| Indhold |

Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 33, 2002

Forureningstransport via utætte boringer

Litteraturopsamling samt undersøgelseserfaringer

Indholdsfortegnelse

Forord

Denne rapport indgår som en delrapport i projektet Pesticider og vandværker. Rapporten giver ud fra eksisterende viden en generel beskrivelse og vurdering af mulige risici for konstruktionsbetingede pesticidforureninger af danske vandforsyningsboringer. Herudover er betydningen af transporten af BAM-forureningen via boringskonstruktionerne vurderet ud fra undersøgelser af BAM-forurenede boringer.

Baggrunden for arbejdet er en række fund af pesticider, specielt BAM, som har henledt opmærksomheden på boringernes nærområde som mulige årsager til forurening.

Rapporten beskriver i rapportens første del generelt alment benyttede boreteknikker, boringskonstruktioner og indbygningsmaterialer, og den vurderer de potentielle forureningsrisici, der kan føres tilbage til teknik samt konstruktions- og materialevalg. I rapportens anden del ligger engentlige undersøgelser til grund for en vurdering af problemet med boringskonstruktionerne i forbindelse med den massivt registrerede BAM-forurening af magasinerne.

Rapportens generelle del er udført som et element i projektets fase I, og er benyttet i projektets fase II som basis for at udvælge en række vandforsyningsboringer, som efterfølgende er nærmere undersøgt ved arbejder i felten. Disse undersøgelsesresultater er sammen med indhentning af andre erfaringer beskrevet og sammenstillet i rapportens anden del.

Endelig er resultatet af ovennævnte beskrivelser og undersøgelser er forsøgt verificeret ved at bearbejde de boretekniske data fra de BAMforurenede vandindvindingsboringer, som indgår i GEUS's database, Jupiter.

Herudover har rapporten et bredere sigte, idet den i fremtiden vil kunne være en hjælp i bestræbelserne på at minimere risiciene for forureningsspredning ved sløjfning, renovering og nyanlæg af vandindvindingsboringer.

Sammenfatning og konklusioner

Udredningsarbejde

Der er foretaget en gennemgang og vurdering af de boreteknikker, boringskonstruktioner og indbygningsmaterialer, som i det sidste århundrede er anvendt i forbindelse med udførelse af vandindvindingsboringer i Danmark. På grundlag heraf kan det konkluderes, at der optræder en række risici for, at der opstår sådanne lækager, at forurenende stoffer i omgivelserne enten får adgang til det pågældende grundvandsreservoir eller forurener vandet i boringen.

Boringer kan kategoriseres i 5 boringstyper, hvor type I-III er filterboringer, mens type IV og V er åbne boringer uden filter. Ydermere er type III kendetegnet ved, at borerøret er erstattet med et forerør. For mere detaljerede beskrivelser henvises til afsnit 2.3.

Lodrette lækager langs forerøret

Risikoen for, at der opstår lodrette lækager langs forerøret optræder især, hvor der er anvendt borerør (arbejdsrør) med muffer og boresko, som har dannet kanaler langs forerøret. Det drejer sig specielt om tørboringer udført før 1960, hvor borerøret har været anvendt som forerør, men hvor der ikke er anvendt forerørstætning af nogen art (boringstype I og II). En lignende risiko optræder ved åbne boringer, hvor borerøret er anvendt som forerør i de øvre vandstandsende lag (boringstype IV og V). Problemet er størst ved gennemboring af faste kohæsive lag, idet en forøgelse af borehullets diameter i permeable aflejringer kun i begrænset omfang vil introducere nye transportveje.

Risikoen for lækage ved filtersatte boringer (boringstype III) er nøje sammenknyttet med tilstedeværelsen og kvaliteten af den udførte forerørstætning. I perioden indtil 1980`erne blev der ved denne type boringer normalt ikke benyttet forerørstætninger. I tilfælde af at der gjorde, har det i stor udstrækning været uegnede materialer. Fra ca. 1975-1980 blev der således benyttet forerørstætningsmaterialer som i mange tilfælde har medført direkte kanaldannelse gennem tætningerne.

En anden risiko for transport langs forerøret opstår ved boringstype III, hvis der sker nedsynkning af forerørstætningen. Risikoen for, at noget sådant sker, er ved tørboringer specielt knyttet til, at der kan opstå boringsbetingede kaviteter, som så senere udfyldes med nedsynkning og "skorstensdannelse" til følge. Ved skylleboringer optræder sådanne nedsynkninger som oftest på grund af manglende oprensning under boringsudførelsen, hvorved der kan ske en omlejring af gruskastningen under renpumpningen af boringen med nedsynkning af forerørstætningen til følge. Ved tørboring opstår nedsynkningen ved forkert nedføring af borerøret under boreprocessen.

Forerørstætningen kan endvidere være udført med en utilstrækkelig højde, således at modstanden mod strømning gennem tætningen er væsentlig mindre end modstanden mod strømning gennem de gennemborede vandstandsende lag. Denne fejl kan i nogen tilfælde henføres til, at den i normerne foreskrevne minimumshøjde af tætningen på ca. 1 m under nogle omstændigheder ikke er fuldt tilstrækkelig.

Endelig kan forerørstætninger være behæftet med fejl, fordi forerøret har for stor diameter i forhold til boringens diameter, således at der ikke er plads til at udføre forerørstætningen korrekt.

Som det fremgår af ovenstående, er der mange årsager til dannelse af brøndborerskorsten. Problemet anses således for at være meget hyppigt. Betydningen af lækagen styres af de hydrauliske forhold i skorstenen, og afhænger derfor i høj grad af tætningsmateriale, -metode, -placering, og -højde, men sandsynligvis også af ydre omstændigheder som dybde til grundvandsmagasinet (højde af forerør).

Utætte forerør

Gennemtæring af forerør af stål må generelt forventes at kunne ske efter 20-30 års levetid. Borerør af stål, som er anvendt som forerør, er hovedsagelig benyttet indtil ca. 1960, hvorfor det må forventes, at sådanne boringer er i højrisikozonen for lækage som følge af korrosion. Herudover kan det ikke udelukkes, at der kan opstå huller i forerør af andre materialer, specielt ved pumpeplacering m.v.

Problemet anses for at være hyppigt, og kan afhængig af lækagens og dermed indstrømningens størrelse være et betydende problem.

Utætte forerørssamlinger

Transport af forurening gennem utætte rørsamlinger er et problem, som potentielt er muligt i alle typer af boringer. Siden 1975 er PVC-samlingerne forsøgt tætnet med teflontape og i visse tilfælde med O-ringe. Udersøgelser har vist, at teflontape har haft den modsatte effekt, hvis der er benyttet for mange omviklinger. Limmuffer med skruer, som primært er anvendt i perioden 1965-1975 indebærer er oplagt risiko for efterfølgende utætheder i tilfælde af, at skruerne er skruet igennem forerøret og senere er rustet væk. PVC-samlingerne er forerørets svage punkt mht. trykpåvirkninger, hvilket betyder de ofte vil være utætte. Også samlinger i stålrør kan være utætte, men problemet anses dog ikke for at være så stort, som for PVC- og PEH samlingerne, hvor problemet ikke skønnes løst i selv nyetablerede boringer.

Problemet anses for at være særdeles hyppigt. Indstrømningens størrelse vil i de fleste tilfælde være begrænset, og mht. BAM-forurening derfor potentielt set være af mindre betydning i indvindingsboringer med en stor oppumpningsmængde.

Utætte borings- og forerørsafslutninger

Utætte overbygninger kombineret ned utæt forerørsafslutning vil kunne medføre en direkte nedstrømning i forerøret. Der kan opstå utilsigtede indstrømninger gennem utætte dæksler, nedløb af overfladevand ved placering af tørbrønd i terræn, kabelgennemføringer, utætte samlinger i brøndringe m.v.

En udpræget risiko for, at overfladevand kan trænge ind i boringsvolumenet, opstår desuden ved utætte forerørsafslutninger kombineret med bundplader i råvandsstationen, som ikke er udstøbt på lavpermeable aflejringer samtidig med, at der er opfyldt med højpermeable materialer omkring råvandsstationen.

Problemet anses at være reelt. Men der skal i de fleste tilfælde små indgreb til for at minimere problemet, som ofte let kan registreres. Problemet anses for at være størst ved enkeltindvindinger.

En anden type risiko opstår i forbindelse med tætte forerørsafslutninger udført uden udluftning. Tætte forerørsafslutninger findes mange steder, da det kan have gavnlig indflydelse på processer i forerøret med færre regenereringer til følge. Men det er særdeles vigtigt at forerøret ikke har utætheder af nogen art, da der ellers som følge af det vacuum der vil opstå ved start af oppumpning, vil kunne trækkes forurening til boringen selv i tilfælde af små lækager i forerøret.

Problemet findes sandsynligvis tit i hermetisk lukkede boringer, specielt på grund af den skønnede hyppighed af utætte samlinger. Indstrømningen kan i disse tilfælde potentielt set være betydende.

Ineffektiv sløjfning af boringer

Først efter 1980 kan sløjfning af boringer ved udstøbning anses for at være hensigtsmæssigt udført. Dette skyldes, at der først på dette tidspunkt blev introduceret effektive forerørstætninger. Problemet med "spøgelsesboringer" kan derfor tidligst være løst efter 1980.

Problemet anses for at være hyppigt. Mange sløjfede boringer er placeret på vandværksgrunden tæt på eksisterende indvindingsboringer, hvilket hydraulisk set er uheldigt på grund af gradienterne. Der kan desuden være tale om "rene" skorsstene, hvorfor problemet tillige vurderes for at være er betydende bidrag til en boringsnær magasinforurening.

Ud over ovenstående beskrivelser af lækagemuligheder, er der eksempler på kortslutning mellem forskellige magasiner som følge af en boringsudbygning med flere filterintervaller i samme boring kun adskilt af en forerørsstrækning med eller uden forerørstætning. En sådan filtersætning har tidligere været almindelig praksis, men bør helt undgås på grund af den oplagte risiko for kortslutning af magasiner.

Man skal være opmærksom på at de nævnte lækagetyper kan optræde enkeltvis eller i flere tilfælde kombineret. I sidste tilfælde vil den potentielle risiko for forurening øges betydeligt.

Databasesøgningen

Feltundersøgelser

I det følgende er konklusionerne af udvalgte undersøgelser fra projektet gennemgået, primært fokuserende på boringskonstruktionerne. Ud fra undersøgelsen kan følgende konkluderes:

For feltundersøgelser udført i forbindelse med projektet:

Der er generelt tale om komplekse forureningssituationer, også selv om hypotesen på de udvalgte lokaliteter synes relativ klar. I mange tilfælde er der tale om fejlbehæftede boringer, men ligeledes bidrag fra andre transportveje

Det kan konstateres, at mange relativt nyetablerede boringer er fejlbehæftede, specielt med utætte samlinger og (hvor de findes) forkert placerede forerørstætninger

Der er ikke konsekvent benyttet Prefix på vandværker, vurderet ud fra fund i jordprøver på vandværksgrunde. Det er dog ikke muligt at sige noget generelt om rutinerne vedrørende udbringning. Hovedkilden til forureningen kan derfor i visse tilfælde være vandværket. Men det bør bero på specifikke undersøgelser

Indsivningstests i utætte forerørssamlinger viser en forsvindende indsivning i forhold til hvad der normalt oppumpes fra indvindingsboringer. Der er udført beregninger af formodet betydning af skorstenseffekt, af utætte borerørs- og forerørsafslutning, samt af sløjfede boringer. Lækagernes formodede betydning er sammenfattet på tabel 1.

Tabel 1.
Sandsynlig lækage til magasin fra utætte boringer.

Det fremgår af tabel 1 at utæthederne i de fejlbehæftede boringer ofte vil spille en mindre rolle i forhold til magasinforureningen med BAM. Der vil ofte være et bidrag fra boringsbetingede lækager, men alene vil koncentrationerne i almindeligt ydende vandforsyningsboringer normalt være under grænseværdien. Årsagen hertil er de lave BAM-koncentrationer i sekundært grundvand, sammenholdt med en ringe nedsivning. Med de i projektet fundne BAM-koncentrationer i sekundært grundvand, som meget sjældent overstiger 1 µg/l og aldrig I undersøgelserne er set i koncentrationer over 10 µg/l, vil det for alle typer utætheder betyde, at koncentrationen holdes under grænseværdien, forudsat at der pumpes med en normal ydelse fra boringen.

I de små vandværker, med ringe indvinding, og hvor der ikke foretages en kontinuert drift, kan utætte boringer (specielt ved skorstenseffekt) være et problem, hvis der findes høje BAM-koncentrationer i det øvre sekundære grundvand. Forsøg med skiftevis kontinuert alternerende drift viser dog ingen synlig forskel i BAM-udviklingen i forurenede boringer, men hvor der sandsynligvis er tale om magasinforurening.

Lækager som følge af dårligt sløjfede boringer kan godt forårsage en væsentlig transport af BAM, specielt på grund af den ofte uheldige placering tæt på eksisterende indvindingsboringer

En undersøgelsesboring lige opstrøms for den forurenede boring til det sekundære og primære magasin vil ofte kunne fjerne den sidste tvivl om transportvejen er boringsbetinget eller magasinbetinget

Forsøg på renovering af defekte boringer viser eksempler på manglende effekt på grund af forkert hypotese.

Indsamlede erfaringer fra undersøgelser af tilstanden af vandværksboringer:

Hovedparten af de undersøgte boringer er konstateret med en eller anden form for fejlbehæftning. Der er således registreret 144 boringer eller ca. 84 % med tegn på defekt boringskonstruktion

Der er flest utætte samlinger i boringstype III (filtersatte boringer)(57 %) og PVC-forerør (61 %), mens der er flest huller registreret i boringstype I-II (boringer med blivende borerør) (46 %), og hvor stålrør er benyttet som forerør (42 %).

Konklusioner af udførte BAM-undersøgelser:

Af 27 afsluttede undersøgelser, er der med sikkerhed tale om magasinforurening de 13 steder, 8-9 lokaliteter er med både magasin og boringsbetinget transport, mens det kun i 2-3 undersøgelser vurderes, at der udelukkende er boringsbetinget transport. 3 af undersøgelserne har ikke kunnet afklare transportvejen.

Betydning af boringsbetingede lækager i forhold til BAM-transport:

Med de normale BAM-koncentrationer i sekundært grundvand vil der for alle typer utætheder i de fleste tilfælde betyde, at man vil holde sig et pænt stykke under grænseværdien, i tilfælde af at der pumpes gennemsnitlige vandmængder fra boringen. I små vandværker, hvor behovet for store vandmængder ikke findes, kan skorstenseffekt mv. dog i flere tilfælde vise sig at være et problem, hvis der findes høje koncentrationer i sekundært grundvand. Eksempelvis vil der kunne træffes BAM-koncentrationer over grænseværdien (0,1 µg/l) i det oppumpede vand i en ikke forerørstætnet boring (pumpeydelse på ca. 1 m³/t) som følge af skorstenseffekt langs ydersiden af forerør, der svarer til en hydraulisk ledningsevne som mellemkornet sand, hvis der som minimum findes ca. 8-10 µg BAM/l i det overfladenære grundvand med kontakt til boringen. Svarer skorstenens hydrauliske ledningsevne derimod til grus, skal der findes ca. 0,5-1 µg BAM/l i det sekundære grundvand med kontakt til boringen, for at der sker overskridelser af grænseværdien. Det første tilfælde er meget sjældent tilfældet mht. koncentrationerne i øvre grundvand, mens eksempel nr. 2 er mere realistisk. Til gengæld er det nok sjældnere, at skorstenseffekten er så kraftig som antaget i det sidste tilfælde.

Evaluering af undersøgelsesmetoder som dianosticeringsværktøj:

Ved indsamling af eksisterende viden om boringen fås en uvurderlig information til at tilrettelægge den efterfølgende undersøgelsesstrategi.

TV-inspektion er normalt et udmærket værktøj i forbindelse med detektion af utætheder. Metoden giver i nogle tilfælde for få informationer på grund af dårlig sigtbarhed under grundvandsspejl. Herudover siger metoden ikke noget om den indsivende mængde. Trykprøvning af forerør er en anden metode til bestemmelse af utætte boringer. Metoden kan ud over praktiske problemer ved forsøg i gamle boringer give risiko for kollaps af forerøret.

For at få indtryk af tilstrømningen i boringen fra utætheder kan man benytte indsivningstests med anvendelse af packer. Man skal være opmærksom på, at der ved disse tests ofte har været problemer med at holde trykket på packeren, og dermed sikre at indstrømmende vand kommer fra utæthederne.

Ved gammalogs vil man ofte kunne verificere placeringen af forerørstætninger. I tilfælde af at man registrerer en tætning kan man dog ikke konstatere om den er tæt eller hvor meget der siver igennem. Konduktivitetslogs kan benyttes som supplement til gammaloggen, men vil ofte kunne undværes, hvis der laves gammalogs. loggen giver falske signaler i samlinger med jern skruer mv. Ved borehulslogging kan desuden anvendes andre sonder blandt andet Kaliberlog (borehulsdimension), flowlog (indstrømning), resistivitetslog (geologi i slidserørszonen), soniclog (vedhæftning til forerør). Fælles er at loggingmetoderne er indirekte, og derfor under normale omstændigheder ikke kan stå alene, men skal opfattes som supplement til vandprøvetagning.

Niveauprøvetagning er den bedste metode til at fastlægge de forskellige niveauer, hvor det forurenede vand strømmer ind i boringen. Men metoden skal udføres med omhu, for at sikre repræsentative prøver, og dermed de rigtige tolkninger. Derfor skal benyttes to eller flere pumper. Herudover kan man som ekstra sikkerhed benytte hjælpeværktøjer til sikring af de rigtige niveauer for vandskel i boringen, b. l. a. flowlogs, packer eller heat puls sonde. I tilfælde af at man ønsker at bestemme bidraget fra utætheder i forerør tages vandprøven af annulusvand i forerøret. Det kan være hensigtsmæssigt foruden BAM, at analysere for stoffer, som er karakteristiske for overfladevand. Lækage på ydersiden af forerør kan bestemmes ved prøver udtaget i toppen af filterrøret. Der kan være usikkerhed om hvorfra forureningen kommer ved prøven udtaget i toppen af filterrøret. Enten kan den være transporteret ned langs forerøret som brøndborerskorsten, alternativt kan det være en boringsnær magasinforurening, eller evt. begge dele. Dette kan afsløres ved at lave en længerevarende separations-pumpning, hvor der udtages niveauspecifikke prøver over et længere forløb. Ved samtidig at udtage repræsentative prøver fra midten eller bunden af filteret, kan man opnå viden om bidrag af indstrømning fra formationen fra mere boringsfjerne kilder.

Man kan med CFC-datering vurdere grundvandsmagasinets sårbarhed overfor BAM ved naturlig nedsivning eller boringsbetinget lækage ved opblanding med yngre overfladenært grundvand. Ved kortslutning i boringen med ungt overfladevand fås et billede af alderen i filterdybden, som normalt ikke vil være repræsentativt i den givne dybde. Der er dog ved metoden processer og faktorer, som har en betydelig effekt på dateringerne, og dermed er en række usikkerheder ved metoden som man skal være opmærksom på, for ikke at overfortolke resultaterne.

Oplysninger fra boringsundersøgelsen kan verificeres ved at udføre undersøgelser udenfor boringen. Undersøgelsesboringer opstrøms for den forurenede boring til det sekundære og primære magasin vil være oplagt i tilfælde af om der er tvivl om en boringsbetinget eller magasinbetinget forurening. Analyser af boringsnære jordprøver for dichlobenil og BAM er ligeledes undersøgelser, som bør have høj prioritet.

Boringsrenovering og afværgeforanstaltninger:

Hvis borings-forbedringer skal have nogen effekt, er det nødvendigt, at være fremkommet med de sande undersøgelseskonklusioner før der skrides til renovering. I mange tilfælde vil man ellers fortsat have en forurenet boring. Det er mange eksempler på, at renoveringer ingen effekt har haft, da de vigtigste transportveje ikke er fjernet.

For at sikre at andre boringer ikke forurenes, er det ofte nødvendigt fortsat at foretage en hydraulisk styring/ afværgepumpning og overvågning efter renovering. Forsøg med forskellige pumpescenarier i områder med magasinforurening har ikke kunnet påvise forskel i BAM-koncentrationerne, afhængig af om der pumpes kontinuert eller alternerende.

Hvis man vælger at plombere boringen, skal man være opmærksom på, at alle lækager fjernes, også evt. skorstenseffekt. Dette vil ofte kræve en opboring/overboring i minimum samme dimension som den tidligere boring.

Samlet konklusion

Investigative studies

A study involving the investigation and evaluation of drilling techniques, well construction techniques and well construction materials used in the last century in connection with installation of water supply wells in Denmark was conducted. From this study it can be concluded that there are a number of risks that well leakages will occur and may result in contaminants being transported to the associated groundwater aquifers or to drinking water supply wells.

The wells may be divided into 5 categories, where types I – III are screened wells, while types IV and V are uncased, unscreened wells. Additionally, in type III wells the temporary casing is replaced with a permanent well casing. A more detailed description of the wells is found in section 2.3.

Vertical leaks along the casing

Vertical leakages along the permanent casing are often associated with the use of a boring tube fitted with a socket joint and a casing shoe, as these can create a channel along the casing. In particular, wells with the following characteristics have a high risk of vertical leakages along the casing: wells drilled without drilling fluid (for example using a cable tool or an auger), prior to 1960, where the drilling tube was used as the well casing, and where there was no grouting whatsoever (well types I and II). A similar risk of vertical leakages arises with uncased wells when the work casing is used as the permanent well casing in the upper impermeable layers (well types IV and V). The risk of contaminant influx associated with vertical leakages is greatest when drilling through a compact, cohesive layer. In contrast, the creation of new transport pathways arising from an increase in borehole diameter will only occur to a limited extent in permeable layers.

The risk of leakages in screened wells (type III wells) is closely linked to the presence and quality of the grouting material surrounding the casing. Grout was generally not used in this type of well construction prior to the 1980’s. In cases where grout was used, it was often an unsuitable material. For example, from about 1975 – 1980 various grouting materials were used which, in many cases, resulted in the formation of preferential pathways through the grouting material.

Another risk of contaminant transport along the casing is associated with type III wells where the bentonite sealant has subsided. During auger drilling, cavities can form in the formations along the borehole. While these cavities are later backfilled, subsidence and the formation of vertical preferred pathways often occur. The subsidence associated with auger drilling is the result of improper bore pipe placement during drilling. In the case of rotary drilling, subsidence is primarily associated with insufficient removal of drilling mud and cuttings before well completion. Consequently, a re-bedding of the gravel pack can occur during backwashing causing the sealant to subside.

If the bentonite sealant does not have a suitable height, another problem can arise where the resistance against flow through the sealant is less than the resistance against flow through the surrounding layers. In some cases this error can be attributed to the fact that the standard minimum height of the sealant of 1 m is, under some circumstances, insufficient.

Finally, the sealant can be defective because the permanent casing diameter is too large relative to the borehole diameter making it impossible to seal the well properly.

Leaky permanent casings

Corrosion of permanent steel casings would generally be expected 20 – 30 years after installation. Steel work casing was used as permanent well casing until about 1960, and thus, it can be expected that such wells have a high risk of leakage. In addition, it is possible that holes can occur in other casing materials especially in association with pump installation, etc.

Leaky permanent casing connections

Transport of contaminants through leaky pipe connections is a problem which may potentially occur in all types of wells. Since 1975, connections between PVC pipes have been sealed with teflon tape and in some cases O-rings. However, investigations have shown that teflon tape can have the opposite effect if it is wound around a joint or pipe connection too many times. Socket joints attached with glue and screws, which were used mainly between 1965 – 1975, have an obvious risk of leakage in situations were the screws are screwed through the casing and later rust away. PVC pipe connections in casings are vulnerable to compressive force and thus, often leak. Connections in steel pipes can also leak, although this problem is not considered to be as widespread as that of leaky PVC and PEH connections. The latter problem has not been solved even in newly installed wells.

Leaky casing heads and well covers

Leaky well covers combined with a leaky casing head can lead to direct downflow from the surface into the well. Unintended inflow can also occur via leaky well covers, leaky connections in the concrete manhole ring, and accidental damage to the well construction during burial of underground cables. Inflow of surface water can also occur if the surface housing is placed near ground surface, etc.

The risk of surface water seeping into the well is high in situations where a leaky casing head is found and where the area around the well is backfilled with high permeable materials.

The risk of contamination associated with leaky casing heads and well covers is existing. However, in the majority of cases, only a minor effort is required to minimise this problem. Furthermore, surface water seepage into a well is often easily registered. The problem is believed to be largest in single production wells.

A second risk associated with casing heads arises in connection with sealed casing heads installed without ventilated flanges. Sealed casing heads are numerous because this practice can have a positive influence on the processes in the well so that less well maintenance is required. However, it is crucial that there are no leaks whatsoever, because the vacuum which is created when pumping starts will draw surrounding pore or groundwater through even the smallest holes into the well.

Ineffective well closures

Only wells which were closed after 1980 by means of filling them with a suitable material are believed to be effectively closed. Effective sealing materials were introduced first in 1980. Thus, the problem of unsealed abandoned wells has only been solved in wells closed after 1980 using suitable materials.

The risk of contamination via ineffectively closed wells is believed to be common. Many abandoned wells are located on water works sites, often close to in-use water supply wells, which is an unfortunate situation in terms of hydraulic gradients. Furthermore, in some cases an improperly closed well can act as a huge preferential pathway with the potential to contribute significant contamination to the near-well region of an aquifer.

In addition to the above descriptions of potential leakage situations, there are examples of short circuiting between various aquifers. This can occur when a single well is constructed with several screened intervals which are separated only by a casing with or without grout. This practice of multiple screened intervals within a single well was common in the past, but ought to be avoided due to the obvious risk for short circuiting between aquifers.

It should be noted that the types of leakages described can occur alone or in various combinations. The potential risk of contamination is increased in the latter case.

Database studies

Field investigations

The following section presents conclusions from selected field studies and investigations which were reviewed as part of this project. The discussion focuses on well construction. Based on the field studies and fild investigations the following conclusions can be made:

Generally, the contamination situation is complex, although the hypotheses regarding risk of contamination at the selected locations appear to be clear. In many cases the well construction is flawed, but there are also contaminant contributions via other pathways.

Field investigations indicate that numerous, relatively new wells are flawed, particularly by leaky connections (where there are connections) and improperly placed sealant.

Prefix has not been used consistently at all water works, based on concentrations in soil samples taken at water works sites. It is not possible to make general comments regarding the delivery routine. The source of the contamination may in these cases be the water works itself. This theory ought to be investigated in specific field studies.

Tests performed in wells with leakage from casing connections reveal a decreasing inflow compared to what normally could be extracted during pumping of a water supply well. Estimates of the effects of preferential pathways, leaky casing heads as well as of improper well closures were determined and are summarised in table 1.

Tabel 1.
Probable leakage to the aquifer from leaky wells.

Table 1 illustrates that the leakages in a defective well will often be minimal relative to contamination of an aquifer with BAM. A contribution via a well-related leakage often occurs, but generally, under normal pumping rates, the BAM concentration in water supply wells is under the maximum permissible value. The explanation for the low concentrations is the low BAM concentration in the secondary groundwater as well as limited infiltration. During this project, BAM concentrations in the secondary groundwater seldom exceeded 1 µg/l and concentrations over 10 µg/l have never been seen in investigations. Thus, the above discussion demonstrates that BAM concentrations will be under the maximum permissible value regardless of the type of leakage, as long as normal pumping rates from a water supply well can be assumed.

At small water works, with lower rates of water extraction, and where operation may be discontinuous, leaky wells, particularly in association with preferential pathways, can lead to drinking water quality problems, if high BAM concentrations are present in the upper secondary groundwater. Experiments with continuous alternating operation indicate no apparent difference in the BAM concentrations in the contaminated wells. In these cases, the aquifer may be contaminated with BAM.

Leakages resulting from improper well closure may be the cause of significant BAM transport, especially considering the often unfortunate location of abandoned wells close to in-use water supply wells.

Water quality samples from a test well drilled into the secondary or primary aquifer and located directly upgradient from a contaminated well will often (if contamination is found) provide evidence as to whether the contaminant transport has been via leakages in a well or via the aquifer.

Unsuccessful attempts to renovate a defective boring may be attributable to an incorrect hypothesis regarding the source of contamination or its pathway(s).

Summarised results from water works well survey

The majority of the wells which were investigated were found to have some type of flaw. Evidence of defective well construction was registered in 144, or approximately 84% of the wells.

The majority of the leaky connections were found in type III wells (screened wells) (57%) and in PVC-cased wells (61%). The majority of holes were observed in type I and type II wells (wells were the temporary casing remains becomes permanent) (46%) and in wells where a steel pipe is used as the permanent casing (42%).

Conclusions derived from BAM investigations conducted as part of this project

Of the 27 completed investigations there is definite evidence of aquifer contamination at 13 locations. There are 8-9 locations with contaminant transport via both the well and the aquifer. Transport contamination which can be attributed exclusively to defective well construction was observed in only 2-3 investigations. It was not possible to determine the transport pathway in 3 investigations.

Significance of well leakages in relation to BAM transport

In the majority of cases, BAM concentrations in drinking water supply wells with any type of leak will be well under the maximum permissible value, assuming that the BAM concentrations in the secondary aquifer are normal and the pumping rate is normal. However, at small water works, where the pumping rates are lower or discontinuous, preferential pathways, etc. may cause problems, if high contaminant concentrations are present in the secondary groundwater. For example, it would be possible to find BAM concentrations exceeding the maximum permissible value (0.1 µg/l) in water extracted from a well under the following conditions: the well has an unsealed casing; the pumping rate is about 1 m³/h); due to the effect of preferential pathways along the outside of the casing, the hydraulic conductivity is equivalent to that of a medium-grained sand; and there is a minimum concentration of 8 - 10 µg BAM/l in the near-surface groundwater which is in physical contact with the well. If, however, the hydraulic conductivity of the preferential pathways is equivalent to that of gravel, then a BAM concentration of only 0.5 – 1.0 µg BAM/l in the secondary groundwater in contact with the well is required before the maximum permissible value is exceeded in the well water. A situation like the first example would be rare because BAM is seldom present at these concentrations in the upper groundwater. While the BAM concentration levels are more realistic in the second example, the effect of preferential pathways of this magnitude is likely uncommon.

Evaluation of investigative methods as diagnostic tools

In the process of collecting data regarding well characteristics invaluable information was obtained which can be used to organise the subsequent well examination strategy.

TV inspection is normally a good tool to detect leaks. In cases of poor visibility, for example under the water table, only limited information can be retrieved. Furthermore, this method provides no indication of the volume of inflow. Pressure tests of the casing can test for leaks, but these tests are associated with practical problems and tests in old wells may lead to collapse of the casing.

Packers may be used to seal off an interval within a well and thereby obtain an estimate of the inflow via leakages. However, it is often difficult to maintain the pressure on the packers during testing. This is essential to ensure that any inflowing water during a test comes from leakages into the well, and is not well water flowing past poorly sealed packers.

While gamma logs are often used to verify the placement of the sealant, this type of borehole logging provides no information regarding the watertightness of the seal or the volume of inflow (if any). Conductivity logs can be used to supplement gamma logs, but the latter are not so widely used because they can give false signals in connections with iron screws, etc. Other types of borehole logging can be conducted, for example a caliber log (which logs the borehole dimensions), a flow log (which measures inflow), a resistivity log (which measures the geology in the screen section), a sonic log (attached to the casing). All these logging methods have the common characteristic that they are indirect and thus under normal circumstances they cannot be used alone, but must be considered as a supplement to water quality samples.

Multi-level water quality sampling is the most effective and precise method to determine from which level contaminated water is entering the well. Great care is required with this type of testing to obtain representative samples and thus, a correct interpretation of the hydraulic and contaminant situation. This requires the use of 2 or more pumps. Additional tools such as flow logs, packers and heat pulse probes can be used to ascertain the correct levels for sampling. Water samples of the annulus water in the casing can be used to determine the inflow contribution from leakages in the casing. In addition to BAM analyses, it would be expedient to analyse water samples for other parameters which are characteristic of surface water. Leakages on the outside of the casing can be determined by taking a water sample at the top of the screen pipe. There can be uncertainty as to the source of contamination when samples are taken at the top of the screen pipe. Contaminants could be transported down along the casing via vertical preferred pathways to the well or the source can be near-well aquifer contamination, or a combination of the two. The source can be definitively determined by long term separation pumping where numerous water samples from specific levels within the well are taken over a longer period. If representative water samples from the middle or bottom of the screened interval are taken during the same pumping period, information can be obtained regarding the inflow from the formation from more distant contaminant sources.

CFC dating can be used to estimate the risk of BAM contamination of a groundwater aquifer via natural infiltration or via well leakages where groundwater is mixed in the well with younger, near-surface groundwater. In cases of short circuiting involving younger groundwater, the estimated age of groundwater at the depth of the screen will normally not be representative of the known groundwater age at that depth. There are, however, process and factors which can affect dating results, and thus there are a number of uncertainties associated with this diagnostic tool. These reservations must be considered and overanalysis of CFC dating results should be avoided.

Information obtained from investigations inside the well can be verified by conducting investigations outside the well. Test wells drilled into the secondary or primary aquifer and located upgradient from the contaminated well provide water samples which can determine whether the source of contamination is related to leakages in the well, or to contamination in the aquifer. Analysis of near-surface soil samples for dichlobenil and BAM are other types of analyses which ought to have a high priority.

Reclamation of wells and remediation techniques

If well improvements are to have an effect on the water quality it is necessary to definitively establish the true cause(s) of the water quality problem before any attempt is made to reclaim the well. In many cases a contaminated well will continue to be so if remediation attempts are based on flawed or incorrect investigation conclusions. Clearly, renovation of a well will have no effect unless the most important contaminant transport pathways are closed.

To ensure that other wells do not become contaminated, it is often necessary to continue to control the hydraulic behaviour at the site via pump and treat and to continue to monitor the site after wells are reconditioned. Experiments with various pumping scenarios in areas with contaminated aquifers were unable to demonstrate a change in BAM concentrations regardless of whether pumping was continuous or alternating.

If a decision is made to seal a well, it is necessary to seal all leakages, as well as any preferential pathways. This will often require that the well is re-drilled or over-drilled at least to the same dimensions as the original well.

Conclusions

1.1 Baggrund

Der er udført vidensopsamling og undersøgelser vedrørende utætte boringer.

Nærværende arbejde skal ses som en del af et samlet projekt, hvor andre delelementer indgår. Miljø & Ressourcer, DTU, har udført feltundersøgelser samt detailstudier vedrørende sorption og nedbrydning af dichlobenil og BAM. Geologisk Institut, KU, har udført varighedsanalyser ved model-simuleringer. Danmarks JordbrugsForskning, Flakkebjerg, har forestået analysearbejdet i forbindelse med feltundersøgelser.

Problematikken omkring transporten via utætte boringer er søgt kortlagt ved udførelse af undersøgelser på udvalgte vandværker. Herudover er der i andet regi udført undersøgelser. Disse undersøgelser er så vidt muligt inddraget i arbejdet med henblik på generelt at få et så dækkende billede som muligt overfor BAM-problematikken. Der er for den del indhentet undersøgelses-resultater af varierende karakter fra ca. 170 indvindingsboringer fra hele landet.

1.2 Formål

1.2.1 Det samlede projekt

Igangsættelse af projektet, Pesticider og Vandværker, har haft formålet at medvirke til at udfylde rammerne i pesticidaftalen. Projektets formål er at vurdere under hvilke geologiske forhold pesticidforurening forekommer og hvilke typer af boringer, der kan være udsat for forurening med pesticider. Miljøstyrelsen har defineret projektet til specifikt at omhandle forurening af vandværksboringer med 2,6-dichlorbenzamid (BAM), idet BAM til dato er det pesticid, der har forurenet flest vandværksboringer i Danmark.

Der skal foretages en udredning af kilder og forureningens transportveje fra kilde til grundvand. Der foretages på baggrund heraf en vurdering af varigheden af BAM-forurening under forskellige geologiske forhold, således at der kan gives et bud på hvor længe problemet vil forekomme efter man er ophørt med brug af midlerne Prefix og Casoron. På baggrund af de indhentede erfaringer er der udarbejdet en vejledning til brug for større og mindre vandværker for håndtering af pesticidforurening og for hvilke afhjælpende foranstaltninger, der kan foretages.

1.2.2 Nærværende delprojekt

Dette delprojekts formål er at foretage en udredning af forureningsforholdene og problemet med hensyn til BAM specifikt relateret til vandværksboringer. Konstruktionsbetingede lækagetyper og deres betydning for forurenings-transporten søges kortlagt. Herudover er metoderne til dianosticering evalueret.

2. Udredning af konstruktionsbetingede transportveje og deres potentielle betydning

2.1 Regler for udførelse, indretning og sløjfning af vandindvindingsanlæg

Indtil Dansk Ingeniørforenings normer DS 441 og DS 442 fremkom i 1978 blev boringer og brønde udført i henhold til almindelig anerkendt praksis. Brøndboreren udførte sit borearbejde og sine boreinstallationer på grundlag af det, han havde lært af andre brøndborere, og på basis af sine egne indhøstede erfaringer, som i bedste fald blev suppleret med vejledning fra kurser afholdt i Dansk Ingeniørforenings eller Dansk vandteknisk forenings regi.

I 1980 skete der noget vigtigt. Da kom Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 4 af 4. januar 1980 - i daglig tale benævnt "Brøndborerbekendtgørelsen" - der blev uddybet i Miljøministeriets cirkulære af 28. februar 1980 om udførelse af boringer efter grundvand. Dermed fik brøndboreren og tilsynsmyndigheden et vigtigt "værktøj" i hænde til at sikre, at de danske lovkrav på området blev opfyldt.

Der er netop udsendt en ny "Bekendtgørelse om udførelse og sløjfning af boringer og brønde på land", hvor der er rettet op på nogle af de utilstrækkeligheder, der findes i den gamle bekendtgørelse, med hensyn til at minimere forureningsricisi. Herudover er der - nok så væsentligt - netop sat ind med en uddannelse af brøndborere og disses medarbejdere med det formål, at sikre, at de gode intentioner i de forskellige bestemmelser ikke tilsidesættes utilsigtet i det daglige arbejde.

2.2 Boremetoder og deres indflydelse på boringsbetinget transport

Når der i Danmark skal udføres boringer, kan der blive tale om at gennembore såvel løssjord (ler, sand, moræne, etc.) som bløde bjergarter (kridt og kalk). I den følgende fremstilling vil betegnelsen "materialet" blive brugt som fællesbetegnelse for løssjord og bløde bjergarter.

2.2.1 Tørboring

Betegnelsen tørboring kræver en præcisering. Der er som ovenfor omtalt tale om, at det løsborede materiale transporteres mekanisk op til terræn - der bruges ikke som ved skylleboring vand eller et andet cirkulationsmedie hertil.

Til trods for betegnelsen tørboring kan der imidlertid godt stå vand i borehullet under borearbejdet ved en tørboring. Faktisk er det nødvendigt, at der står vand i borehullet for at det mest anvendte tørboreredskab - sandspanden - kan fungere hensigtsmæssigt. Når der bores i vandførende lag af sten, grus og sand, kan det ligeledes være nødvendigt at tilsætte vand til boringen for at opretholde et vandspejl i borehullet i et højere niveau end vandspejlet i det materiale, der bores i. Årsagen hertil er, at det ellers ikke vil være muligt at undgå erosion, som kan føre sten, grus og sand fra det omgivende materiale ind i borehullet.

Når der ved tørboring bores igennem vandførende lag, er det nødvendigt at stabilisere boringens væg ved at føre det borerør, som under borearbejdet anvendes som arbejdsrør, ned i takt med boringens uddybning. Hvis dette ikke gøres, vil der under mindre erosionsfølsomme lag af ler kunne opstå hulrum (kaviteter), og i sandlag vil lejringen i det materiale, som omgiver boringen, kunne løsne sig, jf. figur 2.1. Sådanne forhold vil senere kunne resultere i nedsynkning ("skorstensdannelse") af det filtergrus og forerørs-tætningsmateriale, som indbygges i boringen, og dette vil igen kunne føre til en reduktion af boringens ydelse. Herudover vil der kunne opstå lodrette transportveje i boringen, som vil kunne føre til udbredelse af en eventuel forurening igennem de ikke vandproducerende jordlag.

Se her!

Figur 2.1.
Niveauændring af forerørstætninger som følge af opstået kavitet ved tørboring type III, jf. afsnit 2.2.

Anvendelsen af borerør kan være midlertidig til at sikre et åbent borehul, medens boringen udbygges med filtre, forerør og forerørstætninger. Anvend-elsen af borerør kan imidlertid også være permanent, idet borerørene kan indgå som en integreret del af den færdige boring i form af et permanent forerør.

Før ca. 1950 blev borerørene rokket ned med håndkraft eller rammet ned med en faldvægt ophængt i boreudstyret. Derefter begyndte man at bruge hydrauliske donkrafte til nedpresning af borerørene, og fra ca. 1965 blev det ved bøndboring almindeligt at anvende kombinationsrørbevægere, hvorved borerøret blev nedbragt ved såvel rotation som nedpresning.

For vandforsyningsboringer udført før ca. 1960 kan man derfor ikke forvente, at borerørenes nedbringning er sket i takt med boringens uddybning. Dermed har man ikke kunnet undgå at opbore mere materiale end svarende til det færdige boringsvolumen. Som illustreret på figur 2.1 har man sandsynligvis endog senere og formentlig frem til det tidspunkt, hvor tørboring blev afløst af skylleboring, i mange tilfælde opboret for meget materiale fra sandlag med kavitetsdannelse til følge. Dette hænger sammen med, at man har udnyttet bunderosion i borehullet til at lette nedbringelsen af borerørene, og dette er sket, uden at man har været opmærksom på de senere konsekvenser i form af "skorstensdannelse" mv.

Ved tørboringer kan boreredskabet enten være stanghåndteret eller wirehåndteret. Ved stanghåndterede boreredskaber bruges betegnelsen tørrotationsboring, medens der bruges betegnelse slagboring ved wirehåndteret boreredskab.

2.2.2 Stanghåndteret tørboring

Figur 2.2 viser princippet ved udførelse af en stanghåndteret tørboring (rotationstørboring) med nedføring af borerør.

Figur 2.2
Borerig til foret, tør rotationsboring

Figur 2.3 viser de oftest anvendte stanghåndterede tørboringsredskaber: fladkop, spidskop, fræser og snegl.

Figur 2.3.
Boreværktøjer til tør rotationsboring

Boreredskaberne fladkop, spidskop og snegl har, hvad udformningen angår, ikke ændret sig væsentligt gennem de sidste mange hundrede år. Fræseren kan kun anvendes i forbindelse med hydraulisk rotation, og den bruges til at komme igennem meget faste aflejringer eller sten.

Ved vandforsyningsboringer bruges stanghåndteret tørboring (tørrotationsboring) normalt kun til at etablere boringen i de øvre aflejringer over grundvandsspejlet, herunder går man så over til at anvende slagboring med wire eller skylleboring. I visse tilfælde kan det dog også være hensigtsmæssigt at anvende stanghåndteret tørboringsteknik til at gennembore fede lerlag dybere i profilet.

Ved at rotere og nedpresse borestængerne løsbores og samles materialet i eller på det boreværktøj, som er monteret under den nederste borestang. Borestængerne blev tidligere roteret med håndkraft, men det sker nu ved hjælp af et hydraulisk drevet aggregat. Når materialet er boret løst, trækkes borestængerne op, og materialet fjernes fra boreredskabet.

Når borerørene anvendes som permanent foring i et borehul udført i overstørrelse, er den største risiko for at etablere forureningsveje ved stanghåndteret tørboring en følge af, at borerørene under borearbejdet ikke altid er blevet drejet eller presset langt nok ned til at følge boreredskabernes uddybning af boringen med hulrumsdannelse omkring borerørene til følge.

2.2.3 Slagboring med wire

Principperne i en moderne slagboring med wirehåndteret sandspand er vist på figur 2.4. Figuren viser samtidig, hvordan borerøret føres ned, således at borehulsvæggen stabiliseres og væsketabet til den permeable del af lagfølgen reduceres.

Figur 2.4.
Borerig til slagboring

Figur 2.5 viser de almindeligt anvendte slagboreværktøjer: sandspand, lersnapper og faldmejsel. Såvel sandspanden som lersnapperen anvendes dels som boreværktøj til at uddybe boringen, dels til at transportere materiale op til terræn. Herudover kan sandspanden anvendes til at transportere det materiale op til terræn, som ved boring i hårde aflejringer først er nedknust med en faldmejsel - enten fladmejsel eller krydsmejsel.

Figur 2.5.
Boreværktøjer til slagboring

Såfremt nedpresningen af borerøret ikke nøje følger boreredskabernes uddybning af boringens bund, opstår der en risiko for, at der dannes hulrum under mindre erosionsfølsomme lerlag, hvilket igen kan føre til dannelse af vertikale transportveje med forurening til følge - jf. figur 2.1.

Før 1970-75 blev hovedparten af vandforsyningsboringer udført ved slagboring, hvor den vertikale bevægelse af boreredskabet skete ved hjælp af spilkop, fritfaldsspil, eller hydraulisk roterende krumtap med hjul eller hydraulisk stempel. Denne teknik anvendes fortsat, når der skal udføres boringer i materiale med meget høj permeabilitet, hvor skylleboringsteknik vil komme til kort, fordi der tabes for meget skyllemedie (vand eller boremudder) til de omgivende jordlag.

2.2.4 Skylleboring

2.2.4.1.Generelt

Skylleboring er karakteriseret ved, at borehullet etableres ved hjælp af et skyllemedie, som kan være vand, boremudder eller luft. Skyllemediet udnyttes såvel ved løsboringen af materiale i boringens bund som ved transport af det løsborede materiale til terræn. Den rette benævnelse for metoden er rotationsskylleboremetoden, idet materialet i boringens bund bores løs ved rotation af en rullemejsel.

Skylleboremetoden er hurtig og effektiv, fordi der ikke jævnligt skal trækkes borestænger op for at fjerne det løsborede materiale fra boreværktøjet. Metodens hurtighed skyldes endvidere, at skyllemidlet stabiliserer boringsvæggen, således at det kun under særlige omstændigheder er nødvendigt at nedføre borerør. Dette gælder specielt, hvis skyllemidlet er boremudder, men stabiliseringen gør sig også gældende, hvis skyllemidlet er vand. Ved boreprocessens begyndelse er det hensigtsmæssigt at stabilisere de øverste løssjordaflejringer med et kort borerør - et standrør. Endvidere anvendes der her et indbygget T-stykke til at regulere strømningsretningen for skyllemidlet.

Skylleboremetoden er på grund af dens hurtighed og effektivitet den mest anvendte boreteknik i verden i dag. Dens udvikling er ikke mindst sket i forbindelse med dens brug ved olie- og gasindvinding. Siden 1970-75 har den vundet indpas som den mest anvendte metode til udførelse af vandforsyningsboringer i Danmark.

2.2.4.2 Skyllemediet

Som skyllemedie ved skylleboring kan anvendes vand, boremudder eller luft. De følgende betragtninger retter sig primært mod anvendelse af boremudder som skyllemiddel.

Grænserne for hvor meget løsboret materiale, der kan transporteres til terræn pr. tidsenhed, afgøres foruden af boremudderets fysiske egenskaber af pumpekapaciteten samt af de hydrauliske modstande i de rør, ventiler, etc., som boremudderet skal strømme igennem. Hvis pumpekapaciteten ikke er tilstrækkelig, søges dette normalt kompenseret ved at forøge boremudderets viskositet.

Der er dog en øvre grænse for, hvor meget boremudderets viskositet kan forøges, hvis man, som det normalt er tilfældet, ønsker at recirkulere og genanvende det. Ved højere viskositet bliver det vanskeligere at fjerne løsboret materiale fra boremudderet ved at lade det løbe igennem i et separationsbassin. Det kan derfor blive nødvendigt at rense boremudder med høj viskositet for løsboret materiale ved hjælp af sådanne mekaniske midler som cykloner eller centrifuger. Hvis der ikke sker en sådan rensning, vil konsekvensen være, at boremudder med et højt indhold af løsboret materiale recirkuleres i boringen.

Figur 2.6.
Niveauændring af forerørstætning som følge af manglende oprensning

Når borearbejdet er færdigt, er det vigtigt, at det boremudder, som bliver stående i borehullet, ikke indeholder løsboret materiale, da dette i givet fald vil sedimentere i borehullets dybe del, inden boringens filter når at blive installeret.

Dette er illustreret til venstre på figur 2.6; til højre er det illustreret, hvordan der ved den følgende renpumpning af filterkonstruktionen fjernes løsboret materiale, således at gruskastningen omlejres til at fylde et mindre volumen. Dette indebærer risiko for forskydning af niveauet for forerørstætningen med risiko for, at der sker "skorstensdannelse" og opstår forureningsveje, som ikke nødvendigvis registreres under arbejdet med at sætte boringen i drift. Det er derfor vigtigt at cirkulere boremudder i boringen ved dennes afslutning i så lang tid, at man er sikker på, at det til sidst er frit for løsboret materiale.

2.2.4.3 Direkte skylning

Figur 2.7 viser en principskitse af den direkte skylleboringsteknik. Ved rotationsskylleboring med direkte skylning løsbores materialet i boringens bund med en borekrone - kaldet en mejsel - som roteres samtidig med, at den påvirkes med en lodret kraft. Der findes forskellige typer af mejsler, som anvendes alt efter arten af det materiale, som skal gennembores. Rotationen og den lodrette kraft overføres til mejslen gennem borestænger, der øverst er forbundet til en rotationsenhed ophængt i boreriggens mægler. For at øge den lodrette kraft kan der på borestængerne hænges vægte - såkaldte vægtstænger.

Figur 2.7.
Borerig til direkte skylning

Løsboret materiale fjernes løbende fra boringens bund ved skylning med boremudder. Dette pumpes ned gennem borestammen, som udgøres af bore- og vægtstængerne og ud gennem mejslen. Boremudderet vil så blive blandet op med løsboret materiale og vil derefter blive trykket op til terræn gennem ringvolumenet mellem borestammen og borehulsvæggen. Ved terræn renses boremudderet for løsboret materialet ved, at det bliver ledt gennem et separationsbassin, før det bliver recirkuleret.

2.2.4.4 Omvendt skylning

Ved udførelse af vandforsyningsboringer med borehulsdiametre op til ca. 300 mm anvendtes i Danmark indtil omkring 1980 hovedsageligt rotationsskylleboringer baseret på direkte skylning. På dette tidspunkt opstod der imidlertid ønske om at udføre boringer med større borehulsdiameter. Det var imidlertid vanskeligt at opnå den hastighed af boremudderet i ringvolumenet mellem boringsvæggen og borestammen, som var nødvendig for at transportere løsboret materiale op til terræn. Problemet blev løst ved at gå over til at udføre rotationsskylleboringer ved omvendt skylning, hvilket indebærer at boremudderets strømningsretning er vendt i forhold til retningen ved direkte skylleboreteknik. Forskellen mellem direkte skylning og omvendt skylning er illustreret på figur 2.8.

Figur 2.8.
Transporthastigheder for løsboret materiale

Boremudderet løber ved omvendt skylning fra mudderbassinet ned i ringvolumenet mellem borehullets væg og borestammen og gennem mejslen ind i borestammen, hvorfra det sammen med det løsborede materiale bringes op til terræn ved en pumpevirkning, der er påført borestammen. Da strømningstværsnittet inde i borestammen er lille, kan der selv med en relativt lille pumpekapacitet opnås en stor opadgående strømningshastighed. Boremudderets evne til at transportere løsboret materiale bliver hermed uafhængig af selve borehullets diameter. Kravene til boremudderets viskositet kan derfor reduceres i forhold til det, der er nødvendigt ved direkte skylning, og den reducerede strømningshastighed i ringvolumenet mindsker erosionen af borehullets væg.

Det reducerede krav til boremudderets viskositet medfører, at det bliver lettere at sedimentere det løsborede materiale ved terræn. Samtidig bliver det lettere at reducere indholdet af løsboret materiale i det boremudder, som findes i borehullet ved boringens afslutning. Herved mindskes risikoen for, at manglende oprensning skal medføre dårlig kvalitet af eventuelle grusfiltre.

Ved omvendt skylning kan pumpeeffekten påføres borestammens top ved at forbinde denne med en cirkulationspumpe med den nødvendige sugekapacitet. En anden mulighed er at forbinde en centrifugalpumpes trykside med en injektor, som er placeret ved skyllestrømmens afgang fra rotationsborehovedet. Den rotationsskylleboreteknik med omvendt skylning, der oftest anvendes i Danmark, er lufthæveboreteknikken, som er illustreret på figur 2.9.

Figur 2.9.
Borerig til lufthæveskylning

Princippet er her at opnå, at cirkulationen af boremudder med løsboret materiale op gennem borestammen sker med tilstrækkelig stor hastighed ved at introducere trykluft i borestammens nedre del. Forskellen i tryk ved boringens bund mellem borestammens luftindblandede boremudder og boremuddersøjlen i ringvolumenet er i væsentlig grad med til at øge strømningshastigheden op gennem borestammen. Dette bidrag øges tilmed med borehullets dybde, hvilket er det modsatte af forholdet ved direkte skylning.

2.2.4.5 Trykluftboring

Figur 2.10 viser en principskitse for udførelse af en trykluftboring ved anvendelse af DTH-hammer.

Figur 2.10.
Borerig til trykluftboring med DTH-teknik

Trykluftboring er en speciel form for rotationsskylleboring, hvor en tryklufthammer med påmonteret mejsler bruges til at knuse det materiale, der bores i, og hvor trykluften bruges som medie til at transportere løsboret materiale fra boringens bund op til terræn. Tryklufthammeren kan være monteret på toppen af borestammen, men er som oftest placeret i forbindelse med boremejslen ved bunden af boringen. Udstyret kaldes da DTH-udstyr, hvilket står for Down The Hole. DTH-hammeren er i princippet en cylinder med et stempel, der slår på boremejslen ved hjælp af lufttryk, som reguleres ved ventiler og sluser. Den luft, der bruges til DTH-hammerens funktion, fortsætter gennem kanaler og dyser ud gennem boremejslen og renblæser borehullets bund, hvorefter den transporterer løsboret materiale op til terræn.

Ved udførelse af boringer i bløde bjergarter som kalk og fjeld samt i meget faste aflejringer af moræneler er trykluftboring den mest effektive boremetode. Tilstedeværelsen af vand i de lag, som skal gennembores, kan dog begrænse den dybde, hvortil denne boreteknik kan anvendes, idet det hydrostatiske tryk ved boringens bund ikke må være større end det disponible lufttryk.

Udførelse af en trykluftboring kræver normalt, at løssjorddækket over de faste aflejringer stabiliseres ved, at der her sættes et borerør ned. Dette kan eventuelt ske ved hjælp af DTH-hammeren. Derefter udføres trykluftboringen ved successivt at forlænge borestammen med borestænger, idet der for hver ny borestang foretages en renblæsning af borehullet. Såfremt løssjorddækket er tykt, eller hvis jordprofilet består af grove materialer som grus og sten, kan standrøret erstattes med et forerør. Nedføringen af forerøret skal da ske samtidig med nedføringen af en excenterborekrone (Odex) eller en medroterende boresko (Symetrix).

Til udførelse af vandforsyningsboringer har trykluftboring indtil videre kun fundet begrænset anvendelse i Danmark. En undtagelse herfra er dog Bornholm. I områder, hvor den hærdnede kalkundergrund træffes i begrænset dybde og udgør vigtige reservoirer for vandindvinding, vinder DTH-boreteknikken mere og mere indpas. Dette er tilfældet på Østsjælland og i dele af Nordjylland.

Figur 2.11.
Borerør efterladt som forerør

Hvad angår transportveje for eventuelle forureninger ved trykluftboringer, skal man være specielt opmærksom på en eventuel manglende forerørstætning af borerør, der efterlades som forerør. Dette skyldes, at det borede hul normalt vil have en større diameter end den ydre diameter på borerøret som følge af anvendelsen af særlige boresko eller opreamning med excentrisk Odex mejsel. Som illustreret på figur 2.11 gælder dette specielt gennem faste kohæsive lag, idet en forøgelse af borehullets diameter i permeable aflejringer kun i begrænset omfang vil introducere nye transportveje for udbredelse af en eventuel forurening.

2.3 Typer af boringudbygning

Det færdige borehul kan udbygges til en vandforsyningsboring på forskellige måder. Udbygningens udformning afhænger af boringens udførelsesmetode og dimension samt de fysiske egenskaber i de gennemborede jordlag og vandreservoirer.

Figur 2.12.
De almindeligste boringstyper (primært efter DS 441 og DS 442)

Filterboringerne underopdeles i tre typer, således at der i alt skelnes mellem fem typer af boringer, som kan karakteriseres som vist på tabel 2.1

Tabel 2.1
Karakterisering af boringstyper

De i skemaet anvendte betegnelser dækker over følgende:

Borerør(arbejdsrør, casing, foring, foringsrør)

Arbejdsrør, der anvendes i forbindelse med borearbejde, og som kan bibeholdes som forerør eller trækkes op og erstattes af forerør.

Forerør (blændrør, blindrør)

Rør, der forbinder toppen af filterrøret med boringens overbygning og tjener til at afstive de omkringliggende jordlag og lede vandet til pumpeanlægget.

Filterrør (slidserør)

Rør med huller eller slidser, der tjener til at tage vand ind fra et vandførende lag og samtidig tilbageholde materiale.

Gruskastning (filterkastning, filterpakning (ved præfab. gruskastning))

Opfyldning af sorteret kvartssand eller -grus mellem filterrør og de vandførende lag for at tilbageholde materiale fra de vandførende lag.

2.3.1 Filterkonstruktion

Boringens filter skal tjene til at tilbageholde jordpartikler fra det vandførende lag, således at disse ikke strømmer ind i boringen og stopper denne. Filteret skal samtidig tillade så meget vand som muligt at strømme ind i boringen, hvorfra det så kan pumpes op.

Et filter består inderst af et filterrør, som er forsynet med perforeringer i form af slidser eller huller. Uden på filterrøret placeres der normalt i vore dage en gruskastning, som består af en opfyldning med sorteret kvartssand eller grus. Valget af kornstørrelse for det materiale, som bruges til gruskastningen er bestemt af kornstørrelsesfordelingen i det vandførende lag samt af slidsebredden eller maskevidde i filterrørerts perforeringer. Dimensioneringen af gruskastningen sker ved hjælp af såkaldte filterkriterier, som bl.a. kan findes angivet i DS 441 og DS 442.

Somme tider er der så stor forskel på kornstørrelsen i de vandførende lag og filterrørerts slidsebredde eller maskevidde, at det er nødvendigt at opbygge et graderet filter. Det gøres ved hjælp af et såkaldt præpakket filter, som består af en kappe af sammenlimet sorteret kvartssand eller grus eller af andet materiale fastgjort direkte uden på filterrøret. En gruskastning bestående af finere materiale end det præpakkede filter placeres derefter uden på det præpakkede filter. Tidligere blev det præpakkede filter udført som en såkaldt gruspakning uden på filterrøret. Gruspakningen blev udført omkring filterrøret i en strømpe af metalvæv eller lignende, før filterrøret blev sænket ned i borehullet.

2.3.2 Filterboringer, type I

Denne boringstype er karakteriseret ved, at der ikke anvendes gruskastning omkring filterrøret. boringstypen var almindeligt anvendt i tiden før fremkomsten af egentligt mekaniseret boreudstyr. Der var den gang tale om boringer i mindre diametre udført som tørboringer med brug af spilkop og sandspand.

Filteret bestod af et perforeret metalrør af kobber eller messing med en omlagt messing- eller kobberspiral og omviklet med fortinnet kobbervæv med en maskevidde, som blev afpasset efter det vandførende lags kornstørrelse. Filterrøret blev sænket ned inde i borerøret, når boringen havde nået endelig dybde.

De anvendte borerør blev efterladt i jorden, efter at de var trukket så meget op, at filterstrækningen på filterrøret blev efterladt frit i de vandførende lag. Filterrørets øverste del - det såkaldte forlængerrør - var omviklet med en pakning, som normalt var af hamp for at forhindre, at materiale fra de vandførende lag trængte op i boringen mellem borerøret og forlængerrøret. Forlængerrøret var øverst forsynet med en bajonetfatning eller en muffe med linksgevind, hvorfra der midlertidig blev ført et rør op til terræn for at fastholde filterrøret i dets position i dybden, medens borerøret blev trukket op i de vandstandsende lag.

2.3.3 Filterboringer, type II

Efterhånden blev boreudstyret mekaniseret, og det gav mulighed for at udføre boringer i større dimensioner, hvilket igen gjorde det muligt at bygge filtre af mindre kostbare materialer. Dette førte til introduktion af filterboringer af type II med en gruskastning omkring filterrøret. Arbejdsproceduren for type II var stort set den samme, som ved type I, lige som princippet med at anvende borerørene som forerør var ens for begge typer. Forlængerrøret til filterrøret med tilhørende pakning blev dog først monteret, efter at gruskastningen var udført.

Alt i alt indebærer filterboringer af type II således de samme ricisi for, at der skabes transportveje for en eventuel forurering som for type I.

2.3.4 Filterboringer, type III

Filterboringer af type III repræsenterer den form for filterindbygning, som siden ca. 1960 er blevet anvendt i borehuller udført ved tør- eller skylleboreteknik. Den vigtigste forskel mellem filterboringer af type III og af type I og II er, at de dyre stålborerør kan trækkes helt op og genanvendes ved type III. Samtidig kan der anvendes relativt billige materialer til et kombineret filter og forerør, og der kan udføres forerørtætning direkte mellem forerørets og boringsvæggen.

Hvis filterboringer af type III udføres med tørboreteknik trækkes borerørene op, efter at det kombinerede filter - og forerør er sat ned og centreret i borerøret. Optrækningen sker successivt, medens gruskastningen fyldes i, og der etableres forerørstætning. Hvis der ikke tilføres vand fra terræn til gruskastningen, medens denne fyldes i, er det vanskeligt at sikre, at kaviteter under kohæsive lag udfyldes helt. Dette bør så vidt muligt undgås, da efterladte kaviteter vil kunne forårsage nedsynkning af borerørstætning mv. således som illustreret på figur 2.1.

Hvis filterboringer af type III udføres som skylleboring, vil risikoen for at efterlade kaviteter i boringen være væsentligt mindre end ved anvendelse af tørboringteknik. Dette skyldes, at borehulsvæggen i de vandførende sandlag ved skylleboring er stabiliseret med boremudder og overtryk i forhold til poretrykket i de omgivende lag.

2.3.5 Åbne boringer, type IV og type V

Åbne boringer udføres i faste, vandførende lag, hvor der ikke er behov for at etablere et filter til at tilbageholde materiale fra de vandførende lag. Ved denne type boringer er borerørene ført ned og rammet eller trykket fast i de øvre faste, vandførende lag under anvendelse af tør- og skylleboringsteknik. Derefter er borehullet ført videre ned i de faste, vandførende lag uden borerør, indtil den størst mulige eller ønskede ydeevne fra disse lag er nået. I de faste, vandførende lag anvendes ligeledes tør- og skylleboringsteknikker; fra ca. 1950 har der specielt her været anvendt anvendt trykluftskylleboring med DTH.

Ved åbne boringer fungerer borerørene som forerør i de øvre lag og lidt ned i de faste, vandførende lag. Alt afhængig af hvilken nedbringningsmetode, der er brugt, kan der være skabt risiko for, at der er dannet transportveje langs forerørenes yderside. Ved nedramning eller nedpresning af borerørene i den øvre del af de faste vandførende lag er der sket en vis tætning, men denne virker kun mod materialetransport fra de ovenliggende løse aflejringer og ikke som tætning mod tilstrømmende vand.

Fra ca. 1990 er åbne boringer af type IV ofte blevet erstattet med filterboringer af type III. Dette er sket for at reducere omkostningerne ved stålforerør og for bedre at kunne etablere en forerørstætning mod en eventuel forurening, der kommer ovenfra. Når der således er anvendt filterboringer af type III under forhold, som tidligere ansås for velegnede til åbne boringer, er filteret omkring filterrøret blevet udført af meget grove materialer, hvis væsentligste funktion er at fastholde borerørstætningen i det forudsatte niveau. Type V boringen er til forskel fra type IV med indvendig foring bestående af forerør og forerørstætning mellem det bestående borerør og forerøret. Dette sikrer bedre mod lækage som følge af utætheder i forerør og borerør, men stadig ikke mod lækage på ydersiden af borerøret. Metoden anvendes i enkelte store vandforsyninger.

2.4 Materialevalg

Når brøndboreren og bygherren vælger komponenter til en vandforsyningsboring sørger de normalt for at nyttiggøre såvel komponenter udviklet specielt til vandforsyningsboringer som komponenter, der oprindeligt har været fremstillet til beslægtede formål.

En summarisk, historisk oversigt over anvendte boremetoder og materialevalg for de komponenter, som indgår i vandforsyningsboringer, fremgår af tabel 2.2.

Tabel 2.2.
Historisk oversigt over anvendte boremetoder og indbygningsmaterialer

De angivne boringstyper refererer til figur 2.12.

2.4.1 Filtre

Som tidligere anført har filtrene i en vandforsyningsboring til formål at tilbageholde det vandførende lags bestanddele og samtidig tillade så meget vand som muligt at strømme ind i boringen.

Indtil 1950 var den almindeligt anvendte filterkonstruktion således et filterrør omviklet med fortinnet kobberrør, således som omtalt i afsnit 2.3. Det perforerede messingrør, som brugtes som filterrør, var et trukket emne til motorcylinderbøsninger, og det fortinnede kobbervæv var et soldevæv. Disse filtre blev tilvirket på brøndborerens eget værksted.

2.4.2 Forerør

Indtil ca. 1960 var det almindeligt at anvende de samme stålrør, som blev anvendt som borerør til forerør. Undtagelsen herfra er en periode mellem 1955 og 1960, hvor der i nogle tilfælde blev anvendt forerør bestående af eternit i type III boringer med egetræsfiltre.

Fra 1960 blev det som ovenfor anført almindeligt at anvende såvel filterrør som forerør af PVC i vandforsyningsboringer af type III.

2.4.2.1 Forerør af stål

De borerør, som anvendtes som forerør indtil ca. 1950, leveredes i "faldende længder" med godstykkelse 6-8 mm og samlet med gevind. Forskellige gevindtyper er vist på figur 2.13. Efter at man begyndte at tage hydrauliske rørbevægere i brug til nedsætning af borerør, har man anvendt borerør med såvel ud- som indvendige glatte gevindsamlinger. Sådanne borerør anvendes i dag kun ved udførelse af boringstype III, hvor borerøret trækkes op under installationen af filteret. Ved boringstype IV er det normalt at anvende sammensvejste stålrør.

Figur 2.13.
Typer af samlinger af borerør

Når borerørene samles med gevind, anvendes der gevindfedt og ingen anden form for tætningsmateriale.

2.4.2.2 Forerør af eternit

I en kort periode blev der anvendt forerør af eternit. Det drejede sig om rør, som oprindeligt var fremstillet som rør til vandledninger. De havde en fast udvidet muffe og en glat spidsende og blev samlet ved indrulning af en blød rågummiring. Denne blev efterstøbt med asfalt, hvilket var en tidskrævende proces, fordi der skulle opnås tilstrækkelig trækstyrke, før filteret - og forerøret - kunne sættes ned i boringen.

2.4.2.3 Forerør af PVC

Forerør af PVC bliver fremstillet i overensstemmelse med DS 972. De svarer styrkemæssigt til tilsvarende trykrør og kan leveres for indvendige tryk på henholdsvis 6, 8 og 10 bar, hvorimod det maximalt tilladte udvendige tryk er væsentligt lavere.

Se her!

Figur 2.14.
PVC-rørssamlinger

De pakninger, som tidligere blev udført for boretype I og II mellem filterrørerts forlængelse og det borerør, som blev brugt som forerør, tjente til at undgå, at materiale fra de vandførende lag trængte ind i boringen. Indtil ca. 1960 var det almindelig praksis at udføre disse forerørstætninger af ler fra det opborede materiale. Leret blev normalt forsøgt komprimeret, men pladsforholdene i ringvolumenet mellem forerør og boringsvæg var normalt ikke gunstige for at kunne udføre en tilstrækkelig god pakning.

Fra ca. 1960 opstod der i adskillige vandforsyningsboringer problemer med forurening af det oppumpede vand med nitrat. Man forsøgte derfor at udføre tættere forerørstætninger ved at indstampe pakningerne i tynde lag af håndæltet, ren teglværksler.

I begyndelsen af 1970'erne begyndte man at anvende bentonit opslemmet i vand og til tider iblandet cement. Bentonitten blev som en vælling pumpet ned i ringvolumenet gennem et rør. Det var imidlertid vanskeligt at være sikker på, hvor denne bentonit-cementvælling blev placeret, og det var desuden tidskrævende at afvente, at den hærdede til en sådan hårdhed, at man kunne fortsætte indbygningen i ringvolumenet.

Der skete et stort fremskridt i ca. 1975, da man begyndte at anvende tørret, komprimeret ler i kugleform - såkaldt Duranit. Det blev derved muligt at pejle sig frem , så man sikrede en præcis placering af forerørstætningen i den forudsatte dybde.

Det viste sig imidlertid, at Duranit-kuglerne ved vandoptagelse og deraf følgende kvældning ikke opnåede den oprindelige lerstruktur og den dermed forbundne lave permeabilitet. Først efter fremkomsten i ca. 1980 af tørret bentonit som granulat eller i pilleform, fik brøndboreren et velegnet materiale i hænde. Dette skyldes, at bentonitten har en langsom vandoptagelse for derefter at ekspandere kraftigt og udfylde alle hulrum,. Det blev dermed muligt på økonomisk vis at udføre forerørstætninger med en særdeles lav permeabilitet og gøre dette på en måde, så man var sikker på tætningens placering.

Først da bentonit blev taget i brug til forerørstætninger blev det muligt at opfylde de krav til vandforsyningsboringer af type III, som er beskrevet i Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 4 fra 1980 - den såkaldte "Brøndborerbetegnelse". Anvendelsen af bentonit som granulat eller i pilleform kræver dog stor omhyggelighed fra brøndborerens side; specielt skal der udvises påpasselighed med hensyn til vandoptagelse over grundvandsspejlet, manglende vedhæftning til forerøret samt tilstedeværelsen af styr.

2.5 Råvandsstation og forerørsafslutning

Råvandsstationen består af de installationer, som afslutter forerøret foroven samt den omgivende installationsbrønd. Råvandsstationen har til formål at beskytte vandindvindingsboringen med tilhørende installationer mod frost, mekanisk overlast og indtrængende forurening fra overfladevand eller højtliggende sekundære vandreservoirer.

For at undgå, at vand, som måtte være trængt ind i råvandsstationen, trænger ned i boringen, monteres der en tæt hætte over toppen af forerøret. Hætten forsynes med tætte gennemføringer for rør og kabler til pumper i boringen. Ligeledes skal der sørges for en tæt gennemføring af forerøret ved installationsbrøndens bund.

Oprindeligt blev installationsbrønde udført af betonringe, som enten blev nedsat ved indvendig udgravning eller placeret i en forud etableret, åben udgravning. Hvis der anvendtes brøndringe nedsat ved indvendig udgravning, blev bunden udført ved en betonstøbning på stedet. Når installationsbrønden blev etableret i en åben udgravning, anvendtes enten den samme fremgangsmåde, eller brøndringene blev placeret oven på en præfabrikeret bundplade, som var forsynet med hul til gennemføring af forerøret.

Betonringene var ofte forsynet med huller til stigetrin. Disse huller og selve brøndringenes samlinger blev søgt tætnet med cementmørtel og senere med brøndskum. Hvis der anvendtes brøndringe nedsat ved indvendig udgravning, blev tætningen kun foretaget fra den indvendige side, og den havde da nærmest karakter af berapning. Det var normalt, at en åben udgravning omkring brøndringene blev tilbagefyldt med det opgravede materiale.

Omkring slutningen af 1970'erne blev det almindeligt at anvende præfabrikerede installationsbrønde af plast eller fiberglas. Disse installationsbrønde nedsættes i åbne udgravninger, som tilbagefyldes med opgravet materiale, hvis dette er rent og ellers erstattes med tilført rent sand eller grus. De præfabrikerede installationsbrønde er forsynet med vandtæt pakgarniture for gennemføring af forerør, råvandsledninger og kabler.

I nyere tid har man endvidere anvendt råvandsstationer udført i niveau med terræn.

I DS 441 og DS 442 er der angivet krav til forerørsafslutning og råvandsstation.

2.6 Vandforsyningsbrønde

Indtil fremkomsten af moderne og relativt billige metoder til udførelse af vandforsyningsboringer fungerede vandforsyningsbrønde som den primære kilde til indvinding af drikkevand til enkeltejendomme. Kun i begrænset omfang har vandforsyningsbrønde tjent som indvindingsanlæg for almen vandforsyning i forbindelse med vandværker.

Når der blev udført en boring i en eksisterende brønd, blev denne samtidig ofte fyldt op med sand eller grus. Herved blev det muligt at installere pumpen på opfyldningens overflade. Opfyldingen havde desuden til formål at undgå synligt stillestående vand.

2.7 Boringsbetingede transportveje

Under udførelsen af en vandforsyningsboring er der mange muligheder for at begå fejl, som kan føre til, at der opstår lækager. Sådanne lækager udgør mulige transportveje for en eventuel forurening, som fra omgivelserne enten kan trænge ind i boringen og blande sig med det oppumpede drikkevand eller trænge ned i grundvandsreservoiret.

Lækagerne kan være relateret til selve boringens udførelsesmetode, til det materialevalg, der er foretaget, og til den måde, hvorpå disse materialers er indbygget i boringen.

2.7.1 Boringens udførelsesmetode

Når tørboringsteknikken anvendes til udførelse af vandforsyningsboringer af type I, II, IV og V, hvor de anvendte borerør efterlades i jorden, kan der etableres transportveje fra terræn til de vandførende lag langs ydersiden af boringen som følge af borekroneudformningen og forerørenes muffesamlinger, jf. figur 2.15. I tilfælde af at der kun er gennemboret lerede bjergarter, som kan stå selv, vil der med stor sandsynlighed ikke være vedhæftning til borerøret. Når sandlag gennemskæres (friktionsjord), vil de sandede aflejringer i stor udstrækning udfylde dette mellemrum, og dermed danne en større permeabilitet end den omkringliggende formation. Boringstype I og II udgør i dag ca. 15 % af alle indvindingsboringer, og udgør af den grund antalsmæssigt et potentielt problem. For boringstype IV og V (åbne boringer, hvor borerøret er anvendt som forerør) gælder den tilsvarende problematik.

Figur 2.15.
Borerør efterladt som forerør

Figur 2.16.
Niveauændring af forerørstætning og "skorstensdannelse" som følge af manglende oprensning

Se her!

Figur 2.17.
Niveauændring af forerørstætninger og "skorstensdannelse" som følge af opstået kavitet ved tørboring type III.

Disse kaviteter dannes normalt ved skødesløst udført borearbejde, hvor der sker en forkert nedføring af borerør i forhold til boreprocessen eller en utilstrækkelig oprensning før filtersætning. Herved opstår der risiko for lækage langs boringen på grund af forkert siddende forerørstætninger.

Betydningen af problemet med nedsynkning, vil ofte være være mindre end, hvor der helt mangler forerørstætning, idet forerørstætningen trods alt vil have en vis virkning, specielt den del som stadig er placeret ud for lerlagene.

2.7.2 Filtre

2.7.3 Forerør

2.7.3.1 Holdbarhed af materiale

Forerør af PVC har nu været brugt i hen ved 40 år, uden at der normalt er opstået problemer med holdbarheden i selve rørvæggen. Forskningsresultater tyder på, at PVC-rør kan forventes at have en levetid på mere end 100 år.

Stålrør har en meget kortere levetid, fordi stålet nedbrydes af korrosion. Den hastighed, hvormed korrosionen sker, afhænger af det kemiske miljø. Normalt forventes det, at korrosion vil resultere i lækager i stålrør efter ca. 30 års brug.

2.7.3.2 Borerør som forerør

Borerørene havde ofte tidligere en lokal forøgelse af diameteren som følge af anvendelse af muffer eller boresko. Dette førte til kanaldannelse langs borerørenes yderside. Afhængig af de gennemborede lags evne til at regenere er sådanne kanaler i nogle tilfælde blevet lukket med tiden, men som oftest vil kanaltværsnittet dog være blevet udfyldt med sandet materiale, som har en større permeabilitet end den omkringliggende formation. Dette indebærer i kombination med delvis utætte muffesamlinger, at overfladevand eller vand fra sekundære reservoirer kan trænge ind i boringen eller ned i grundvandsreservoiret. Skorstenseffekten er illustreret på figur 2.16.

2.7.3.3 Forerør som filterrørsforlængelse

Som tidligere omtalt kan forerør anvendt som filterrørsforlængelse udføres af stål, eternit eller PVC (og PEH).

Ved stålforerør kan der opstå utætheder som følge af dårlig sammensvejsning eller utætte gevindmuffesamlinger. Dermed kan der opstå transportveje fra de overliggende lag eller fra den permeable del af opfyldningen i ringvolumenet mellem forerør og de gennemborede lag og ind i boringen.

Trykniveauforskellen mellem porevandet i de omgivende lag og boringens afsænkede vandspejl vil derfor kunne bevirke, at en eventuel forurening af omgivelserne trænger ind i boringen, men den vil sjældent trænge videre ned til grundvandsreservoiret, hvis boringen er i jævnlig drift. Lækagevejene er vist på figur 2.18.

Figur 2.18
Lækage igennem samlinger og forerør ved jern-borerør efterladt som forerør, Type I, II og IV.

Figur 2.19.
Utætte samlinger i PVC, type III.

Samlinger af eternitrør med blød rågummiring efterstøbt med asfalt og PVC-rørsamlinger med O-ring og krympemuffe må anses for at være tætte samlinger, så længe gummimaterialet bevarer sin elasticitet, .

Er samlingen af PVC-rør med lim udført korrekt, kan disse rør ligeledes anses for tætte. Dette gælder dog ikke, hvis der er anvendt sikringsskruer, idet disse kan have perforeret røret ved montagen, og når de så senere ruster bort, opstår der lækager.

2.7.4 Forerørstætning

2.7.4.1 Generelle krav til forhindring af skorstenseffekt

2.7.4.2 Manglende forerørstætning

Type I, II, IV og V boringer er født uden udvendig forerørstætning. Manglende forerørsforerørstætning er desuden konstateret i type III boringer udført senere end 1960. Der er ikke benyttet egentlig forerørsafpropning konsekvent før 1980. Det potentielle problem er skitseret på figur 2.20.

Figur 2.20
Manglende forerørsforerørstætning type III

2.7.4.3 Tætningsmaterialets egnethed

Anvendelse af indstampet ler fra det opborede materiale eller af rent, håndæltet teglværksler kan ikke forventes at resultere i en tilstrækkelig tæt forerørstætning. Det skyldes de stærkt begrænsede pladsforhold under udførelsen i ringvolumenet mellem forerør og boringsvæg.

Anderledes stiller det sig med forerørstætninger udført med bentonitvælling, som efter at have gelet, bevarer en plastisk konsistens. Under bentonitvællingens sedimentation og geling reduceres forerørstætningens højde imidlertid, hvorfor den fortsatte indbygning af materialer i ringvolumenet må afvente, at bentonitten er gelet. Bentonitvællingen tilsættes ofte cement for at binde hurtigt af. Det betyder imidlertid, at den kan krympe, hvis der ikke er tilsat et middel - Betokem, Invert eller lignende - der skal få den til at ekspandere under afbindingsprocessen. Ved bentonittens krympning eller ved rystelser under den senere pumpeinstallation er der risiko for, at der kan etableres kanaler mellem den hærdnede forerørstætning og boringsvæggen, ligesom der kan opstå sprækker i selve forerørstætningen.

I perioden 1975-1980 blev der benyttet uegnede materialer til forerørstætningen (duranitkugler), som i mange tilfælde har medført direkte kanaldannelse gennem tætningerne. Først i 1980`erne er benyttet bentonit som forerørstætningsmateriale, hvorfor alle boringer før denne periode potentielt kan have problemer med "skorstenseffekt". Det potentielle problem er skitseret på figur 2.21.

Figur 2.21
Skorsstensdannelse som følge af uegnet materiale eller ikke tilstrækkelig højde af forerørstætning

Forerørstætninger udført af ekspanderende bentonit, der efter ekspansionen bevarer en plastisk konsistens, må forventes at være tætte; dog skal det sikres, at der ikke dannes kanaler langs rørinstallationer i borehullet, som er anbragt for tæt ved hinanden eller for tæt ved forerørets væg.

2.7.4.4 Tætningens korrekte placering

For at kunne placere en forerørstætning korrekt med hensyn til dybden, er det nødvendigt at have et præcist kendskab til den gennemborede lagfølge med tilhørende laggrænser.

Er boringen udført som en tørrotationsboring med nedførte borerør, er det normalt muligt at opnå præcise oplysninger om lagfølgen.

Ved skylleboreteknikker er det vanskeligere at få præcise oplysninger om lagfølgen. Dette skyldes, at der vil være en forskel mellem tidspunktet for løsboringen af materialet i borehullets bund, og tidspunktet, hvor det løsborede materiale ankommer til terræn. Unøjagtigheder i bestemmelser af laggrænser mv. vil derfor forøges med forøget boredybde.

Som det fremgår af figur 2.8, er transporttiden ved anvendelse af direkte skylning normalt langt større end ved anvendelse af omvendt skylning - herunder lufthæveteknikken. En langsom transporttid vil give usikkerhed i bestemmelsen af dybde til laggrænser. Ligeledes vil en langsom transporthastighed kunne medføre separation af det løsborede materiales fraktioner, således at det bliver svært at karakterisere de gennemborede lag, og det bliver specielt vanskeligt at erkende tilstedeværelsen af tynde jordlag. Disse usikkerheder er derfor mest udtalt ved anvendelse af direkte skylleteknik.

Usikkerhed om dybden til laggrænser mv. fører som oftest til beslutning om at placere forerørstætningen dybere end begrundet i den faktiske lagdeling. Hvis der samtidig udføres en forerørstætning med begrænset højde, og hvis tætningen homogenitet endvidere er blevet reduceret, fordi der er sedimenteret løsboret materiale i borehullet, vil det være vanskeligt at opfylde funktionskravet til forerørstætningen. Det må derfor generelt anbefales, at der i vandforsyningsboringer udføres en gammalog før filtersætning og i det færdige borehul til verifikation af lagfølgen, således at forerørstætningerne kan placeres korrekt.

2.7.4.5 Tætningens korrekte højde og forskel mellem bore- og forerør

DS 441 og DS 442 stiller krav om, at forerørstætningen mindst skal være 1 m målt langs forerøret. Kravet gælder såvel forerørstætninger ud for de vandstandsende jordlag som forerørstætninger ved terræn eller umiddelbart under bund af installationsbrønd.

Normernes krav er i vide kredse blevet tolket på den måde, at kravet er opfyldt, hvis forerørstætningens højde netop er 1 m. Forerørstætningens højde imidlertid skal være så stor, at modstanden mod strømning gennem forerørstætningen mindst svarer til modstanden mod strømning gennem de gennemborede vandstandsende lag.

Også selv om hele jordprofilet består af sand, skal der anvendes forerørstætning. Dette skyldes, at sandlag som følge af, at de ofte er aflejret i vand, kan være stærkt lagdelte som resultat af sedimentation. Dette betyder, at sandet vil have en permeabilitetkoefficient, der er langt mindre i lodret retning end i vandret retning. Situationen er vist på figur 2.21.

Konsekvensen af denne type lækage er regnes for at være mindre end fx ved manglende forerørstætning.

Forerørstætninger, som er behæftet med fejl, fordi forerøret har for stor diameter i forhold til boringens diameter, således at der ikke er plads til at udføre forerørstætningen korrekt, er en anden potentiel lækagetype. Man kan få en formodning om dette problemer ved at holde boredata op mod de gængse håndregler for korrekt udført borearbejde.

2.7.4.6 Forerørstætningens forbliven på plads

Som illustreret på figur 2.16 og 2.17 kan en forerørstætning synke ned i forhold til dens oprindelige placering, efter at vandforsyningsboringen er taget i brug. Dette skyldes som oftest omlejring af gruskastningen, og følgen heraf kan være, at der opstår ricisi for lækager og utilsigtede transportveje med forurening af boringen til følge.

2.7.5 Forerørs- og boringsafslutning

En boringsafslutning (råvandsstation, overbygning, tørbrønd) er ofte ved sit materialevalg og udførelsesform utæt i sig selv. I så fald kan kun en effektiv forerørsafslutning forhindre, at eventuelt forurenet overfladevand eller forurening i de øvre reservoirer trænger ned i boringen. Problemer med utætte dæksler i terrænoverfladen, vand i tørbrønd med risiko for nedløb i pejlestudser mv., utætte brøndringe, kabel- og rørgennemføringer osv. er eksempler på fejl. Mange af disse ting blive elimineret ved omlægning til overjordiske råvandsstationer. På figur 2.22 er der illustreret en række konstruktionsbetingede forureningsveje ved en boring med tilhørende råvandsstation.

Se her!

Figur 2.22.
Eksempler på konstruktionsbetinget transport fra boringsafslutning

Selv om råvandsstationen er tæt mod indtrængende overfladevand eller vand fra et højtliggende, sekundært reservoir, kan der opstå transportveje til boringen langs råvandsstationens ydersider og bund. Er bundpladen derfor ikke udstøbt på lavpermeabelt materiale, og er udgravning ikke tilbagefyldt med komprimeret, lavpermeabelt materiale, er der risiko for, at en forurening kan brede sig langs disse transportveje.

For at undgå iltning og dermed behovet for hyppig generering af boringen er mange vandforsyningsboringer afsluttet med lufttætte flanger. Strømning langs råvandsstationens yderside og bund vil i disse tilfælde kunne forstærkes, hvis forerørsafslutningen er totalt lufttæt. Dette skyldes, at oppumpning af vand fra boringen i så fald vil resultere i dannelse af et vakuum i boringen. Dette vakuum vil øge risikoen for, at der trækkes vand ind i boringen, hvis der er lækager i forerørssamlinger mv. Dette er illustreret på figur 2.23.

Se her!

Figur 2.23
Utæt forerør med manglende udluftning af forerørsafslutning

Er der opstået et sådant vakuum, vil dette blive udlignet ved et pumpestop og den følgende vandspejlsstigning. Har vakuumet imidlertid forårsaget en strømning mod boringen, vil vandspejlsstigningen opbygge et overtryk, således at luft vil kunne presses i modsat retning med tilhørende ricisi for at åbne transportvejene yderligere.

Ved at forsyne borerørsafslutningen med et udluftningsrør med højtliggende åbning, kan det undgås, at der dannes vakuum i boringen, og risikoen for forureningsudbredelse er dermed begrænset til gravitationstransport. Anvendelsen af udluftningsrør blev foreskrevet i første udgave af DS 442 fra 1978. Anvendelsen er ikke foreskrevet i 2. udgave af normen fra 1988, idet man den gang anså det for uheldigt, at der kunne komme forøget okkerudskillelse i boringen, når der var mulighed for et vist iltskifte.

2.7.6 Efterladte vandindvindingsanlæg

Lov nr. 169 fra 1969 angiver i § 34 muligheden for at stille krav vedrørende tilkastning af brønde og lukning af boringer, som ikke længere anvendes til vandforsyningsformål. Først ved "Brøndborerbekendtgørelsen" fra 1980 fremkommer der imidlertid generelle regler for fremgangsmåden ved sløjfning af boringer og brønde.

Det må derfor forventes, at boringer og brønde, som er taget ud af drift før 1980, er efterladt med de transportveje for forurening, som de er udført med suppleret med en forureningsvej direkte fra boringens eller brøndens top og ned gennem boringen eller brønden.

"Brøndborerbekendtgørelsen" fra 1980 foreskriver, at brønde og boringer, der sløjfes, skal fyldes op med impermeabelt materiale for at forhindre uønsket vandudveksling mellem forskellige reservoirer i jordprofilet. En sådan foranstaltning er imidlertid kun rettet mod forureningsveje ned gennem boringen eller brønden og til dels mod forureningsveje ud gennem boringens utætte foringsrør eller brøndens utætte brøndrør. Mulige forureningsveje langs et forerørs eller en brønds yderside vil ikke blive reduceret ved den foreskrevne indvendige opfyldning.

Den indvendige opfyldning er således kun effektiv, såfremt der mellem forerør og de omgivende vandstandsende lag har været etableret en korrekt udført forerørstætning. Såvel opfyldte som ikke-opfyldte vandforsyningsboringer, der er blevet etableret før ca. 1960 må derfor anses for at udgøre en fortsat risiko for forureningsudbredelse. Boringer, der er udført som type III boringer efter ca. 1960, vil i opfyldt tilstand frembyde de muligheder for forureningsveje langs forerørets yderside, som de oprindeligt måtte være udført med som følge af, at der er anvendt uegnede materialer til forerørstætning.

Det er således først ved korrekt udført sløjfning af boringer udført efter ca. 1980 med effektive forerørstætninger, at risikoen for forureningsudbredelse fra sløjfede boringer er elimineret, således at "spøgelsesboringer" ikke opstår.

2.8 Kategorisering af boringsbetingede transportveje

Der er i de foregående afsnit foretaget en gennemgang og vurdering af de boreteknikker, boringsudbygninger og indbygningsmaterialer, som i det sidste århundrede er anvendt i forbindelse med udførelse af vandindvindingsboringer i Danmark.

Der er i det følgende foretaget en kategorisering af potentielle konstruktionsbetingede transportveje. For de enkelte kategorier er den potentielle hyppighed og betydning herefter vurderet. Der er angivet en skønnet vægtning af problemets omfang, relateret til bilag 8.2.

Risikoen for, at der opstår lodrette lækager langs forerøret optræder især, hvor der er anvendt borerør (arbejdsrør) med muffer og boresko, som har dannet kanaler langs forerøret. Det drejer sig specielt om tørboringer udført før 1960, hvor borerøret har været anvendt som forerør, men hvor der ikke er anvendt forerørstætning af nogen art (type I og II boringer). En lignende risiko optræder ved åbne boringer, hvor borerøret er anvendt som forerør i de øvre vandstandsende lag (type IV og V boringer). Problemet er størst ved gennemboring af faste kohæsive lag, idet en forøgelse af borehullets diameter i permeable aflejringer kun i begrænset omfang vil introducere nye transportveje.

Risikoen for lækage ved boringstype III er nøje sammenknyttet med tilstedeværelsen og kvaliteten af den udførte forerørstætning. I perioden indtil 1980`erne blev der ved denne type boringer normalt ikke benyttet forerørstætninger. I tilfælde af at der gjorde, har det i stor udstrækning været uegnede materialer. Fra ca. 1975-1980 blev der således benyttet forerørstætningsmaterialer som i mange tilfælde har medført direkte kanaldannelse gennem tætningerne.

En anden risiko for transport langs forerøret opstår ved type III boring, hvis der sker nedsynkning af forerørstætningen. Risikoen for, at noget sådant sker, er ved tørboringer specielt knyttet til, at der kan opstå boringsbetingede kaviteter, som så senere udfyldes med nedsynkning og "skorstensdannelse" til følge. Ved skylleboringer optræder sådanne nedsynkninger som oftest på grund af manglende oprensning under boringsudførelsen, hvorved der kan ske en omlejring af gruskastningen under renpumpningen af boringen med nedsynkning af forerørstætningen til følge. Ved tørboring opstår nedsynkningen ved forkert nedføring af borerøret under boreprocessen.

Forerørstætningen kan endvidere være udført med en utilstrækkelig højde, således at modstanden mod strømning gennem tætningen er væsentlig mindre end modstanden mod strømning gennem de gennemborede vandstandsende lag. Denne fejl kan ofte henføres til, at den i normerne foreskrevne minimumshøjde af tætningen på ca. 1 m ikke under alle omstændigheder er tilstrækkelig.

Endelig kan forerørstætninger være behæftet med fejl, fordi forerøret har for stor diameter i forhold til boringens diameter, således at der ikke er plads til at udføre forerørstætningen korrekt.

Ud over ovenstående beskrivelser af lækagemuligheder langs forerøret, er der eksempler på kortslutning mellem forskellige magasiner som følge af en boringsudbygning med flere filterintervaller i samme boring kun adskilt af en forerørsstrækning med eller uden forerørstætning. En sådan filtersætning har tidligere været almindelig praksis, men bør helt undgås på grund af den oplagte risiko for kortslutning af magasiner.

Som det fremgår af ovenstående, er der mange årsager til dannelse af brøndborerskorsten. Problemet anses således for at være meget hyppigt. Betydningen af lækagen styres af de hydrauliske forhold i skorstenen, og afhænger derfor i høj grad af tætningsmateriale, -metode, -placering, og -højde, men sandsynligvis også af ydre omstændigheder som dybde til grundvandsmagasinet (højde af forerør), kildestyrke, forureningsgrad og (- type) i sekundære magasiner/overfladenært grundvand, oppumpningsmængder i boringen m.v.

Vægtning af problem: Problemkategori I-IV, jf. bilag 8.2.

2.8.2 Utætte forerør

Gennemtæring af forerør af stål må generelt forventes at kunne ske efter 20-30 års levetid. Borerør af stål, som er anvendt som forerør, er hovedsagelig benyttet indtil ca. 1960, hvorfor det må forventes, at sådanne boringer er i højrisikozonen for lækage som følge af korrosion. Herudover kan det ikke udelukkes, at der kan opstå huller i forerør af andre materialer, specielt ved pumpeplacering m.v.

Problemet anses for at være hyppigt, og kan afhængig af lækagens og dermed indstrømningens størrelse være et betydende problem.

Vægtning af problem: Problemkategori II-IV, jf. bilag 8.2.

2.8.3 Utætte forerørssamlinger

Transport af forurening gennem utætte rørsamlinger er et problem, som potentielt er muligt i alle typer af boringer. Siden 1975 er PVC-samlingerne forsøgt tætnet med teflontape og i visse tilfælde med O-ringe. Udersøgelser har vist, at teflontape har haft den modsatte effekt, hvis der er benyttet for mange omviklinger. Limmuffer med skruer, som primært er anvendt i perioden 1965-1975 indebærer er oplagt risiko for efterfølgende utætheder i tilfælde af, at skruerne er skruet igennem forerøret og senere er rustet væk. PVC-samlingerne er forerørets svage punkt mht. trykpåvirkninger, hvilket betyder de ofte vil være utætte. Også samlinger i stålrør kan være utætte, men problemet anses dog ikke for at være så stort, som for PVC- og PEH samlingerne, hvor problemet ikke skønnes løst i selv nyetablerede boringer.

2.8.4 Utætte borings- og forerørsafslutninger

Utætte overbygninger kombineret ned utæt forerørsafslutning vil kunne medføre en direkte nedstrømning i forerøret. Der kan opstå utilsigtede indstrømninger gennem utætte dæksler, nedløb af overfladevand ved placering af tørbrønd i terræn, kabelgennemføringer, utætte samlinger i brøndringe m.v.

En udpræget risiko for, at overfladevand kan trænge ind i boringsvolumenet, opstår desuden ved utætte forerørsafslutninger kombineret med bundplader i råvandsstationen, som ikke er udstøbt på lavpermeable aflejringer samtidig med, at der er opfyldt med højpermeable materialer omkring råvandsstationen.

En anden type risiko opstår i forbindelse med tætte forerørsafslutninger udført uden udluftning. Tætte forerørsafslutninger findes mange steder, da det kan have gavnlig indflydelse på processer i forerøret med færre regenereringer til følge. Men det er særdeles vigtigt at forerøret ikke har utætheder af nogen art, da der ellers som følge af det vacuum der vil opstå ved start af oppumpning, vil kunne trækkes forurening til boringen selv i tilfælde af små lækager i forerøret.

Vægtning af problem: Problemkategori I-IV.

2.8.5 Ineffektiv sløjfning af boringer

Først efter 1980 kan sløjfning af boringer ved udstøbning anses for at være hensigtsmæssigt udført. Dette skyldes, at der først på dette tidspunkt blev introduceret effektive forerørstætninger. Problemet med "spøgelsesboringer" kan derfor tidligst være løst efter 1980.

Vægtning af problem: Problemkategori I-III.

Man skal være opmærksom på at de nævnte lækagetyper kan optræde enkeltvis eller i flere tilfælde kombineret. I sidste tilfælde vil den potentielle risiko for forurening øges. Boringskonstruktionsbetinget lækage fra vandforsyningsboringer kan resultere i at vandet i boring og indvindingsmagasin forurenes i mere eller mindre grad. En forudsætning for boringsbetinget forurening er, at der har været benyttet pesticider i boringsnær afstand, enten på selve vandværksgrunden, eller fra nabokilder, så forureningen kan transporteres til boringens konstruktioner via overfladevand eller sekundære magasiner og videre til magasinet langs boringen eller i boringen. I tilfælde af at der sker naturlig nedsivning til magasinet ad andre veje end via boringen er der tale om en "magasinforurening". Forureningens videre spredning til grundvandsmagasinet ved en boringsbetinget forurening afhænger af, om den pågældende boring udnyttes konstant/jævnligt eller kun sporadisk, og om der er kontinuert eller intervaldrift. Herudover er de naturlige hydrauliske vertikale og horisontale gradienter afgørende for forureningsspredningen.

2.9 Konklusion af udredningsarbejdet

I perioden før 1960 blev benyttet tør-boreteknik, og man brugte borerør af stål, som blev efterladt som forerør uden forerørstætning mellem ydersiden af rørene til de gennemborede lag (type I og II boringer, jf. figur 2.12). En større diameter på den nederste del af det nederste borerør (boresko), sikrede sammen med muffesamlinger mod for stor friktion langs borerøret, jf. figur 2.15. Dette kan i den færdige boring betyde, at vand trænger ned langs ydersiden af forerøret fra de ovenliggende lag uden at gennemborede lerlag yder beskyttelse mod nedtrængning af evt. pesticidholdigt vand (skorstenseffekt). Gennemborede sandlag giver erfaringsmæssigt kraftig friktion langs borerør, mens der ved gennemboring af lerlag vil opstå et åbent hul. Dette hul vil derefter blive udfyldt med de sandede aflejringer fra den gennemborede friktionsjord, hvorved den hydrauliske ledningsevne langs røret bliver større end den omkringliggende formation. Herudover er der risiko for, at forerør i boringer fra denne periode er gennemtæret, eller at der er utætte samlinger.

Fra 1950 til 1960 anvendte man ud over stål desuden forerør af eternit. Eternitrørene anses stadig for at være tætte mht. tæring og sandsynligvis også i samlingerne. Derimod er der risiko for introduktion af lækage langs rørene, på grund af ingen eller mangelfuld og forkert forerørstætning.

I perioden efter 1960 til 1970 har man ofte udført skylleboring og brugt PVC-rør og gruskastning (type III boring). PVC rør gennemtæres ikke under normale omstændigheder. Derimod er der risiko for utætte samlinger, specielt ved gennemskruninger, samt skorstenseffekt ved nedsivning på ydersiden af forerørene.

Fra 1960 til 1975 anvendte man ingen eller utilstrækkelige forerørstætninger af opgravet ler, tegller eller dårlig bentonitvælling. I perioden fra 1975 til 1980 brugte man i stort omfang Duranitkugler (kugler af tørret ler), der senere har vist sig at være utætte, og direkte dannede kanaler. Først fra 1980 og op til nu har man brugt PVC-rør som forerør (type III boring), der bliver samlet med gevind, og hvor der bruges forerørstætning med bentonitpiller, der ekspanderer kraftigt og effektivt udfylder alle mellemrum. Noget tyder dog på at der ofte stadig er problemer med utætte samlinger i nyetablerede boringer.

Af ovenstående fremgår det således, at der i alle boringer udført før 1980 potentielt kan være lækagerisici på grund af én eller flere konstruktionsmæssige fejl. Lækage kan således opstå via gennemtærede stålrør, utætte samlinger af forerør eller via utætte/manglende forerørstætninger, som kan introducere skorstenseffekt i forbindelse med store grundvandssænkninger omkring indvindingsboringerne. Herudover kan det ikke udelukkes, at der efter 1980 er udført dårligt borearbejde med defekte boringer til følge.

I bilag 8.2 er der givet en oversigt over de konstruktionsbetingede forureningsrisici, som er omtalt i de foregående afsnit.

3. BAM-forurening relateret til boringskonstruktioner pba. databasesøgninger

Med baggrund i GEUS boringsdatabase er det undersøgt, om der tegner sig et billede af nogle generelle tendenser med hensyn til de BAM-forureningsramte boringer, som kunne give en indikation af mulige årsagssammenhænge til den konstaterede BAM-forurening. I de følgende afsnit gennemgås resultatet af en række sammenstillinger af BAM-fund og BAM-forureningsramte boringers relation til boringskonstruktionerne. Der skal gøres opmærksom på, at afsnittet kun er møntet på at skulle pege på visse tendenser med hensyn til problematiske boringskonstruktioner. Der er ikke foretaget egentlig statistisk behandling af eventuelle sammenhænge. Det vides, at der er mange sammenhænge, som griber ind i hinanden. Således er boringsalder og boringskonstruktionernes forfatning nøje forbundet, men også boredybden er aldersafhængig, og dermed forureningsafhængig, ligesom boringsalder er geografisk betinget, idet ældre boringer mere udpræget ligger i byområder, og dermed er mere forureningsfølsomme. De efterfølgende søgninger skal derfor ikke overfortolkes, men udelukkende ses som nogle tendenser.

3.1 Databasesøgninger

3.1.1 BAM-fund contra boredybde og alder

Som det ses af figur 3.1 er BAM konstateret i forskellig dybde. Hovedparten af fund af BAM stammer fra grundvand i i boringer under 30 m u. t., men BAM er tillige konstateret i mere dybtliggende grundvandsmagasiner ned til 100 m u. t.

Figur 3.1
fund og boringsdybde

Der er således tydelige tegn på at fundhyppigheden aftager med dybden, som også vist på tabel 3.1.

Tabel 3.1
Fund og dybde

I boringer dybere end 30 m (2.683 stk.) er der en fundprocent på 7,2, mens der i boringer kortere end 30 m (959 stk.) er en fundprocent på 18,4. Dette kan ved "magasinforurening" forklares ved at forureningsfronten primært ligger i jordlag højere end 30 m. I tilfælde af "boringsforurening" kan det forklares ved en kortere vej for nedsivning langs forerør.

Der er udført søgninger for sammenhængen mellem fund og alder, fordelt på dybdeintervaller. Sammenstillingerne er lavet for forskellige perioder, hvor der har været forskellig praksis for udførelse af boringer, og derfor kan forvente en sammenhæng mht. boringskonstruktionerne, jf. afsnit 2. I tabel 3.2, er resultatet af forskellige søgninger vist.

Tabel 3.2
BAM-fund og alder fordelt på dybdeintervaller

Relationerne er vist i figur 3.2.

Figur 3.2
Sammenhæng mellem BAM-fund og alderfordelt på dybdeintervaller

I boringer dybere end 30 m etableret efter 1990 er der registreret fund i 4,8 % af tilfældene, mod 6,3 % i boringer etableret før 1960. Forskellen på 1,5 % kan evt. tilskrives fejl i boringskonstruktionerne som følge af alderen som følge af gennemtæringer og utætheder og på grund af nye og forbedrede bore- og gruskastningsteknikker (forerørsforerørstætninger, skylleboring og type III boringer), jf. afsnit 2. I boringer med 10-20 m dybde etableret efter 1990 er der registreret fund i 8,8 % af tilfældene, mod 23,7 % i boringer etableret før 1960. Dvs. der er her en forskel på ca. 15 %, og dermed en større procentdel, som kan tilskrives de ældre udførte boringskonstruktioner. Grunden til, at der registreres flere tilfælde ved kortere boringer end i dybere, kan være at evt. brøndborerskorsten og utætheder slår kraftigere igennem på grund af en mindre transportvej (mindre fortynding mv.).

Det fremgår desuden, at der mellem 1975 og 1980 er en stor procentdel med fund. I denne periode er der i stor udstrækning blevet benyttet duranitkugler som forerørsforerørstætning. Et produkt som senere viste sig at generere strømningskanaler langs afpropningerne.

3.1.2 BAM-fund og forerørsmaterialer

Der er foretaget søgninger på BAM-forurenede boringer fordelt på forskellige forerørs-materialer, jf. tabel 3.3.

Tabel 3.3.
BAM-fund og forerørsmaterialer

Det fremgår, at der ikke er forskel i den procentvise fundhyppighed afhængig af om forerørsmateriale er stål, PVC eller PEH-rør. I alle tilfælde er der en fundprocent på 7-8 %. Det skal bemærkes, at der kun er opgivet brug af 220 stålrør som forerør i databasen, hvilket er betydeligt færre, end hvad der i virkeligheden er brugt.

3.1.3 BAM-fund og forerørsforerørstætning

For 299 boringer er angivet forerørsforerørstætning og alder. Af disse har 21 en BAM-koncentration på over 0,1 µg/l, svarende til 7,0 %. Der findes i alt 358 boringer i databasen med fund af BAM over 0,1 ug/l, men uden angivelse af forerørsforerørstætning, svarende til 10,4 %. Da det kan være alderen og dybden af boringerne som hovedårsagen til forskellen på de 2,4% og ikke forerørstætningen, er aldersfordelingen og dybden sammenholdt med BAM-fund i boringer med og uden forerørstætninger. Det skal bemærkes, at der på de tidligere oplysningsblanketter til GEUS ikke var plads til angivelse af forerørstætninger.

Opgørelse over BAM-fund i boringer efter 1980 med forerørstætning som funktion af forerørstætningens højde og boredybden fremgår af tabel 3.4.

Tabel 3.4.
BAM-fund i boringer efter 1980 fordelt på forerørstætninghøjde og boredybde

For boringer etableret efter 1980 dybere end 30 m er der 4,1 % forurenede boringer angivet med lerspærre (9 af 220), mens det samme gælder for 6,2 % af boringer angivet uden lerspærre (47 af 760). Der er således en forskel på højst 2,1 % (efter en normering af både alder og dybde), som kan tilskrives forerørstætningen. Til gengæld er 20,4 % af boringerne fra 20-30 m med forerørsforerørstætning forurenede i forhold til 15,1 % i boringerne efter 1980 uden afpropning (31 af 206). Desuden erkendes ingen sammenhæng mellem forerørstætningens højde og fundhyppigheden. 5 af 9 forurenede boringer mellem 20 og 30 m er således med mere end 12 m forerørstætning, hvilket ikke umiddelbart lader sig forklare. Det skal dog bemærkes, at det statistiske grundlag ved disse søgninger er spinkle.

Opgørelse over fund fordelt udelukkende på type af forerørstætningsmateriale er vist på tabel 3.5.

Tabel 3.5
Fund og forerørstætningsmateriale

Det fremgår, at der er væsentlig forskel i fordelingen af fund og angivne type forerørstætning. 11 % af boringer med uspecificerede bentonit er med BAM-fund, mens 115 boringer med en specificeret bentonittype ikke er forurenet. Det tyder på, at de pecificerede bentonittyper har en god effekt.

Der findes BAM-fund over 0,1 µg/l i 7 % af boringerne (57 af 820 boringer) med angivet forerørstætningstype, hvilket svarer udmærket til BAM-fund i boringer udført efter 1980 (7,4 % fund, jf. tabel 3.2), hvorfor der ikke umiddelbart ses nogen effekt af forerørstætningen generelt. Det kan dog ikke udelukkes, at der er forerørstætning i nogle af boringerne, hvor forerørstætning ikke er angivet.

3.1.4 Fund og boringstype

Med henblik på at undersøge om der er en umiddelbar sammenhæng mellem boringstype, fx åbne boringer (type IV og V boringer, jf. figur 2.12) og BAM-fund, er der foretaget søgninger i boringer med og uden filter. Der registreres fund i 13 % af boringerne uden filter (60 af 461 boringer), mens der i boringer med filter ses BAM i 9,7 % af tilfældene (319 af 3286 boringer). I tabel 3.6 er boringer med og uden filterangivelse yderligere opdelt på dybdeintervaller.

Tabel 3.6
Fund og boringer med og uden filter, fordelt på dybdeintervaller

Der er tydeligvis en klar dybdesammenhæng som slår tydeligt igennem i boringerne angivet uden filter end boringer med filter. Det fremgår desuden, at forskellen udjævnes med dybden, således at flere korte åbne boringer uden filter (boringstype IV og V) er forurenede end tilsvarende filtersatte boringer, men at forskellen ophører i dybe boringer.

Dette kan ved boringsbetinget forurening sandsynligvis tilskrives, at "skorstenseffekt" er mere markant i de åbne boringer (uden afpropning mv.), og dermed slår kraftigere igennem på de kortere boringer.

Der er foretaget en søgning på hvor differencen mellem borerør og forerør er 0, svarende til, at borerør er blevet stående som forerør. Dette er fundet i 40 ud af 387 BAM-forurenede boringer, svarende til 10,3 %. Samtidig viser søgninger på difference mellem borehul og forerør, at hvis forskellen er større end 175 mm registreres kun en fundhyppighed på 4,7 % (28 af 599 boringer), mens der for forskelle mindre end 175 mm findes en fundhyppighed på 9 % (200 af 2221 boringer). Dette tyder på, at der kan være en sammenhæng mellem fund og placering af fornuftige gruskastninger med god plads til forerøret.

3.1.5 Fund og boremetoder

Resultatet på søgning mellem BAM-forurenede boringer og boremetoder er angivet i tabel 3.7

Tabel 3.7.
BAM-fund og boremetoder.

Det fremgår, at der er fundet BAM svarende til 0 - 11% af boringerne afhængigt af boremetode. Det skal bemærkes at Botesam, trykluftboringer, snegleboringer og indirekte skylleboring har små fundprocenter. Boremetodernes aldersafhængighed er desuden kortlagt, for at undersøge om det spiller en rolle for fundhyppigheden. Det giver dog ikke de store forskydninger i forhold til totalbilledet. Fx er antallet af rapporterede tørboringer efter 1980 og til i dag stadigt højt.

3.1.6 Andre søgninger

Der er endvidere søgt på den aktuelle brøndborer og BAM-forurenede boringer, hvilket evt. vil afsløre dårligt borearbejde udført af en eller flere brøndborere. Der ses tydeligvis forskelle, idet fundprocenterne går fra 0-100% fordelt på brøndborer. Men det er meget vanskeligt, at uddrage håndfaste konklusioner, da der samtidig er tale om et meget forskelligt grundlag. Det angivne boreantal er meget forskelligt. Herudover skønnes alder og geografi mv. at spille en væsentlig rolle for om der findes BAM.

3.1.7 Samlet konklusion på databaseundersøgelser for fordeling af forureningsramte boringers relation til boringskonstruktioner

4. Undersøgelser af boringskonstruktioner

I det følgende er konklusionerne af udvalgte undersøgelser fra projektet gennemgået, primært omhandlende boringskonstruktioner. Undersøgelsesresultaterne fra de udvalgte lokaliteter er mere uddybende beskrevet i bilag 8.3. I bilag 8.4 er vedlagt et skema med tidligere undersøgte boringskonstruktioner, hvad der er foretaget, og registrerede defekter.

Omfanget af utætte boringers betydning er kortlagt ved udførelse af undersøgelser på udvalgte vandværker. Herudover er tidligere undersøgelser er så vidt muligt inddraget i arbejdet med henblik på generelt at få et mere dækkende billede. Der er derfor dels indhentet og bearbejdet undersøgelsesresultater af boringskonstruktionernes tilstand fra ca. 170 indvindingsboringer fra hele landet, dels inddraget tidligere udførte detailundersøgelser hvori undersøgelser af boringskonstruktioner indgår.

4.1.1 Feltundersøgelser

Af tabel 4.1 fremgår lokaliteter og undersøgte boringstyper, samt formodede lækager ud fra den eksisterende viden, samt de udførte undersøgelser.

Udover de i skemaet angivne undersøgelseslokaliteter er der udført en række undersøgelser i boringer på Varde Vandværk, som er omtalt i det følgende. Herudover er der udført infiltrationsforsøg og forskellige pumpescenarier på Tejn Vandværk og forskellige pumpescenarier på Årslev Vandværk, som ligeledes er omtalt i det følgende. Endelig er der for at registrere indsivningen fra en utæt samling udført en indsivningstest i en utæt boring fra Flakkebjerg Vandværk. Dette forsøg er omtalt i bilag 8.3 og i dette afsnit.

Tabel 4.1
Oversigt over boringsundersøgelser

4.1.1.1 Konklusioner af undersøgelser på Alsted vandværk

Alsted Vandværk er et lille Vandværk bestående af 2 forsyningsboringer. Vandværket er fra 1940-41. Årlig indvinding i 1998 var godt 25.000 m³. Vandværket er beliggende på Mors i bakket ung morænelandskab overvejende bestående af moræneler. Øverst findes således et terrænnært dæklag af ca. 20 m ler med vekslende mindre betydende lag af sandlinser. Herunder finder indvindingsmagasinet bestående af smeltevandssand. Vandspejlet er artesisk med ro-vandspejl. ca. 6 m u. t.

Der er udført undersøgelser af boringskonstruktioner i de to boringer på Alsted Vandværk. Der er tale om en kompleks forureningssituation, som tyder på tilstedeværelsen af flere transportveje fra mindst en kilde. Situationen er skitseret på figur 4.1.

Se her!

Figur 4.1.
Forureningssituation og formodede strømningsveje. Alsted Vandværk

Frederiksberg Vandværk består af 2 indvindingsområder, dels Feldskov, dels vandværket. Der sker en samlet årlig indvinding på ca. 280.000 m³ . Indvindingsboringerne i Feldskov - boring 1 (DGU 10.624) og 7 (DGU 210.766) - er begge filtersat i samme regionale, nedre sandmagasin, jf. figur 4.2. Umiddelbart ved siden af boring 7 (DGU 210.766) ligger boring 8 (DGU 210.767), der ikke anvendes i råvandsproduktionen. Denne boring er filtersat i det mellemste, overliggende sandmagasin, adskilt fra det nedre sandmagasin af ca. 20 m moræneler. Geologien i indvindingsboringerne ved vandværket er lidt anderledes end i Feldskov. De to indvindingsboringer boring 2 (DGU 210.266A) og boring 6 (DGU 210.497) er begge filtersat i et sandmagasin overlejret af ca. 20 m moræneler. Boringernes placering fremgår af figur 8.3 (bilag 8.3).

Der er tidligere fundet relativt svage BAM-indhold under grænseværdien i alle boringer i det nedre magasin.

Der er foretaget undersøgelser af boringskonstruktioner i 4 boringer på Frederiksberg Vandværk, i Sorø. Primært for at undersøge risikoen for kortslutning af magasinerne som følge af boringsbetinget transport ud fra en hypotese som skitseret på figur 4.2. Der er tidligere konstateret forurening i det mellemste magasin, samtidig med at CFC-dateringer tyder på, at der sker en udveksling med yngre vand, evt. en vekselvirkning fra Sorø sø. Der er i det store hele tale om relativt svage BAM-koncentrationer, som kan underbygge dette.

Se her!

Figur 4.2.
Forureningssituation og formodede strømningsveje Ved Feldskov, Frederiksberg Vandværk

En nærmere beskrivelse af udførte undersøgelser fremgår af bilag 8.3. Et eksempel på resultatet af en boringsundersøgelse fra lokaliteten fremgår af figur 4.3.

Se her!

Figur 4.3.
Undersøgelser i boring 7

Det fremgår at en af fire boringer er med sikkerhed utætte, undersøgelserne viser tydelige utætheder i PVC-samlinger i en boring etableret i 1990, mens blandt andet en eternitboring fra 1950´erne er tæt.

Københoved Vandværk er beliggende på Rødding Bakkeø i et område med overvejende tertiær lerbund. Dæklaget består øverst af moræneler til 10 m dybde, herunder findes øvre magasin bestående af smeltevandssand og –grus til ca. 25 m dybde, hvor prækvartæroverfladen findes. Vekslende overvejende sandede tertiære aflejringer (glimmer) ses ned til ca. 56 m dybde, hvorunder indvindingsmagasinet, bestående af kvarts-/glimmersand træffes, og afsluttes i sort glimmerler ca. 60-65 m. u. t.. De vekslende lag fremgår af figur 4.4.

Kildepladsen er fra 1951-52 og indvinder årligt ca. 35.000 m³ fra 2 indvindingsboringer (DGU 132.882 (B2)og 132.883 (B1)) er filtersatte i ovennævnte magasin. Boringerne er udført i 1986. Der blev i 1998 konstateret et indhold af BAM på 0,290 m g/l i B2 . Siden hen er det konstateret, at den nærliggende B1 også er forurenet, dog i en lavere koncentration, senest under grænseværdien. Foreningskoncentrationen i B2 er fortsat høj og stigende, seneste analyse før nærværende undersøgelse 0,40 m g/l.

Der er tidligere udført Tv-inspektion i boringer på vandværket. Der er konstateret utæt forerør i en boring (boring 2). Derfor er boringen renoveret med en indvendig udforing og en overboring til 13 m u.t. Efterfølgende analyser har dog ikke hjulpet på BAM-koncentrationerne i boringen. Nærværende undersøgelse har søgt at afklare årsagen til disse forhold, ved detektion og opboring af sløjfet boring, udførelse af undersøgelsesboringer, udtagning og analyse af jordprøver, sekundære og primære vandprøver, samt udførelse af længerevarende pumpetests. Forureningsforholdene er illustreret på figur 4.4.

Se her!

Figur 4.4
Forureningssituation og strømningsveje ved Københoved Vandværk

4.1.1.4 Kildebakken vandværk

Kildebakken Vandværk indvinder grundvand fra et glacialt sandmagasin cirka 24-39 meter under terræn. Magasinet er overlejret af et tyndt morænelersdække af varierende tykkelse, op til cirka 5-7 meter. Der er intet ler i lagsøjlen i en enkelt boring (DGU-nr. 153.245), der er filersat i ovenliggende sandlag (13-23 m u.t.). Rovandsspejlet er 2-6 m u.t.. Boringer med ler i lagsøjlen har artesisk vandspejl, mens boringer uden ler har frit vandspejl.

Vandværket er fra 1903. Der er 3 indvindingsboringer, men en boring er aldrig i brug. Den årlige indvinding udgør cirka 375.000 m³.

De tidligere aktiviteter er omtalt på bilag 8.3. Der er foretaget undersøgelser af boringskonstruktioner i en boring på Kildebakken Vandværk. Herudover er der foretaget boringsnær kildeopsporing. Forureningssituationen er skitseret på figur 4.5.

Se her!

Figur 4.5
Forureningssituation på Kildebakken omkring Skoven1 og Skoven2.

En undersøgelsesboring opstrøms for boringen til det sekundære og primære magasin om muligt tæt på den sløjfede boring vil kunne styrke konklusionerne mht. transportveje og kilder.

4.1.1.5 Tejn vandværk

Tejn Vandværk indvinder årligt ca. 90.000 m³ grundvand. I fire indvindingsboringer på Tejn Vandværks kildeplads i Muredam er der påvist indhold af BAM. Drikkevandsproduktionen er derfor flyttet til andre kildepladser, mens der afværgepumpes på Muredam. Det højeste indhold - 0,180 µg/l BAM - er påvist i boring DGU-nr. 244.544 i en vandprøve udtaget den 10. august 1999. De øvrige tre indvindingsboringer havde indhold af BAM under grænseværdien. Forureningssituationen, den geologiske situation og tidligere udførte undersøgelser er nærmere beskrevet i bilag 8.4.

I hele perioden er der udtaget vandprøver til BAM-analyse fra boring 244.544 hver 14. dag. Første vandprøve blev udtaget den 3. marts 2000 og er - i lighed med de efterfølgende prøver - sendt til GEUS til immunkemisk analyse for BAM. Derudover er der den 1. maj og 20. juni udtaget vandprøver til akkrediteret analyse på Steins Laboratorium og den 20. juni til analyse på Danmarks JordbrugsForskning, Forskningscenter Flakkebjerg med henblik på at korrelere analyseresultaterne. Vandstanden i nærliggende boringer er pejlet i forbindelse med vandprøvetagningerne.

Analyseresultaterne er sammenholdt med oppumpningsmønstre, vandspejlsvariationer og oppumpede vandmængder i figur 4.6.

Se her!

Figur 4.6.
Udviklingen i indhold af BAM i boring, DGU nr.244.544, Muredam Kildeplads

Resultaterne fra pumpeforsøget i 244.544 viser ikke den store effekt på indholdet af BAM afhængig af pumpemønstret, dvs. om afværgepumpningen foretages alternerede eller jævnt over døgnet. Selvom de forskellige pumpemønstre ikke har vist forskellig effekt, har afværgepumpningen fra boringen haft effekt. Indholdet af BAM har - med mindre variationer - været jævnt faldende siden projektets start i marts 2000 og varierer nu - primo 2001 - omkring detektionsgrænsen. Det kan ikke på baggrund af undersøgelserne konkluderes om infiltration af vand omkring boringen har effekt på indholdet af BAM i boringen, idet koncentrationsniveauet er så lavt at en eventuel effekt drukner i usikkerhed. Boringen har hydraulisk kontakt til vandførende lag nær terræn og er dermed langt mere udsat for forurening fra terræn end tidligere antaget.

Der kan ikke peges på en egentlig kilde til BAM-forureningen. Trods det negative resultat af interviewundersøgelsen blandt lodsejerne i oplandet må der ikke desto mindre have været et forbrug af Prefix og Casoron på en del af ejendommene, hvis belastningen i grundvandet skal kunne forklares.

4.1.1.6 Årslev vandværk

Årslev Vandværk indvinder årligt ca. 125.000 m³ grundvand. Kildepladsen ligger på vandværksgrunden i den vestlige ende af byen og indbefatter 3 boringer, hvoraf 1 boring (B4) i 2000 er overgået til afværgepumpning på grund af et BAM-indhold på cirka 0,2 µg/l. Cirka 250 meter nord for vandværket afværgepumpes fra 2 boringer, - den ene B101 blev oprindeligt udført og idriftsat af Fyns Amt for en phenolforurening, men anvendes i dag overfor BAM-forurening og den anden B3 er en tidligere indvindingsboring til Årslev gamle Vandværk. På figur 4.7 er vist forureningssituationen med BAM i grundvandsmagasinet målt i november 2000.

Figur 4.7.
Oversigtskort, Årslev Vandværk

I 1995 blev der påvist BAM i vandet fra Årslev Vandværks indvindingsboring B4. Indtil udgangen af 1998 kunne indholdet af BAM i drikkevandet holdes under grænseværdien på 0,1 µg/l ved at blande med vand fra vandværkets to andre boringer. Forureningen havde i mellemtiden også bredt sig til naboboringen - B5. Embedslægen gav i februar 1999 vandværket en frist på ét år til at vurdere, hvad der kunne gøres for at bringe koncentrationen i drikkevandet ned igen.

Årslev Vandværk indvinder grundvand fra et sandmagasin ca. 10-20 m u. t.. Sandmagasinet er højtydende med en specifik kapacitet på ca. 40 m³/t pr. meter sænkning og et grundvandspotentiale omkring kote 34 til 36. Der er frit vandspejl i boringerne ved det nye vandværk, men ellers er magasinet overvejende spændt. Magasinet er dækket af cirka 10 meter moræneler. Forureningssituationen, den geologiske situation og tidligere udførte undersøgelser er nærmere beskrevet i bilag 8.4.

Formålet med drifts- og afværgeoptimeringen har været at undersøge, hvordan variationer i afværgepumpningen fra boring B4, B101og B3 influerer på koncentrationen af BAM, dels i afværgeboringerne og dels i indvindingsboringerne B5 og B6. De forskellige pumpescenarier, samt udviklingen i indholdet af BAM er vist på figur 4.8.

Se her!

Figur 4.8.
Udvikling i indholdet af BAM, Årslev Vandværk

Det fremgår heraf, at ændringer i pumpemønsteret i B4 og B101 tilsyneladende ikke har haft nogen markant effekt på BAM-indholdet, hverken i afværgeboringerne eller i de to indvindingsboringer B5 eller B6. Figur 4.8 viser tilsyneladende, at indholdet af BAM i B101 reduceres fra 0,7 µg/l i marts 2001 til omkring 0,5 µg/l i august 2001, men det skyldes formentlig, at der iværksættes afværgepumpning fra B3 i april 2001. BAM-indholdet i B3 er omkring 0,7-0,8 µg/l.

BAM-indholdet i B4 og B5 reduceres umiddelbart efter start af afværgepumpningen i marts 2000 for derefter at være svagt stigende frem til november 2001 og stagnere i perioden november 2000 til marts 2001. Efter marts/april 2001 ses en tendens til, at indholdet af BAM i de to boringer reduceres. På samme tidspunkt påbegyndes afværgepumpning fra B4 igen efter 3 måneders pumpestop og yderligere iværksættes afværgepumpning fra B3. BAM-koncentrationen i B4 og B5 er ved udgangen af august 2001 nedbragt til samme niveau som før afværgepumpningens begyndelse – 0,18 µg/l i B4 og 0,07 µg/l i B5.

Indholdet af BAM i B6 ligger omkring detektionsgrænsen for BAM med enkelte fluktuationer.

Resultaterne fra pumpeforsøget viser ikke den store effekt på BAM-koncentrationen afhængig af pumpemønstret, dvs. om afværgepumpningen foretages alternerede eller jævn over døgnet.

Der observeres effekt af afværgepumpningen ved det gamle vandværk, når der både afværgepumpes fra B3 og B101 – indholdet af BAM i B101 nedbringes fra 0,7 µg/l til 0,5 µg/l. Efter iværksættelse af afværgepumpningen fra både B3 og B101 observeres en mindre reduktion i BAM-indholdet i boringerne ved det nye vandværk. Dette tyder på, at BAM trækkes til indvindingsboringerne ved det nye vandværk fra en mere fjerntliggende kilde, eventuelt fra et område omkring det gamle vandværk. Der kan dog ikke ved kildesporingen peges på en egentlig kilde til BAM-forurening. Undersøgelse af jordprøver giver billedet af en generel fladebelastning med dichlobenil i området, der ikke er alarmerende høj.

4.1.1.7 Varde

Der er udført en række undersøgelser på Lerpøtvej Kildeplads tilhørende Varde Vandforsyning, hvor der er påvist pesticider i 6 af kildepladsens 12 boringer. Boringsplacering fremgår af bilag 8.4. Formålet med undersøgelsen har været at klarlægge mulighederne for levetidsforlængelse af kildepladsen.

Ved vandanalyser for 23 pesticider udført i 1998 på Lerpøtvej Kildeplads, Varde Vandforsyning, er der konstateret BAM i 6 af 12 boringer. BAM-indholdet varierede fra 0,014 - 1,3 µg/l (grænseværdien: 0,1 µg/l). Der er ingen umiddelbar sammenhæng mellem i hvilke boringer, der findes henholdsvis høje og lave koncentrationer af BAM, og hvor der findes forurenede og uforurenede boringer. Der er ingen sammenhæng mellem boringens alder og forureningsgraden. Disse forhold tyder på, at der ikke er tale om en generel grundvandsmagasinforurening af kildepladsen, men at punktformige pesticidforureninger omkring eller tæt på indvindingsboringerne er årsag til de høje BAM-koncentrationer i enkelte boringer. Det er ud fra antagelsen, at forureningen nedsiver lokalt omkring boringen fra punktforureninger, at undersøgelserne af kildepladsen er udført.

På grundlag af eksisterende materiale er der udført en karakteristik af de 12 boringer på kildepladsen. Hver enkelt boring er detaljeret beskrevet i forhold til geologiske forhold, udførelse og udbygning, vandkvalitet, driftsforhold og arealanvendelse omkring boringerne /1, 2, 3/. Der er i forbindelse med udarbejdelse af boringskarakteristikken foretaget en besigtigelse af boringerne.

Der er herefter udført undersøgelser i boringerne. Gammalogging er i denne sammenhæng udført med henblik på undersøgelse af om boringerne er lerforseglet forskriftmæssigt. De udførte undersøgelser har vist, at der ikke findes lerforseglinger i boringer etableret før 1977.

Tv-inspektion er udført som et led i undersøgelse af utætheder/lækager i forerør. Tv-inspektionen har vist, at jernboringerne er stærkt nedbrudte. Der er påvist et tydeligt hul i en boring (B9). Et forsøg på at rede denne boring var at overbore det eksisterende forerør, og derefter bore til større dybde i håbet om at finde et dybereliggende magasin med en tilfredsstillende vandkvalitet.

I 2 boringer (B11 og B13) er fundet høje BAM-koncentrationer i råvandet, og der har været mistanke om at BAM-forureningen skyldes "skorstenseffekt". Til undersøgelse heraf er foretaget niveauprøvetagning og separationspumpning med flowlog, hvor det blev verificeret, at BAM-koncentrationen øverst i filteret var højere end i prøver udtaget i filtersektionen hvor indstrømningen fra formationen er størst.

I et forsøg på kildeopsporing til BAM-forureningen er der omkring B11 og B13 udført 2 boringer, 4 boringer i alt, henholdsvis 2m og 8 m fra B11 og B13. Der er udtaget jordprøver fra topjorden og fra hver halve meter, samt fra toppen af lerlag og organiske lag. Kun i overfladeprøven 2m fra B11 blev der fundet spor af BAM. Efterfølgende er der lavet kildeopsporing i et større opland til boringerne end de 10 m, der som udgangspunkt var valgt ud fra antagelsen om at kunne være sprøjtet omkring nærzonen til boringen. Omkring B11 og B13 blev der taget blandingsprøver fra stier, hegn, plæner, bede og sportsplads. Ved B11 blev der fundet små mængder af dichlobenil og BAM.

Undersøgelserne viser at der har været brugt dichlobenilholdige bekæmpelsesmidler tæt ved B11 og i oplandet til boringen. Det er ikke lykkedes at påvise større puljer. Det tyder på, at det ud over antagelsen om at det er brugt boringsnært også er brugt i nærområdet til boringen.

På baggrund af de indledende undersøgelser af boringerne på Lerpøtvej Kildeplads blev der arbejdet videre med renovering af boringerne B9 og B11 med henblik på forlængelse af boringernes og dermed kildepladsens levetid.

Overboring af B11 er foregået på den måde, at der ved hjælp af direkte skylleboring er boret uden om det eksisterende forerør med en større dimension, hvor forerøret bruges som styr under borearbejdet. Da den eksisterende boring var overboret ca. 1 m under niveauet for filteret, blev forerøret trukket op, ca. 3 m af gangen. Der skiftedes så til indirekte skylleboring (luft-hæve metoden), og der blev boret til større dybde, hvorefter boringen forsegledes forskriftsmæssigt. Der blev påvist gunstige grundvandsmagasinforhold i større dybde, hvor et nyt indvindingsfilter blev sat. Efter renpumpning er der udtaget vandprøver, som har vist tilfredsstillende grundvandskvalitet, og der er ikke påvist BAM i niveauet for indvindingsfiltret.

Efter overboringen er der søgt indvindingstilladelse til oppumpning fra den dybereliggende del af magasinet. Indvindingen fra B11 er igangsat og magasinet overvåges. Der pumpes med en ydelse på 10 m³/t 24 timer i døgnet. Tidligere blev der pumpet 40 m³/t i 6 timer i døgnet. Trykforholdene følges og der vil blive udtaget vandprøver til analyse for at følge udviklingen. Der er således foretaget en levetidsforlængelse af kildepladsen. Der er endnu ikke foretaget en beregning af hvor længe at kildepladsen kan anvendes.

4.1.2 Sammenstilling af undersøgelser af boringskonstruktioner

Der er indhentet undersøgelser af boringskonstruktionen fra 172 boringer. Disse boringer repræsenterer dels boringerne undersøgt i nærværende projekt (kategori 1 og 2 boringer), men primært tidligere undersøgte boringer (kategori 3 boringer). Der er i alt registreret 144 boringer eller ca. 84 % med tegn på en eller anden form for defekt i boringskonstruktionen. På tabel 4.2 er der opgivet det totale antal boringer med en eller anden form for defekt, mens problemerne er opgivet på boringstyper, årstal og materialer er vist på tabel 4.3-4.5. Tilhørende visualiseringer via stavdiagrammer fremgår af figur 4.9-4.11. På bilag 8.4 er vedlagt en mere detaljeret beskrivelse af boringer og undersøgelser.

Fejlene er for sammenlignelighedens skyld kun opgjort for boringer, hvor der er ledt efter de pågældende fejl, og ikke for det totale antal. For defekte tørbrønde kan der være nogle usikkerheder i opgørelserne, da der i nogle undersøgelserne udelukkende har været undersøgt konstruktioner under terræn. Ligeledes kan der være nogle uregelmæssigheder mht. boringstyperne med blivende borerør (type I, II, IV og V) mht. forerørsforerørstætning, da boringstyperne er etableret uden tætning. Der er for disse boringer foretaget en subjektiv vurdering fra boring til boring, i forhold til egentlige undersøgelser, som kan underbygge en skorstenseffekt.

Tabel 4.2
Fordeling af fejl i boringskonstruktionerne

Langt hovedparten af de undersøgte boringer er af boringstype III (57 %), hvilket også afspejler det reelle billede af eksisterende indvindingsboringer, da der eksisterer flest af denne type. Undersøgelsesresultaterne viser, at der ofte registreres en mulig lækagevej i boringskonstruktionerne.

Tabel 4.3
Fordeling af skader på boringstype

Figur 4.9.
Fordeling af skader på boringstyper
     

Tabel 4.4
Fordeling af skader på alder

Figur 4.10
Fordeling af skader på alder

Det fremgår, at der er flest utætte samlinger i type III boringerne (57 %), mens der er flest huller registreret i stålrørene (42 %). Det samme billede gælder for stål og PVC-rørene. Det er derimod ikke muligt statistisk at differentiere mellem boringstyperne med hensyn til manglende forerørstætning, da boretype I, II, IV og V er født uden forerørstætning. Derimod er det ikke det samme som at sige, at der reelt sker en lækage.

Tabel 4.5
Fordeling af skader i forhold til materialer

Figur 4.11
Fordeling af skader i forhold til forerørsmaterialer

Det skal først bemærkes, at boringsundersøgelserne normalt først igangsættes, når der ved granskning af det eksisterende datagrundlag fås mistanke om en evt. boringsbetinget forurening. Boringer undersøges fx ikke, hvis der ikke findes forurening. Dette må forventes at betyde, at der sker en overvurdering af boringernes kritiske tilstand.

Der er som nævnt kun medtaget de boringer, som er undersøgt for de specifikke lækagetyper. Der er ofte benyttet TV-inspektion til at detektere de indvendige fejl, mens der mest er benyttet gammalogging evt. i kombination med niveauspecifikke vandprøver til at undersøge forerørstætningerne. I afsnit 4.3 er de forskellige undersøgelsesmetoder evalueret. En nærmere beskrivelse af boringsundersøgelserne findes under beskrivelserne af lækagetyperne, afsnit 4.2.

4.1.3 Samlet vurdering af udførte detailundersøgelser

På tabel 4.6 er resultater og vurderinger af undersøgelser af BAM-forureninger ved vandforsyninger vist.

Tabel 4.6.
Samlede konklusioner på BAM-undersøgelse, hvor der er indgået undersøgelser af boringskonstruktioner.

Se her!

Tabellen viser et bredt udsnit af udførte BAM-undersøgelser, som kan være med til at give et helhedsbillede af BAM-forureningens natur. Det fremgår, at der har været udført en række undersøgelser, som alle på en eller anden måde kan bidrage med oplysninger om transportveje og forureningskilder. Af de 27 viste undersøgelser, er der med sikkerhed tale om magasinforurening de 13 steder, 9-10 lokaliteter er med både magasin og boringsbetinget transport, mens det kun i 2-3 undersøgelser vurderes, at der udelukkende er boringsbetinget transport.

4.2 Vurdering af hyppighed og betydning af de boringsbetingede transportveje

4.2.1 Lækage fra borings- og forerørsafslutning

4.2.1.1 Lækagetypens hyppighed

Ved vurdering af besigtigelsesresultaterne har det kunnet konstateres, at de fleste anlæg var i acceptabel stand. Nogle få i god stand, og mange i acceptabel stand, men dog ofte med vandfyldte tørbrønde, utætte dæksler eller brøndringe og i visse tilfælde mangelfulde forerørsafslutninger, dog kun meget få i akut fare for direkte nedløb til boringen via utætte forerørsflancher. Det skal dog bemærkes, at der er vandværker som har omlagt gamle udtjente underjordiske vandforsyningsanlæg til overjordiske råvandsstationer.

Der findes ingen egentlig opgørelse over problemets omfang på landsplan, men erfaringer fra et andet projekt /50/, som specifikt omhandlede problematikken, viser ved tilstandsvurdering af 78 almene vandforsyningsboringer, at ingen overbygninger var i uacceptabel stand med risiko for transport af overfladevand/-grundvand til dybere niveau. 24 var i acceptabel stand og 54 i god stand. For 340 enkeltindvindingsanlæg var derimod 104 anlæg i uacceptabel stand.

I de undersøgte boringer på bilag 8.3 er ca. 4 % angivet med en utæt tørbrønd. Denne undersøgelse skal dog tages med forbehold, da disse undersøgelser ikke direkte har haft til formål, at undersøge overbygningerne, og kun uacceptable skader er medtaget.

Hvis tilstandsvurderingen viser, at indvindingsanlægget er i uacceptabel stand, findes der en række tiltag, som kan foretages for at udbedre skaden, alt afhængig af arten. Reparationer og renoveringer er omtalt i afsnit 5.

4.2.1.2 Lækagetypens betydning for forureningstransport

Tabel 4.7.
Lækage til magasin fra utæt overbygning.

Ofte vil små reparationer kunne være nok til at stoppe en lækage fra boringens top. Renoveringsmetoder fremgår af afsnit 5.

4.2.2 Lækage langs forerør

4.2.2.1 Lækagetypens hyppighed

Der er som beskrevet i afsnit 2.1 tale om mange former for skorstenseffekt, som kan være mere eller mindre svære at detektere, og være af større eller mindre betydning. Som det fremgår af undersøgelsesresultaterne er problemet med manglende eller dårlige forerørstætninger udbredt. Der er i de opgjorte undersøgelser konstateret boringer med risiko for skorstenseffekt i over 60 % af undersøgelsestilfældene. Der er ingen sammenhæng med alderen af boringerne.

4.2.2.2 Lækagetypens betydning for forureningstransport

Der er i det følgende foretaget beregninger på skorstenseffektens betydning for forureningstransport ud fra konservative betragtninger. Ved beregninger for skorstenseffekten kan konservativt benyttes følgende situationer:

1. Langs forerør, hvor der er gruskastet uden afpropning (type III). Herunder ved sløjfede boringer, hvor tilkastningen kun er sket inden i boringen, og der til stadighed kan foregå en transport langs forerøret.
2. Ved blivende borerør (type I, II, IV og V).

Egenskaberne af materialet mellem borevæg og forerør har betydning for infiltrationen, ligesom potentialeforholdene i primært og evt. sekundært magasin betydning. Herudover har dybden til magasinet betydning for nedsivningen af forurening. Der er i beregningseksemplerne opstillet en række konservative forudsætninger. Ligesom der er beregnet en minimum og en maksimum nedsivning for hvert beregningstilfælde. Der er konservativt regnet på de geologiske hovedtyper 4 (+2) og 5 (+6), hvor der regnes med sekundært grundvandsmagasin. Der er tale om de geologiske hovedtyper, som konsekvent er benyttet i projektet i øvrigt. De geologiske typer er nærmere beskrevet i hovedrapporten, afsnit 5.

Der er gjort følgende forudsætninger:

Hovedresultaterne fremgår af tabel 4.8

Tabel 4.8
transport til primært magasin som følge af skorstenseffekt.

Det fremgår af ovenstående, at der for type III i skorsten med høj ledningsevne boringer må forventes at strømme mellem 190 og 3000 liter igennem "skorstenen" til magasinet hver dag i hovedtype 4, og tilsvarende mellem 220 og 6800 liter i hovedtype 5. Det spiller naturligvis en rolle hvor stor ledningsevnen i skorstenen er. Her er der regnet med et spænd fra grus til ler. (I de fleste tilfælde med normalt tilbagefyld vil mængderne ligge et sted midt imellem de beregnede værdier), mens den lave ledningsevne svarer til at der er en eller anden type forerørstætning af borehullet. For blivende borerør som forerør vil nedsivningsmængden blive ca. 1/3. Til gengæld kan det så tænkes, at der er flere tilfælde af skorsten med høj ledningsevne, da disse typer boringer aldrig tidligere er afproppet.

For en indvindingsboring (type III) der yder 10 m³/t vil det give en fortyndingsfaktor af det nedsivende vand på mellem 1.300 og 35. Der er tale om yderværdier, som i de fleste tilfælde vil betyde at man ligger et sted midt imellem: Det vil med de kendte BAM-koncentrationer i de fleste tilfælde betyde, at man vil holde sig et pænt stykke under grænseværdien, vel og mærke når pumpen er i funktion. Tilsvarende eksempel for lav ledningsevne i skorstenen, vil tilskuddet af vand være forsvindende.

I de små vandværker, hvor behovet for store vandmængder ikke findes, kan skorstenseffekten i flere tilfælde vise sig at være et problem, hvis der findes høje koncentrationer i sekundært grundvand. Eksempelvis vil der kunne træffes BAM-koncentrationer over grænseværdien (0,1 µg/l) i det oppumpede vand i en ikke forerørstætnet boring (pumpeydelse på ca. 1 m³/t) som følge af skorstenseffekt langs ydersiden af forerør, der svarer til en hydraulisk ledningsevne som mellemkornet sand, hvis der som minimum findes ca. 5-10 µg BAM/l i det overfladenære grundvand med kontakt til boringen. Svarer skorstenens hydrauliske ledningsevne derimod til grus, skal der findes ca. 0,5-1 µg BAM/l i det sekundære grundvand med kontakt til boringen, for at der sker overskridelser af grænseværdien. Det første tilfælde er meget sjældent tilfældet mht. koncentrationerne i øvre grundvand, mens eksempel nr. 2 er mere realistisk. Til gengæld er det nok sjældnere, at skorstenseffekten er så kraftig som antaget i det sidste tilfælde.

Tracerforsøg med natriumchlorid for undersøgelse af skorstenseffekt i 2 boringer er udført af Odense Vandselskab i november 2001 /44/. Undersøgelsen påviser skorstenseffekt i den ene boring med en lækage på ca. 160 l/t (=60 m³/år) på ydersiden af forerøret til indstrømningsintervallet 38 m u. t., svarende til en fortyndingsfaktor på ca. 150-200. I en anden boring kunne intet påvises.

4.2.3 Lækage igennem forerør, samlinger og skruehuller

4.2.3.1 Lækagetypens hyppighed

Som det fremgår af tabel 5.1 er der fundet utætte samlinger og/eller skruehuller i 62 tilfælde. Utætheder i samlinger ses i 61 % af de undersøgte PVC-rør, mens de ses i 25 % af de undersøgte jernrør. De fleste utætheder registreres i type III boringer (57 %). Endelig skal det bemærkes, at fejlen findes i 44 % af de undersøgte boringer etableret efter 1980.

4.2.3.2 Lækagetypens betydning for forureningstransport

For indsivning i forerør er der i forskellige undersøgelser udført forskellige indsivningsforsøg med packer. Det er disse forsøg som danner grundlag for vurderingen af konsekvensen af disse utætheders tilstedeværelse. På Tåsinge /43/, Søllerød /9,10/ og Flakkebjerg vandværk er der udført indsivningsforsøg, hvor indstrømningen igennem utætte samlinger og skruehuller er testet . I alle tilfælde er der benyttet packer under registrerede utætheder. Det er ved alle forsøgene vist, at der kun sker en meget lille indstrømning fra utæthederne, mindre end 10 liter pr. dag. Med de kendte koncentrationer i BAM-forureninger i sekundært grundvand og oppumpningsmængder i øvrigt, vil det kun i meget sjældne tilfælde kunne føre til værdier, som overskrider grænseværdierne. Eksempelvis vil der ved indsivning i utætte samlinger på konservative 100 liter/dagen kunne træffes BAM-koncentrationer over grænseværdien (0,1 µg/l) i det oppumpede vand i en boring med en pumpeydelse på 1 m³/t, hvis der som minimum findes 24 µg BAM/l i det overfladenære grundvand med kontakt til boringen. Da der i projektet maksimalt er registreret op til 10 µg BAM/l i overfladenært/ sekundært grundvand svarer dette til et meget højt indhold.

4.2.4 Lækage igennem forerør, hul i rørene

4.2.4.1 Lækagetypens hyppighed

Der findes stadig mange virksomme vandforsyningsboringer med forerør af stål, og der bliver stadig etableret nye boringer af stål (type IV og V). Der har været meget stor forskel på kvaliteten af det stål, som er benyttet til forerør (stål-52 fra Krupps, billige (og dårlige) kedelrør, damprør (stål-37) osv.). Der har sjældent været stillet krav til kvaliteten. Nogle rør har en maksimal levetid på 30 år, selv i ikke aggressive miljøer.

Der er i undersøgelsen i 62 tilfælde ud af 172 boringer registreret huller i forerørene (svarende til 36 %). Dermed synes der at være et reelt problem i vandforsyningsboringerne. Problemet er klart størst i stålboringer med 42 % med tærede rør. Dette går igen i type I / II og IV / V boringerne, hvor der registreres hul i 46 % henholdsvis 32 % af boringerne. I type III ses denne lækagetype i ca. 19 % af de undersøgte tilfælde, mens det gælder for 12 % af PVC-rørene. Der er ligeledes konstateret hul i forerør i 12 % af undersøgte boringer etableret efter 1980.

4.2.4.2 Lækagetypens betydning for forureningstransport

Hul i forerør kan ikke generelt skønnes ved beregninger, idet det specifikke tilfælde er afgørende for konsekvensen. Problematikken kan sammenlignes med de utætte samlinger, men ofte er indstrømningsarealet større, og dermed også lækagen. Et eksempel på indsivningstest fra et (sandsynligt) tæret forerør /43/, viser dog i et enkeltstående tilfælde et ubetydende problem i forhold til BAM-forurening.

4.2.5 Lækage langs sløjfede boringer

4.2.5.1 Lækagetypens hyppighed

Der findes et utal af tidligere virksomme vandforsyningsboringer, som er sløjfede og efterladt spredt på kildepladser/vandværker landet over. Hertil kommer andre typer sløjfede/uberørte boringer, som er udbredt i det ganske land. Det er nemlig (endnu) ikke kutyme, at indgå aftaler om den efterfølgende sløjfning, når der bestilles borearbejde.

4.2.5.2 Lækagetypens betydning for forureningstransport

Med henblik på at bestemme betydningen af problemet, er det vigtigt at kende visse parametre for nedsivningen i sløjfede boringer. Det forudsættes, at en sløjfet boring enten ser ud som den der blev genfundet på Københoved Vandværk, dvs. at rør er efterladt ca. 1 m u. t. og der er tilfyldt i røret. Situationen vedrørende transport er i dette tilfælde sammenlignelig med skorstenseffekt, jf. afsnit 4.2.2. Man må dog gå ud fra, at boringerne med tiden tærer op og der kommer huller i forerørene, eller at der kan sive vand direkte ned i forerøret. Som følge heraf er der i det følgende udført en beregning på betydningen af lækage i forerøret, som følge af et hul af 1 m højde i forerøret. Beregningerne er gjort under de samme forudsætninger, som ved afsnit 4.2.2. Resultaterne fremgår af tabel 4.9.

Tabel 4.9
transport til primært magasin som følge af transport i sløjfet boring

Som det fremgår, vil der ofte være en risiko ved transport gennem sløjfede boringer. Det gælder specielt hvor der ingen afpropning findes, idet man i tilfælde heraf skal lægge dette bidrag til. Som nævnt har de sløjfede indvindingsboringer ofte en problematisk placering i forhold til eksisterende indvindingsboringer, dvs. en ganske kort afstand og med store hydrauliske gradienter, som direkte trækker forureningen til igangværende indvindingsboring øverst i magasinet. Konservativt betragtet vil hele den nedsivede lækage i disse tilfælde strømme til indvindingsboringen. I de små vandværker, hvor behovet for store vandmængder ikke findes, kan en sløjfet boring i kort afstand i flere tilfælde vise sig at være et problem, hvis der findes høje koncentrationer i sekundært grundvand. Eksempelvis vil der kunne træffes BAM-koncentrationer over grænseværdien (0,1 µg/l) i det oppumpede vand i en indvindingsboring (pumpeydelse på ca. 1 m³/t) som følge af en omkringliggende sløjfet boring, hvis der som minimum skønsmæssigt findes ca. 1-10 µg BAM/l i det overfladenære grundvand med kontakt til boringen, afhængig af afstand mellem boringerne, skorstenseffekt og tærringer mv.

4.3 Metodeevaluering

I forbindelse med undersøgelse af utætte boringer findes en "vifte" af delundersøgelser, som ofte sammenstykkes for samlet at give det bedst mulige billede af forholdene i og tæt på boringen. I dette afsnit vil følgende anvendte feltundersøgelsesmetoder overfor utætte boringer kort blive evalueret:

4.3.1.1 Indsamling af eksisterende viden

På tabel 4.10 er vist et eksempel på en liste over elementer, som kan være til gavn ved tilrettelæggelsen af det følgende undersøgelsesprogram i forbindelse med en BAM-forurenet boring.

Tabel 4.10
Tjekliste for etablering af undersøgelsesprogram