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

Pesticider og vandværker. Udredningsprojekt om BAM-forurening

7. Koncentration og varighed af BAM-forurening - modelberegninger

Modelberegningernes formål er at tilvejebringe et grundlag for en vurdering af det gennemsnitlige omfang og varigheden af den konstaterede BAM forurening i grundvandet og vandværksboringer fordelt på danske hovedtyper af grundvandsmagasiner. Endvidere er det formålet at vurdere databehovet og muligheden for at udpege egnede placeringer af fremtidige vandforsyningsanlæg indenfor grundvandsoplande med henblik på at undgå eller minimere risikoen for BAM forurening af vandindvindingen.

Modelberegningerne af BAM-forureningen er baseret dels på de konkrete målinger af binding og nedbrydning i jord og grundvand af dichlobenil og BAM fra foregående kapitel 6 og dels på følgende overordnede skøn vedrørende stoffets anvendelse:

1. behandlingen med de dichlobenil-holdige pesticider er udelukkende sket indenfor byområder og landbrugsområder (omkring bebyggelse og i plantager)
2. den samlede behandling på disse to arealanvendelser afspejler det totale salg af stoffet på landsplan
3. det behandlede areal er 8 gange større i byområderne end i landbrugsområderne
4. halvdelen af den solgte mængde dichlobenil er udvasket til kloak, mens resten er infiltreret i jorden

Modelberegningerne dækker derved det forventede gennemsnitlige omfang og varigheden af BAM forureningen inden for forskellige geologiske hovedtyper. Vurderingerne omfatter BAM-forurening i grundvandet fra by- og landområder. Herudover er der givet eksempler på betydningen af lokale forskelle i behandlingsmønster og forureningsstyrke ved modellering af BAM forureningen for en jernbanestrækning og en vandværksgrund samt ved modellering af forskellige tætheder af BAM forureningskilder.

Det skal påpeges, at modelkørslerne er opstillet og gennemført for typeeksempler, hvad angår geologi, hydrologi og belastningsforhold. Modelkørslerne kan derfor ikke anvendes til direkte vurderinger af varighed og koncentrationsudvikling af BAM i aktuelle forureningssituationer.

7.1 Modelopsætning

7.1.1 Opland

Som overordnet ramme for modelleringen af BAM forureningen er opstillet et 21 km² stort grundvandsopland, figur 7.1. Ca. 3,1 km² (15 %) af oplandet er bymæssig bebyggelse og 17,9 km² (85 %) er landbrugsområde. Der modelleres vandindvinding fra det primære grundvand i hhv. by- og landområdet. Fordelingen af land og by i modeloplandet, samt placeringen af vandindvindingsboringerne, fremgår af figur 7.1.

Figur 7.1.
Modelopland (21 km²) med fordelingen mellem land og by samt placeringen af vandindvindingsboringer.

7.1.2 Geologiske hovedtyper

Med grundvandsoplandet i figur 7.1, som fælles ramme, repræsenteres de hydrogeologiske forhold i Danmark ved seks overordnede hydrogeologiske situationer, figur 7.2. Disse dækker tilsammen de overordnede hovedtyper af grundvandsmagasiner i Danmark.

De geologiske hovedtyper omfatter, (figur 7.2):

Geologisk hovedtype 1: Sandmagasin uden dæklag, med indvinding fra forskellige dybder. Denne type geologi findes regionalt udbredt i Jylland vest for hovedopholdslinien, og tillige lokalt i resten af landet som større eller mindre vinduer i lerdæklagene.

Geologisk hovedtype 2: Geologisk hovedtype 2: Sandmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med forskellig lagtykkelse. Bundmoræne er den mest udbredte dæklagsstype i Danmark og findes dermed både som dæklag over grundvandsmagasiner af sand og kalk. Hovedtype 2 findes udbredt øst for sidste istids hovedopholdslinie (østlige og nordlige Jylland, Fyn og NØ-V Sjælland) samt i bakkeøerne i midt- og vest Jylland og på Bornholm.

Geologisk hovedtype 3: Sandmagasin overlejret af randmoræne. Denne hovedtype findes lokalt indenfor samme udbredelsesområde som bundmorænen (geologisk hovedtype 2 og 4) og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og kalk. Randmorænen er opbygget med et væsentligt indhold af skråstillede eller på anden måde vertikalt forbundne sandlag og sandslirer.

Geologisk hovedtype 4: Kalkmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med forskellig tykkelse. Grundvandsmagsiner af kalkaflejringer findes særligt på det østlige og sydlige Sjælland samt i det nordlige Jylland. Den overvejende del af disse er dækket af bundmoræne.

Geologisk hovedtype 5: Sekundært og et primært sandmagasin med vandindvinding fra sidstnævnte. De to magasiner er adskilt af 10 m ler uden sprækker. Hovedtyperne 5 og 6 findes under tertiære lerlag bl.a. i midt Jylland samt under morænelag i begravede dalstrukturer bl.a. i det østlige Jylland og nordøstlige Sjælland.

Figur 7.2.
Geologiske hovedtyper anvendt til modelleringen af BAM forurenings omfang og varighed i grundvand. Situationerne dækker tilsammen de overordnede hovedtyper af grundvandsmagasiner i Danmark.

Geologisk hovedtype 6: Hovedtypen er en variant af hovedtype 5, men hvor der er sandvinduer i lerlaget mellem det sekundære og primære magasin. Hovedtypen har samme forekomst som hovedtype 5.

Morænedæklag

Morænedæklagene over grundvandsmagasinerne udgør en vigtig mulig beskyttelse af grundvandet. For de geologiske hovedtyper med morænedæklag (hovedtyperne 2, 3 og 4, figur 7.2) er dæklaget modelleret med forskellig opbygning mht. tykkelse og indhold af sprækker og sandlag (figur 7.3).

Dæklagstykkelserne er valgt dels ud fra tidligere kalibrering af sprækkemodellen FRAC3Dvs overfor feltdata (bl.a. Miljøstyrelsen, 1998a og Jørgensen et al., 2001) og dels ud fra anbefalinger vedr. kortlægning af grundvandets sårbarhed (Miljøstyrelsen, 2000a).

Figur 7.3.
Modelbeskrivelse af lerdæklagene modelleret i de geologiske hovedtyper 2, 3 og 4.

Morænedæklagene i modelleringen omfatter, (figur 7.3):

Bundmoræne, dæklag 1: 6 meter lerlag gennemsat af sprækker (geologisk hovedtype 2 og 4).

Bundmoræne, dæklag 2 og 3, hhv. 16 m og 30 m lerlag med et 0.5 m tykt sekundært grundvandsmagasin (sandlag) i 5 meters dybde. Lerlaget er opsprækket både over og under det sekundære grundvandsmagasin (geologisk type 2 og 4). Forøgelsen fra 16 m til 30 m dæklag i modellen sker ved forlængelse af lerlaget under det sekundære grundvandsmagasin fra 10 meters tykkelse til 24 meters tykkelse.

Bundmoræne, dæklag 4, har samme opbygning som dæklag 2, med den forskel at der ikke er sprækker eller andre præferentielle strømningsveje i den nedeste del af lerlaget (nederste 10 meter). Den hydrauliske ledningsevne for lerlaget uden sprækker har samme værdi som i de tilsvarende situationer med sprækker.

Bundmoræne, dæklag 5, har samme opbygning som dæklag 2, men under det sekundære grundvandsmagasin indeholder laget kun tætsiddende sprækker, for hvilke sprækkeåbningen er kalibreret således at den hydrauliske ledningsevne af lerlaget har samme værdi som for de øvrige dæklag.

Randmoræne, dæklag 6 og 7, er i de øverste 6 m identiske med bundmorænelagene. Herunder indeholder randmorænemodellen et gennemgående netværk af 0,1 m og 0,3 m tykke vertikale og horisontale sandslirer i stedet for dybe sprækker.

7.1.3 Modelværktøj

Dæklag

Simulering af strømning og pesticidtransport i dæklagene er udført med sprækkemodellen FRAC3Dvs 4.0 (Therrien og Sudicky, 1996). Programmet simulerer grundvandsstrømning og stoftransport i porøse diskret sprækkede medier, som f. eks. moræneler eller opsprækket kalk. Med henblik på den aktuelle opgave er modelkoden blevet modificeret til at kunne beskrive transformationen af dichlobenil til BAM og samtidig transport af begge stoffer.

Sorption af kemisk reaktive stoffer beskrives i FRAC3Dvs som lineær ligevægts sorption vha. retardationsfaktoren, R for sprækkeoverfladerne og en K_d-værdi for matrixen. Stofnedbrydning beskrives ved en 1. ordens nedbrydnings konstant, l . Laboratorieforsøgene i kapitel 6 indikerer, at modelforudsætningerne om liniær adsorption for BAM og dichlobenil samt 1. ordens nedbrydning for dichlobenil er opfyldt.

I den aktuelle opsætning er FRAC3Dvs anvendt til at simulere vertikal transport af dichlobenil og BAM under vandmættede forhold. Modelleringen er udført for en 10 x 10 m søjle gennem de aktuelle dæklag (6, 16 og 30 m tykkelse). I de øverste 3 m af modelopsætningen repræsenteres sprækker som ortogonale vertikale sprækker, mens de dybe sprækker repræsenteres sprækkerne som parallel sprækker.

Modeldata for sprækker i de øverste 3 m af lerlagene stammer fra opmåling af primære sprækker fra en forsøgslokalitet ved Havdrup syd for Roskilde (tabel 1, delrapport 4). Denne lokalitet repræsenterer en gennemsnitlig opsprækningsgrad vurderet ud fra sprækkeopmålinger udført på 13 danske morænelokaliteter (Klint et al., 2001). For sprækker i dybe lerlag (> 3 mu.t.) er i rapportens vurderinger anvendt sprækkeafstanden 1 m. Denne værdi er fremkommet ved modelkalibrering, således at modelleringen ved anvendelse af denne sprækkeafstand, giver samme BAM koncentration i grundvandet, som der generelt er fundet i grundvandsovervågningen (Grundvandsovervågning 1999) i områder med dæklag af moræneler.

Kalibrering af dæklagsmodellen fremgår af delrapport 4.

Grundvandsmagasiner

Vandstrømning og stoftransport i grundvandsmagasinerne af sand og kalk er modelleret med MODFLOW/MT3D, der beskriver et enkeltporøst strømningsmedium, hvor stoftransporten beskrives med MT3D. Modellen anvendes til oplandssimuleringerne af BAM forureningen og BAM forureningen i vandindvindingsboringer.

Opsætningen af MODFLOW/MT3D for de geologiske hovedtyper med grundvandsmagasiner af sand er baseret på kalibrerede hydrauliske parametre for et sandet grundvandsmagasin (Jensen et al., 1991). For den geolgiske hovedtype med grundvandsmagasiner af kalk er anvendt hydrauliske data for et kalkgrundvandsmagasin (Brettmann et al., 1993). Disse data skønnes at være repræsentative eksempler for de respektive magasintyper. Anvendte modelparameterne anvendt til simuleringerne med MODFLOW/MT3D fremgår af delrapport 4, tabel 2 og 3.

7.1.4 Strømning og vandindvinding

Modelberegningerne af BAM forureningen er udelukkende foretaget for vandmættede stationære strømningsforhold. De opstillede vandbalancer der er anvendt i modelleringen er skønnede gennemsnitsværdier og eksempler på variationer for danske forhold.

Dæklag

Vandstrømning fra terræn til primært grundvand for samtlige dæklagstyper (figur 7.3) er som nævnt simuleret vha. FRAC3Dvs. For infiltrationen gennem rodzonen er anvendt 340 mm/år og for grundvandsdannelsen 120 mm/år. For frit grundvand og grundvand under tyndt ler (< 6 m) er hele infiltrationen (340 mm/år) regnet som grundvandsdannelse (dæklag 1, figur 7.3), mens der ved tykkere lerdæklag (16 og 30 m) er regnet med en overfladisk afstrømning på 220 mm/år gennem sandlaget defineret i 5.5 - 6 m dybde og en grundvandsdannelse på 120 mm/år gennem bunden af lerdæklaget (figur 7.4 a,b).

Figur 7.4.
Vandbalance for dæklagsmodelleringen med FRAC3Dvs af 6 m lerlag (a), og 16 m og 30 m lerlag (b).

Med henblik på vurdering af parameterfølsomheden overfor vandbalancen (afs.7.2.5) er endvidere modelleret intervalværdier for infiltration (150 - 600 mm/år), overfladisk afstrømning (30 - 480 mm/år) og grundvandsdannelse (60 - 120 mm/år).

Grundvandsmagasiner

Som ramme for modelleringen af det primære grundvandsmagasin er taget udgangspunkt i en tidligere modelopsætning af MODFLOW/MT3D for indvindingsoplandet til Eskærhøj vandværk ved Haderslev (Haderslev Vandforsyning, 1999).

Hele afstrømningen fra grundvandsmagasinet sker ud af nordranden på modellen, figur 7.1 og figur 7.5. De øvrige modelgrænser er modelleret som impermeable grænser bortset fra modellens øvre rand. Der er defineret en horisontal gridstørrelsen på 50 x 50 m. Vertikalt er der defineret 8 beregningslag.

Indenfor denne oplandsramme er modelleret følgende grundvandsmagasiner for de geologiske hovedtyper i figur 7.2:

1. For hovedtyperne 1, 2 og 3 modelleres et 90 m tykt grundvandsmagasin af homogent sand.
2. For den geologiske hovedtype 4 modelleres et 20 meter tykt primært grundvandsmagasin med lagdelt hydraulisk ledningevne svarende til lagdelingen af et kalkmagasin med en glacialt opknust topzone, (Jacobsen et al., 1993). For kalken er der ikke inddraget sprækkestrømning.
3. For hovedtyperne 5 og 6 modelleres et 90 m tykt grundvandssystem, der er op delt i et øvre og et nedre sandlag adskilt af et 10 m tykt indlejret lerlag (med eller uden "sandvinduer").

Figur 7.5
Vandbalance for grundvandsmodelleringen med MODFLOW/MT3D. Der modelleres indvinding fra hver boring på 50.000 m³/år og 365.000 m³/år.

Vandindvinding

I de primære grundvandsmagasiner er der modelleret konstant vandindvinding fra to boringer placeret hhv. i by- og landbrugsområde i grundvandsoplandet, jf. figur 7.1. De modellerede indvindingsstørrelser dækker mindre (50.000 m³/år) og mellemstore kildepladser (365.000 m³/år), figur 7.5. Filterdybderne for indvindingsboringerne fremgår af de enkelte modelleringer i vurderingen.

7.1.5 Forureningskilder

Modelberegningerne bygger på den antagelse at behandlingen med dichlobenil udelukkende er sket indenfor byområder og landbrugsområder. Ved fastlæggelse af dichlobenilforbruget i modeloplandet er det tilstræbt at dette afspejler det samlede salg af stoffet i Danmark.

Behandlede arealtyper

Modelleringerne af omfang og varighed af BAM grundvandsforureningen er udført for arealanvendelserne:

	Byområde (fortove/stier, indkørsler, m.v.)
	Landområde (gårdspladser, indkørsler, m.v.)
	En jernbanestrækning
	En vandværksgrund

Behandlet areal i byområde:

For byområdet er det skønnet at et areal på 3.000 –3.500 m² pr. km² er behandlet med dichlobenil, svarende til cirka 0,3 % af det samlede byområde. Dette svarer f.eks. til et byområde opdelt i "parceller" a 1250 m² (inkl. fortove, stier, pladser mv.) hvoraf cirka 18 - 20 m² på hvert 5. "parcel" er behandlet med dichlobenil.

Behandlet areal i landområde:

For landområdet er det skønnet, at et areal på 400 - 500 m² pr. km² er behandlet med dichlobenil, svarende til cirka 0,04 % af det samlede landområde. Dette svarer f.eks. til behandlingen af 80 - 90 m² (gårdspladser, indkørsler o.l.) på 5 landejendomme pr. km². Der er tillige modelleret eksempler på 2 i stedet for 5 landejendomme pr. km².

Arealet som er behandlet med dichlobenil er således 8 gange større i byområdet end i landområdet. Forholdet mellem de to arealer er skønnet ud fra en vurdering af fund indenfor de to arealtyper og er behæftet med betydelig usikkerhed.

Herudover er modelleret lokale varianter i forbrugsmønster og behandlingsintensitet repræsenteret ved en jernbanestrækning og vandværksgrund.

Behandling af jernbanestrækning:

For jernbanestrækningen med en bredde på 12 m er det skønnet at hele banelegemet er behandlet.

Behandling af vandværksgrund:

For vandværksgrunden er det skønnet, at 100 m² af arealet er behandlet med dichlobenil hvert andet år og at vandindvindingsboringen er placeret midt på det behandlede areal.

Kildetypebeskrivelse

På grund af den forventet tættere beliggenhed af dichlobenil behandlede arealer i byområder end i landområdet, er BAM udvaskningen i byområdet modelleret som en fladekilde, dvs. med ens BAM udvaskning fra hele området. I landområdet er BAM kilderne derimod modelleret som diskrete punktkilder. Modeloplandet og fordelingen af forureningskilderne for land og by fremgår af hhv. figur 7.1.

Dosering og kildestyrke

For BAM kilderne i modeloplandets by- og landbrugsområder er anvendt en skønnet effektiv dosering af dichlobenil på 5 kg/ha/år (belastningen). Denne belastning modsvarer cirka halvdelen af salget af stoffet (29.000 kg aktivt stof/år) på landsplan, når størrelsen af de to arealbenyttelser i oplandet opskaleres til landsplan (31.900 km² i 1982, Danmarks Statistik, 2000). Det er i fastlæggelsen af denne kildestyrke antaget, at 50 % af den solgte mængde dichlobenil er blevet udvasket til kloaker og overfladiske dræn i forbindelse med anvendelsen af stoffet.

Tallene for arealbenyttelserne er skønnede værdier og estimatet af gennemsnitskildestyrken er behæftet med usikkerhed. Det skal bemærkes, at blandt de modellerede doseringer 5, 10 og 20 kg/ha/år, giver doseringen 5 kg/ha/år den bedste overenstemmelse mellem modellerede og de fundne residualindhold af dichlobenil på undersøgte arealer, som beskrevet i kapitel 5.

Dichlobenil kildestyrkerne for jernbanestrækningen og vandværket er ikke sat i relation til forbruget af dichlobenil på landsplan. Disse kilder er alene medtaget som eksempler på variationer i behandlingsmønsteret og kildestyrke.

Kildestyrke for jernbanestrækning. Jernbanen er valgt som et eksempel på et intensivt behandlet areal. For jernbanestrækningen er det antaget at hele banelegemet er behandlet (12 m bredt) med 20kg/ha/år. Jernbanen er således det eksempel, hvor der er modelleret den største lokale belastning med dichlobenil (12.000 m² behandlet areal/km banestrækning).

Kildestyrke for vandværksgrund: For vandværksgrunden er det skønnet at 100 m² af grunden er behandlet hvert med dichlobenil (5kg/ha/år) og at vandindvindingsboringen er placeret midt i det behandlede areal.

7.2 Modelfølsomhed

I det følgende afsnit vurderes betydningen af en række nøglefaktorer for de modellerede BAM koncentrationer med udgangspunkt i geologisk hovedtype 2 med 16 m lerdæklag (se i øvrigt også følsomhedsanalysen i delrapport 4).

7.2.1 Betydning af kildestyrke og beliggenhed af forureningskilde

Figur 7.6a,b viser det modellerede indhold af BAM i grundvand og indvindingsboringer i modeloplandet ved BAM forurening fra hhv. by- og landbrugsområdet.

Det fremgår, at de højeste BAM koncentrationer forekommer ved forurening fra byområdet i overensstemmelse med, at belastningen herfra er skønnet 8 gange større end fra landområdet. Kildestyrken af dichobenil i oplandet er som nævnt tidligere afstemt overfor fra det årlige gennemsnitssalg af stoffer. Alt andet lige, er der generelt ligefrem proportionalitet mellem kildestyrke og grundvandskoncentrationer i modelleringen, hvilket muliggør direkte vurderinger af BAM koncentrationer for andre kildestyrker end de anvendte.

Det fremgår, at den korteste varighed af BAM forureningen i både indvindingsboringerne og grundvandsmagasinet forekommer ved rene nedstrømsbeliggenheder af BAM-kilden i oplandet (by området, figur 7.6a). Ved opstrømsbeliggenheder af BAM-kilder (land eksemplet), sker der en generelt øget lateral spredning af BAM forureningen i både det dybe og lave grundvand. Det fremgår af figur 7.6b hvorledes indvindingsboringer både i og nedstrøms for selve kildeområdet (hhv. boring 2 og 1) påvirkes i meget lang tid af BAM forureningen opstrøms i oplandet.

7.2.2 Betydning af nedbrydning af BAM

I figur 7.7A er sammenlignet modelberegnede tidserier for BAM koncentrationen (µg/l) i indvindingsboringerne med og uden nedbrydning i dæklag og grundvandsmagasin.

Laboratorieforsøgene i kapitel 6 viser, at der er usikkerhed vedr. omfanget af langsom nedbrydning af BAM i lerdæklag. Såfremt den påviste nedbrydning er begrænset til den øverste halve meter er den målte rate så langsom, sammenholdt med BAM´s korte opholdstid i denne zone, at den er uden praktisk betydning for udvaskningen af BAM til grundvandet. Omvendt viser modelleringen at såfremt den målte nedbrydningsrate (DT₅₀ = 5 – 15 år) forekommer i hele lerlagenes tykkelse vil der ske en betydelig reduktion af koncentrationer samt afkortning varigheden for BAM forureningen i grundvandet og indvindingsboringerne.

I de følgende model resultatafsnit for omfang og varighed af BAM forureningen (afsnit 7.3) er der ikke modelleret nedbrydning af BAM i dæklag eller grundvandsmagasiner. I denne opsætning tegner modellen det mest kritiske forløb af BAM forureningens omfang og varighed.

7.2.3 Betydning af sprækker i bundmoræne

I Figur 7.7B er modelleret betydningen af sprækker for BAM koncentrationen (µg/l) i indvindingsboringerne under det 16 m tykke lerlag i hovedtype 2.

Modelleringen viser at uden sprækker i lerlagene optræder der ikke BAM i modeloplandets grundvand eller indvindingsboringer før omkring år 2050. Da BAM forureningen allerede på nuværende tidspunkt (år 2001) har været påvist under lerlag i betydeligt omfang igennem en årrække, er dette en indikator for tilstedeværelsen af sprækker eller andre præferentielle strømningsveje gennem lerlagene.

I Figur 7.7B er modelleringen foretaget for sprækkeafstandene 5 m og 1 m mellem de dybe gennemgående sprækker i lerlaget. Sammenlignes modelkoncentrationerne med fundkoncentrationerne i grundvandsmoniteringen (figur 2.3), ligger modellen væsentligt over de gennemsnitlige fundkoncentrationer for sprækkeafstanden 5 m, mens den ligger på niveau med fundene for sprækkeafstanden 1 meter.

På denne baggrund anvendes den kalibrerede værdi 1 m for afstanden mellem dybde sprækker i moræneler, som en generel modelforudsætning ved modellering af de geologiske hovedtyper med lerede dæklag fra terræn (type 2, 3 og 4).

7.2.4 Betydning af sandlag i randmoræne

Randmoræne modellen (geologisk hovedtype 3) er opbygget med et væsentligt indhold af vertikalt forbundne tynde sandlag og sandslirer i stedet for dybe sprækker (se delrapport 4). Herudover har modellen samme sprækkeopsætning i de øvre 6 m som bundmoræne modellen.

I figur 7.7C er sammenlignet modelberegninger af BAM udvaskningen i grundvadet under hhv. bundmorænen og randmorænen (se også følsomhedsanalyse, delrapport 4).

Det fremgår, at randmoræne modellen giver den samme BAM udvaskning som sprækkemodellen med sprækkeafstanden 5 m, mens randmorænen giver væsentligt højere BAM koncentrationer end sprækkemodellen med sprækkeafstanden 1 m. På dette grundlag repræsenterer randmorænen sammen med evt. områder, hvor afstanden mellem dybe sprækker er 5 m eller derover, den geologiske situation, hvor BAM, alt andet lige, udvaskes med de største koncentrationer. Omvendt er varigheden af forureningen kortest under disse forhold.

Se her!

Figur 7.6a.
By som BAM kildeområde (nedstrøms beliggenhed). Sammenstilling af modelberegnede tidsserier for indholdet af BAM i grundvand og indvindingsboringer, når der regnes med sprækker i lerlag og ingen BAM nedbrydning
    

Se her!

Figur 7.6b.
Landbrugsområde som BAM kildeområde (opstrøms beliggenhed). Sammenstilling af modelberegnede tidsserier for indholdet af BAM i grundvand og indvindingsboringer, når der regnes med sprækker i lerlag og ingen BAM nedbrydning.
    

Se her!

Figur 7.7
Følsomhedsanalyse af nøglefaktorer for BAM forureningens omfang og varighed i boringer med vandindvinding under 16 m lerlag i modeloplandets boring 1 (by) og boring 2 (landbrugsområde). Følsomhedsanalysen er baseret på samme modelopsætning som vist i figur 7.6a,b for geologisk hovedtype 2.

7.2.5 Betydning for vandbalancen

I figur 7.8a-c er grundvandsdannelsen (120 mm/år) fasthold og infiltrationen varieret mellem 150 og 600 mm/år for 16 m lerlagstykkelse. De sammenhørende overfladiske afstrømningsværdier dækker intervallet 30 til 480 mm/år. Beregningerne er foretaget for den kalibrerede sprækkeafstand på 1 m mellem dybe sprækker i lerlaget.

Modelberegningen viser, at i løbet af 120 år (frem til år 2080) sker der udvaskning til overfladevandet af cirka 20 % (fig. 7.8a) til 80 % (fig. 7.8c) af den producerede mængde BAM, mens hhv. cirka 40% og 20% udvaskes til grundvandet. Bemærk at BAM udvaskningen til grundvandet fra bunden af dæklaget næsten ophører (omtrent vandret kurve) omkring år 2060 ved den store overfladiske afstrømning (fig. 7.8c), mens den er i fortsat stigning i år 2080 ved lille overfladisk afstrømning (fig. 7.8a). Beregningen viser endvidere, at raten af grundvandsdannelsen har væsentlig betydning for BAM koncentrationerne der udvaskes til grundvandet (se delrapport 4, figur 9).

For randmorænen (geologiske hovedtype 3) betinger opsætningen af modellen at posterne for massebalancen totalt set er de samme som for den sprækkede ler med tilsvarende tykkelse (figur 7.8b). BAM udvaskningen (stoftransporten) gennem randmorænen sker dog over en væsentligt kortere periode og dermed med højere koncentrationer end for sprækketilfældet med 1 m sprækkeafstand.

Sammenfattende viser figur 7.8, at massebalancen for BAM mellem overfladevand og grundvand vil variere betydeligt med de hydrologiske forhold.

Se her!

Figur 7.8.
Modelleret massebalance for udvaskningen af BAM til overfladevand og grundvand gennem hhv. sandlag (5.5 - 6 mu.t.) og bunden af lerlag (16 mu.t.) ved forskellige vandbalancer i geologisk hovedtype 2 og 4.

7.2.6 Sammenfatning

Følsomhedsvurderingen viser, at der er en betydelig usikkerhed knyttet til den naturlige variation af nøgleparametre for jord og forureningstoffer.

Med udgangspunkt i geologisk hovedtype 2 (16 m morænedæklag) skønnes de modellerede BAM udvaskningskoncentrationer, at kunne variere cirka 1 - 2 størrelsesordner, som følge af variationen og usikkerheden mht. de fysiske ler-parametre. Variationen, og dermed usikkerheden, vurderes at være større under 30 m lerlag og mindre under 6 m lerlag. Til sammenligning vurderes den geologisk betingede variation i BAM udvaskning, at være mindst i rene sandaflejringer (geologisk hovedtype 1).

Beregningerne af lerlagenes sårbarhed overfor BAM nedsivning, er følsomme overfor den usikkerhed der er mht. sprækkers hydrauliske data i dybe lerlag.

Endvidere er modelvurderingerne særligt følsomme overfor den valgte modelforudsætning, at der ikke sker nedbrydning af BAM. Selv langsom nedbrydning af BAM i dæklag og/eller grundvandet (DT₅₀ = 10 år) vil afkorte BAM problemets hyppighed og varigheden og vil ændre betydeligt på vurderingens konklusioner.

I de følgende model resultatafsnit (afsnit 7.3) er der ikke modelleret nedbrydning af BAM i dæklag eller grundvandsmagasiner. I denne opsætning tegner modellen det mest kritiske forløb af BAM forureningens omfang og varighed med hensyn til den mulige indflydelse af BAM nedbrydning.

Følsomhedsvurderingen viser endeligt, at BAM indholdet, der udvaskes til grundvandet, er afhængigt af vandbalancen i dæklag. Således vil grundvandet være væsentligt mindre udsat for BAM forurening i områder med lille grundvandsdannelse og/eller stor overfladisk afstrømning.

7.3 Modelresultater

Figur 7.9 viser de modellerede tidsserier for BAM indholdet i indvindingsboringerne i land- og byområdet i de geologiske hovedtyper (geologisk hovedtype 1 – 6, figur 7.2). Alle modelkørsler er foretaget for indvindingsmængderne 50.000 m³/år og 365.000 m³/år. Herudover er modelleringerne baseret på forudsætningerne, at der dels ikke sker BAM nedbrydning og dels at afstanden mellem dybde sprækker i lerdæklagene svarer til den kalibrerede værdi på 1 m i de geologiske hovedtyper 2, 3 og 4. Hvor intet andet er nævnt fremgår de øvrige modelbetingelser for kørslerne af tabel 7.1.

Se her!

Figur 7.9.
Modellerede tidsserier for BAM i indvindingsboringerne 1 (by) og 2 (land) i de geologiske hovedtyper 1-6 (se figur 7.1). I beregningerne er forudsat; ingen nedbrydning af BAM, præferentiel strømning i lerlag (undtagen i hovedtyperne 5 og 6), infiltration på 340 mm/år og grundvandsdannelse på 120 mm/år. Øvrige modelleringsbetingelser fremgår af tabel 7.1.

Tabel 7.1
Modelleringsbetingelser og henvisninger til temafigurer for vurderingen af BAM i de geologiske hovedtyper 1 – 6, figur 7.9.

7.3.1 Frit sandmagasin (geologisk hovedtype 1)

Denne geologiske hovedtype med frit grundvandsmagasin i tykke sand- og grusaflejringer (hovedtype 1), findes fortrinsvis i Jylland vest for sidste istids hovedopholdsline. Endvidere findes den lokalt i resten af landet i forbindelse med større eller mindre vinduer i lerdæklagene.

Figur 7.9a viser tidsserier for BAM indhold i modeloplandets indvindingsboringer 1 (byområdet) og 2 (landområdet).

I en situation hvor både forureningskilde og vandindvinding findes i byområdet ses BAM forureningen i boringerne at nå maksimale koncentrationer omkring år 2000 på cirka 2 og 1 µg/l ved indvindingsstørrelserne på hhv. 50.000 og 340.000 m³/år, (byområde i figur 7.9a). Det fremgår, at de laveste koncentrationer forekommer ved størst indvinding, hvilket skyldes, at der ved stor oppumpning sker fortynding af højtliggende BAM forurening med grundvand fra større dybde med mindre eller uden indhold af BAM. Denne sammenhæng ses i de geologiske hovedtyper 1, 2 ,3 og 6, hvor der indgår et tykt grundvandsmagasin, mens den kun ses i ringe grad for det tynde magasin i geologisk hovedtype 4.

Sammenlignet med grundvandsovervågningens typiske fundværdier i Midtjylland er modelkoncentrationerne tilsyneladende 1 - 2 størrelsesordner for høje. Dette kan skyldes følgende afvigelser fra modelforudsætningerne:

	behandlede arealer findes spredt med en lav fundhyppighed til følge i de relativt få analyserede boringer der findes for hovedtypen. F.eks. mindre tæthed af gårdspladser, end de antagede 5 per km2 i modeloplandets landbrugsområde
	at vandindvindingen sker fra spændte magasiner under smeltevandsler eller tertiære lerlag under smeltevandssandet (hovedtype 5 og 6)
	der sker langsom nedbrydning af BAM i grundvandsmiljøet.

Betydningen af afstanden mellem BAM forureningskilderne er vist i figur 7.9a ved en reduktion fra 5 til 2 gårdspladser per km² , som giver lavere BAM indhold i indvindingsboringerne. Modelleringen viser endvidere, at ved den mindre tæthed af BAM kilder (2 gårdspladser per km²) vil der ligeledes være en lavere fundhyppighed af BAM (jf. delrapport 4, figur 22c og 24, grundvandskortene A, B og C).

7.3.2 Spændt sandmagasin under morænelag (hovedtype 2 og 3)

Hovedtype 2 findes udbredt øst for sidste istids hovedopholdslinie (østlige og nordlige Jylland, Fyn og NØ-V Sjælland) samt i bakkeøerne i midt- og vest Jylland og på Bornholm.

Figur 7.9b viser tidsserier for BAM indhold i modeloplandets indvindingsboringer 1 (by) og 2 (land). Endvidere fremgår indholdet og fordelingen af BAM i grundvandet under 16 m moræneler af grundvandskortene A, B og C i figur 7.6a,b.

Under 6 m ler viser modelleringen (figur 7.9b) at BAM indholdet er højt, men relativt kortvarigt når både forureningskilde og vandindvinding findes i byområdet. I denne situation er de højeste koncentrationer cirka 0,8 - 1,4 µg/l i år 2000 for boringer ved hhv. høj og lav indvindingsmængde. Herefter falder BAM indholdet til 0,1 µg/l omkring år 2040.

For boringen i landscenariet er BAM koncentrationerne lavere (0,2 – 0,8 µg/l), mens varigheden er længere end år 2080 pga. påvirkningen fra opstrømsbeliggende kilder. Endvidere fremgår det, at den høje indvinding medfører et relativt større fald i koncentration i landområdet end i byområdet (figur 7.9b). Dette er styret af boringens beliggenhed i forhold til forureningskilderne i landområdet.

I figur 7.9b er tillige vist BAM indholdet i boringer under 16 m og 30 m lerlag. For 16 m lerlag fremgår det at de aktuelle (år 2000) koncentrationer i boringerne er under grænseværdien i for både by- og landsituationen, mens der endnu ikke optræder BAM over detektionsgrænsen under 30 m lerlag. Under 16 m ler vokser BAM indholdet jævnt fra det nuværende lave indhold (0,01 – 0,03 m g/l) op til cirka 0,2 µg/l i år cirka 2080. Under 30 m lervil der først optræde målbare BAM indhold efter cirka år 2050 og indholdet vil fortsætte med at stige indtil cirka år 2150.

7.3.3 Randmoræme og heterogent ler (Geologisk hovedtype 3)

Randmoræner findes lokalt indenfor samme udbredelsesområde som bundmorænen (geologisk hovedtype 2 og 4) og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og kalk. Randmorænen er typisk opbygget med et væsentligt indhold af skråstillede eller på anden måde vertikalt forbundne sandlag og sandslirer, se figur 7.3.

Modelleringen af BAM forureningen i indvindingsboringerne under 16 m randmoræne, viser væsentligt højere aktuelle og maksimale indhold end under det sprækkede lerlag med samme tykkelse, figur 7.9c. Maksimalværdierne for by- og landsituationen er hhv. cirka 0,7 og 0,25 µg/l og indtræffer cirka år 2030. Sammenlignet med bundmorænen viser modelleringen endvidere en større udbredelse af BAM i grundvandet under randmorænen, hvilket indikerer, at der tillige vil være større fundhyppighed af BAM i grundvandet under randmorænen, (se grundvandskortene A, B og C i temafigurerne 27a,b og 28a,b i delrapport 4).

Ved den store indvindingsmængde reduceres maksimalkoncentrationerne således, at de ligger omkring grænseværdien for boringen i landeksemplet. Bemærk at varigheden af BAM forureningen er væsentligt kortere end for bundmorænen med tilsvarende tykkelse.

7.3.4 Spændt kalkmagasin under bundmoræne, (Geologisk hovedtype 4)

Hovedtypen beskriver et kalkmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med forskellig tykkelse. Grundvandsmagsiner af kalkaflejringer findes særligt på det østlige og sydlige Sjælland samt i det nordlige Jylland. Den overvejende del af disse er dækket af bundmoræne.

Modelbeskrivelsen af hovedtypen svarer til den udbredte situation, hvor der sker vandindvinding fra en tynd glacialt opknust zone i kalken umiddelbart under dæklag af ler. For nedstrømsbeliggende BAM kilder (by-scenariet), der påvirker grundvandet gennem det tynde lerlag, viser modelleringen at de højeste koncentrationer på knap 0,5 – 0,7 µg/l allerede optræder omkring 1975 ved hhv. stor og lille indvindingsmængde, figur 7.9d. Forskellen i forløb mellem land og by er enten ikke til stede eller væsentligt mindre end i hovedtyperne med tykt grundvandsmagasin. Dette skyldes ligeledes det tyndere magasin, som ikke tillader fortynding af BAM udvaskningen fra de enkelte gårdspladser ved vertikal opblanding i samme grad som i det tykke grundvandsmagasin.

Ved 6 m lerlag og BAM forurening fra byområdet og landområdet falder BAM indholdet i indvindingsboringerne fra cirka 0,4 – 0,6 m /l i år 200l til grænseværdien hhv. cirka år 2040 og efter 2080, figur 7.9d.

Under 16 m ler er modelkoncentrationer i boringer og grundvandsmagasinet i år 2000 under grænseværdien i begge scenarier (figur 7.9d), mens der endnu ikke optræder BAM over detektionsgrænsen under 30 m lerlag, (figur 7.9d). Under 16 m ler vokser BAM indholdet jævnt fra det nuværende lave indhold op til cirka 0,2 µg/l cirka i år 2080. Under 30 m ler vil der først optræde målbare BAM indhold efter cirka år 2050, og disse værdier vil fortsætte med at stige indtil cirka år 2150 (ikke vist).

Sammenlignet med de øvrige geologiske hovedtyper med lerdæklag (se f.eks temafigurerne 7.6a,b) viser modelleringen for kalktypen generelt et hurtigere BAM gennembrud, højere maksimumskoncentrationer og ikke mindst en mere sammenhængende udbredelse af BAM forureningen i grundvandet, figur 7.9d

Dette skyldes primært grundvandsmagasinets ringe lagtykkelse, der giver et mindre volumen til opblanding, fortynding og spredning af BAM til dybere grundvand. Endvidere betinger den mindre magasintykkelse også en mindre forskel i BAM påvirkningen ved stor og lille indvindingsmængde i vandforsyningsboringerne end i et tykt grundvandsmagasin.

Den større spredning af BAM i grundvandet, som modelleringen viser for geologisk hovedtype 4, er i overenstemmelse med grundvandsmoniteringens data, der viser generelt højere BAM koncentrationer og fundhyppigheder i områder med indvinding fra kalkmagasiner. Som nævnt tidligere inddrager modelresultaterne ikke betydningen af sprækkestrømning i kalken, som vil øge tendensen til lateral spredning af BAM.

Sammenfattende viser lerlagsberegningerne, at vandindvinding i de geologiske hovedtyper 2 og 4 (figur 7.9b og 7.9d) vil kunne fortsættes under tykke lerlag (30 m eller derover) af bundmoræne uden eller med ringe påvirkning af BAM frem til cirka midten eller slutningen af dette århundrede. Ved gennembrud af BAM i boringerne på dette tidspunkt, vil indvindingen kunne omlægges til grundvandsmagasiner under tynde lerlag, eller uden lerlag, der i mellemtiden er blevet BAM-fri.

7.3.5 Spændt sandmagasin under indlejret usprækket ler med og uden sandvinduer (Geologisk hovedtype 5 og 6)

Modelbeskrivelsen af denne hovedtype svarer til en situation med vandindvinding fra et primært grundvandsmagasin, der overlejres af usprækkede lerlag som igen overlejres af et sandmagasin med frit grundvand (hovedtype 5 og 6). Den geologiske hovedtype svarer til en situation med sandede magasiner under smeltevandsler, tertiært ler (f.eks. midt/sønderJylland) eller fede morænelerslag (f.eks nordøstlige Sjælland).

Modelleringen viser generelt et langsommere BAM gennembrud og lavere maksimumskoncentrationer end for de fleste øvrige geologiske hovedtyper, figur 7.9e. For by-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til cirka år 2020 - 40. Maksimums koncentrationen er dog under grænseværdien for hele modelperioden.

For land-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne gennem hele modelperioden. Grænseværdien overskrides cirka i år 2040, og den beregnede maksimums koncentrationen er cirka 0,12 µg/l i cirka år 2080. Den øgede BAM transport gennem lerlaget i forhold til by-scenariet er betinget af den større vertikale vandbevægelse, der sker opstrøms i oplandet (tættere ved grundvandsskellet). Denne vandbevægelse øges med oppumpningens størrelse, hvorfor der ses højere BAM indhold ved stor indvinding end ved lille indvinding (figur 7.9e)

Tilstedeværelsen af sandvinduer (hovedtype 6) betyder alt andet lige et hurtigere og kraftigere BAM gennembrud end for det sammenhængende lerlag, figur 7.9f.

For by-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til cirka år 2020. De beregnede maksimums koncentrationer er cirka 0,15 og 0,05 ved hhv. stor og lille indvinding. Den højere koncentration ved stor indvinding skyldes, at der herved skabes en stor nedadrettet hydraulisk gradient gennem lerlaget over boringerne.

For land-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til cirka år 2030 - 40. Den beregnede maksimumskoncentration er cirka 0,3 µg/l for både stor og lille indvindingsmængde, hvilket skyldes en generel spredning af BAM gennem sandvinduerne til magasinet under sandlaget i hele boringens opstrømsområde.

7.3.6 Enkelt-kilde situationer

Vandværksgrund som BAM-kilde.

Figur 7.10 viser BAM forureningen af grundvandet fra en vandværksgrund, ved en behandling af 100 m² af grunden med dichlobenil ved doseringen 5 kg/ha/år i perioden 1966 - 97. Det viste modelleringsscenarie er udført for et spændt sandmagasin under 16 m moræneler.

Se her!

Figur 7.10.
Modelberegnede BAM koncentrationer i en vandindvindingsboring og omkringliggende grundvand (geologisk hovedtype 2 under 16 m morænelersdæklag) for tilfældet hvor selve vandværksgrunden er kilde til BAM forureningen.

For en indvindingsmængde på 50.000 m³ /år viser modelleringen et BAM indhold i grundvandet omkring detektionsgrænsen (0,01 µ/l) omkring cirka år 2000. Indholdet stiger til maksimalværdierne cirka 0,06 µg/l og 0,08 µg/l for hhv. kort og dyb filersætning af boringen. De maksimale koncentrationer i samme boring, men ved stor indvindingsmængde (365.000 m³/år), er omkring 0,01 mg/l i hele modelperioden 2000 – 2080. Der ses ingen spredning til grundvandsmagasinet omkring boringen.

I sandjordsområder uden væsentlige ler dæklag vil forureningsrisikoen være større, mens forureningsforløbet alt andet lige vil være mere kortvarigt end i lerområderne.

Modelleringen viser således, at såfremt der er foregået en systematisk behandling af vandværksgrunde med dichlobenil, vil dette i sig selv potentiel kunne betinge hovedparten af BAM fund i grundvandet. At dette ikke synes at være tilfældet, fremgår af at vandværkssgrunde med rester af dichlobenil blot udgør en enkelt af en lang række andre arealbenyttelser med tilsvarende fund af dichlobenil (kapitel 5).

Jernbanestrækning som BAM-kilde.

Temafigur 7.11 viser BAM forureningen fra en jernbane, der er modelleret som eksempel på et intensivt behandlet areal (20 kg/ha/år), svarende til 4 gang så stor belastning, som i de foregående simuleringer.

I en indvindingsboring, der ligger ca. 500 m nedstrøms for jernbanen, viser modelberegningen et BAM-indhold fra cirka 1980. Indholdet stiger til en maksimalværdi på godt 0,5 µg/l og 1 µg/l i slutningen af modelperioden for hhv. kort og dyb filterdybde. Modelleringen viser endvidere, at på dette tidspunkt indeholder grundvandet BAM i betydelig koncentration i næsten hele den del af oplandet, som ligger nedstrøms for banen. Ved en indvindingsboring der ligger 500 m fra jernbanen og parallelt med grundvandsstrømmen, viser modelleringen ikke noget BAM indhold, temafigur 7.11.

Se her!

Temafigur 7.11.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende grundvand (A, B, C) (geologisk hovedtype 2) omkring en jernbane, der er modelleret som et intensivt behandlet areal.

7.4 Sammenfattende vurdering

Modelleringen viser, at cirka 99 % af den dichlobenil mængde, der er nedsivet i jorden, på nuværende tidspunkt er blevet omdannet til BAM. Heraf er cirka 100% blevet udvasket fra de øverste 2 - 3 mu.t. Dette resultat er i overensstemmelse med fundindhold af dichlobenil og BAM i jordprøver fra de øverste meter af undersøgte jordprofiler (jf. kapitel 5).

Under den afgørende forudsætning at BAM ikke nedbrydes i de dybere jordlag og grundvand, viser modelleringen, at den udvaskede BAM mængde (totalt ca. 500 tons) forekommer udbredt i grundvandet og/eller i dæklagene herover samt i overfladevand. Dette giver grundlag for et langvarigt og i visse områder stigende BAM indhold i grundvand og vandindvindingsboringer.

I den anvendte opsætning af modellen, hvor der ikke regnes med BAM nedbrydning, tegner modellen det mest kritiske forløb af BAM forureningens omfang og varighed i grundvand og indvindingsboringer.

Geohydrologiske forhold

Med hensyn til strømningsforhold viser modelleringen, at ankomsttidspunktet, koncentrationen og varigheden af BAM forureningen i grundvandet varierer meget afhængigt af tykkelsen og typen af lerdæklag samt af vandbalanceforholdene.

Modelleringen viser således, at de højeste aktuelle BAM koncentrationer og overskridelser af grænseværdien for grundvand generelt er knyttet til grundvandsmagasiner uden lerdæklag eller grundvandsmagasiner med tynde dæklag af ler.

BAM forureningen har i disse situationer gennemsnitligt set nået sit maksimum omkring år 2000, og aftager herefter til under 0,1 m g/l omkring cirka år 2020 – 40. Dette gælder generelt for de modelleringer, hvor BAM forureningskilderne ligger nedstrøms i modeloplandet, mens modellen viser mindst 40 - 50 år længere varighed af forureningen, når BAM forureningskilderne findes spredt i store dele af grundvandsoplandet, og BAM samtidig spredes i et tykt grundvandsmagasin.

Der er grundlag for sårbarhedsmæssigt at skelne mellem forskellige lertykkelser af bundmoræne. For 16 m lerlag viser modelberegningerne et gennemsnitligt BAM indhold i vandindvindingsboringerne på <0,01 - 0,05 m g/l omkring år 2000. For den videre udvikling af BAM indholdet frem til år 2080 viser beregningerne for denne lertykkelse et stigende BAM indhold til koncentrationer omkring, eller over, 0,1 m g/l i slutningen af modelperioden (år 2080).

For 30 m lerlag af bundmoræne viser modelleringen, at BAM forureningen først vil bryde igennem til grundvandet omkring år 2050 - 70, men herefter fortsætter med at stige frem til cirka år 2150 eller længere (ikke vist). Modelleringen viser tilsvarende sene BAM gennembrud og lavere maksimumskoncentrationer i grundvand under dybe tykke indlejrede lerlag uden sprækker eller "sandvinduer".

Lerlagsberegningerne indikerer således overordnet, at vandindvinding uden eller med ringe påvirkning af BAM vil kunne fortsættes under tykke lerlag (30 m eller derover) frem til cirka midten eller slutningen af dette århundrede. Ved gennembrud af BAM i boringerne på dette tidspunkt vil indvindingen kunne omlægges til grundvandsmagasiner uden lerlag eller under tynde lerlag (< 5 – 6 m), der i mellemtiden er blevet BAM-fri.

Det skal bemærkes, at lerlagsberegningerne er følsomme overfor den usikkerhed der er med hensyn til sprækkers optræden i dybe lerlag. Sprækkeafstanden (1 m), der ligger til grund for rapportens vurderinger, er fremkommet ved kalibrering af modellen overfor aktuelle BAM fundværdier. Lerområder med større afstand (5 – 10 m) mellem dybe sprækker vil være væsentligt mere udsat for udvaskning af BAM til grundvandet end eksemplerne i vurderingen.

Modelleringen viser, at få BAM-kilder vil kunne give anledning til spredning af BAM til boringer i flere kilometers afstand fra forureningskilderne. Dette gælder særligt i grundvandsmagasiner, hvor indvindingen sker fra en højtliggende tynd vandførende zone, f.eks. i kalkmagasiner. Disse giver tillige ringe mulighed for fortynding ved vertikal opblanding, og af samme årsag er de modellerede koncentrationer og spredningen af BAM i kalk-hovedtypen også generelt større i forhold til de øvrige typer af grundvandsmagasiner i vurderingen. Dette er i overensstemmelse med en højere fundhyppighed af BAM i kalkmagasiner i grundvandsovervågningen. I vurderingen er ikke inddraget betydningen af sprækker i kalk. Forekomsten af sprækker i kalken vil forstærke disse egenskaber.

Modelleringen viser endeligt, at BAM indholdet i grundvandet er afhængigt af de hydrologiske forhold, således at grundvandet vil være væsentligt mindre udsat for BAM forurening i områder med lille grundvandsdannelse og/eller stor overfladisk afstrømning.

Arealanvendelse og forureningsmønster

Modelleringens højeste BAM indhold forekommer i indvindingsboringer under modeloplandets byområde, mens BAM indholdet i landbrugsområdet generelt er lavere.

En jernbanestrækning, der er modelleret som eksempel på en intensivt BAM-belastet kildetype (20 kg/ha/år), viser, at denne type kilder vil kunne påvirke grundvandet og boringer i et store dele af oplandet.

Modellering af BAM forurening forårsaget af dichlobenil behandling omkring vandværksboringer på vandforsyningsanlæg viser, at der er en forureningsrisiko, specielt overfor boringer med små indvindingsmængder.

Modelleringen viser således, at såfremt der er foregået en systematisk behandling af vandværksgrunde med dichlobenil, vil dette i sig selv potentiel kunne betinge hovedparten af BAM fund i grundvandet.

Vandindvinding

Mht. vandindvindingsmængder viser modelleringen, at de laveste gennemsnitlige BAM koncentrationer, alt andet lige, fortrinsvis optræder i boringer med stor vandindvinding (365.000 m³/år) i tykke grundvandsmagasiner pga. vertikal opblanding med ikke BAM forurenet vand.

Udpegning af sårbarhed

Ved modelvurderinger af sårbarhed i konkrete oplande vil kvaliteten af vurderingerne være afhængig af, at der foretages en lokal bedømmelse. Dette vil kunne gennemføres dels ved modelanalyse og dels ved modelkalibrering overfor lokale hydrologiske og kemiske moniteringsdata, herunder aldersindikatorer for grundvandet samt evt. indsamling af supplerende lokale hydrauliske data for jordmaterialer.

På dette grundlag vurderes modelberegninger at kunne bidrage som værktøj til udpegning af egnede placeringer af fremtidige vandforsyningsanlæg, som undgår eller væsentligt reducerer risikoen for påvirkning af vandindvindingen med BAM.

Modelvalidering

Grundvandsmodellen giver i sin nuværende opsætning aktuelle BAM koncentrationer i indvindingsboringerne i intervallet 0-2 m g/l. Langt hovedparten af de observerede koncentrationer af BAM i grundvandsovervågningens ligger ligeledes indenfor dette interval.

Specielt for indflydelsen af lerlagstykkelsen viser modelleringen ingen aktuelle BAM indhold under 30 m lerlag. Dette er i umiddelbar overensstemmelse med de typisk meget lave fundhyppigheder og lave koncentrationer under tykke lerlag (eller i vandtyper af stærkt reduceret karakter) i grundvandsovervågningen.

For den geologiske hovedtype med frie sandede grundvandsmagasiner giver modellen dog tilsyneladende generelt for høje BAM værdier sammenlignet med de observerede indhold i de områder, hvor hovedtypen er fremherskende (Midtjylland).

Med henblik på en nærmere validering af modellen er der dog behov for en egentlig gennemgang af boringsdata og arealdata for boringer med og uden BAM fund, og herunder en nærmere analyse af følgende usikkerhedsaspekter i relation til grundvandsmoniteringens grundlag:

	Belastningen og belastningsmønsteret for dichlobenil kan lokalt og/eller regional være hhv. mindre og anderledes end antaget i modellen. Specielt for sandede landområde i Midtjylland kan afstanden mellem BAM kilderne være større end antaget med en lav fundsandsynlighed til følge. Dette vil alt andet lige slå igennem som en statistisk fejl ved et lille antal moniteringsboringer og blive yderligere påvirket i negativ retning, hvis placeringen af nogle af disse (f.eks. markvandingsboringer) systematisk "undgår" typisk behandlede arealer.
	BAM analyserede boringer indvinder ikke fra de forventede geologiske situationer bedømt ud fra geografisk fordeling. F.eks. kan vandindvindingen i områder med sandede fri grundvandsmagsiner reelt sker fra lag under ældre Saale moræne eller magasiner under smeltevandsler eller tertiære lerlag
	At der er iøvrigt er lokalt afvigende geologiske forhold omkring BAM moniteringsboringerne
	Fund af BAM i boringer med dæklag tykkere end 30 (findes de reelt?), og hvilken andel af disse fund skyldes nedsivning via utætte boringer eller opblanding af vand forårsaget af indvinding fra lange filtre

Det skal bemærkes, at beregningerne af lerlagenes beskyttelse overfor BAM nedsivning er følsomme overfor den usikkerhed, der er m.h.t. sprækkers optræden i dybe lerlag.

Det skal endelig understreges, at modelvurderingen er yderst følsom over den usikkerhed, der er m.h.t. BAM-nedbrydning. Selv langsom nedbrydning af BAM i dæklag og/eller grundvand (DT₅₀ = 10 år) vil afkorte BAM problemets hyppighed og varighed og vil derved ændre afgørende på vurderingens konklusioner.

Sammenfattende vurderes det, at forståelsen af, hvorledes BAM-forurening når til en vandværksboring, et komplekst samspil af flere faktorer:

	kilden/kildernes beliggenhed
	kildestyrken
	de aktuelle geologiske forhold (dæklagstykkelser, magasintyper)
	de aktuelle hydrologiske forhold (relationen mellem nedbør, overfladisk afstrømning og grundvandsstrømning)
	den aktuelle grundvandsindvinding
	mulige lækageveje gennem fx. utætte boringskonstruktioner
	jordens og grundvandsmagasinets evne til at tilbageholde stofferne
	jordens og grundvandsmagasinets evne til at nedbryde stofferne.

Ved anvendelse af lokale data indenfor konkrete grundvandsoplande, vurderes det at modelleringskonceptet i denne rapport vil kunne bidrage som værktøj til udpegning af egnede placeringer af vandindvindinger med henblik på at undgå fremtidig påvirkning fra BAM forureningen.

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