Anvendelse af lettere forurenet jord, Oktober 2008 - Esbjerg Kommune

ESBJERG KOMMUNE 

Kultur & Fritid 

MOTORSPORTSCENTER DANMARK 

Baggrundsrapport 

ANVENDELSE AF LETTERE FORURENET JORD 

JORDMODEL 

Oktober 2008 

Johansson & Kalstrup A/S Østervang 2, 6800 Varde 

rådgivende ingeniører FRI Dokken 16A, 6700, Esbjerg

Motorsportscenter Danmark 

VVM JORDMODEL 

Indholdsfortegnelse 

Indholdsfortegnelse ........................................................................................................................... 1 

Indledning ........................................................................................................................................... 2 

Beskrivelse af støjvolden ............................................................................................................. 2 

Støjvolde ............................................................................................................................................. 3 

Karakterisering af stofgrupper i jord, der forventes genanvendt ............................................ 3 

Baggrund for beregningsmodellerne .............................................................................................. 4 

Grundvandets hastighed .......................................................................................................... 7 

Nedbrydningen af organiske stoffer ............................................................................................. 13 

Alifaters nedbrydningsvej ....................................................................................................... 14 

BTEX: nedbrydningsveje ........................................................................................................ 14 

PAH: Nedbrydningsveje ......................................................................................................... 15 

Resultat af udvaskningsberegninger ............................................................................................ 16 

Anvendelse af lettere forurenet jord i støjvoldene ...................................................................... 19 

Bilag 1 ............................................................................................................................................... 22 

Jordens koncentration ............................................................................................................ 22 

Kow .............................................................................................................................................. 22 

Kd ............................................................................................................................................... 22 

Polyaromatiske kulbrinter (PAH) ........................................................................................... 25 

Benzin- og oliesammensætninger ........................................................................................ 26 

Porevandskoncentration ........................................................................................................ 27 

Retardationsfaktor ................................................................................................................... 27 

Nedbrydningskonstant ............................................................................................................ 28 

Værdier for nedbrydningskonstanter .................................................................................... 28 

Forsinkelse ............................................................................................................................... 29 

Reduktionsfaktor ...................................................................................................................... 30 

Jord- og grundvandskonstanter ............................................................................................ 30 

Bilag 2 ............................................................................................................................................... 32 

Redegørelse for de anvendte nedbrydningskonstanter og stoffernes nedbrydning ......... 32 

Bilag 3 Jordklassificeringssystem ................................................................................................. 35 

Bilag 4: Nedbrydning af BTEX ...................................................................................................... 36 

Bilag 5: Nedbrydning af PAH under aerobe forhold .................................................................. 38 

Restforurening i jorden ............................................................................................................... 39 

Bilag 6. Referencer ......................................................................................................................... 40 

1


VVM JORDMODEL 

Indledning 

I det følgende materiale gennemføres en vurdering af den mulige påvirkning, der kan komme på 

henholdsvis grundvand og recipient, som følge af, at støjvoldene på det kommende 

Motorsportscenter Danmark ønskes opbygget af lettere forurenet jord. Vurderingen tager 

udgangspunkt i en opstillet beregningsmodel. 

Beskrivelse af støjvolden 

Rundt om Motorsportscenter Danmarks nye asfaltbane skal der etableres en støjvold, der får en 

udstrækning og beliggenhed, som vist med ternet signatur på fig. 1. Støjvoldene dækker 

tilsammen 300-400.000 m 2 , når centeret er fuldt etableret. Topkoterne på støjvoldene tilpasses 

kravene til støjdæmpning i forhold til de omkringliggende boliger, hvor støjvoldene omkring den 

nye bilbane er højest. Støjberegninger på de øvrige baner har desuden vist, at det er nødvendigt at 

etablere forholdsvis høje støjvolde omkring Gokartbanen, Rallycrossbanen og Motocrossbanen. 

Der skal ligeledes ske forholdsvis små hævninger af de eksisterende støjvolde på 

speedwaybanerne. 

Figur 1. Plankort over Motorsportscenter Danmark 

2


VVM JORDMODEL 

Støjvolde 

Der skal anvendes store mængder jord til etablering af de nødvendige støjvolde i forhold til 

afskærmning af de omkringliggende ejendomme. 

Støjvoldene forventes derfor opbygget ved brug af lettere forurenet jord. Nærværende redegørelse 

søger at belyse den genanvendte lettere forurenede jords forureningskomponenter, og hvorledes 

disse stoffer bevæger sig ved opstilling af en model baseret på stoffernes kemiske egenskaber. 

Karakterisering af stofgrupper i jord, der forventes genanvendt 

Kilderne til den forurenede jord forventes primært at blive jord fra diffust forurenede arealer som 

f.eks. jord fra gamle byområder og rabatjord samt jord med restforurening fra jordrensefirmaer. 

Herudover kan der eventuelt blive tale om anvendelse af restprodukter fra affaldsforbrænding, 

kraftvarmeværker og lignende, såfremt restprodukterne ligger inden for rammerne i forhold til de i 

nærværende redegørelse beskrevne stoffer. 

Den lettere forurenede jord vil typisk have et forureningsindhold omfattende organiske stoffer i form 

af olieprodukter, tjærestoffer og organiske opløsningsmidler, og for rabatjord ligeledes et forhøjet 

indhold af bly og polyaromatiske kulbrinter (PAH). 

Jord, der kan karakteriseres som lettere forurenet jord, kan have et meget varierende 

forureningsindhold, idet der dog overvejende vil være tale om de tungere komponenter. For at give 

det bedste grundlag ved risikoberegningerne er der foretaget en vurdering af et forholdsvist stort 

antal parametre, svarende til de styrende parametre ved klassificeringen af jorden. 

Det er på forhånd blevet vurderet, at følgende typer af forurenet jord vil være for problematiske at 

modtage, hvorfor der ikke er udført risikoberegninger på disse. 

• Jord forurenet med flygtige komponenter som f.eks. chlorerede kulbrinter. Disse er 

problematiske både på grund af deres egen mobilitet og ved at gøre andre stofgrupper 

mere mobile. 

• Kviksølvsforurenet jord, som dog forventes at være en sjælden forureningstype, er 

problematisk risikoberegningsmæssigt. 

• Jord forurenet med BTEX’erne (benzen, toluen, ethylen og xylen) og lettere kulbrinter (C6- 

C10). Disse parametre er mobile og vil hurtigt blive tilført grundvandet. Da jord med disse 

forureninger forholdsvis let kan renses ned til et niveau, hvor jorden kan karakteriseres som 

ren vil jord med disse forureninger på et niveau over klasse 1 (ren jord) vil blive henvist til 

jordrensning. 

I karakteriseringen af jordens forurening anvendes faststofanalyser, selvom udvaskningstest med 

eluatanalyser vil give et meget bedre billede af risikoen for udvaskning af de forurenede stoffer. For 

langt de fleste stoffer er der ikke nogen enkel sammenhæng mellem faststofkoncentrationen og 

eluatkoncentrationen og det må forventes, at brugen af udvaskningstest i fremtiden vil blive mere 

udbredt i forbindelse med karakterisering af jord og vurdering af udvaskningsrisikoen. For 

nærværende er faststofanalyser dog det eneste mulige grundlag at lave risikovurderingen ud fra. 

Risikovurderingen vil danne baggrund for at vurdere om belastningen fra støjvoldene kan give 

problemer med at overholdelse af grundvandskvalitetskriterierne i en afstand på maksimalt 100 m 

fra støjvoldene. I JAGG-modellen er udgangspunktet, at grundvandet skal kunne overholde 

grundvandskvalitetskriterierne i et beregningspunkt, der ligger i en nedstrøms afstand fra 

forureningskilden svarende til den afstand, som grundvandet strømmer på ét år - dog max. 100 m. 

3


VVM JORDMODEL 

Afstandskravet er her fastsat ud fra en overvejelse om, at grundvandsressourcen skal bevares ren, 

og at et forureningsproblem skal fjernes/afværges ved forureningskilden. 

Desuden skal vurderes, om belastningen fra støjvoldene kan give problemer med overholdelse af 

de nationale og EU-fællesskabs miljøkvalitetkrav i de tilstødende overfladerecipienter jf. 

bekendtgørelse nr. 1669 af 14. december 2006. 

Der redegøres i det følgende for den opstillede jordmodel, brugen af JAGG-modellen, de enkelte 

forureningsparametre og deres udvaskningskarakteristika. 

Baggrund for beregningsmodellerne 

I det følgende er baggrunden for risikoberegningerne beskrevet og der er udarbejdet skema med 

forskellige startscenarier af jordkoncentrationer. 

Der tages udgangspunkt i jordens koncentration [mg/kg TS] mht. de pågældende stoffer. Når 

regnvandet siver ned gennem den lettere forurenede jord, vil der ske en mere eller mindre 

opløsning af stofferne alt afhængigt af det enkelte stofs fysiske/kemiske egenskaber. 

Stofkoncentrationen i det nedsivende regnvand (porevandskoncentrationen) afhænger af det 

enkelte stofs adsorption til jordpartiklerne. Denne binding er beskrevet vha. en ligevægtsfordeling 

Kd mellem jord og vand. 

Der benyttes forskellige modelberegninger til de forskellige forureningsgrupper. 

De organiske forureninger, benzin- og oliekomponenter, samt tjærekomponenterne har i større 

eller mindre grad en gasfase i jorden, således at de målte faststofkoncentrationer giver anledning 

til en stofspecifik fordeling af stoffet i poreluften, porevandet og bundet til jordpartiklernes organiske 

indhold. Til beskrivelse af denne fordeling benyttes Miljøstyrelsens JAGG-model, der i 

fugacitetsmodulet kan regne på disse 3 faser ved hjælp af en række fysiske-kemiske formler og 

konstanter. Den resulterende koncentration i porevandet videreføres i modellens 

grundvandsmoduler, hvori der kan indgå fortynding og nedbrydning af stofferne. JAGG-modellen 

regner dog kun frem til et teoretisk beregningspunkt, der ligger i ét års 

grundvandsstransportafstand fra forureningskilden – dog maksimalt 100 m. Afstanden afhænger 

af grundvandspotentialehældningen og jordtypen. 

Ved tungmetallerne benyttes beregninger i en 2-fasemodel, der bygger på tilsvarende formler, som 

ligger i JAGG-modellens grundvandsmoduler. Tungmetallerne har ingen gasfase i jorden (på nær 

metallisk kviksølv, der er fravalgt af samme årsag) og JAGG modellen kan ikke beregne en 

porevandskoncentration ud fra faststofkoncentration i jorden. Porevandskoncentrationerne i 2fasemodellen 

beregnes ud fra opløseligheden af stofferne og bindingsevnen til jordens organiske 

bestanddele. For en nærmere beskrivelse af 2-fasemodelen henvises til bilag 1. 

Samme opstillede 2-fasemodel kan benyttes til beregning af de organiske stofkoncentrationer i 

grundvandet, der ligger i en større afstand fra forureningskilden end den éne års 

grundvandstransportafstand, der beregnes i JAGG-modellen. Det er de samme formler, der ligger i 

2-fasemodellen som i JAGG-modellens grundvandsmodul. 2-fasemodellen kan på baggrund af 

blandt andet grundvandshastigheden og nedbrydningskonstanten for stoffet beregne en 

porevandskoncentration i en valgt afstand fra forureningen. 

Modelforudsætninger 

Forudsætningerne for beregningerne er, at jorden indeholder 0,1 % organisk kulstof og at pH ikke 

er lavere end 5. Med hensyn til Arsen regnes dog med at pH i jorden ikke er højere end 7, idet 

Arsen i modsætning til de øvrige tungmetaller er mest mobil ved højere pH værdier. I modellerne 

4


VVM JORDMODEL 

regnes desuden med, at jordtypen er sand eller mellemkornet sand, samt at hældningen på 

grundvandsspejlet i nærheden af depotet er 2 ‰. Grundvandspartiklernes veje til recipienterne er 

modelleret ved detaljering af Esbjerg Kommunes eksisterende grundvandsmodel af firmaet 

Grontmij|Carl Bro. 

Den jord, der bliver anvendt til støjvoldene på Motorsportscenter Danmark, vil utvivlsomt have et 

væsentlig højere indhold af organisk kulstof end 0,1 %. Der kan være tale om mere end 2 % 

organisk kulstof. Det vil betyde, at forureningerne vil blive tilbageholdt meget længere og 

porevandskoncentrationen under støjvoldene i givet fald vil blive væsentlig lavere end forudsat i 

beregningerne. Der er ikke fundet referencer, der angiver et lavere indhold end 0,1 % organisk 

kulstof i jorden. Omvendt kan det ikke udelukkes at der er jordmatricer på vandpartiklernes vej fra 

støjvoldene til recipienten, der ikke indeholder 0,1 % organisk kulstof. Der er reelt ikke kendskab til 

jordmatricernes kulstofindhold og det vil ikke være muligt at få dette kendskab. 

Naturligt regnvand har en pH på ca. 5.65 og målingerne af pH i grundvandet under 

Korskrobanerne ligger på ca. 5,1, hvorfor de til tungmetalberegningerne fundne Kd – værdier så 

vidt muligt er omregnet til pH = 5. Derved er der taget hensyn til en mindre forsuring af jorden. Jord 

med en pH-værdi under 5,5 vil blive afvist eller henvist til kalkning inden modtagelse. 

Det må forventes, at grundvandet under landbrugsjord vil have en højere pH end under 

motorbanerne, idet landbrugsjord kalkes af hensyn til dyrkningen. Til underbygning af dette kan 

nævnes, at i Solbjerg-Lunde Bæk, der løber i et naboopland til Sadderup Bæk, er de vandkemiske 

forhold fulgt månedsvis over en årrække og her ligger pH typisk på omkring 6,5 i vinterperioden, 

hvor fotosyntesen ikke forventes at have nogen væsentlig betydning på måleresultaterne. Af 335 

pH målinger er der kun 2 målinger, der ligger under 6,0 (5,8 og 5,9 i henholdsvis oktober og 

november 1998). 

Omregningen af Kd ved pH 5 er kun gjort for metallerne, idet tilbageholdelsen af de organiske 

stoffer ikke i samme grad er påvirket af pH. 

I modellerne regnes der ikke med vertikal forsinkelse, dvs. at der ikke medregnes en nedbrydning 

ned gennem jordsøjlen. Derfor regnes porevandskoncentrationen for at være uændret, når det 

nedsivende regnvand rammer grundvandsspejlet. Sandsynligvis vil der både foregå en væsentlig 

tilbageholdelse af metallerne på grund af et forholdsvist højt indhold af organisk kulstof i 

støjvoldene og en væsentlig nedbrydning af de organiske stoffer, idet der må forventes et 

forholdsvist højt iltindhold i denne umættede zone. Samtidig vil der være rigeligt med 

næringsstoffer til stede til nedbrydningen. 

Ved stoftransporten til grundvand/recipient tages der højde for de organiske stoffers nedbrydning i 

den mættede zone (tungmetaller nedbrydes ikke). Grundvands- og recipientkoncentrationerne 

sammenholdes med grænseværdierne. 

Det antages, at de fundne nedbrydningskonstanter er gældende, dvs. det forudsættes, at der er 

tilstrækkelig mængder af næringsstoffer samt tilstrækkelige aerobe forhold, således at 

nedrydningsraten sker i overensstemmelse med de anvendte nedbrydningskonstanter. 

De forskellige størrelser, som indgår i jordmodellerne, er gennemgået i bilag 1. En udvidet 

redegørelse for valget af konstanter er givet i bilag 2. 

5


VVM JORDMODEL 

Resultater af udvaskningsberegningerne i forhold til grundvandet 

Nedenstående er vist beregningerne af porevandkoncentrationerne umiddelbart under støjvoldene 

for de enkelte stoffer for henholdsvis grænseværdien for ren jord klasse 1 og for lettere forurenet 

jord klasse 2. Grænseværdierne er taget fra enten Bek. om lettere forurenet jord eller Jordplan 

Ribe Amt Januar 2006. 

Tungmetaller: Klasse 1 Porevands- Klasse 2 PorevandsGrundvandskoncentrationkoncentrationkvalitetskriterie mg/kg TS μg/l mg/kg TS μg/l 

μg/l 

Arsen 20 63,4 20 63,4 8 

Cadmium 0,5 8,4 5 84 0,5 

Chrom 500 1.584 1000 3.168 25 

Kobber 500 1.584 1000 3.168 100 

Nikkel 30 919 40 1.225 10 

Bly 40 79,2 400 792 1 

Zink 

Kulbrinter: 

Benzin- og 

oliekomponenter 

500 19.652 1000 39.305 100 

Benzen 0,1 580 1,5 8.730 1 

Toluen 0,1 400 1,5 6.030 5 

Xylener (ortho-) 0,1 260 1,5 3.860 5 

Ethylbenzen 0,1 210 1,5 3.150 1 

n-hexan (C6-C10) 25 1.715 35 2.402 9 

n-octan (C10-C25) 50 846 75 1.270 9 

n-dodecan (C25-C35) 

Tjærestoffer 

100 757 200 1.514 9 

Naphtalen 0,5 900 1 1.790 1 

Phenanthren 0,3 34,7 3 360 0,01 

Flouranthen 0,3 7,7 3 77 0,1 

Benz(bjk)flouranthen 0,3 0,30 3 3,0 0,01 

Benz(a)pyren 0,3 0,36 3 3,6 0,01 

Dibenz(a)antracen 0,3 0,018 3 0,18 0,01 

Indeno(123cd)pyren 0,3 0,022 3 0,22 0,01 

Tabel 1. Beregnede porevandskoncentrationer. Beregningerne er behæftet med meget større usikkerhed 

end antallet af betydende cifre antyder. 

Hvis de beregnede porevandskoncentrationer sammenlignes med grundvandskvalitetskriterierne, 

ses at disse ikke kan overholdes uden at der indregnes en fortynding og eventuel nedbrydning. 

Et års grundvandstransport i sand med ca. 2 ‰ fald er ikke mere end ca. 16 m, hvilket ikke giver 

nogen væsentlig fortynding, da Motorsportscenter Danmark ligger på toppen af et grundvandsskel 

og der derfor ikke kommer nævneværdige mængder grundvand til opstrøms fra. Det betyder, at 

selv med anvendelse af jord, der ligger lige under grænseværdien for ren jord, klasse 1, kan 

6


VVM JORDMODEL 

grundvandskvalitetskriterierne ikke overholdes! Det samme gælder for de organiske stoffer, hvis 

kun fortyndingen indregnes. 

Med hensyn til de organiske stoffer, så vil indregning af nedbrydning af stofferne have forskellig 

betydning for de forskellige stoffer. Nedbrydningskonstanterne er dog bestemt med en væsentlig 

usikkerhed. Tabel 2 viser de beregnede porevandskoncentrationer i afstanden for ét års 

grundvandstransportafstand, fortynding, sorption og nedbrydning jf. JAGG-modellen. 

Kulbrinter: Klasse 1 Sorptionstid 

Benzin- og 


Porevandskoncentration 

μg/l 

7 

Klasse 

2 


μg/l 

Grundvandskvalitetskriterie 

μg/l 

Benzen 0,1 391 døgn 12 1,5 174 1 

Toluen 0,1 475 døgn 1,9*10 -8 

1,5 2,9*10 -7 5 

Xylener (ortho-) 0,1 652 døgn 5,6*10 -4 1,5 8,4*10 -3 5 

Ethylbenzen 0,1 729 døgn 0,14 1,5 2,1 1 

n-hexan (C6-C10) 25 9,8 år 0,34 35 0,49 9 

n-octan (C10-C25) 50 115 år


VVM JORDMODEL 

Grundvandshastigheder ud fra grundvandsmodellen 

Kendskabet til områdets geologi, vandløb og grundvandspejlinger er blevet benyttet til opstilling af 

grundvandsmodellen. Desuden er områder med støjvolde blevet indlagt jf. fig. 2 

Grundvandsmodellen viser, at vandet fra de 5 støjvoldsområder på Motorsportscenter Danmark 

fordeler sig på 3 afstrømningsområder; Skærbæk mod nord - nordøst, Nebel Bæk mod vest og 

Gummesbæk mod sydøst. 

Fig. 2. Områder med støjvolde (partikelzoner) til grundvandsmodellen. 

En opdeling af støjvoldene på recipientoplandene kan gøres på følgende måde; 

Støjvoldsafsnit Recipient Transporttid 

minimum år 

Zone 1: De eksisterende baner og 

sydlige motocross/rallycross 

Gummesbæk 25 

Zone 2: Vestligste støjvold langs 

Ølufvad Hovedvej 

Nebel bæk 30 

Zone 3: Vestlige halvdel af nordvolden Alslev Å 65 

Zone 4: Østlige halvdel af nordvolden Skærbæk 0-10 

Zone 5: Østlige støjvold Sadderupbæk/Gummesbæk 25 

Motorbanernes layout og støjvoldenes placeringer er blevet ændret siden 

grundvandsberegningerne blev foretaget, så zonerne dækker ikke støjvoldene fuldstændigt, men 

fordelingerne af grundvandspartiklerne på oplandene kan godt benyttes i forbindelse med 

risikovurderingerne. 

8


VVM JORDMODEL 

Et markant resultat af grundvandsmodellen er, at stort set kun den østligste halvdel af den nordlige 

støjvold har Skærbæk som recipient. Det vil tage mellem 0 og 56 år for nettonedbøren fra zone 4 

at nå frem til Skærbæk. Dette betyder i realiteten, at der ikke bør lægges lettere forurenet jord i 

zone 4, eller i givet fald kun forurenet jord med et indhold af særlige tungere 

forureningskomponenter. Dertil hører, at der ved kraftig indvinding af vand (50.000 m 3 /år) til 

markvanding fra boring 122.275 (se fig. 5) kunne være mulighed for at trække vand fra zone 4. 

Transporttiden til boringen vil dog være mellem 30 og 100 år, og der vil ske en væsentlig fortynding 

med vand andre steder fra, så selvom der blev benyttet forurenet jord vil vandkvalitetskravene 

sandsynligvis kunne overholdes. 

De nye baner på Motorsportscenter Danmark ligger på et grundvandsplateau, hvor nettonedbøren 

stort set kan bevæge sig i alle retninger. Det betyder, at grundvandshastighederne er små, da 

hældningen på grundvandsspejlet er lille. Ændringer i perkolationen af regnvand i området vil 

således også let kunne give sig udslag i ændringer i strømningsretningerne ud fra området. Det er 

dog hensigten at regnvandet skal nedsives i det område, hvor regnen falder. 

Fig. 3. Fordelingen af grundvandspartikler fra Motorsportscenter Danmark. De mørkeblå 

faner/prikker viser de største udbredelser efter 5 år 

Det ses, at de første vandpartikler har nået Skærbæk indenfor de første 5 år. 

9


VVM JORDMODEL 

Fig. 4. Fordelingen af grundvandspartikler fra Motorsportscenter Danmark. De mørkeblå 

faner viser de største udbredelser efter 50 år. 

Grundvandsfanen fra den sydvestlige del af støjvoldene følger forløbet af Nebel Bæk, men i 

dybere lag. 

10


VVM JORDMODEL 

Zone 5 og 1, der dækker henholdsvis den nye østlige støjvold omkring Asfaltbanen, de gamle 

baner og støjvolden syd for Rallycross og Motocross, strømmer i retning mod Sadderup Bæk og 

Gummesbæk. De hurtigste partikler når Sadderup Bæk på ca. 25 år. 

Disse partikler bevæger sig for størstedelen af vejen i en dybde, der ligger 40 m til 80 m under 

terræn. 

11 

Fig. 5. Partikelbaner i dybden 

mod Gummesbæk. Maksimal 

dybde er ca. 80 m. 

Transportdybden viser, at sandsynligheden for at vandindvindinger vil kunne komme i kontakt med 

partikelfanerne ikke er så store, at der bør sættes en generel begrænsning på vandindvinding 

langs partikelvejen. 

Fig. 6. Partikelbaner i 

dybden mod Nebel Bæk. 

Den maksimale dybde 

er ca. 93 m. 

Signaturforklaringen er 

den samme som til fig. 

5. 

Zone 2, der dækker hele den vestlige støjvold mod Ølufvad Hovedvej, strømmer mod Nebel Bæk. 

Partikelstrømmene går igennem et 40 m tykt lerlag, der utvivlsom vil forsinke forureningerne meget 

mere end forudsat i beregningerne. En del af partikelbanerne infilterer Nebel Bæk lige hvor 

bækken blive åben, mens en anden del først infilterer bækken meget længere nedstrøms. 

Zone 3, der dækker den vestlige halvdel af den nordligste støjvold, har Alslev Å som recipient. Der 

er dog ikke nogen partikelstrømme, der når til Alslev Å på 50 år.


VVM JORDMODEL 

12 

Fig. 5. Modelberegning over 

indvindingsoplandene/-vejene til kendte 

markboringer i området omkring 

Motorsportscenter Danmark. De blå 

partikelstreger viser vejen for det 

indvundne vand, når der pumpes 50.000 

m 3 /år. 

Esbjerg Kommune har oplyst, at boringerne i området har tilladelse til at indvinde følgende 

vandmængder pr. år: 

DGU.nr. Tilladelse (m3/år) 

121.576 22.000 

121.1036 18.000 

122.835 16.000 

122.1323 22.000 

Derved passer de eksisterende indvindinger bedre til det beregningsscenarie, hvor der indvindes 

20.000 m3/år (se fig. 6). 

Fig. 6. Partikelfaner for boringer med 

indvinding på 20.000 m 3 /år.


VVM JORDMODEL 

Der er således ingen af indvindingerne, der vil kunne indvinde vand fra de beregnede partikelfaner. 

Der er ikke registrerede grundvandsboringer, der ligger i en afstand fra partikelbanerne, der gør 

det muligt at oppumpe forurenet grundvand fra Motorsportscenter Danmark. Der er derfor ingen 

risiko for at drikkevandskriterierne vil blive overskredet i eksisterende boringer som følge af 

anvendelsen af forurenet jord på Motorsportscenter Danmark. 

Partikelbanernes dybde gør det usandsynligt, at der ville kunne oppumpes forurenet vand fra 

partikelfanen. Der bør dog ikke fremtidigt gives tilladelse til indvinding af drikkevand i 

partikelbanerne uden at der sættes krav til analyse af vandet. Ifølge vandindvindingsloven vil det 

være Motorsportscenter Danmark, der skal betale udgifterne til ekstra analyser, der 

nødvendiggøres af perkolat fra støjvoldene. 

Et totalt forbud skønnes der ikke at være grund til, idet det forventes, at koncentrationerne af 

forurenende stoffer i grundvandet reelt bliver meget lavere end beregnet. 

Grimstrup Vandværk har en indvindingstilladelse på 50.000 m 3 /år, men potentialkurverne og 

afstanden til vandværksboringerne gør, at vandværket selv med en dobbelt så stor indvinding 

ligger uden for influensområdet i forhold til at indvinde vand infiltreret på Motorsportscenter 

Danmark. 

Nedbrydningen af organiske stoffer 

I det følgende beskrives indledningsvist de generelle principper for aerob og anaerob nedbrydning, 

hvorefter der redegøres for evt. metabolitdannelse i de projektet deponerede stoffer. Årsagen hertil 

er at sikre at der ikke dannes giftigere stoffer end udgangspunktet. 

Mange organiske stoffer nedbrydes fuldstændigt til CO2, vand og uorganiske salte jf. 

CH2O + elektronacceptor CO2 + H2O + uorg. salte + energi 

Mikroorganismer skaffer sig således energi ved nedbrydning af organisk stof. Under aerob 

respiration anvendes O2 som elektronacceptor, mens der under anaerobe forhold f.eks. forbruges 

NO3 - eller SO4 2- . 

Når der er ilt tilstede, vil mikroorganismerne udføre aerob respiration, da denne 

nedbrydningsproces giver det største energiudbytte. Når alt ilten er opbrugt vil nitratreduktionen 

foregå osv. jf. følgende skema. Processer med laveste ΔG 0 (W) foregår først. 

13


VVM JORDMODEL 

Tabel 8. De forskellige muligheder for elektronacceptorer ved bakteriel nedbrydning 

Alifaters nedbrydningsvej 

Ligekædede alifater nedbrydes ved oxidation af en methylgruppe i den ene ende. Denne oxideres 

til en primær alkohol, videre til en aldehyd og afsluttes som en carboxylsyre. Herefter indgår den 

dannede fedtsyre i mikroorganismernes β-oxidation, hvorfra forbindelsen reduceres til 2 

methylgrupper mindre under afgivelse af CO2 og dannelse af acetyl coenzym-A som forbruges ved 

citronsyrecyklus. 

Nogenlunde samme mekanisme finder sted ved nedbrydning af de uligekædede alifater. Her 

inddrages dog den såkaldte ω-oxidation, hvor der sker en carboxylering i begge ender af 

molekylet. Herefter nedbrydes stoffet som før via β-oxidationen. 

Alkener forventes at nedbrydes efter samme mekanisme som alkanerne. Studier af 1-alkener viser 

at methylgruppen i den modsatte ende af dobbeltbindingen oxideres først og nedbrydes herfra som 

alkan. I nogle tilfælde kan dobbeltbindingen oxideres først, men førstnævnte princip er 

sandsynligvis den væsentligste nedbrydningsvej. 

Cykliske alifater nedbrydes via co-metabolisme (dvs. mikroorganismerne skaffer ikke energi og 

næringssstoffer via stoffet, men det nedbrydes som en sidereaktion), hvor stoffet oxideres til en 

alkohol og videre til en keton. Efter den indledende oxidation går nedbrydningen relativt let. De 

substituerede cykliske alifater nedbrydes hurtigere end de usubstituerede, specielt hvis 

sidegruppen er en n-alkan. Sidegruppen oxideres først, og nedbrydes som ved n-alkaner /1/. 

BTEX: nedbrydningsveje 

I bilag 2 er anført en mulig nedbrydningsvej for benzen. Benzen kan nedbrydes fuldstændigt til 

CO2 og muligvis frigives nogle svage carboxylsyrer afhængigt af mikroorganisme-diversiteten. 

14


VVM JORDMODEL 

Under anaerobe forhold angives at MonoAromatiskeHydrocarboner muligvis oxideres til phenoler 

hvor iltmolekylet i hydroxylgruppen er afledt fra vand. Den fortsatte nedbrydning af phenol under 

anaerobe forhold kan nedbrydes fuldstændigt til methan og CO2. 

Der er fundet lignende nedbrydningsveje for toluen, hvor denne først oxideres til p-cresol og 

derefter nedbrydes via en såkaldt p-cresol-pathway under methanogene forhold. Lignende 

reaktionsveje findes sandsynligvis for de resterende BTEXér /1/. 

Som tidligere nævnt, vil der ikke blive modtaget BTEX-holdig jord over klasse 1. 

PAH: Nedbrydningsveje 

PAHér kan under aerobe forhold nedbrydes fuldstændigt til CO2 jf. bilag 3. 

Afhængigt af hvilke mikroorganismer der er tilstede kan nedbrydningen være ufuldstændig, idet de 

forskellige bakterier og svampe indeholder forskellige enzymsystemer og dermed forskellige 

nedbrydningsveje samt dannede metabolitter. 

Generelt vil en oxidation til hydroxy-, oxo-grupper og lign. medføre en øget polaritet og dermed en 

øget vandopløselighed. 

Nogle udvalgte opløselighedsdata (”Gummibiblen”, Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand”) 

Stof Opløselighed i vand 

Benzen 1.760 mg/L 

Toluen 550 mg/L 

Benzoesyre 3.400 mg/L 

Phenol 93.000 mg/L 

2-methylphenol 25.000 mg/L 

Naphtalen 31 mg/L 

1-Napthalensyre Uopløselig 

Naphtalendiol 1,5 naphtalendiol svagt opløselig. De fleste PAH’er 

angives som uopløselige. 

Tabel 9. Udvalgte organiske stoffers opløselighed i vand 

Ud fra phenols nedbrydningskonstanter angivet i /6/ kan den som gennemsnit sættes til ca. 0,2 

dage -1 . Det indses heraf at nedbrydningskonstanten fordobles i forhold til benzen. 

Det antages at alt den deponerede benzin (3,42 mg/kg) omdannes til phenol. Det fremgår af 

opløselighedsdataene at opløseligheden øges med faktor 50 (phenol/benzen). Hvis det antages, at 

porevandskoncentrationen for benzin øges med faktor 50 for phenol, er det vha. 

beregningsmodellen undersøgt, at der på en afstand på 10 m stadigt vil ske en tilstrækkelig 

nedbrydning af phenol, således at grundvandskvalitetskriteriet overholdes. 

Det vurderes, at metabolitter af PAH til stadighed vil være meget immobile selvom disse er delvist 

oxiderede. I ”Naturlig nedbrydning af PAH i jord og grundvand” angives desuden at der typisk 

observeres en videre nedbrydning af metabolitterne. 

Ved grundigt litteraturstudie er der desuden ikke fundet undersøgelser eller sager, som har givet 

anledning til en øget mobilitet/udvaskning af forureningen pga. metabolitdannelse. Der er ydermere 

ikke fundet oplysninger om, at metabolitter fra nedbrydning af PAH, alifater og BTEXér skulle 

være mere giftige end udgangsstofferne. 

Nedbrydningen af BTEX og PAH er beskrevet detaljeret i henholdsvis bilag 4 og 5. 

15


VVM JORDMODEL 

Resultat af udvaskningsberegninger 

Der er opstillet forskellige scenarier i beregningsmodellen med nedbrydning af de organiske stoffer 

og med og uden fortynding fra oplande. Der anvendes kun ren jord til den del af støjvoldene, der 

ligger i Skærbæks opland. Perkolat fra de øvrige støjvolde vil være mindst 25 år om at nå til 

overfladerecepienterne Nebel Bæk, Sadderup Bæk og Gummesbæk. 

Recipienterne og de oplande, der er benyttet i forbindelse med fortyndingsberegningerne er vist på 

fig. 7. 

Fig. 7. De topografiske oplande til Nebel Bæk, Skærbæk og Sadderup Bæk. Grundvandsoplandene er 

væsentlig anderledes, idet Skærbæks opland reduceres kraftigt af de tilstødende vandløb. Dette fremgår af 

tydeligt af partikelbanerne på fig. 4. 

Nebel Bæk er ved den viste oplandsgrænse målsat som C: til afledning af vand. Den stiplede del 

af Nebel Bæk er rørlagt, hvorfor starten på den åbne del er valgt som udgangspunkt for, hvor 

vandkvaliteten skal overholde grænseværdien for vandløb. 

Skærbæk er målsat som B1: Gyde- og opvækstvand for laksefisk. Oplandsgrænsen er sat, hvor 

alle partikelfanerne fra zone 4 har nået bækken. 

Sadderup Bæk er målsat som B1(F), Gyde- og opvækstvand for laksefisk, hvor okkerpåvirkningen 

for nærværende er for stor til at målsætningen kan opfyldes. 

Til fortyndingsbetragtningerne er benyttet de topografiske oplande, da de er mindre end 

grundvandsoplandene og derfor giver en større sikkerhed for koncentrationerne i 

overfladevandsrecipienterne. 

16


VVM JORDMODEL 

Hvis det antages, at det dannede perkolat under en støjvold på ét år skal fortyndes op i den årlige 

nettonedbør i vandløbsoplandet og det antages at der kun er halv så stor infiltrationsmængde 

gennem en støjvold som i resten af oplandet, så vil den maksimale fortyndingsgrad, der opnås i 

vandløbet være: x m 2 oplandsareal * 100 % nettonedbør/(y m 2 støjvold * 50 % nettonedbør). 

Denne formel giver en fortyndingsgrad i Sadderup Bæk på 112 gange v. 50.000 m 2 støjvold og 2,8 

km 2 oplandsareal. For de stoffer, hvor forholdet mellem den beregnede porevandskoncentration og 

grænseværdien er større end 112, vil der ikke kunne opnås en tilstrækkelig fortynding. 

Ved Nebel Bæk vil der med 100.000 m 2 støjvolde og 1,9 km 2 oplandsareal kun blive en fortynding 

på ca. 38 gange ved udløbet til Nebel Bæk. 

Med hensyn til de organiske stoffer vil disse, selv for BTEX’erne, der ikke forsinkes mere end en 

faktor 1,1 – 2,5 i forhold til grundvandet, blive nedbrudt inden de når frem til recipienten. Såfremt 

nedenstående nedbrydningskonstanter formindskes med en faktor 10, vil koncentrationsbidraget 

være så lavt for samtlige stoffer i tabel 10, at koncentrationsbidragene vil kunne overholde 

kvalitetskriterierne til både grundvand og overfladevand jf. bek. 1669. Forudsætninger mm. kan ses 

i nedenstående tabel. 

Stofgruppe 

Kulbrinter: 

Jordens 

koncentration 

[mg/kg] 

Klasse 3 

Porevands- 

konc. 

[µg/L] 

17 

Retarda- 

tionsfaktor 

[dim.løs] 

Nedbrydningskonstant, 

k1 

[dage -1 ) 

Retardtionstid 

(grundv. 25 

år) [år] 

Koncentrationsbidrag 

[µg/L] 

Benzin- og oliekomponenter 

Benzen 2,5 10.778 1,1 0,1 27,7 0,0000 

Toluen 2,5 7.781 1,5 0,1 36,4 0,0000 

Xylener 2,5 4.221 2,5 0,05 62,7 0,0000 

Ethylbenzen 2,5 4.221 2,5 0,05 62,7 0,0000 

n-hexan (C6-C10) 50 3.431 113 0,00237 2831 0,0000 

n-octan (C10-C25) 100 1.693 14,3 0,00237 358,1 0,0000 

n-dodecan (C25-C35) 300 2.272 517 0,001 12.930 0,0000 

Tjærestoffer 

Naphtalen 10 12.928 3,2 0,008 80,3 0,0000 

Phenanthren 5 475 41,1 0,0005 1027 0,0000 

Flouranthen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 

Benz(bjk)flouranthen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 

Benz(a)pyren 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 

Dibenz(a)antracen 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 

Indeno(123cd)pyren 5 172 113 0,0002 2831 0,0000 

Phenoler 

Phenoler 70 312.042 1,1 0,2 27,0 0,0000 

Tabel 10. Koncentrationsbidragene fra organiske forureninger i klasse 3 jord ved udledning til vandløb. 

Det ses, at samtlige organiske stoffer nedbrydes inden de når frem til en overfladerecipient. Det er 

således ikke nødvendigt at beregne den fortynding, der vil yderligere vil ske i vandløbene.


VVM JORDMODEL 

Med hensyn til tungmetallerne, der som nævnt ikke nedbrydes, er det nødvendigt at lave nogle 

fortyndingsbetragtninger, idet porevandets koncentration under støjvoldene uden fortynding 

tilnærmelsesvis vil give det samme koncentrationsbidrag ved udløb i recipienten. 

Stofgruppe 

Tungmetaller: 

Jordens 

koncentration 

[mg/kg] 

Klasse 2 

Porevandets 

koncentration 

[µg/L] 

Retardationsfaktor 

[dim.løs] 

18 

Forsinkelse 

(grundv. 25 år) 

[år] 

Ferskvands- 

kvalitets- 

kriterier 

[µg/L]* 

Krav til 

fortynding 

Arsen 20 63,4 1226 30.650 4** 16 

Cadmium 5 84,0 231 5.783 5 17 

Chrom 1000 3.168 1226 30.650 10** 317 

Kobber 1000 3.168 1226 30.650 12,0 /+1 3156-3168 

Nikkel 40 1.225 1226 30.650 160** 8 

Bly 400 792 127 3.174 3,2** 248 

Zink 1000 39.305 1961 49.025 110** 357 

Tabel 11. Udvaskning af tungmetaller til overfladerecipienter ved klasse 2 jord. 

* fra Bekendtgørelse nr. 1669 af 14/12/2006 om miljøkvalitetskrav for vandområder og krav til udledning af 

forurenende stoffer til vandløb, søer eller havet. For kobber er der desuden tale om en maksimal tilladelig 

forøgelse af koncentrationen i vandløbet på 1 μg/L. 

** fra den historiske, men mere detaljerede bek. nr. 921 af 8. oktober 1995


VVM JORDMODEL 

Anvendelse af lettere forurenet jord i støjvoldene 

Nedenstående vil resultaterne med hensyn til udvaskningen af tungmetaller og organiske stoffer 

blive opsummeret med hensyn til forholdet til det nære grundvandsmagasin og 

overfladerecipienter. 

Tungmetaller og grundvandskvalitetskriteriet 

Ovenstående beregninger viser, at grundvandskvalitetskriteriet ikke kan overholdes i 1 års 

grundvandstransportafstand for hverken klasse 1 eller klasse 2 jord med hensyn til tungmetaller. 

Det vil tage mange år før tungmetalforurenet grundvand vil nå frem til det teoretiske 

beregningspunkt for ét års grundvandstransport, men når det når frem, vil det ikke være blevet 

væsentligt fortyndet. 

Skal grundvandskvalitetskriteriet overholdes i en afstand på ca. 16 m fra jordvoldene, så må der 

ske begrænsninger i hvor store mængder af lettere forurenet jord forurenet med tungmetaller i 

klasse 2, der må anvendes i støjvoldene: 

Tungmetaller: Klasse 2 

mg/kg TS 


μg/l 


μg/l 

19 

% af støjvoldsareal 

Modtaget jord 

gennemsnit 

mg/kg TS 

Arsen 20 63,4 8 13 

Cadmium 5 84 0,5 0,6 0,12 

Chrom-total 1000 3.168 25 0,8 8 

Kobber 1000 3.168 100 3,2 14,4 

Nikkel 40 1.225 10 0,8 6,97 

Bly 400 792 1 0,13 16,6 

Zink 1000 39.305 100 0,25 48,1 

Tabel 12. Begrænsning i mængden af tungmetalforurenet jord. 

Ses der for eksempel på kobber, så må der kun oplægges 3,2 % af støjvoldsarealet med 

kobberforurenet jord med et indhold på 1000 mg/kg tørstof, dette under forudsætning af, at de 

øvrige 96,8 % af støjvoldsarealet ikke indeholder kobber overhovedet. 

Gennemsnittet af kobberindhold i de eksisterende støjvolde er dog kun på 14,4 mg/kg ts. Hvilket 

svarer til 1,4 % af grænseværdien for klasse 2 jord. Såfremt den jord der modtages fremover ikke 

indeholder en større kobberkoncentration end den allerede modtagne jord, så vil kobber ikke give 

anledning til overskridelse af grundvandskvalitetskriteriet. 

Med hensyn til nikkel, bly og zink må der fremover ikke blive tilført jord med samme 

gennemsnitskoncentration som tidligere. Gennemsnitskoncentrationen på den tilførte jord ligger på 

ca. 4,8 % af klasse 2 grænsen. Til gengæld kan der kun anbringes jord på ca. 0,25 % af arealet, 

hvis den indeholder klasse 2 grænseværdien. Det vil sige, at gennemsnitsjordkoncentration skal 

ned på ca. 2,5 mg/kg TS eller sagt med andre ord, så skal jorden kunne karakteriseres som ren 

jord klasse 1 (


VVM JORDMODEL 

Organiske stoffer og grundvandskvalitetskriteriet 

Benzin og oliekomponenter 

Som vist i tabel 2, så giver benzen og ethylbenzen, der forefindes i væsentlige mængder i den lette 

del (C6-C10) af benzin, problemer med at overholde grundvandskvalitetskriteriet, hvis 

koncentrationen i jorden ligger i klasse 2. Selvom stofferne er let nedbrydelige, så er de også 

letudvaskelige og de kan ikke nå at blive tilstrækkelig nedbrudt i en afstand på 16 m fra støjvolden. 

Kulbrinter: Sorptions- 

tid 

Benzin- og 


Klasse 

2 


μg/l 

20 


μg/l 

Benzen 391 døgn 1,5 174 1 

Toluen 475 døgn 1,5 2,9*10 -7 5 

Modtaget jord 

gennemsnit 

mg/kg TS 

Xylener (ortho-) 652 døgn 1,5 8,4*10 -3 5 (C6-C10): 3,42 

Ethylbenzen 729 døgn 1,5 2,1 1 

n-hexan (C6-C10) 9,8 år 35 2,8 9 

n-octan (C10-C25) 115 år 75 < 10 -300 9 (C10-C25): 63,74 

n-dodecan (C25-C35) 345 år 200 3,3*10 -55 9 (C25-C35): 119,1 

Tjærestoffer 

Naphtalen 899 døgn 1 872 1 

Phenanthren 27,5 år 3 48 0,01 

Flouranthen 127 år 3 7,4*10 -3 0,1 1,63 

Benz(bjk)flouranthen 3.188 år 3 2,4*10 -101 0,01 1,73 

Benz(a)pyren 2.697 år 3 1,1*10 -85 

0,01 0,88 

Dibenz(a)antracen 2.697 år 3 5,7*10 -87 

0,01 0,15 

Indeno(123cd)pyren 43.361 år 3 < 10 -300 0,01 0,63 

Tabel 13. Beregnede porevandskoncentrationer i en afstand på ca. 16 m fra forureningskilden (støjvold). I 

beregningerne indgår nedbrydning og en mindre fortynding. 

Det kan derfor konkluderes, at jord over klasse 1 mht. lette kulbrinter (C6-C10) ikke kan modtages 

på Motorsportscenter Danmark. Jorden skal først renses i et jordrenseanlæg. Det vil ikke være 

relevant at indføre en mængdebegrænsning for disse stoffer. Den allerede modtagne jord på 

Motorsportscenter Danmark holder sig i klasse 1 med hensyn til de lette fraktioner. 

Med hensyn til de tungere benzin- og oliefraktioner (C10-C25) og (C25-C35), så viser beregninger – 

repræsenteret ved n-hexan og n-dodecan - at grundvandskvalitetskriteriet kan forventes overholdt 

for klasse 2 jord med disse fraktioner. Benyttes klasse 3 jord med de tungere benzin og 

oliefraktioner kan grundvandskvalitetskriteriet forventes overholdt i en afstand på mindre end 100 

m fra støjvoldene. Der er ikke modtaget jord, der ligger over klasse 2 med hensyn til de tungere 

fraktioner.


VVM JORDMODEL 

PAH 

Der er stor forskel på de enkelte mest almindelige PAH’er. Napthalen og Phenanthren kan ikke 

overholde grundvandskvalitetskriteriet hverken i klasse 1 eller klasse 2 jord. For disse stoffer kan 

kun benyttes klasse 1 jord. Flouranthen kan overholde grundvandskvalitetskriteriet ved klasse 2 

jord, mens de øvrige PAH’er kan overholde grundvandskvalitetskriteriet både i klasse 2 og klasse 3 

jord. PAH’erne er tungtnedbrydelige, men på grund af den høje sorption til jorden bliver 

nedbrydningstiden tilstrækkelig lang. 

Der er ikke modtaget jord, der ligger over klasse 2 med hensyn til PAH’er. 

Tungmetaller og kravene til overfladevand 

Grundvandskvalitetskriterierne gør, at der kun kan benyttes jord, der overholder kriterierne til ren 

jord med hensyn til tungmetalindholdet. Overfladevandskriterierne kan i sagens natur ikke stramme 

kravene hertil, men kunne de det, så skulle kobberudvaskningen fra ren jord lige under 

grænseværdien til klasse 2 jord (500 mg/kg TS) fortyndes ca. 1400 gange for at kunne overholde 

grænseværdien. Da der ikke sker en fortynding på mere end ca. 38 gange til Nebel Bæk, så kunne 

ren jord ikke benyttes på Motorsportscenter Danmark. 

Organiske stoffer og overfladevandskriteriet 

Den lange transporttid gør, at alle organiske stoffer incl. PAH’erne vil blive nedbrudt inden de når 

en overfladerecipient. 

21


VVM JORDMODEL 

Jordens koncentration 

22 

Bilag 1 

Der er udført udvaskningsberegninger på henholdsvis klasse 1 jord, klasse 2 jord, klasse 3 jord og 

gennemsnitsværdier beregnet på baggrund af den eksisterende støjvold. Klassificeringssystemet 

fra Ribe Amts jordplan juni 2006 (Bilag 3) er anvendt. Nedenstående er gennemgået, hvilke 

parametre, der har indgået i beregningerne. 

Kow 

Kow angiver et stofs fordeling mellem oktanol og vand. De anvendte værdier er for de organiske 

forbindelser fundet i Miljøstyrelsens udgivelse /1/. 

I henhold til den benyttede klassificering dækker nogle af grupperne en blanding af mange 

forskellige stoffer; f.eks. benzin og PAH. Som modelstof for en tung olie (C25 –C35) er benyttet ndodecan 

(lidt ulogisk en C12) , mens octan er benyttet som modelstof for en let olie (C10-C25). Som 

nævnt tidligere vil der ikke blive modtaget benzinforurenet (C6 – C10) jord over klasse 1. 

Kd 

Den maksimale porevandskoncentration en given jordkoncentration kan give anledning til, 

beregnes på baggrund af ligevægtsfordeling mellem jord og vand. Fordelingskoefficienten 

defineres som 

C 

K d = 

C 

j 

v 

(Ligning 1) 

Hvor Cj er stofkoncentration bundet til jordpartiklerne (mg/kg) og Cv er stofkoncentrationen i 

porevandet (mg/L). Kd får derved enheden L/kg. 

Kd er en størrelse der repræsenterer stoffers mobilitet og er for organiske forbindelser konservativt 

fastsat for et indhold af organisk stof i jorden på 0,1% (jo højere indhold af organisk stof i jorden, jo 

mere vil organiske forbindelser bindes til jorden). Kd kan for neutrale organiske stoffer estimeres 

ved følgende formel: 

log K d = 1, 

04 ⋅ log K ow − 3, 

84 

(Ligning 2) 

Formlen bør ikke anvendes ved et organisk stofindhold på 5 /1/. I litteraturen 

er der ikke fundet et alternativ til, når log Kow > 5, hvilket den er for flere af de medtagne stoffer. 

Den maksimalt beregnede værdi af log Kow er 7,7. Ifølge Morten Kjærgaard, GEO, er der ikke tale 

om nogen betydelig fejl ved at anvende ligningen på stoffer, der har en log Kow>5, hvorfor de 

aktuelle log Kow værdier er benyttet. 

I danske grundvandsmagasiner er indholdet af organisk kulstof ikke altid over 0,1 %. Der er ikke 

kendskab til kulstofindholdet i grundvandsmagasinerne omkring Korskroen, men som 

udgangspunkt antages, at kulstofindholdet er 0,1%. Skulle indholdet kun være ca. 0,05 % vil det 

betyde ca. en faktor 100 med hensyn til koncentrationen af stoffet efter nedbrydning.


VVM JORDMODEL 

Da forholdet mellem adsorptionen til jorden og opløsningen i vand er ligevægtsfordelt, er højden af 

støjvolden uden betydning for porevandskoncentrationen i den mættede zone under støjvolden, 

såfremt man ser bort fra nedbrydningen af de organiske stoffer i den umættede zone i selve 

støjvolden. Den højeste jordkoncentration, der findes i en given jordsøjle, vil derfor være den 

afgørende faktor for den endelige porevandskoncentration. Hertil skal nævnes, at porevandet vil 

afgive noget af stoffet til jorden igen, hvis porevandet passerer en renere jordfraktion. 

Med hensyn til risikoberegningerne er der ved de organiske stoffer benyttet Miljøstyrelsens JAGG 

beregningsprogram, hvor fugacitetsberegninger i et 3-fasesystem benyttes til at anslå kildestyrken 

på udvaskningen. 

Tungmetaller 

Kemisk set defineres tungmetaller som grundstoffer med en densitet > 7g/mL, men i det følgende 

anvendes udtrykket om de beskrevne metaller. 

Arsen 

Arsen er et metalloid (halvmetal), der er toksisk overfor de fleste organismer. Arsen adskiller sig fra 

de andre tungmetaller ved primært at optræde som oxyanion; oxiderende forhold som arsenat 

AsO4 3- (AsV) og ved reducerende forhold som arsenit AsO3 3- (AsIII). I Danmark forekommer 

forurening med arsen typisk i forbindelse med træimprægneringsvirksomheder /1/. 

Det er meget sparsomt, hvad der findes af oplysninger omkring arsens fordeling mellem jord og 

vand. Der er lavet forsøg, hvor jordens koncentration er 75µg As(V)/g TS. Ud fra denne 

jordkoncentration er fundet følgende opløseligheder, angivet i mg total As pr. L, ved de givne pHværdier 

og redoxpotentialer. 

Redoxpotentiale [mV] / pH 5,0 6,5 8,0 

-150 2,40mg/L 3,25mg/L 0,13mg/L 

500 0,04mg/L 0,15mg/L 0,90mg/L 

Ud fra denne undersøgelse beregnes 

opløseligheder, i følgende tabel. 

C j 

K d = , hvor Cj = 75 mg/kg og Cv er de angivne 

C 

Redoxpotentiale [mV] / pH 5,0 6,5 8,0 

-150 31 23 577 

500 1875 500 83 

Det ses at sorptionen (Kd) falder med stigende pH, hvilket er modsat de fleste andre 

tungmetaller./2/ 

På baggrund af ovennævnte beregnes Kd til 250 L/kg som forventet ved pH 7 og oxiderende 

forhold. 

v 

Cadmium 

Cadmium er et meget toksisk tungmetal for mennesker og de fleste andre organismer. 

Cadmium optræder som en divalent kation, der adsorberes til partikeloverfladerne med stigende 

styrke ved stigende pH. På baggrund af pH afhængigheden kan Kd ved pH =5 sættes til 47 L/kg jf. 

følgende regressionsligning for cadmium i overjord. 

23


VVM JORDMODEL 

log = 0, 

64 ⋅ pH −1, 

53 

K d 

/1/ og /3/ 

Chrom 

Chrom-III er en trivalent kation, der villigt danner komplekser, indgår i oxidationsprocesser og 

bindes til partikeloverflader. På den baggrund og ved at sammenholde egenskaberne med andre 

metaller sættes Kd –værdien til 250 L/kg. 

Chrom-III er et essentielt sporstof for planter og dyr, og det er ikke akut giftigt selv ved forholdsvis 

høje koncentrationer. 

Chrom-VI optræder som oxyanion i form af chromat eller dichromat og bindes på grund af den 

negative ladning langt mindre end de øvrige metaller. Sorptionen nedsættes desuden ved 

tilstedeværelse af anionerne PO4 3- , SO4 2- , CO3 - , NO3 - og Cl - , der konkurrerer om de få positive 

sorptionspladser. Ved lav pH vil der være flere pladser, hvorfor der her vil være stærkere 

tilbageholdelse af Chrom-VI. Chrom-VI er langt den giftigste chromform og meget reaktiv. 

Da Chrom –VI vil bindes stærkere til jordmatricen ved lavt pH, sættes Kd –værdien for Chrom-VI på 

baggrund af /1/ til 16 i risikoberegningen. 

Kobber 

Kobber kan i vandige miljøer optræde som Cu + og Cu 2+ hvor sidstnævnte er dominerende /4/. 

Ifølge /1/ er der udført sorptionsforsøg med kobber, hvor der i jorde med pH-værdier mellem 5,1- 

6,5 blev fundet Kd-værdier på 1000L/kg. Ved lavere pH viste en anden undersøgelse at Kd blev 

mindre. Derfor sættes Kd i beregningsmodellen til 250 L/kg ved pH 5. 

Kviksølv 

Der vil ikke blive modtaget kviksølvforurenet jord. 

Nikkel 

Nikkel optræder som divalent kation og adsorberes som følge deraf til jordpartiklerne med stigende 

styrke ved stigende pH. pH er den styrende faktor for sorptionen. Ifølge /1/ er Kd –værdien = 26 

L/kg for nikkel ved pH = 5 jf. regressionsligningen 

log = 0, 

6 ⋅ pH −1, 

59 

K d 

Denne værdi anvendes ved risikovurderingen /1/. 

Bly 

Blyforbindelser som sulfider, karbonater, sulfater og hydroxider har lav opløselighed og udfældes 

let. De bliver derfor styrende for bly´s mobilitet i jorden. Desuden kompleksbindes bly let med 

organisk stof. Der er i litteraturen /1/ angivet en Kd –værdi på 400 L/kg i en sandjord ved pH=5,5. 

Der er i /13/ angivet en regressionsligning for sammenhængen mellem Kd og pH. 

log = 0, 

49 ⋅ pH + 1, 

37 

K d 

Følges denne regressionsligning, vil Kd ved pH = 5,0 blive 6.607 L/kg. På baggrund af de 2 kilder 

er det af sikkerhedshensyn valgt at anvende en Kd på 400 L/kg i beregningsmodellen. 

24


VVM JORDMODEL 

Zink 

Sorptionsegenskaberne for zink er velbeskrevet og minder meget om cadmium og nikkel. pH er 

stærkt styrende for sorptionen og den divalente kation bindes stærkt til de negative 

partikeloverflader. Derudover har udfældning af sulfider, carbonater, fosfater og hydroxider 

betydning for mobiliteten. Der er fundet 2 regressionsligninger, der dog er meget forskellige med 

hensyn til deres pH afhængighed. 

log = 0, 

89 ⋅ pH − 

K d 

log = 0, 

62 ⋅ pH − 

K d 

3, 

16 

0, 

97 

/1/. Herved fås en Kd–værdi for zink på 20 L/kg ved pH = 5. 

/13/. Herved fås en Kd–værdi for zink på 135 L/kg ved pH = 5. 

Af sikkerhedsmæssige årsager anvendes Kd = 20 L/kg i beregningerne. 

Polyaromatiske kulbrinter (PAH) 

Polyaromatiske kulbrinter refererer til molekyler opbygget af 2 eller flere benzenringe (oftest 2-7), 

som er usubstituerede. PAHérne dannes ved ufuldstændig forbrænding af fossile brændstoffer og 

andre organiske stoffer samt i forbindelse med raffinering og destillation af råolie. 

Generelt er PAHérne hydrofobe og derfor meget lidt vandopløselige. De har et lavt damptryk, dvs. 

ikke særligt flygtige og stor affinitet til organisk stof samt en stor Kow. Samlet betyder dette, at 

stofferne er meget lidt mobile i jorden. 

Potentielt kan PAHér nedbrydes i jord, men der er stor forskel afhængigt størrelsen af molekylet, 

hvor PAHérne med færrest ringe nedbrydes først. Typiske indhold i PAH-holdige stoffer ses i 

følgende tabel. 

*incl. monoaromater 

Kilde: Naturlig nedbrydning af PAH i grundvand 

Ifølge den amerikanske miljøstyrelse EPA (Environmental Protection Agency) kan organiske 

stoffers fordampning og mobilitet klassificeres efter følgende tabel 

25


VVM JORDMODEL 

Hvor KH er henrys konstant givet ved 

damptryk 

K H = 

vandopløselighed 

Koc er fordelingen mellem organisk stof og vand. Den kan estimeres ud fra octanol-vand 

fordelingskoefficienten vha. Abduls formel 

log K oc = 1, 

04 ⋅ K ow − 

0, 

84 

Ud fra KH-værdier angivet i /1/ for PAHér, ses at 2-3 ringede forbindelser klassificeres som meget 

flygtige, 4-ringede som moderat flygtige, 5-ringede som lidt flygtige og 6-7 ringede som ikke 

flygtige. Dvs. naphthalen (2 ringe) klassificeres som et meget flygtigt stof, mens benz(a)pyren (5 

ringe) klassificeres som et lidt flygtigt stof. 

Ovenstående klassificeringssystem må betragtes som værende meget generaliserende, da 

klassifikationen af det faste stof naphthalen får betegnelsen meget flygtigt. Som relation kan 

nævnes, at det er 10 gange mindre flygtigt end benzen. 

PAHér med mere end 2 ringe klassificeres som ikke mobile, og det er kun naphthalen, som 

antages at kunne blive udvasket. Dette skyldes at PAHérne er meget lidt vandopløselige og at de 

samtidig bindes stærkt til jorden. 

Benzin- og oliesammensætninger 

Da benzin og olie er komplekse blandinger, der indeholder en lang række organiske forbindelser, 

anvendes modelstoffer som repræsentanter for udvaskningsmønsteret for forskellige fraktioner. 

Sammensætningen af benzin og olie er kort beskrevet nedenfor. 

BTEX 

BTEX er en forkortelse for mono-aromaterne benzen, toluen, ethylbenzen og xylen. BTEXsammensætningen 

i benzin er ca. 20% og fastsættes i beregningerne som 1,5% benzen, 8,5% 

toluen og 10% xylen/ethylbenzen. Dette er antaget på baggrund af værdier opgivet i /1/. 

Alifater 

I benzin og oliesammensætninger udgør alifaterne 70% alkaner (n-nonan), 10% alkener (median 

af acetylen og 1-okten) og 20% cykloalkaner (median for cyklopentan til cyklooktan). 

Benzin (C6-C10) 

Benzinsammensætningen defineres som en blanding bestående af 20% BTEX og 80% alifater 

Let olie (C10-C25) 

Let olie defineres som 10% BTEX, 40% alifater og 50% tungere forbindelser. 

26


VVM JORDMODEL 

Tungere forbindelser defineres som 95% alifater og 5% PAHér. 

Tung olie (C25-C35) 

Tung olie defineres som 20% alifater og 80% tungere forbindelser. 

På baggrund af definitionen på tungere forbindelser er størstedelen af tung olie alifater (n-nonan) 

og 4% PAH. 


Med hensyn til metallerne, der (med undtagelse af metallisk kviksølv) ikke er flygtige, kan 

porevandskoncentrationer findes med udgangspunkt i Kd-værdierne. For et enhedsvolumen af 

jorden kan totalkoncentrationen, CT, af et givet stof matematisk beskrives som summen af 

koncentrationen opløst i porevandet, CV, plus koncentrationen knyttet til jordmineraler og 

jordpartikler, Cj: 

b 

T 

V 

( − n) 

⋅ d j C j 

d ⋅ C = n ⋅ C + 1 ⋅ 

(Ligning 3) 

db er jordens bulk densitet (1,47 kg/L) 

CT er det totale stofindhold i jorden [mg/kg] 

n er jordens porøsitet (0,3) 

Cv er porevandskoncentrationen [mg/L] 

dj er densiteten af jordens faste bestanddele (2,65 kg/L) 

Cj er koncentrationen knyttet til jordpartikler og jordmineraler [mg/kg] 

Ved division med CV og indsættelse af definitionsformlen for fordelingskoefficienten, Kd, kan 

porevandskoncentrationen (ligevægtskoncentration) skrives som: 

C 

V 

= 

n + 

d 

b 

⋅C 

T 

( 1− 

n) 

⋅ d j ⋅ K d 

Retardationsfaktor 

(Ligning 4) 

På baggrund af de enkelte stoffers sorption til jorden, udtrykt ved Kd, kan stoffernes mobilitet 

beskrives ved den såkaldte retardationsfaktor som er givet ved følgende ligning: 

⎛ d b ⎞ 

Retard 

= 1 + K d ⋅⎜ 

⎟ (Ligning 5) 

⎝ n ⎠ 

Retardationsfaktoren kan fysisk beskrives som det antal gange det pågældende stof er forsinket i 

forhold til grundvandets strømningshastighed. Det ses, at jo større sorption (stor Kd), des mere 

forsinkes stoffets udbredelseshastighed (stor R) /6/. 

27


VVM JORDMODEL 

Nedbrydningskonstant 

Beskrivelse af nedbrydning af organiske stoffer i jord og grundvand er ofte meget komplekse og 

derfor vanskelige at kvantificere. For mange stoffer findes der kun ganske få oplysninger mht. til 

nedbrydning under naturlige forhold. Der findes dog en del litteratur om monoaromater og 

phenoler. Disse typer af stoffer nedbrydes forholdsvist hurtigt, men er også forholdsvis mobile, 

hvorfor jord med disse stoffer vil blive henvist til jordrensning inden modtagelse på 

Motorsportscenter Danmark. 

Der findes flere matematiske modeller til estimering af nedbrydningshastigheder for 

forureningskomponenter. Som eksempler kan nævnes 0.-ordens, 1.-ordens, 2.-ordens eller højere 

ordens nedbrydningskinetik. 

Flere undersøgelser af naturlig nedbrydning har vist, at 1. ordens kinetik er en rimelig 

approksimation, når forureningen kun består af en enkelt forureningskomponent og i nogle tilfælde 

blandingsforureninger, så længe der ikke er vækst af biomasse (ved vækst af biomasse er 

nedbrydningen oftest af 2. orden). I litteraturen og i denne beregningsmodel beregnes 

nedbrydningen i den mættede zone, da der ikke er fundet gældende nedbrydningskonstanter i den 

umættede zone (med undtagelse af PAH). Det skal nævnes, at der i mange olieforureningssager 

oftest ses en væsentlig nedbrydning i den umættede zone. 

JAGG modellen anvender nedbrydning ved 1. ordens kinetik. 

Nedbrydningstiden beregnes ud fra stoffets forsinkelse i forhold til grundvandets strømning udtrykt 

ved retardationsfaktoren. JAGG modellen udregner restkoncentrationen i grundvandet ud fra ét års 

transporttid. 

Der regnes med en transporttid fra jordlegeme til recipient på afstanden fra depotafsnittet til 

recipienten delt med grundvandets strømningshastighed. 

Den anvendte grundvandshastighed er angivet i grundvandsmodellen udarbejdet af Grontmij|Carl 

Bro A/S. Ved det videre arbejde er den mest kritiske strømning = den hurtigste vandpartikels 

hastighed grundlaget for de videre vurderinger. 

Værdier for nedbrydningskonstanter 

For de organiske forureninger, er JAGG modellens nedbrydningskonstanter benyttet, suppleret 

med nedbrydningskonstanter for de enkelte PAH’er. Der er ikke regnet på udvaskning af de lette 

kulbrinter C6-C10, da forurenet jord indeholdende disse komponenter over klasse 1 vil blive henvist 

til jordrensningsfirmaer. For de lidt tungere kulbrinter C10-C25 er n-octan benyttet som et modelstof. 

Selvom n-octan ikke tilhører gruppen, giver det jf. GEO, erfaringsmæssigt et godt udtryk for 

udvaskningsrisikoen for gruppen. N-octan vil udvaskes hurtigere end de stoffer, det er model for. 

Omvendt vil det nedbrydes hurtigere. 

For de tunge kulbrinter, C25-C35, er n-dodecan (C12H26) valgt som modelstof. Valget begrundes i de 

samme argumenter, som er benyttet ved n-octan. 

Tungmetaller er grundstoffer og nedbrydes derfor ikke. 

28


VVM JORDMODEL 

BTEX 

Som udgangspunkt forventes det ikke at jord fra jordrensefirmaer indeholder BTEXér, da disse 

stoffer er letnedbrydelige under aerobe forhold og samtidigt flygtige. Fra andre jordleverandører vil 

der ikke blive modtaget BTEX-holdig jord over klasse 1, idet retardationskonstanten for disse 

stoffer er meget lav og stofferne derfor vil følge grundvandet næsten uforsinket. 

BTEX’erne er dog forholdsvis let nedbrydelige, hvorfor 

PAH 

Ved udvaskningsberegninger på PAH’er er der indlagt nedenstående konstanter i JAGG-modellen. 

Der gives senere en gennemgang af valg af PAH konstanter. 

PAH Log Kow Nedbrydningskonstant, k1 (dag -1 ) 

Naphtalen 3,36 0,0008 1 

Phenantren 4,57 0,0005 2 

Flouranthen 5,22 0,0002 3 

Benz(bjk)flouranthen 6,57 0,0002 3 

Benz(a)pyren 6,50 0,0002 3 

Dibenz(a)antracen 6,50 0,0002 3 

Indeno(123cd)pyren 7,66 0,0002 4 

1 

2 

3 /15/ 

4 ingen kilder 

Forsinkelse 

De forurenende stoffer følger ikke grundvandet med samme hastighed. Forsinkelsen er forskellig 

afhængig af stoffets evne til at binde sig til jordpartiklerne/det organiske stof. Der er for de 

forskellige stoffer beregnet, hvor mange år stoffet er om at blive transporteret fra jordlegemet til 

recipienten. Den beregnes ved multiplikation af retardationsfaktoren med grundvandets transporttid 

som det fremgår af følgende udtryk: 

L 

Fors. Retard 

v 

⋅ = 

(Ligning 10) 

L er afstanden i m fra støjvolden til recipienten. 

v er grundvandets hastighed i m/år. 

Grundvandsmodellen viser f.eks., at der går ca. 25 år før den hurtigste vandpartikel fra den 

nærmeste støjvold på Motorsportscenter Danmark når ned til Sadderup Bæk, der ligger i en direkte 

afstand på 2700 m. Den hurtigste partikelhastighed bevæger sig således over 108 m/år, da 

vandpartiklen ikke følger en lige linje til Sadderup Bæk. Desuden bevæger den sig ca. 80 m i 

dybden. Der er store variationer i vandhastighederne på de enkelte strækninger. 

Hvis et stof, som f.eks. kobber har en retardationsfaktor på 1501, så betyder det, at der vil gå 1501 

* 25 år = 37.525 år inden kobber fra den nærmeste støjvold vil nå frem til Sadderup Bæk. 

29


VVM JORDMODEL 

Reduktionsfaktor 

Som følge af at udvaskningen forløber, vil stofmængden i jordlegemet reduceres. Dette udtrykkes 

vha. reduktionsfaktoren, Reduk. Reduktionsfaktoren udtrykker forholdet mellem den udvaskede 

stofmængde det første år og den oprindelige stofmængde i jordlegemet (den del der er adsorberet 

til jordpartiklerne plus den del, der er opløst i porevandet). 

Porevandskoncentrationen kan ud fra beregning af reduktionsfaktoren bestemmes til et givent år 

og det indses at porevandskoncentrationen vil være faldende som funktion af tiden efterhånden 

som det forurenede stof udvaskes og/eller nedbrydes. 

Der er mange usikkerheder forbundet med beregningerne, specielt fordi det vil være umuligt at 

komme med et realistisk bud på, hvor store mængder af de enkelte stoffer, der reelt kommer til at 

ligge i støjvoldene, hvor stor en infiltrationsmængde, der bliver og hvor godt den enkelte jordtype 

holder på forureningen. Det vil derfor ikke have nogen reel værdi at beregne, hvornår den enkelte 

forureningskomponent vil være udvasket fra støjvoldene eller nedbrudt til klasse 1 niveau. 

Det kan dog bemærkes, at de organiske stoffer skønnes at være mellem 50 og 2000 år om at blive 

nedbrudt/udvasket, mens det for tungmetallerne vil tage adskillige tusinde år før de er blevet 

udvasket til klasse 1 niveau. 

Perkolation 

I JAGG modellen regnes med en perkolation/nettonedbør på 500 mm/år. Denne perkolation er 

forventes reelt kun at være til stede under opbygningen af støjvoldene. Når støjvoldene er 

færdigafdækkede og tilsåede/tilplantede, så skønnes perkolation at blive mindsket til mindre end 

det halve, idet en stor del af vandet vil løbe af skråningsanlægget overfladisk uden at trænge 

gennem den forurenede jord. 

En mindskelse af perkolationen vil bevirke en langsommere udvaskning og dermed en længere 

årrække, hvorover den forurenede mængde grundvand vil blive udledt over. Derved vil den 

samlede fortynding blive større, idet der bliver flere års afstrømning, som perkolatet vil blive 

fortyndet med. 

Drivhuseffekten 

Såfremt der vil ske en øgning af nedbørsmængden som følge af drivhuseffekten, vil der samtidig 

ske en øgning af perkolationen. Øgningen af nedbøren kommer sandsynligvis i form af mere 

intense regnvejrshændelser dvs. flere mm regn pr. tidsenhed. Det vil give anledning til en større 

procentdel af nedbøren, der afstrømmer overfladisk på støjvoldene frem for en større perkolation. 

Derfor forventes en større nedbørsmængde at give en lavere koncentration af de forurenende 

stoffer i grundvand og recipienter, selvom den totale udvaskede mængde af forurenede stoffer vil 

stige lidt. 

Jord- og grundvandskonstanter 

Følgende antagelser for beregningsmodellen er foretaget 

Hvis det antages, at jorden består af groft sand fås følgende værdier jf. /8/. 

Jordens bulkdensitet, db sand 1,46 

Jorden porøsitet, n 0,3 

Jordens densitet af faste bestanddele, dj 2,65 

Grundvandets hastighed m/år 35 m/år eksempelvis 

Gennemsnitstykkelse af jordlegeme 6,5 m 

30


VVM JORDMODEL 

Perkolation = nettonedbør 500 mm/år Esbjerg i anlægsårene 

200 mm/år efterfølgende 

At betragte jorden som bestående af groft sand er en konservativ betragtning i forhold til 

fjerntransport af forureningskomponenterne, idet grundvandsmodellen har vist, at vandpartiklerne 

fra støjvoldene vil passere både lerlag og lag med finere sand og silt. De øvre lag, hvor transporten 

vil finde sted i de første mange år, er dog morænesand og –grus. 

31


VVM JORDMODEL 

32 

Bilag 2 

Redegørelse for de anvendte nedbrydningskonstanter og stoffernes 

nedbrydning 

I det følgende er der foretaget en beskrivelse af de enkelte stofgruppers mulige nedbrydning med 

henblik på en vurdering af om nedbrydningen giver anledning til nye stoffer, der har andre kemiske 

egenskaber eller opfører sig anderledes end de oprindelige stoffer. 

De fundne nedbrydningskonstanter er i litteraturen angivet som værende repræsentative for 

danske forhold. De væsentligste faktorer som har betydning for nedbrydningskonstanterne er 

redoxforholdene, næringsstofkoncentrationerne og biotilgængeligheden af 

forureningskomponenterne. 

Alifater 

Alifater nedbrydes forholdsvist let under aerobe forhold, men kan under anaerobe forhold ligge 

unedbrydelige i jorden i årevis. Cykliske alifater med stor molekylevægt er nogle af de mest 

persistente stoffer i olie, men det vides endnu ikke, hvorvidt denne stofgruppe udgør et potentielt 

miljøproblem. 

Da alifater generelt er flygtige stoffer og immobile, og den genanvendte jord ikke vil indeholde 

betydelige koncentrationer, regnes der med nedbrydningskonstanter under aerobe forhold. 

Som eksempler på de lettere alifater er der lavet beregninger på n-hexan og n-octan. JAGGmodellens 

konstanter er benyttet. 

BTEX 

Nedbrydningskonstanterne ved aerobe betingelser ligger omkring 0,1, mens stofferne nedbrydes 

under anaerobe forhold med en nedbrydningskonstant på ca. 0,01. Xylen og ethylbenzen 

nedbrydes lidt langsommere end benzen og toluen. JAGG-modellens konstanter er benyttet. 

Der er anvendt værdier for aerobe forhold, da der generelt ikke regnes med et betydeligt indhold af 

BTEXér. Der argumenteres for aerob nedbrydning, da de mindste ringforbindelser typisk 

nedbrydes først og samtidigt er flygtige, dvs. det antages at den tilgængelige ilt først og fremmest 

forbruges til evt. forekommende BTEXér og alifater. 

PAH 

Følgende undersøgelser er fundet vedr. PAHérnes nedbrydningskonstanter. 

Aerobe betingelser 

Nedbrydningskonstanter for aerob nedbrydning er fundet i /1/ og disse data er gengivet i følgende 

tabel, hvor feltforsøg sammenlignes med laboratorieforsøg. 

Feltmålingerne stammer fra PAHér tilført med spildevandsslam, som er foretaget på PAHforurenet 

jord spredt udover et afgrænset areal under påvirkning af naturlige vind og vejrforhold. 

Laboratorieforsøget er ligeledes udført på PAHér tilsat via spildevandsslam og er behandlet som 

mikrokosmosforsøg i glaskolonner ved 20-30°C. 

Felt k1 Lab k1 

Faktor 

forskel felt 

Naphtalen 0,0009 0,0144 16 

Acenaphten/fluoren 0,0006 0,0094 16


VVM JORDMODEL 

Phenanthren 0,0003 0,0036 11 

Antracen 0,0002 0,0033 14 

Flouranthen 0,0002 0,0038 15 

Pyren 0,0002 0,0022 10 

Benzanth/chrysen 0,0002 0,0022 9 

Benz(b)flouranthen 0,0002 0,0025 12 

Benz(k)flouranthen 0,0002 0,0019 9 

Benz(a)pyren 0,0003 0,0026 8 

Benzo(ghi)perylen 0,0002 0,0013 6 

Coronen 0,0001 0,0003 3 

Middel ~11 

Tabel 2 

Generelt ses ca. en faktor 10 forskel mellem feltforsøg kontra laboratorieforsøg under aerobe 

forhold. 

Anaerobe betingelser 

Da der ikke er fundet feltbaserede nedbrydningskonstanter ved anaerobe forhold, er der anvendt 

nedbrydningskonstanter fra laboratorieforsøg ved anaerobe betingelser udført på deponeret PAHforurenet 

flodsediment på Jones Island, Wisconsin, USA. Konstanterne er divideret med førnævnte 

10-faktor. 

Startkonc. 

[mg/kg] 

% Nedbrudt efter 

50 dage T½ [dage] k1 [dage -1 ] 

33 

Faktor 10 

mindre, k1 

Naphtalen 0,5 31 93 0,0074 0,0007 

Phenanthren 10 70 29 0,0241 0,0024 

Fluoranthen 14,2 60 38 0,0183 0,0018 

Benz(bjk)fluoranthen 4,1 20 155 0,0045 0,0004 

Benz(a)pyren 5 17 186 0,0037 0,0004 

Dibenz(a)antracen 0,0002 

Indeno(123cd)pyren 3,8 8 416 0,0017 0,0002 

Tabel 3: Baseret på ”Feasibility of anaerobic biodegradation of PAHs in dredged river sediments” /11/ 

Ses der bort fra naphtalen ses, at nedbrydningskonstanten falder afhængigt af molekylevægten, 

idet stofferne er listet med lavest molekylevægt øverst og størst nederst. Årsagen til den 

langsommere nedbrydning ved de tungere PAHér skyldes sandsynligvis, at de bindes hårdere til 

jorden og dermed er bio-utilgængelige. 

Naphtalens fravigelighed skyldes formentlig den lave startkoncentration. 

Da der ikke er fundet konkrete data på dibenz(a)antracen er værdien for det større molekyle 

indeno(123cd)pyren anvendt. 

I forsøget var næringsstofkoncentrationerne: fosfat 53,3 mg/L, sulfat 175 mg/L, nitrat 12,5mg/l og 

ammonium 97 mg/L. 

Anoxiske betingelser 

En undersøgelse beskrevet i ”Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in marine 

sediment under denitrifying conditions” /12/ viser at PAHér nedbrydes under denitrificerende 

forhold. Undersøgelserne er foretaget på marint sediment omkranset af Vancouver, Canada, som


VVM JORDMODEL 

er blevet påvirket af vej-afstrømning, kloakspildevand og grundvand fra nærliggende arealer. I 

tabel 4 er de fundne nedbrydningskonstanter angivet 

T½ snit 

[dage] 

k1 

[dage -1 ] 

faktor 10 

mindre, k1 

Acenaphten 44 0,0157 0,0016 

Fluoren 35 0,0199 0,0020 

Phenanthren 48 0,0144 0,0014 

Antracen 83 0,0084 0,0008 

Flouranthen 156 0,0045 0,0004 

Pyren 166 0,0042 0,0004 

Benz(a)antracen 419 0,0017 0,0002 

Chrysen 

Tabel 4 

399 0,0017 0,0002 

Valg af nedbrydningskontanter for PAH 

I det følgende redegøres der for beregningsmodellens PAH-nedbrydningskonstanter. De 3 

bestemmelser af nedbrydningskonstanterne ved de pågældende redoxforhold er samlet i tabel 5. 

Aerob Anaerob Anoxisk 

Naphtalen 0,0009 0,0007 

Acenaphten 0,0006 0,0016 

Fluoren 0,0006 0,0020 

Phenanthren 0,0003 0,0024 0,0014 

Antracen 0,0002 0,0008 

Flouranthen 0,0002 0,0018 0,0004 

Pyren 0,0002 0,0004 

Benz(a)antracen 0,0002 0,0002 

chrysen 0,0002 0,0002 

Benz(b)flouranthen 0,0002 0,0004 

Benz(k)flouranthen 0,0002 0,0004 

Benz(a)pyren 0,0003 0,0004 

Benzo(ghi)perylen 0,0002 

Dibenz(a)antracen 0,0002 

Coronen 

Indeno(123cd)pyren 

Tabel 5 

0,0001 

Generelt ses at nedbrydningskonstanterne er forholdsvist ensartede både med og uden ilt tilstede, 

med undtagelse af phenanthren, antracen og flouranthen. De tre nævnte PAHér ligger dog 

indenfor en faktor 9 afvigelse. 

Anden litteratur beskriver imidlertid at anaerob nedbrydning foregår langsommere end aerobt, men 

her angives ikke specifikke nedbrydningskonstanter. 

Konservativt vælges der på baggrund af ovenstående at sætte PAHérnes nedbrydningskonstanter 

til 0,0002 dage -1 på nær naphtalen som sættes til 0,0008 dage -1 . 

34


VVM JORDMODEL 

Bilag 3 Jordklassificeringssystem 

Opdateret udgave af jordklassificeringssystemet fra Ribe Amts Jordplan 2006 

Øvre grænseværdi for klassen anført i mg/kg tørstof 

Stof Klasse 1 

Ren jord 

Klasse 2 

Lettere forurenet 

jord 

35 

Klasse 3 

Forurenet 


Klasse 4 

Kraftigt forurenet 


Metaller 

Arsen (As) 20 20 50 >50 

Bly (Pb) 40 400* 400 > 400 

Cadmium (Cd) 0,5 5* 5 > 5 

Chrom VI (Cr VI) 20 35 50 > 50 

Chrom total (Cr total) 500 1.000* 1.000* > 1.000* 

Kobber (Cu) 500 1.000* 1.000* > 1.000* 

Kviksølv (Hg) 1 3* 5 ** > 5 ** 

Nikkel (Ni) 30 40 100 > 100 

Tin (Sn) 20 50 200 > 200 

Zink (Zn) 

Benzin- og 


500 1.000* 1.500 > 1.500 

Olie total (C5-C35), 

100 200 300 > 300 

heraf: 

Benzin (C5-C10) 25 35 50 > 50 

Let olie (C10-C25) 50 75 100 > 100 

Tung olie (C25-C35) 100 200 300 > 300 

BTEX total, heraf: 0,6 10 15 > 15 

Benzen 0,1# 1,5 2,5 > 2,5 

Naphthalen 

Tjære-stoffer 

0,5 1 10 > 10 

PAH total ¤, heraf: 4,0 40* 75 > 75 

Benz(a)pyren 0,3 3* 5 > 5 

Dibenz(a)antracen 

Phenoler 

0,3 3* 5 > 5 

Phenoler (sum phenol, 

0,1 5 70 > 70 

cresoler og xylenoler) 

Cyanider 

Cyanid total 5 500 1.000 > 1.000 

Cyanid, syreflygtig 5 10 100 > 100 

*Opdateret jf. bek. om definition af lettere forurenet jord 1519 af 14/12 2006. 

** Skal vurderes særskilt afhængig af kviksølvs tilstandsform 

¤ 7 enkeltstoffer, i henhold til Miljøstyrelsens vejledning nr. 6/1998. 

Flouranthen, benz(b+j+k)flouranthen, benz(a)pyren, dibenz(a,h)antracen og indeno(1,2,3-cd)pyren 

# Grænseværdi for klasse 1 afviger af varierende årsager fra Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterier 

Alle øvrige stoffer skal vurderes særskilt.


VVM JORDMODEL 

Bilag 4: Nedbrydning af BTEX 

Benzen kan under aerobe forhold nedbrydes til catechol, enten direkte eller via phenol, som 

derefter kan spaltes og nedbrydes via meta-fission- eller β-ketoadipat-pathwayén. Ved processen 

er O2 og NAD + er elektronacceptorer. 

Catechol kan i stedet oxideres videre via ”the meta cleavage pathway”, som også er 

nedbrydningsvejen for phenol under aerobe forhold. 

36


VVM JORDMODEL 

Figur x. Aerob nedbrydningsvej for phenol og cresol, ”The meta cleavage pathway”. Catecholerne VI, V og 

VII kløves alle i bindingen ved siden af metastilling. 

Der dannes altså myresyre, CO2, acetaldehyd, pyrodruesyre og propanal, hvoraf pyrodruesyre 

bruges i glykolysen som pyrovat. De dannede aldehyder forventes at kunne oxideres til deres 

respektive carboxylsyrer. Nogle bakterier (acetobacter) kan nedbryde eddikesyren (fra 

acetaldehyd) gennem citronsyrecyklus til CO2. Lignende bakterier findes sandsynligvis til 

nedbrydning af myresyre og propionsyre. 

37


VVM JORDMODEL 

Bilag 5: Nedbrydning af PAH under aerobe forhold 

En mulig nedbrydningsvej for PAHér under aerobe forhold. Der er ikke fundet så detaljeret 

materiale omkring anaerob nedbrydning, men lignende nedbrydningsveje til CO2 forventes under 

disse forhold. 

38


VVM JORDMODEL 

Restforurening i jorden 

Når lettere forurenet jord udsættes for nedbør, vil stofferne vandre gennem jorden jf. 

ligevægtsfordelingen som tidligere beskrevet. Jorden vil aldrig blive helt fri for de forurenende 

stoffer som illustreret på følgende figur 6. 

Fig. 6. /10/ 

Selvom vandringen af PAH fra jorden forekommer som følge af regnvandsnedsivningen, vil der 

altid forblive en vis mængde tilbageholdt i porerne. Bakterierne som nedbryder de organiske 

forbindelser kræver at stofferne er tilgængelige på enten opløst form i porevandet ellers skal 

bakterierne være i direkte kontakt med de pågældende stoffer. Det vurderes dog ikke som 

værende af særlig betydning, da stofferne herved er immobiliseret og kan således ikke gøre skade 

på den omkringliggende natur. 

39


VVM JORDMODEL 

Bilag 6. Referencer 

/1/ Miljøstyrelsen 1996: Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand. Kjeldsen & 

Christensen, DTU. 

/2/ Brannon & Patrick (1987): Fixation, transformation and mobilization of arsenic in 

sediments. Environmental Science and Technology, 20,450-459. 

/3/ Christensen, Lehmann, Jackson & Holm (1995): Cadmium and nickel distribution 

coefficients in aquifer material. Journal of Contaminant Hydrology 24, 75-84. 

/4/ Rayner-Canham & Overton (2002): Descriptive inorganic chemistry, ISBN 0-7167- 

4620-4 

/5/ Tilsendt rapport fra Dansk Geo-servEx A/S via Ribe Amt (2004): Ansøgning om 

nyttiggørelse af lettere forurenet jord til opfyldning af areal nord for Molevej på 

Esbjerg Havn. 

/6/ Miljøstyrelsen (1998): Vejledning nr. 6 og 7, Oprydning på forurenede lokaliteter. 

/7/ DTU/GI Morten Kjærgaard og Jens P. Ringsted et al. (1998): Naturlig nedbrydning af 

miljøfremmede stoffer i jord og grundvand. 

/8/ Miljøstyrelsens EDB-program JAGG 

/9/ Karlby og Sørensen (1998): Vandforsyning, 1. Udgave Teknisk Forlag, ISBN 87-571- 

1964-3 

/10/ Miljøstyrelsen, Miljøprojekt 582 (2001): Naturlig nedbrydning af PAHér i jord og 

grundvand. Knudsen, Andersen, Broholm, Rambøll/DTU 

/11/ Johnson K.; Ghosh S. Feasibility of anaerobic biodegradation of PAHs in dredged 

river sediments. Water Science and Technology, Volume 38, Number 7, 1998 , pp. 

41-48(8) 

/12/ MacRae J.D.; Hall K.J. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in 

marine sediment under denitrifying conditions. Water Science and Technology, 

Volume 38, Number 11, 4 December 1998 , pp. 177-185(9) 

/13/ Sauvé,S., Hendershot,W., and Allen, H.E., 2000. Solid-Solution Partitioning of Metals 

in Contaminated Soils: Dependence on pH, Total Metal Burden, and Organic Matter. 

Critical Review. Environmental Science & Technology. Vol. 34, no. 7. 

/14/ Måbjergværket Grønt regnskab 2004. 

http://www.dongenergy.com/NR/rdonlyres/CD30BEA4-1D0B-4AD0-BEA9- 

3AA8C5AEC655/0/M%C3%A5bjergv%C3%A6rket_Gr%C3%B8ntRegn_2004.pdf 

/15/ Wild, S.R., Obbard, J.P., Munn, C.I., Berrow, M.L. and Jones, K.C.; 1991: 

The long-term persistence of polynuclear aromatic hydrocarbons (PAHs) in an 

agriculture soil amended with metal-contaminated sewage sludges. Sci. Total 

Environment, 101. 

40

Anvendelse af lettere forurenet jord, Oktober 2008 - Esbjerg Kommune

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?