierunku
przepływu wód gruntowych. Na terenie tym skupiało się wiele projektów badawczych.
Przeprowadzono kilka metod badawczych terenu w celu dokładnego określenia źródeł
zanieczyszczeń i smug (testy pompowania, metody geofizyczne, techniki izotopowe, analizy
toksykologiczne, analizy hydrogeochemiczne) jak również aktywne i bierne działania
remediacyjne, jako projekty na skalę projektu pilotowego. Dzisiaj teren ten pokryty jest około
250 studniami monitoringu i pobierania próbek wód gruntowych i można go uważać za
dobrze zbadany. Zgromadzono obszerną wiedzę, która obejmuje informacje na temat
lokalnego otoczenia geologicznego i hydrogeologicznego, zespołu mikrobiologicznego, oraz
stopnia skażenia gleby, powietrza glebowego i wody gruntowej. Strefy skażenia zostały
nakreślone, a kierunki jak i zasięg smug w dwóch lokalnych warstwach wodonośnych
zbadany. Stosowanych było kilka podejść remediacji strefy źródła (zraszanie powietrza,
wentylacja, powietrza, metody termalne, pobieranie skażonej wody i odprowadzanie do
urządzeń oczyszczających, metody in-situ, wybieranie). Zbadano smugi zanieczyszczeń,
jeżeli chodzi o zdolności NA. W szczególności połączone chemiczno-biologiczne podejście
dla oceny jakości wody gruntowej i badania toksykologiczne, aby ocenić sukces remediacji i
dokonać kwantyfikacji potencjału NA było punktem zainteresowania badań na tym terenie.
Procesy frakcjonowania izotopowego były badane, aby zrozumieć mikrobiologiczną
degradację wybranych substancji zanieczyszczających w dole smug zanieczyszczających.
Chociaż pojawiły się fluktuacje w poziomie wody gruntowej i kierunku przepływu,
znaleziono dosyć stabilne smugi zanieczyszczeń. Nie zaobserwowano żadnego rozszerzania
się smug, a procesy NA zostały zweryfikowane. Ponieważ planuje się wykorzystanie terenu
do procesów przemysłowych, a żaden wyraźny receptor nie jest zagrożony obciążeniem
substancji zanieczyszczających, rozważa się usunięcie jedynie najwyraźniejszych źródeł
skażenia (fazy wolnego przepływu?) w obszarach gorących punktów i prowadzenie
gospodarki istniejących smug za pomocą szczegółowego podejścia MNA.
Page 80
Markus Hirsch, Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig
The former hydrogenation plant located at Zeitz (about 40 km south of Leipzig, Germany)
was source of a wide spread and diverse soil and groundwater contamination. The plant was
founded in 1938 and produced mainly gasoline and lubricants during the Second World War.
Source material was lignite which was extracted by open pit lignite mining in areas close by.
Lignite was transformed to tar oil, crude oil, gasoline components, smouldered lignite tar oil,
sulfuric acid using sulfur-containing catalyst and hydrogen at temperatures of 350 - 500 °C
and pressures of 200 - 700 bar.
Production of the compounds ceased after heavy air strikes during Second World War in
1944/45. More than 4500 bombs were dropped on the site and led to extensive contamination
due to damage and destruction of tanks and pipeline systems.
A second phase of contamination at this site is linked to the production of benzene and gasoline between 1963 and 1990. Today the whole range of BTEX can be found in the unsaturated
as well as saturated zone with a dominance of about 95 % for benzene. A total of 770,000
tons of benzene were produced at the site while sources for subsurface contamination were
numerous. A main factor for contamination was the use of phenol as solvent after 1974 which
led to intense corrosion problems. Considerable amounts of benzene entered subsurface at
leaking ducts, piping and storage tanks. Several spills due to operating errors and material
failures caused contamination all over the site while the three main sources of contamination
were the tank farm, the benzene refinery as well as the loading area (Figure 1). Benzene easily
entered the subsurface which was unsealed in most sections of the plant, percolated through
the unsaturated zone and reached the groundwater level.
Modified after Schirmer et al. 2005
Figure 1: Location of main contaminant source areas and distribution of wells
Page 81
Today various source zones can be found at the former benzene plant which led to the development of extensive contaminant plumes along the general groundwater flow direction. The
site was focused of different research projects. Several site investigation methods for accurate
delineation of contaminant sources and plumes (pumping tests, geophysical methods, isotope
techniques, toxicological analysis, hydrogeochemical analysis) as well as active and passive
remediation measures were conducted as projects at pilot scale. Today the site is covered with
around 250 groundwater sampling and monitoring wells and can be regarded as well investigated. A large knowledge base has been created which includes information about the local
geological and hydrogeological setting, the microbial communities, and the degree of contamination of soil, soil-air and groundwater. The source zones have been delineated and direction as well as extension of plumes in the two local aquifer systems has been investigated.
Several source zone remediation approaches (air sparging, air venting, thermal methods,
pump & treat, in situ-methods, excavation) have been applied. The contaminant plumes have
been investigated regarding NA-capability. Especially a combined chemical-biological approach for assessing groundwater quality and toxicological investigations to evaluate remediation success and quantify NA-potential was focus of research at this field site. Isotope fractionation processes have been studied to understand the microbial degradation of selected
contaminants in the downstream contaminant plumes.
Even though fluctuations in groundwater level and flow direction occurred, fairly stable contaminant plumes have been found. No further extension of plumes has been observed and NAprocesses have been verified. Since the site is planned to be used for industrial purposes and
no eminent receptor is at risk by contaminant loads, it is considered to remove only the most
prominent contaminant sources (free floating phases) in the hot spot areas and manage the
existing plumes by a detailed MNA approach.
Page 82
ENA – Niskokosztowe technologie oczyszczania
Thomas Held, Arcadis Consult GmbH, Darmstadt
Na wielu terenach naturalna biodegradacja nie jest skuteczna, aby kontrolować
rozprzestrzenianie się substancji zanieczyszczających w wodzie gruntowej w przestrzeni czy
w czasie ze skutkiem wpływania na wrażliwe receptory. W takich przypadkach potrzebne są
działania aktywnej remediacji.
Ponieważ niskie tempo degradacji jest zwykle spowodowane brakiem akceptorów
elektronów, najbardziej obiecującym podejściem jest zwiększyć naturalną degradację dodając
brakujące akceptory elektronów. Należy pamiętać, że nie każdy proces redox prowadzi do
podobnego tempa degradacji. Aczkolwiek degradacja aerobowa i degradacja w warunkach
denitryfikacyjnych są zwykle najszybsze, degradacja na bazie redukcji żelaza, magnezu,
siarczanu czy CO2 (tzn. metanogeneza) są znacząco wolniejsze. Wobec tego, aby osiągnąć
wystarczająco szybkie tempo biodegradacji, zwykle dodaje się tlen (w jego chemicznie
związanej formie nadtlenku wodoru H2O2) i/lub azotan do wody gruntowej. Technicznie jest
to robione poprzez wstrzykiwanie rozpuszczonych w wodzie ? akceptorów o niskich
stężeniach. W wyniku tego następuje zmineralizowanie substancji zanieczyszczających przez
miejscowe mikroorganizmy do nieszkodliwych produktów końcowych jak woda, dwutlenek
węgla i metan.
Technicznie wydaje się to proste, jednakże przy tych wstrzykiwaniach pojawia się szereg
różnych wyzwań. Pierwszym warunkiem sukcesu jest obszerna znajomość warunków
(hydro)geologicznych terenu jak również charakterystyki substancji zanieczyszczających i
mechanizmów transportu. Jak do tej pory warunki wstępne są takie same jak dla podejścia
MNA.
Szczególną uwagę należy zwrócić na stężenie w substancji wstrzykiwanej. ? Zbyt wysokie
stężenie akceptorów elektronów może doprowadzić do zablokowania warstwy wodonośnej
pęcherzami gazu. W takim stanie zablokowane warstwy wodonośne są nieprzepuszczalne dla
dalszych iniekcji. Pęcherze gazu mogą powstać z rozpadu H2O2 tworząc wodę i tlen. Jeżeli
tlen nie zostanie wystarczająco szybko zużyty w czasie biodegradacji, stężenie tlenu może
przekroczyć rozpuszczalność i będzie wydzielał się tlen. Również azotan może prowadzić do
tworzenia się pęcherzy gazu. Denitryfikacja powoduje tworzenie się azotu, który ma tą samą
niską rozpuszczalność co tlen, i również azot może się uwalniać. Na koniec ważnym jest, aby
wstrzyknięcia doprowadziły do wystarczającego wymieszania wstrzykniętych akceptorów
elektronów z substancjami zanieczyszczającymi.
Wszystkimi tymi wyzwaniami, jednakże, można zarządzać za pomocą właściwych
technologii iniekcji i wymaganego doświadczenia. Właściwie przeprowadzane
wstrzykiwanie, które prowadzi do tak zwanej strefy reaktywnej in situ (IRZ, również zwanej
technologią IRZ), stanowi niskokosztową technologię remediacji.
W wielu przypadkach nie stosuje się pojedynczej technologii, co więcej stosuje się
kombinację technologii sekwencjonowanych (tak zwany układ oczyszczania). Remediacja
wody gruntowej może rozpocząć się od pobierania skażonej wody i odprowadzanie do
urządzeń oczyszczających, po czym jest wzmocniona naturalnym samooczyszczaniem
(wspomagana mikrobiologiczna aerobowa degradacja po wstrzyknięciu H2O2 i azotanu), a na
koniec MNA (monitorowane samooczyszczanie). Filozofia, która leży u podstaw sekwencji
technologii jest taka, że każda technologia oferuje zakres stężenia substancji
zanieczyszczających, gdzie stosowanie jest optymalne. Na przykład, pobieranie skażonej
wody i odprowadzanie do urządzeń oczyszczających jest odpowiednie dla usuwania dobrze
Page 83
rozpuszczalnych substancji zanieczyszczających w wyższych stężeniach, podczas gdy MNA
(której skuteczność trzeba wykazać) jest właściwsza dla degradacji pozostałości substancji
zanieczyszczających o niskich stężeniach pozostałych po fazach aktywnej remediacji.
Page 84
At many sites natural biodegradation is not effective enough to control spreading of the contaminants with groundwater in space or time with the result of affecting sensitive receptors. In
these cases active remediation measures are needed.
Because low degradation rates are usually due to a lack of electron acceptors, the most promising approach is to enhance natural degradation by addition of lacking electron acceptors. It
should be kept in mind that not every redox process leads to similar degradation rates.
Whereas aerobic degradation and degradation under denitrifying conditions are usually the
fastest, degradation on basis of the reduction of iron, manganese, sulfate or CO2 (i.e.
methanogenesis) are substantially slower. Hence, to achieve sufficiently rapid biodegradation
rates, oxygen (in its chemically bound form hydrogen peroxide; H2O2) and/or nitrate are usually added to the groundwater. Technically this is done via the injection of in water dissolved
delectation acceptors at low concentrations. As a result the contaminants are mineralized by
indigenous microorganisms to innocuous end products like water, carbon dioxide and methane.
The technical sound simple, however, a variety of challenges come along with these injections. First the success is dominated by an extensive understanding of the (hydro-)geological
site conditions as well as the contamination characteristics and transport mechanisms. Insofar
the prerequisites are the same as for the MNA approach.
Special attention has to be drawn on the concentration in the injectate. To high concentrations
of the electron acceptors may lead to the blocking of the aquifer with gas bubbles. In such a
kind blocked aquifers are impermeable for further injections. Gas bubbles may arise from the
decay of H2O2 forming water and oxygen. If the oxygen is not consumed fast enough during
biodegradation, the oxygen concentration may exceed the solubility and oxygen gases out.
Also nitrate may lead to gas bubble formation. Denitrification results in nitrogen formation,
which has the same low solubility as oxygen and also nitrogen may gas out. Finally is is of
high importance that the injection leads to sufficient mixing of the injected electron acceptors
with the contaminants.
All these challenges, however, can be managed by appropriate injection technologies and the
required experience. Carried out properly the injection which leads to a so called in situ reactive zone (IRZ, also appointed as IRZ technology) represent a low cost remediation technology.
In many cases not one single technology is applied, moreover a sequenced technology combination (so called treatment train) is used. The groundwater remediation may start with pump
and treat, followed by enhanced natural attenuation (enhanced aerobic microbial degradation
after injection of H2O2 and nitrate) and finally MNA (monitored natural attenuation). The
philosophy behind the technology sequence is that each technology exhibits a contaminant
concentration range where the application is optimal. For example, pump and treat is suitable
for the removal of well soluble contaminants in higher concentrations, whereas MNA (whose
efficiency has to be shown) is more suitable for the degradation of residual contaminants at
low concentration left after the active remediation phases.
Page 85
Możliwości i potencjał wdrożenia podejścia MNA w Polsce
Tereny modelowe
Janusz Krupanek, Instytut Ekologii Terenów Uprzemysłowionych (IETU), Katowice,
Niemieckie Federalne Ministerstwo Oświaty i Badań Naukowych BMBF (German Ministry
of Education and Research BMBF) finansuje projekt The Terra-, Aqua- & Site Remediation
Competence Centre Leipzig – TASK. Głównym celem tej inicjatywy jest promowanie oraz
wspieranie innowacji, technologii oraz transfer know-how w zakresie badania gleb, wód
podziemnych, remediacji oraz rewitalizacji terenów zdegradowanych. Projekt TASK,
wspierany przez sieć naukowców, inżynierów, konsultantów oraz administrację, realizuje
działania wspierające wdrażanie wybranych rozwiązań i technologii w celu zwiększenia
efektywnego ich wykorzystania, jak również rozpowszechnienia, dostępnej na szczeblu
krajowym i międzynarodowym, wiedzy i doświadczenia. Jednym z zadań TASKu jest
rozpowszechnianie wiedzy na temat technik związanych z podejściem monitorowanego
samooczyszczania wód podziemnych (Monitored Natural Attenuation - MNA).
Polsko – Niemiecka współpraca w ramach projektu TASK dotyczącego MNA
Współpraca w projekcie ma na celu transfer wiedzy opartej o niemieckie doświadczenia w
zakresie procesów monitorowanego samooczyszczania wód na podstawie przeprowadzonych
warsztatów oraz projektu demonstracyjnego zastosowania w praktyce technik MNA.
Proponowany zakres współpracy w projekcie obejmuje:
o
Wybór miejsc przeprowadzenia demonstracji technik związanych z monitorowanym
samooczyszczaniem wód
o
Analiza wybranych miejsc z uwzględnieniem procedur niemieckich oraz praktyki
postępowania
o
Sprawdzenie czy MNA może być właściwym rozwiązaniem z uwagi na środowiskowe,
prawne, techniczne społeczne oraz gospodarcze uwarunkowania.
o
Ocena możliwości wdrożenia podejścia MNA w Polsce z określeniem możliwości
wsparcia ze strony niemieckiej
o
Omówione proponowanych studiów przypadku oraz ich wyników w ramach warsztatów
z udziałem krajowej i regionalnej administracji, naukowców, oraz praktyków
o
Przygotowanie propozycji prac demonstracyjnych na wybranych jako referencyjne
obiektach oraz zastosowanie w praktyce modelowych rozwiązań dla wybranych kategorii
terenów wraz z ich oceną
Możliwy potencjał stosowania MNA
Ocena obecnego stanu zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego oraz potrzeb i
zasadności stosowania w Polsce podejścia monitorowanego samooczyszczania wód wymaga
przeprowadzenia inwentaryzacji tych terenów w skali całej Polski. Obecnie istnieją zarówno
szacunki dotyczące skali zanieczyszczenia oraz listy obiektów, dla których stwierdzono
występowanie znaczącej degradacji środowiska wodno –gruntowego. Dane statystyczne w
roku wskazują, ze problem degradacji powierzchni ziemi w Polsce dotyczy 675.5 km2.
Powierzchnia ta wymaga przeprowadzenia prac rekultywacyjnych. W roku
2004
przeprowadzono rekultywację na powierzchni 23.4 km2 – (Ochrona Środowiska - GUS,
2005).
Page 86
Degradacja ta odnosi się zarówno do zanieczyszczenia związkami organicznymi jak i metalami
i substancjami niemetalicznymi. Z uwagi na stosowanie podejścia MNA szczególnie istotne są
tereny potencjalnie i rzeczywiście zanieczyszczone związkami organicznymi takimi jak:
ropopochodne, chlorowcopochodne. Ogniska zanieczyszczeń wód podziemnych są
identyfikowane w ramach działania Państwowego Monitoringu Środowiska a dane o obiektach
zawarte w bazie danych zatytułowanej Monitoring Wód Podziemnych. Inforamcje o terenach
zanieczyszczonych są również dostępne w wojewódzkich inspektoratach ochrony środowiska
oraz w bazach danych wojewodów.
Duże obiekty o tym charakterze prezentuje poniższy rysunek.
with petroleum and its derivatives
Terminals
Oil Refineries
Military installations of
Rysunek 1
in P o land
t he Soviet Army
Main depots
Potencjalne źródła zanieczyszczenia gleby i wód podziemnych (źródło:
Izdebska – Mucha, Przegląd Geologiczny 2005)
Istniejące w chwili obecnej problemy zanieczyszczenia zasobów wód podziemnych wód
podziemnych są identyfikowane w ramach prac Państwowego Instytutu Geologicznego i
prezentowane między innymi na opracowywanych mapach sozologicznych. Oprócz
problemów zanieczyszczenia w dużej skali należy się liczyć z nierozpoznanymi dotychczas
obiektami.
Regionalne inwentaryzacje terenów zdegradowanych wskazują na występowanie wielu
potencjalnych terenów zdegradowanych, w tym również w zakresie zanieczyszczenia wód
Page 87
podziemnych. Przykładem może być inwentaryzacja przeprowadzona w województwie
małopolskim oraz w województwie śląskim.
Uwarunkowania stosowania MNA
Wykorzystanie procesów MNA w procedurach zarządzania terenami zanieczyszczonymi
wymaga przeprowadzenia analiz w zakresie szeregu uwarunkowań oraz identyfikacji słabych
i mocnych punktów tego podejścia w polskich warunkach. Ocena możliwości stosowania
podejścia MNA w Polsce obejmuje:
o
polskie prawodawstwo,
o
dotychczasową praktyka administracyjna,
o
dostępne rozwiązania techniczne,
o
systemy monitorowania oraz praktyka charakteryzowania terenu,
o
istniejący potencjał naukowy i wdrożeniowy.
Wybór terenów do przeprowadzenia prac demonstracyjnych
Tereny na których dopuszczalne może być wykorzystanie procesów naturalnego
samooczyszczania muszą charakteryzować się trzema podstawowymi warunkami.
Podstawowe warunki stosowania MNA:
o
nie może występować ryzyko dla ludzi i środowiska
o
istnieją dowody na występowanie w środowisku degradacji zanieczyszczenia
o
plamy/chmury zanieczyszczenia muszą ulegać zmniejszeniu (obserwowany jest wyraźny
trend)
Biorąc pod uwagę praktyczne możliwości realizacji prac demonstracyjnych można przyjąć
następujące kryteria wyboru terenu dla potrzeb realizacji projektu:
1. Znaczące zanieczyszczenie związkami organicznymi (ropopochodne BTEX,
chlorowcopochodne,
2. Źródło zanieczyszczeń zostało usunięte, w tym faza wolna produktu
3. Warunki hydrogeologiczne są mało skomplikowane,
4. Brak jest możliwości zastosowania kosztowo-efektywnych rozwiązań technicznych
pozwalających na uzyskanie w krótkim terminie efektów,
5. Sporządzona jest dobra charakterystyka terenu (dane GIS, archiwa, rozpoznanie
hydrogeologiczne) Długi okres prowadzenia pomiarów do stwierdzenia występowania
procesu MNA,
6. Istnieje dobra sieć monitoringowa (sieć piezometrów),
7. Teren jest dostępny ze względów praktycznych – zgoda właściciela, projektowane
przyszłe funkcje terenu
Dodatkowym kryterium może być wykorzystanie terenu w projektach naukowych w tym w
programach międzynarodowych.
Do szczególnie interesujących kategorii tereny o następującym charakterze źródeł
punktowych zanieczyszczeń z występującą plamą/ chmurą zanieczyszczeń:
Page 88
o
Obiekty militarne z ekstensywnym zanieczyszczeniem wód podziemnych (paliwo diesla,
ropa naftowa)
o
Terminale samochodowe, kolejowe oraz miejsca składowe
o
Tereny przemysłowe – wycieki z instalacji (węglowodory)
Tereny przemysłowe zanieczyszczone związkami organicznymi (węglowodory, związki
chlorowcopochodne, smoły, BTEX, chlorowcopochodne) na których przeprowadzono prace
usunięcia źródła zanieczyszczenia, występuje resztkowe zanieczyszczenie oraz procesy
samooczyszczania
Należy zaznaczyć, że Podejście MNA może odnosić się również do terenów z ekstensywnym
zanieczyszczeniem wód podziemnych różnego pochodzenia, w tym również
zanieczyszczonych terenów składowisk odpadów organicznych oraz złożonych warunkach
zanieczyszczenia środowiska gruntowo-wodnego
Poniżej prezentowane są przykłady rozważanych terenów.
Tabela 1
Rozważane propozycje terenów – przykłady dostarczone przez Pana Tomasza
Kaselę z firmy Hydrogeotechnika Sp z o.o.
Teren
Opis
Dawne lotnisko
wojskowe Kluczewo
Zanieczyszczenia są wynikiem długotrwałego wykorzystywania
terenu jako lotniska wojskowego (1927-1992) W 1996 r. było tam
około 50 ha gorących punktów gleby skażonych NAPL, oraz około
25 ha z wolnymi LNAPL w wodach gruntowych. Zanieczyszczenia
węglowodorami znajdują się w osadach czwartorzędowych (iły,
gliny morenowe i piaski) i na pierwszym poziomie wód gruntowych.
Obecnie znajdują się tam pozostałości fazy wolnej (LNAPL –
głównie paliwo lotnicze) w strefie rozsmarowania, faza rezydualna
w glebach i faza rozpuszczona w wodach gruntowych.
Dawna fabryka farb
Blizyn
W glebie i wodach gruntowych występuje głównie skażenie BTEX.
Znajdują się tam pozostałości fazy wolnej (LNAPL – głównie
toluen) w strefie rozsmarowania, faza rezydualna w glebach i faza
rozpuszczona w wodach gruntowych. Całkowita powierzchnia
skażonej gleby wynosi ok. 1,5 ha, a skażonych wód ok. 1 ha.
Dawne lotnisko woSkażenia są wynikiem długotrwałego wykorzystywania (1923-2002)
jskowe Biała Podlaska terenu jako lotniska wojskowego. Całkowita powierzchnia gleby
skażonej węglowodorem wynosi ok. 24 ha. Obecnie całkowita
powierzchnia skażenia LNAPL wód gruntowych wynosi 3-4 ha.
Finansowanie rekultywacji
Możliwości finansowania rekultywacji terenów zdegradowanych. W przypadku jeżeli są to
tereny uprzednio lub obecnie należące do Skarbu Państwa bądź tereny gdzie zaprzestano
działalności
przemysłowej a występuje istotne zagrożenie dla zdrowia i środowiska (bomby ekologiczne)
rekultywacja może być finansowana z Narodowego Funduszu Ochrony Środowiska oraz
Page 89
funduszy wojewódzkich powiatowych i lokalnych. Działania te mogą być w pewnym zakresie
finansowane z funduszy strukturalnych: krajowych i regionalnych. W przypadku
odpowiedzialności za szkody powstałe w środowisku prowadzenie rekultywacji musi być
sfinansowane z funduszy podmiotu, który spowodował szkodę. Działaniami
rekultywacyjnymi mogą być również firmy zainteresowane wykorzystaniem atrakcyjnie
położonych zanieczyszczonych terenów przy czym z uwagi na istnieją uwarunkowania
prawne podejmowanie decyzji w tym zakresie może być obarczone ryzykiem. W takich
przypadkach preferowane są zwłaszcza rozwiązania pozwalające na usunięcie zanieczyszczeń
w trakcie przygotowania inwestycji.
Prawne stymulatory i bariery stosowania MNA
Należy wskazać kilka istotnych elementów o charakterze prawnym i administracyjnym
związanych z wprowadzeniem podejścia MNA:
o
W zakresie definicji dopuszcza się naturalną regenerację jako sposób osiągnięcia celów
jakości środowiska
o
Ocena zanieczyszczonego terenu jest zaprojektowana jako proces trzyetapowy
obejmujący charakterystykę terenu, przeprowadzenie prac oraz monitoring, chociaż brak
jest szczegółowych ustaleń
o
Zasadne jest wykorzystanie dotychczasowych doświadczeń w zakresie remediacji
terenów zdegradowanych
o
Istnieje potrzeba stałego rozwijania praktyki w zakresie wydawania decyzji
rekultywacyjnych
o
Istnieją niejasności związane z prowadzeniem w długim okresie procesu rekultywacji
wód w sytuacji niedotrzymania w okresie przejściowym standardów jakości środowiska.
o
Brak jest jednoznacznej wykładni prowadzenia działań rekultywacyjnych
o
Podstawą wydawania decyzji jest dokumentacja ekspercka przedstawiana przez podmiot
prowadzący rekultywację
o
Brak jest wiarygodnych przykładów świadczących o skuteczności podejścia MNA w
horyzoncie czasu zadowalającym z uwagi na wymagania prawne oraz potrzeby
inwestorów
Page 90
Potentials for MNA - Market in Poland
Model Site(s) in Poland
Janusz Krupanek, Instytut Ekologii Terenów Uprzemysłowionych, Katowice
The German Ministry of Education and Research (BMBF) finances the project of The Terra-,
Aqua- & Site Remediation Competence Centre Leipzig – TASK. The main task of this
initiative is to promote and support innovation, technology and transfer of know-how as
regards soil, underground water, remediation investigation, and revitalisation of degraded
sites. The TASK Project, supported by a network of scientists, engineers, consultants and
administration carries out activities supporting the implementation of selected solutions and
technologies to increase their effective use, and popularise knowledge and expereince
available at the national and international levels. One of the TASK’s jobs is to disseminate
knowledge on techniques connected with the monitored natural attenuation of groundwater
contaminations (Monitored Natural Attenuation - MNA).
Polish – German cooperation as part of the TASK project concerning MNA
The aim of cooperation in the project is the transfer of knowledge based on German experience
regarding MNA processes on the basis of conducted workshops and the demonstration project of
applying the MNA techniques in practice. The suggested scope of cooperation in the project includes:
o
selection of sites to demonstrate techniques connected with the monitored natural
attenuation of groundwater
o
analysis of selected sites considering German procedures and practice of conduct,
o
verifying whether MNA can be a proper solution from the point of view of
environmental, legal, technical, social and economic conditions
o
assessment of the possibility of implementing the MNA approach in Poland with
determination of possibilities of support from the German side
o
discussion of proposed case studies and their results as part of workshops with
participation of national and regional administration, scientists and practitioners
o
preparation of proposal of demonstration works on sites selected as reference sites and
practical application of model solutions for the selected site categories together with their
assessment.
Possible potential of using MNA
Assessment of the present status of soil and water environment contamination as well as the
needs and advisability of applying the monitored natural attenuation of groundwater
conraminations in Poland requires taking inventory of those sites all over Poland. At the
moment there are both estimates concerning the scale of contamination and lists of sites in
which considerable degradation of soil and water environment was discovered. Statistical data
show that the problem of annual soil degradation in Poland concerns 675.5 km2. This area
requires reclamation works to be carried out. In 2004, reclamation on 23.4 km2 was conducted
(Environmental Protection – Central Statistical Office, 2005).
This degradation refers both to contamination with organic compounds and metals. Due to the
application of the MNA approach, particularly important are potential sites and sites really
contaminated with organic compounds such as: petroleum derivatives and chlorinated
Page 91
derivatives. Sources of groundwater contaminants are identified as part of operations of the
State Environmental Monitoring. The data of sites are included in databases entitled
Monitoring of Groundwaters. Information on contaminated sites is also available at provincial
inspectorates for environmental protection and in governors’ data bases. Large sites of this
character are presented on the map below:
with petroleum and its derivatives
Terminals
Oil Refineries
Military installations of
in P o land
Main depots
t he Soviet Army
Rysunek 1 Potencjalne źródła zanieczyszczenia gleby i wód podziemnych (źródło: Izdebska –
Mucha, Przegląd Geologiczny 2005)
Current problems of contamination of groundwater resources are identified as part of the work
of the State Geological Institute and presented, inter alia, on soziological maps being
developed. Apart from problems of pollution on a large scale, previously not detected sites
must be taken into account.
Regional inventories of degraded sites point to the existence of many potential degraded sites,
also in terms of contamination of groundwater. An example can be the inventory taken in the
Małopolska and Śląskie Provinces.
Conditions of using MNA
Making use of MNA processes in contaminated land management procedures requires
analyses as regards numerous conditions and identification of weaknesses and strengths of the
Page 92
approach in Polish conditions. The assessment of possibilities of using the MNA approach in
Poland covers:
o
Polish legislation,
o
previous administrative practice,
o
available technical solutions,
o
monitoring systems and practice of site characterisation,
o
existing scientific and implementation potential.
Selection of sites for MNA demonstration
Sites where application of the natural attenuation processes is permissible must be
characterised by three basic conditions. Basic conditions for using MNA:
o
there cannot be any risk for people and the environment,
o
there is evidence of contaminant degradation in the environment
o
contamination plumes must be decreasing (a clear trend has to be observed)
Considering practical possibilities of executing demonstration works, the following criteria
can be adapted for selecting a site for the project needs:
o
considerable contamination with organic compounds (petroleum derivatives, BTEX,
chlorinated derivatives),
o
contamination source was removed, including the product free phase
o
hydrogeological conditions are hardly complicated,
o
no possibilities of using cost effective technical solutions making it possible to generate
effects within a short period,
o
good characterisation of the site is prepared (GIS data, archives, hydrological recognition)
Long period of keeping measurements to confirm the existence of the MNA process,
o
there is a good monitoring network (network of piezometers),
o
the site is accessible from the practical point of view – owner’s permission, designed
future use of the site
An additional criterion can be use of the site in scientific projects, including in international
programmes. Particularly interesting categories are sites of the following character of
contaminant point sources with the existing plume of pollutants:
o
military sites with extensive contamination of groundwater (diesel fuel, petroleum)
o
car, railway terminals and depots
o
industrial sites – leakage from the installations (hydrocarbons)
Industrial sites contaminated with organic compounds (hydrocarbons, chlorinated derivative
compounds, tars, BTEX, chlorinated derivatives) where the contaminat sources have been
removed have a high potential for self-cleaning processes for the residual contamination.
Page 93
It must be remarked that the MNA approach refers also to sites with extensive contamination
of groundwater of various origin, including also contaminated sites of organic waste landfill,
and sites with complex conditions of soil and groundwater environment. Examples of
discussed sites are presented below.
Table 2
Considered site proposals – examples provided by Mr. Tomasz Kasela of
Hydrogeotechnika Sp z o.o.
Site
Description
Kluczewo former
military airport
The contaminants are results of the long usage of the site as the military airport (1927-1992). In 1996 there were ca. 50 ha of NAPL contaminated soil and ca. 25 ha with free LNAPL on top of the groundwater. There are hydrocarbon contaminants in Quaternary deposits
(silts, glacial tills and sands) and the first groundwater level.
Temporary, there are rests of free phase (LNAPL – mostly jet fuel)
in the smear zone, residual phase in soils and dissolved phase in
groundwater.
Blizyn former paint
factory
The site contamination is BTEX in ground and groundwater. There
are rests of free phase (LNAPL – mostly toluene) in the smear zone,
residual phase in soils and dissolved phase in groundwater. The total
area of contaminated soils is ca. 1.,5 ha and the area of contaminated
groundwater exceeds to ca. 1 ha.
Biala Podlaska former The contaminants are result of a long activity (1923-2002) of the site
military airport
as a former military airport. The total area of hydrocarbon contaminated soil is ca. 24 ha. The total area with free LNAPL on the
groundwater is 3-4 ha.
Financing of reclamation
Possibilities of financing reclamation of degraded sites: If they are sites previously or currently belonging to the State Treasury or sites where industrial activities have been
discontinued, and there is a considerable risk for health and the environment (ecological
bombs), reclamation can be financed from the National Fund for Environmental Protection
and provincial and local funds. These actions can be to some extent financed from national
and regional structural funds. In case of liability for damage of the environment, reclamation
must be financed from the funds of the entity that caused the damage. Reclamation activities
can be also financed by companies interested in using sites of attractive locations, but due to
the existing legal conditions taking decisions in this respect can be risky. In such cases rather
solutions are preferred making it possible to remove contaminants during investment project
preparations.
Legal stimulators and barriers for using MNA
It is necessary to indicate several significant elements of legal and administrative aspects
connected with the introduction of the MNA approach:
o
within the scope of the definition, natural regeneration is admissible as a way of obtaining
the environment quality objectives
Page 94
o
assessment of the contaminated site is designed as a three-stage process covering site
characterisation, execution of works and monitoring, although there are no detailed
arrangements
o
it is justified to use previous experiences in terms of remediation of degraded sites
o
there is a need for on-going development of the practice as regards issuing reclamation
decisions
o
there is lack of clarity connected with running a water reclamation process on the long run
in a situation when the environment quality standards are not kept in the transition period.
o
there is no clear interpretation of conducting reclamation activities
o
the basis for issuing decisions is experts’ documentation presented by the entity
conducting reclamation
o
there are no reliable examples demonstrating the efficiency of the MNA approach in the
satisfactory time frames due to legal requirements and investors’ needs.
Page 95
Ursula S. McKnight , Duńska Politechnika DTU, Wydział Inżynierii Środowiskowej, Lyngby,
Michael Finkel, Uniwersytet w Tybindze
Gospodarka terenem skażonym to proces sterowany ustawowo składający się z kilku kroków,
w tym (i) identyfikacji i badania terenu, (ii) oceny potencjalnych zagrożeń środowiska
człowieka czy ekologicznego, oraz, w oparciu o ustalenia tych działań, (iv) przegląd, wybór i
planowanie ewentualnych strategii gospodarki, (v) przeprowadzenie działań kontrolnych
oczyszczania czy zanieczyszczenia, i na koniec (v) zamknięcie tych działań. Wydano
wskazówki i protokoły dla stosowania MNA jako procedury oczyszczania w procesie
remediacji skażonych terenów. Przed jej zastosowaniem jako opcji gospodarki, musi zostać
zademonstrowane, że procesy naturalnego samooczyszczenia (NA) skutecznie i stale chronią
środowisko przed szkodliwymi wpływami. Jednakże istnieją koszty modelowania i
monitorowania związane z ustalaniem, czy NA jest wykonalną alternatywą podejścia
remediacyjnego. Na każdym kroku procesu planowania niepewne dane i informacje
odnoszące się do jednego czy więcej kryteriów decyzji mogą prowadzić do złych czy
nieodpowiednich decyzji.
Dla zaprojektowania właściwych strategii gospodarki, decydenci potrzebują właściwych
narzędzi planowania, aby pomogły im w ocenie, wyborze i optymalizacji ewentualnych
alternatyw. Ponieważ szczegółowe badanie wszystkich potencjalnych opcji gospodarki nie
jest ekonomicznie możliwe, obowiązkowy jest warstwowy proces wyboru dopasowujący
badanie terenu i działania łagodzące. Działania pierwszego poziomu konkretnie obejmują
oszacowanie potencjału NA koniecznego, aby ustalić uszeregowanie opcji bazujących na NA
jako obiecujących alternatywach. Jeżeli istnieje prawdopodobieństwo, że ten wymagany
potencjał będzie spełniony lub przekroczony przez oczekiwany potencjał NA na danym
terenie, zaleca się dalsze rozpatrzenie, w tym bardziej szczegółowe badania na kolejnych
poziomach.
CARO-Plus (Cost-efficiency Analysis of Remediation Options – Efektywna kosztowo analiza
opcji remediacyjnych) opracowana w Centrum Stosowanych Nauk o Ziemi/Uniwersytet w
Tybindze, jest nowym narzędziem wspierającym podejmowanie decyzji, które wypełnia lukę
w odniesieniu do wstępnych metodologii oceny, które może modelować efekty potencjalnych
działań remediacyjnych, w tym zajęcie się problemem źródła skażeń i gospodarką smugi wód
gruntowych. Narzędzie umożliwia szybkie i skuteczne przeglądnięcie scenariuszów
gospodarki, pozwalając na analizę wielu celów np. kosztów i efektów (ryzyka/redukcji masy).
Następnie można utworzyć związki pomiędzy kosztem a ryzykiem, aby wspomóc
decydentów w wyborze realnych niższych stawek.
Zarządzanie niepewnościami jest kluczowym czynnikiem w opracowywaniu właściwego,
kosztowo efektywnego przywrócenia terenu do poprzedniego stanu czy strategii ponownego
wykorzystania. Na każdym kroku procesu planowania niepewne dane i informacje odnoszące
się do jednego czy więcej kryteriów decyzji mogą prowadzić do złych czy nieodpowiednich
decyzji. Stwierdzono, że analiza niepewności danych dla konkretnego terenu jest użyteczna
dla zidentyfikowania czynników krytycznych. Informację tę można z kolei wykorzystać do
wspierania bezpośrednich zaleceń dla przyszłych badań terenu. Olbrzymi potencjał wstępnej
oceny dla gospodarki terenem skażonym zostanie przedstawiony na przykładzie pilotażowego
studium przypadku w Niemczech.
Page 96
Ursula S. McKnigh , DTU Environment, Technical University of Denmark, Department of
Environmental Engineering, Lyngby, Michael Finkel. University of Tuebingen
Contaminated land management is a regulatory-driven process of several steps including the
(i) identification and investigation of sites, (ii) assessment for potential risks to human or ecological environments, and, based on the findings of these activities, (iii) review, selection and
planning of possible management strategies, (iv) operation of clean-up or pollution control
measures and finally (v) closure of these measures. Guidelines and protocols have been issued
for application of MNA as a treatment procedure in the remediation of contaminated sites.
Prior to its use as a management option, it must be demonstrated that natural attenuation (NA)
processes efficiently and persistently protect the environment from harmful impacts. However, there are costs for modelling and monitoring associated with determining whether NA is
a feasible remedial approach alternative. In any step of the planning process, uncertainty in
data and information relevant to one or more decision criteria may lead to wrong or inappropriate decisions.
For the design of suitable management strategies, decision-makers need appropriate planning
tools to assist them in the assessment, selection and optimisation of possible alternatives.
Since a detailed investigation of all potential management options is not economically feasible, a tiered selection process streamlining the site investigation and mitigation planning activities is mandatory. First tier activities shall specifically include an estimation of the NA
potential required to rank NA-based options as promising alternatives. If this required potential is likely to be met or exceeded by the expected NA potential at the site, further consideration including more detailed investigation in subsequent tiers is recommended.
CARO-Plus (Cost-efficiency Analysis of Remediation Options), developed at the Center for
Applied Geoscience/University of Tuebingen, is a novel decision support tool that fills a gap
with respect to preliminary assessment methodologies that can model the effects of potential
remedial actions, including tackling the contaminant source and managing the groundwater
plume. The tool enables a fast and effective “screening” of management scenarios, allowing
the analysis of multiple targets e.g. costs and effects (risk/mass reduction). Cost-risk relationships can then be created to support decision-makers in choosing viable discount rates.
Managing uncertainties is a key factor in the development of appropriate, cost-efficient site
restoration or re-use strategies. In any step of the planning process, uncertainty in data and
information relevant to one or more decision criteria may lead to wrong or inappropriate decisions. An analysis of the uncertainty in site-specific data was found to be useful for the identification of critical factors. This information can in turn be used to support and direct recommendations for future site investigations. The large potential of preliminary assessment for
contaminated land management will be shown for a pilot case study site in Germany.
Page 97
The approach of using natural self-cleaning capacities during remediation of contaminated
soils and groundwater is up to now acknowledged in only a small number of European countries although substantial efforts are spend on brownfield remediation. Hence, the legal national frameworks do not easily allow MNA application because they were tailored for active
remediation. The same situation could be found also in those MNA using countries before the
adaptation of – legal and technical – MNA protocols.
Active remediation technologies require in many cases enormous financial budgets and
stresses not only industrial stakeholders but also the national economies. Hence, in times of
limited budget resources it seems reasonable to use all available low cost approaches as long
as they have the potential to be technically successful and as long as they have the chance to
be made compatible with national legislation.
The fact that the Germany Ministry of Education and Research (BMBF) has spent more than
25 Mio. € in approximately 5 years to develop technical protocols for MNA application and
also legal interpretations and advices how to implement MNA in the German Soil Protection
Act should not be restricted to national use only but should also disseminated Europe-wide.
Based on this idea a Polish-German cooperation was founded which has the task to raise – as
a first approach – interest in Poland on MNA. By the selection of a model site, the performance of MNA specific studies with the goal to demonstrate its efficiency and by publishing
the results, national discussion on MNA should be kicked-off.
A first step on this way was the initiation of this MNA-workshop in Krakow. Inviting speakers from Poland and Germany should demonstrate that the capacities performing MNA investigation are at hand. The concept of the phased MNA approach is covered with the oral presentations. Companies in both countries demonstrate their MNA-specific investigation technologies.
We are also aware that MNA is not an easy tool and requires in-deep education of those companies and consultants dealing with this subject. So the MNA-workshop can only be a first
initiation step and many steps, workshops, conferences and reports on successfully implemented MNA concepts on model sites have to follow.
Page 98
Adresy / Addresses
Dr. Marin Bittens
TASK – The Centre of Competence for Soil,
Groundwater and Site Revitalisation
Department Groundwater Remediation
Helmholtz Centre for Environmental Research - UFZ
Permoserstrasse 15, 04318 Leipzig, Germany
Phone +49-341-235-1682
Fax +49-341-235-451682
[email protected]
www.task.ufz.de
www.ufz.de
dr Martin Bittens
TASK – Centrum kompetencji ds.
oczyszczania gleby, wód podziemnych i
terenu. Wydział Remediacji Wód
Gruntowych. Centrum Badań
Środowiskowych Helmholtz - UFZ
Permoserstrasse 15, 04318 Lipsk, Niemcy
Telefon:
+49-341-235-1682
Fax:
+49-341-235-451682
[email protected]
www.task.ufz.de
www.task.ufz.de
Corinna Klukas
Department Groundwater Remediation
Helmholtz Centre for Environmental Research - UFZ
Permoserstrasse 15, 04318 Leipzig, Germany
Phone +49-0341-235-1768
[email protected]
www.ufz.de
Corinna Klukas
Wydział Remediacji Wód Gruntowych
Centrum Badań Środowiskowych Helmholtz
- UFZ
Telefon:
+49-0341-235-1768
[email protected]
www.task.ufz.de
Dr. Thomas Held
ARCADIS Consult GmbH
Europaplatz 3, 64293 Darmstadt, Germany
Phone +49-6151-388-327
[email protected]
www.arcadis.de
www.arcadis.pl
dr Thomas Held
ARCADIS Consult GmbH
Europaplatz 3, 64293 Darmstadt, Niemcy
Telefon:
+49-6151-388-327
[email protected]
www.arcadis.de
www.arcadis.de
Dr. Janusz Krupanek
IETU - Institute for Ecology of Industrial
Areas
6, Kossutha St., 40-644 Katowice, Poland
Phone +48-32 254-6031 int 284
[email protected]
[email protected]
dr Janusz Krupanek
IETU - Instytut Ekologii Terenów
Uprzemysłowionych
ul Kossutha 6, 40-644 Katowice, Polska
Telefon:
+48-32 254-6031 wew 284
[email protected]
[email protected]
Monika Konieczyńska,
Polish Geological Institute-National Research Institute,
00-975 Warszawa, Rakowiecka 4
Phone +48-22-8495351 int 298
[email protected]
www.pgi.gov.pl
Monika Konieczyńska,
Państwowy Instytut Geologiczny
Instytut Naukowy ,
00-975 Warszawa, Rakowiecka 4
Telefon
+48-22-8495351 wew 298
[email protected]
www.pgi.gov.pl
Page 99
GD Dr. Johannes Müller
Authority for Mining, Energy and Geology,
Lower Saxony (LBEG), Hanover
Stilleweg 2, 30655 Hannover, Germany
Phone +49-511-643-2504
Fax +49-511-643-532504
[email protected]
GD dr Johannes Müller
Autorytet ds. wydobycia, energii i geologii,
Dolna Saksonia (LBEG), Hanower
Stilleweg 2, 30655 Hanower, Niemcy
Telefon:
+49-511-643-2504
Fax:
+49-511-643-532504
[email protected]
Dr. Sibylle Grandel,
Christian Albrechts University of Kiel - Institute of Geosciences and Applied Geology
Ludewig-Meyn-Str. 10, 24118 Kiel, Germany
Phone +49-431-880-2875
Fax +49-431-880-7606
[email protected]
dr Sibylle Grandel,
Uniwersytet Christiana Albrechta w Kilonii –
Instytut Nauk o Ziemi i Geologii Stosowanej
Ludewig-Meyn-Str. 10, 24118 Kilonia,
Niemcy
Telefon:
+49-431-880-2875
Fax:
+49-431-880-7606
[email protected]
Dr. Norbert Hüsers
Technical University of Dresden
Institute of Waste Management and Contaminated Site Treatment
01796 Pirna, Germany
Phone +49-3501-530055
Fax +49-3501-530022
[email protected]
dr Norbert Hüsers
Politechnika Drezdeńska
Instytut Gospodarki Odpadami i
Oczyszczania Terenów Zanieczyszczonych
01796 Pirna, Niemcy
Telefon:
+49-3501-530055
Fax:
+49-3501-530022
[email protected]
Dr. Carsten Leven
Center for Applied Geosciences, Hydrogeology, University of Tübingen
Sigwartstr. 10, 72076 Tübingen, Germany
Phone +49-7071-29-73168
Fax: +49-7071-50-59
[email protected]
dr Carsten Leven
Centrum Stosowanych Nauk o Ziemi i
Hydrologii , Uniwersytet w Tybindze
Sigwartstr. 10, 72076 Tybinga, Niemcy
Telefon:
+49-7071-29-73168
Fax:
+49-7071-50-59
[email protected]
Dr. Hansjörg. Weiß
Innovative Messtechnik Weiß (imw)
Vogtshaldenstrasse 47, 72074 Tübingen,
Germany
Phone +49-7071-5519-20
Fax: +49-7071-5515-98
[email protected]
dr Hansjörg Weiß
Innovative Messtechnik Weiß (imw)
Vogtshaldenstrasse 47, 72074 Tybinga,
Niemcy
Telefon:
+49-7071-5519-20
Fax:
+49-7071-5515-98
[email protected]
Dr. Wojciech Irmiński
RAMBOLL SP. Z O.O., www.ramboll.pl
Biuro Technologii Ochrony Srodowiska w
Krakowie / Cracow Environmental Office
ul. Balicka 18A, 30-149 Kraków
Phone +48-12623-0185
Fax: +48-12623-0648
[email protected]
Dr. Wojciech Irmiński
RAMBOLL SP. Z O.O., www.ramboll.pl
Biuro Technologii Ochrony Srodowiska w
Krakowie / Cracow Environmental Office
ul. Balicka 18A, 30-149 Kraków
Telefon:
+48-12623-0185
Fax:
+48-12623-0648
[email protected]
Page 100
Prof. dr hab. inz. Grzegorz Malina, PhD,
DSc, Eur Ing
Department of Hydrogeology and Engineering Geology
Faculty of Geology, Geophysics and Environmental Protection
AGH University of Science and Technology
Al. Mickiewicza 30, 30-059 Krakow, Poland
Phone +48-12-6175038
[email protected]
Prof. dr hab. inz. Grzegorz Malina, PhD,
DSc, Eur Ing
Department of Hydrogeology and Engineering Geology
Faculty of Geology, Geophysics and Environmental Protection
AGH University of Science and Technology
Al. Mickiewicza 30, 30-059 Krakow, Poland
Telefon:
+48-12-6175038
[email protected]
Rainer Heitmann
FUGRO CONSULT GMBH - In-Situ Technologies, www.fugro.de
Hauptstraße 103, 04416 Markkleeberg, Germany
Phone +49-341-35017-72
Fax: +49-341-35017-70
[email protected]
Rainer Heitmann
FUGRO CONSULT GMBH – Technologie
In-Situ, www.fugro.de
Hauptstraße 103, 04416 Markkleeberg,
Niemcy
Telefon:
+49-341-35017-72
Fax:
+49-341-35017-70
[email protected]
Axel Oppermann
geo-log GmbH, www.geo-log.de
Georg-Westermann-allee 23a, 38104 Braunschweig
Phone +49-531-700-960
Fax: +49-531-700-9629
[email protected]
Axel Oppermann
geo-log GmbH, www.geo-log.de
Georg-Westermann-allee 23a, 38104 Braunschweig
Telefon:
+49-531-700-960
Fax:
+49-531-700-9629
[email protected]
Dr. Hans H. Richnow
Department of Isotope Biogeochemistry
Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ
Permoserstraße 15, 04318 Leipzig, Germany
Phone +49-341-235-1212
Fax: +49-341-235-1443
[email protected]
dr Hans H. Richnow
Wydział Biogeochemii Izotopów
– UFZ
Telefon:
+49-341-235-1212
Fax:
+49-341-235-1443
[email protected]
Dr. Heinrich Eisenmann
Isodetect GmbH, www.isodetect.de
Ingolstädter Landstr. 1, 85764 Neuherberg,
Germany
Phone +49-89-3187-3086
Fax: +49-89-3187-3590
[email protected]
dr Heinrich Eisenmann
Ingolstädter Landstr. 1, 85764 Neuherberg,
Niemcy
Telefon:
+49-89-3187-3086
Fax:
+49-89-3187-3590
[email protected]
Dr. Anko Fischer
Permoser Str. 15, 04318 Leipzig, Germany
Phone +49-341-235-2599
[email protected]
dr Anko Fischer
Permoser Str. 15, 04318 Lipsk, Niemcy
Telefon:
+49-341-235-2599
[email protected]
Page 101
Dr. Jacek GURWIN
Wrocław University
Institute of Geological Science, Department
of Applied Hydrogeology
pl. Maxa Borna 9, 50-205 Wroclaw, Poland
Phone +48-71-3759242
[email protected].
dr Jacek GURWIN
Uniwersytet Wrocławski
Instytut Nauk Geologicznych, Zakład
Hydrogeologii Stosowanej
pl. Maxa Borna 9, 50-205 Wroclaw, Polska
Telefon:
+48-71-3759242
[email protected].
Dr.-Ing. Wolfgang Schäfer
Grundwassermodellierung
Odenwaldstraße 6, 69168 Wiesloch
Phone +49-6222-389683
Fax +49-6222-383439
[email protected]
dr inż. Wolfgang Schäfer
Grundwassermodellierung
Odenwaldstraße 6, 69168 Wiesloch
Telefon:
+49-6222-389683
Fax:
+49-6222-383439
[email protected]
Dr. Anita Peter
Institute for Geosciences, ChristianAlbrechts University of Kiel
Ludewig-Meyn-Str. 10, 24118 Kiel, Germany
Phone +49-431-880-1308
Fax +49-431-880-7606
[email protected]
dr Anita Peter
Instytut Nauk o Ziemi, Uniwersytet
Christiana Albrechta w Kilonii
Ludewig-Meyn-Str. 10, 24118 Kilonia,
Niemcy
Telefon:
+49-431-880-1308
Fax:
+49-431-880-7606
[email protected]
Markus Hirsch
Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ, Leipzig
Dept. Groundwater Remediation
Permoserstr. 15, 04318 Leipzig, Germany
Phone +49-341-235-1506
Fax +49-341-235-1837
[email protected]
Markus Hirsch
– UFZ, Lipsk
Wydział Remediacji Wód Gruntowych
Permoserstr. 15, 04318 Lipsk, Niemcy
Telefon:
+49-341-235-1506
Fax:
+49-341-235-1837
[email protected]
Dr. Ursula S. McKnight
DTU Environment - Technical University of
Denmark
Department of Environmental Engineering
Miljøvej, bygning 113, 2800 Kgs. Lyngby.
Denmark
Phone +45-4525-14 12
Fax +45-4593-2850
[email protected]
dr Ursula S. McKnight
Wydział Środowiskowy – Politechnika
Duńska
Wydział Inżynierii Środowiskowej
Miljøvej, bygning 113, 2800 Kgs. Lyngby,
Dania
Telefon:
+45-4525-14 12
Fax:
+45-4593-2850
[email protected]
Page 102
PATRONAT MEDIALNY:
Media patronage:
Page 103

Workshop

Transcription

Similar documents

informator pwsip 2014.indd

LABEL Magazine

kontak20 - Polskie Echo

Poziom 1 - Wojskowe Studium Nauczania Języków Obcych

T U T A J

silesia-airport-55

Skrypt metodyczny - Wyszukiwarka produktów projektów

silesia - Katowice Airport

silesia - Katowice Airport