| Indhold |
Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 36, 2002
Vurdering af koncentration og varighed af BAM-forurening i grundvand
Foreliggende delrapport under projektet "Pesticider og Vandværker"
indeholder modelbaserede vurderinger af omfang og varighed af BAM forureningen i grundvand
i Danmark.
Undersøgelsen er udført af Peter R. Jørgensen og Jens P. Kistrup, Geologisk
Institut, Københavns Universitet, suppleret af Hans Christian Loer Hansen og Martin
Hoffmann, Hedeselskabet, Roskilde. Kvalitetssikring af rapporten er udført af Flemming
Larsen, Institut for Miljø og Vandressourcer, DTU.
Undersøgelsen er finansieret af Miljøstyrelsen. En del af modeludviklingsarbejdet i
projektet er finansieret af Københavns Universitet, Geologisk Institut og EU´s 5.
rammeprogram under projektet "Pesticides in European Groundwaters: detailed study of
Representative Aquifers and Simulation of possible Evolution scenarios (PEGASE).
Udover generelle geohydrologisk data har projektet inddraget data fra Det Strategiske
Miljøforskningsprogram (1992-2000) vedr. forureningsstoffers, herunder pesticiders,
opførsel i opsprækkede jordlag. Konkrete BAM data i modelarbejdet er indsamlet i
projektets øvrige delprojekter (delrapporterne 1 - 3). Modelleringen er løbende
diskuteret og koordineret i projektgruppen under ledelse af HOH, Vand og Miljø og i
projektets styringsgruppe bestående af:
Christian Ammitsøe, Miljøstyrelsen (formand)
Ann-Katrine Pedersen, Københavns Energi
Jens Bastrup, Danske Vandværkers Forening
Jørn Ole Andreasen, Århus kommunale værker
Richard Thomsen, Århus Amt
Morten Sørensen, Fyns Amt
Rapporten indeholder vurderinger af BAM forureningens forventede gennemsnitlige omfang
og varighed i grundvand og vandværksboringer fordelt på de mest udbredte geologiske
hovedtyper af grundvandsmagasiner i Danmark. Vurderingerne er baseret på modelberegninger
udført for et 21 km2 stort modelopland vha. grundvandsmodellerne FRAC3Dvs og
MODFLOW/MT3D.
Modeloplandet danner den overordnede ramme for følgende geologiske hovedtyper (figur
2) af grundvandsmagasiner,
- tykt (90 m) sandmagasin uden lerlag (hovedtype 1)
- tykt sandmagasin under 6, 16 og 30 m lerlag (hovedtype 2)
- tykt sandmagasin under randmoræne (hovedtype 3)
- tyndt kalkmagasin (20 m) under 6, 16 og 30 m lerlag (hovedtype 4)
- sandmagasin under indlejrede lerlag med og uden sandvinduer (hhv. hovedtype 5 og 6).
I modelleringen er anvendt skønnede gennemsnitlige vandbalanceforhold og
karakteristiske geologiske forhold for de geologiske hovedtyper, herunder betydningen af
sprækker og sandlag i lerede dæklag.
Vedrørende pesticidnedbrydningsproduktet BAM og moderstoffet dichlobenil, bygger
modelberegningerne dels på laboratoriemålte data for nedbrydning og binding af de to
stoffer, og dels på følgende antagelser og skøn vedrørende anvendelsen af dichlobenil,
- behandling med dichlobenil er udelukkende sket indenfor byområder og landbrugsområder
(74% af Danmarks areal, 1982-tal)
- det behandlede areal er 8 gange større i byområderne end i landbrugsområderne
- den samlede behandling på de to arealanvendelser svarer til det totale salg af stoffet
på landsplan (29 tons/år i perioden 1966-97)
- halvdelen af denne stofmængde er udvasket gennem kloak, mens resten er infiltreret i
jorden
Lokale afvigelser og usikkerheder vedrørende de ovennævnte forhold og øvrige
anvendte parametre er uundgåelige. Modelleringen giver på ovennævnte grundlag et
overordnet billede af forventede gennemsnitlige koncentrationsniveauer og
udviklingstendenser for BAM forureningen i Danmark.
Modelresultater
Modelleringen viser, at cirka 99% af den dichlobenil mængde der er nedsivet i jorden,
på nuværende tidspunkt er blevet omdannet til BAM. Heraf er cirka 100% blevet udvasket
fra de øverste 2 - 3 mu.t. Dette resultat er i overensstemmelse med fundindhold af
dichlobenil og BAM i jordprøver fra de øverste meter af undersøgte jordprofiler.
Under den afgørende forudsætning at BAM ikke nedbrydes i de dybere jordlag og
grundvand, viser modelleringen, at den udvaskede BAM mængde (totalt ca. 500 tons)
forekommer udbredt i grundvandet og/eller i dæklagene herover samt i overfladevand. Dette
giver grundlag for et langvarigt og i visse områder stigende BAM indhold i grundvand og
vandindvindingsboringer.
Geohydrologiske forhold
Mht. strømningsforhold viser modelleringen, at ankomsttidspunktet, koncentrationen og
varigheden af BAM forureningen i grundvandet variere meget afhængigt af tykkelsen og
typen af lerdæklag samt af vandbalanceforholdene.
Modelleringen viser ligeledes, at de højeste aktuelle BAM koncentrationer og
overskridelser af grænseværdien for grundvand, generelt er knyttet til
grundvandsmagasiner uden lerdæklag eller grundvandsmagasiner med tynde dæklag af ler.
BAM forureningen har i disse situationer gennemsnitligt set nået sit maksimum omkring
år 2000, og aftager herefter til under 0.1 m g/l omkring cirka
år 2020 40. Dette gælder generelt for de modelleringer, hvor BAM
forureningskilderne ligger nedstrøms i modeloplandet, mens modellen viser mindst 40 - 50
år længere varighed af forureningen når BAM forureningskilderne findes spredt i store
dele af grundvandsoplandet og BAM samtidig spredes i et tykt grundvandsmagasin.
Der er grundlag for sårbarhedsmæssigt, at skelne mellem forskellige lertykkelser af
bundmoræne. For 16 m lerlag viser modelberegningerne et gennemsnitligt BAM indhold i
vandindvindingsboringerne på < 0.01 - 0.05 m g/l omkring
år 2000. For den videre udvikling af BAM indholdet frem til år 2080, viser beregningerne
for denne lertykkelse, et stigende BAM indhold til koncentrationer omkring, eller over,
0.1 m g/l i slutningen af modelperioden (år 2080).
For 30 m lerlag af bundmoræne viser modelleringen at BAM forureningen først vil bryde
igennem til grundvandet omkring år 2050 - 70, men herefter fortsætter med at stige frem
til cirka år 2150 eller længere. Modelleringen viser tilsvarende sene BAM gennembrud og
lavere maksimumskoncentrationer i grundvand under dybe tykke indlejrede lerlag uden
sprækker eller "sandvinduer".
Lerlagsberegningerne indikerer således overordnet, at vandindvinding uden eller med
lave indhold af BAM vil kunne fortsættes under tykke lerlag (30 m eller derover) frem til
cirka midten eller slutningen af dette århundrede. Ved gennembrud af BAM i boringerne på
dette tidspunkt, vil indvindingen kunne omlægges til grundvandsmagasiner uden lerlag,
eller under tynde lerlag (< 5 6 m), der i mellemtiden er blevet BAM-fri.
Det skal bemærkes, at lerlagsberegningerne er følsomme overfor den usikkerhed der er
mht. sprækkers optræden i dybe lerlag. Sprækkeafstanden (1m), der ligger til grund for
rapportens vurderinger, er fremkommet ved kalibrering af modellen overfor aktuelle BAM
fundværdier. Lerområder med større afstand (5 10 m) mellem dybe sprækker vil
være væsentligt mere udsat for udvaskning af BAM til grundvandet end eksemplerne i
vurderingen.
Modelleringerne viser endvidere, at grundvandet er særligt udsat for BAM forurening
under dæklag af kraftigt glacialt forstyrret ler, f.eks. randmoræner, samt i øvrigt
under heterogent ler med mange tynde sandlag. Randmoræner findes lokalt indenfor samme
udbredelsesområde som bundmorænen og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og
kalk (geologisk hovedtype 2 og 4). I disse områder modelleres der alt andet lige et
aktuelt BAM indhold i grundvandet omkring eller over grænseværdien og et efterfølgende
langvarigt BAM indhold i indvindingsboringerne.
Modelleringen viser, at få forurenede BAM kilder, vil kunne give anledning til
spredning af BAM til boringer i flere kilometers afstand fra forureningskilderne. Dette
gælder særligt i grundvandsmagasiner, hvor indvindingen sker fra en højtliggende tynd
vandførende zone, f,eks. i kalkmagasiner. Disse giver tillige ringe mulighed for
fortynding ved vertikal opblanding og af samme årsag er de modellerede koncentrationer og
spredningen af BAM i kalk-hovedtypen også generelt større i forhold til de øvrige typer
af grundvandsmagasiner i vurderingen. Dette er i overensstemmelse med den faktiske høje
fundhyppighed af BAM i kalkmagasiner i grundvandsovervågningen. I modelvurderingen er
ikke inddraget betydningen af sprækker i kalk. Forekomsten af sprækker i kalken vil
forstærke tendensen til lateral spredning.
Modelleringen viser endeligt, at BAM indholdet i grundvandet er afhængigt af de
hydrologiske forhold, således at grundvandet vil være væsentligt mindre udsat for BAM
forurening i områder med lille grundvandsdannelse og/eller stor overfladisk afstrømning.
Arealanvendelse og forureningsmønster
Modelleringens højeste BAM indhold forekommer i indvindingsboringer under
modeloplandets byområde, mens BAM indholdet i landbrugsområdet generelt er lavere.
Lavere BAM koncentrationer og større afstand mellem forureningskilderne i
landbrugsområdet betyder alt andet lige lavere fundhyppigheder og kortere varigheden af
BAM forurening end i byområder.
Mht. placeringen af BAM kilderne i oplandet viser modelleringen, at varigheden, alt
andet lige vil være kortest hvor forureningskilderne ligger nedstrøms i
grundvandsoplande. Omvendt forekommer den længste varighed i områder hvor BAM
forureningskilderne findes fordelt i store dele af grundvandsoplandet opstrøms for
indvindingsboringerne.
En jernbanestrækning, der er modelleret som eksempel på en intensivt BAM-belastet
kildetype (20 kg/ha/år), viser at denne type kilder vil kunne påvirke grundvandet og
boringer i et store dele af oplandet. I indvindingsboringer under 16 m lerdæklag
forårsager jernbanen et modelleret BAM indhold på omkring 0.01-0.4 mg/l
i år 2000, som stiger til 0.4 -1.2 mg/l i 2080 i store dele af
grundvandsoplandet nedstrøms for banen.
Modellering af BAM forurening, forårsaget af dichlobenil behandling omkring
vandværksboringer på vandforsyningsanlæg, viser, at der er en forureningsrisiko,
specielt overfor boringer med små indvindingsmængder. Ved gennemsnitsdoseringen 5
kg/ha/år på et 100 m2 areal omkring en boring med lille indvindingsmængde
(50.000 m3/år) under 16 m lerlag, viser modelleringen BAM koncentrationer i
vandværksboringen omkring 0.01 µg/l i år 2000, stigende til maksimalværdierne 0,06 -
0.08 µg/l omkring 2050. De maksimale koncentrationer i samme boring, men ved stor
indvindingsmængde (365.000 m3/år) er omkring 0.01 m
g/l i hele modelperioden år 2000 2080. I sandjordsområder vil forureningsrisikoen
være større, mens et evt. forureningsløb, alt andet lige, vil være mere kortvarigt end
i lerområderne.
Modelleringen viser således, at såfremt der er foregået en systematisk behandling af
vandværksgrunde med dichlobenil, vil dette i sig selv potentielt kunne medføre
hovedparten af BAM fund i grundvandet. At dette ikke synes at være tilfældet, fremgår
af at vandværkssgrunde med rester af dichlobenil, blot udgør en enkelt af en lang række
andre arealbenyttelser med tilsvarende fund af dichlobenil (delrapport 2).
Vandindvinding
Mht. vandindvindingsmængder viser modelleringen, at de laveste gennemsnitlige BAM
koncentrationer, alt andet lige, fortrinsvis optræder i boringer med stor vandindvinding
(365.000 m3/år) i tykke grundvandsmagasiner pga. vertikal opblanding med ikke
BAM forurenet vand. Samtidig må der dog forventes en større BAM fundhyppighed netop i
store indvindinger, fordi BAM forureningen trækkes til boringerne fra flere og fjernere
forureningskilder end mindre indvindinger (<50.000 m3/år). Dette gælder
særligt i grundvandsmagasiner, hvor indvindingen sker fra en højtliggende tynd
vandførende zone, f,eks. i kalkmagasiner.
Udpegning af sårbarhed
Som nævnt viser modelleringen, at ankomsttidspunktet, koncentrationen og varigheden af
BAM forureningen i grundvandet varierer meget afhængigt af tykkelsen og typen af
lerdæklag og grundvandsmagasin samt af vandbalanceforholdene.
Dette viser at der er grundlag for at zonere grundvandets sårbarhed overfor BAM
forureningen. I konkrete oplande kan en zonering gennemføres på grundlag af kortlagte
data for geologi, vandbalanceforhold samt beliggenhed af mulige og konstaterede BAM
forureningskilder.
På grundlag af undersøgelsens følsomhedsanalyse skal det dog tilføjes, at den
forventede variation af nøgleparametre for jord og forureningsstoffer udgør en
væsentlig usikkerhedsfaktor. Ved modelvurderinger af sårbarhed i konkrete oplande vil
kvaliteten af vurderingerne derfor være afhængig af, at der foretages en lokal
bedømmelse og afklaring af disse usikkerheder. Dette vil kunne gennemføres ved
modelanalyse af lokale hydrologiske og kemiske moniteringsdata, herunder aldersindikatorer
for grundvandet samt evt. indsamling af supplerende lokale hydrauliske data for
jordmaterialer.
På dette grundlag vurderes modelberegninger at kunne bidrage som værktøj til
udpegning af egnede placeringer af fremtidige vandforsyningsanlæg, som undgår eller
væsentligt reducerer risikoen for påvirkning af vandindvindingen med BAM.
Validering af model
Grundvandsmodellen giver i sin nuværende opsætning aktuelle BAM koncentrationer i
indvindingsboringerne i intervallet 0 m g/l cirka 2 m g/l. Dette er i generel overensstemmelse med
grundvandsovervågningens fundværdier af BAM.
Specielt for indflydelsen af lerlagstykkelsen viser modelleringen ingen aktuelle BAM
indhold under 30 m lerlag, Dette er i generel overensstemmelse med meget lave
koncentrationer og lave fundhyppigheder under tykke lerlag i grundvandsovervågningen.
Sammenlignet med de aktuelle fundværdier af BAM giver grundvandsmodellen i sin
nuværende opsætning tilsyneladende generelt for høje BAM værdier i grundvandet i de
områder hvor den geologiske hovedtype med frit sandmagasin er fremherskede (Midtjylland).
Med henblik på en forbedret validering af modellen er der behov for en generel
gennemgang af boringsdata og arealdata for boringer i grundvandsmoniteringen med og uden
BAM fund indenfor de enkelte geologiske hovedtyper.
Det skal endvidere understreges at modelvurderingen er yderst følsom overfor den
usikkerhed der er mht. BAM nedbrydning. Selv langsom nedbrydning af BAM i dæklag og/eller
grundvand (DT50 = 10 år) vil afkorte BAM problemets hyppighed og varigheden og
vil derved ændre afgørende på vurderingens konklusioner. I den anvendte opsætning af
modellen, hvor der ikke regnes med BAM nedbrydning, tegner modellen det mest kritiske
forløb af BAM forureningens omfang og varighed.
Preconditions
This report evaluates the extent and durability of contamination of groundwater and
waterworks with the pesticide metabolite BAM (2,6-dichlorbenzamide) for representative
main aquifer types in Denmark.
The evaluation is carried out by means of mathematical modeling using the groundwater
model codes FRAC3Dvs and MODFLOW/MT3D.
Using a 21 km2 hypothetical groundwater catchment as overall model frame,
the evaluation includes the following main geological conditions and aquifers,
- thick (90 m) sandy aquifer without protection from overlaying aquitards (clay layers)
- thick sandy aquifer covered by fractured aquitards of different thickness (6, 16 and 30
m)
- thin (20 m) limestone aquifer covered by fractured aquitards of different thickness (6,
16 and 30 m)
- thick sandy aquifer covered by terminal moraines or otherwise heterogeneous clay layers
- thick sandy aquifer underneath inter-layered clay layers with and without "sand
windows"
Model input data for the contaminants represents laboratory measurements for sorption
and degradation of the parent pesticide dichlobenile and its metabolite BAM, together with
the following assumptions and estimates for the application of the diclobenile,
- pesticides (Prefix and Casoron) containing dichlobenile have exclusively been applied in
urban and agricultural land use types (74% of area in Denmark, 1982-figures)
- the actually treated area is 8 times large in the urban land use type than in the
agricultural type
- the total treatment in the two land use types is equal to the total sale of the
pesticide in Denmark (29 tons/year, 1966-97)
- half of the amount sold has been flushed through surface drainage, while the remaining
pesticide mass has been infiltrated into the soil
Model in-put data furthermore include representative values for the overall water
balance, and representative soil data and geological conditions for the aquifer types,
including the influence of fractures and minor sandy layers in clay aquitards.
Local deviation and uncertainty for the applied modeling parameters and conditions is
inevitable. However, it is expected that the model evaluation provides an overall picture
and a useful analysis of the mean extent and durability of the BAM pollution of the
groundwater and waterworks in Denmark.
Modeling results
The modeling shows that approximately 99% of the infiltrated dichlobenile has been
transformed to its metabolite BAM, and that currently (year 2001) approximately 100% of
this compound has been leached to greater depth than 2 3 m. This result is in
agreement with the findings of residuals of dichlobenile and BAM in soil samples from the
upper few meters of investigated soil profiles.
Under the crucial precondition that BAM is not degraded under the root zone, the
modeling shows that BAM will appear widely in the groundwater and/or in the above
aquitards and in surface water.
The modeling shows that the BAM pollution will appear with a high frequency in water
extraction wells in extensive parts of Denmark during the following 20 years to more than
100 years
The highest BAM concentrations appear in groundwater and wells under the urban area of
the model catchment, while the BAM concentrations in the agricultural area in general are
under, or near, the drinking water standard (0.1 µg/l). The low BAM model values in the
agricultural model area indicates that the frequency of BAM findings in actual water wells
under this type of land use will be very sensitive to local variations in the amount and
distribution of dichlobenile application.
The modeling moreover show that the extent and future evolution of the BAM pollution is
a strong function of local geological and hydrological conditions, which suggests the
existence of a potential for minimizing problems for the water supply through planning and
management.
The modeling indicates that the highest current BAM concentrations will occur in the
groundwater of aquifers without or with thin protecting clay aquitards. However, these are
also the situations where the contamination has the shortest durability. The shortest
durability of the BAM aquifer pollution will occur in areas which additionally are located
down stream in the groundwater catchment and are not influenced by upstream BAM sources.
The modeling shows that the lowest current BAM concentrations in the groundwater should
be expected in areas, where the contamination occur through thick clay layers. These
areas, however, are also the areas where the contaminations will have the longest
durability. The longest durability is indicated to occur in areas where BAM contaminant
sources are situated in large areas upstream to the water extraction.
For the model area with 16 m clayey till above the aquifer, the modeling indicate
current BAM concentrations in the water extraction wells, which corresponds to typical
concentrations (0.01- 0.1 µg/l) found in the groundwater monitoring. For the time until
year 2080 the modeling indicate that the concentrations will increase to exceed the
drinking water standard in the urban model area, but only up to the same standard in the
agricultural area. The frequency of actual BAM findings in aquifer underneath the latter
type of land use, therefore will be uncertain and sensitive to the local pattern of
dichlobenile application .
The modeling moreover indicate that aquifers underneath BAM-contaminated surface layer
will be less vulnerable in areas with high run-of in the surface layers and small
groundwater recharge. For specific areas the actual BAM values in the groundwater will,
hence, be an additional function of the area distributed water balance in ground water
catchments.
The modeling moreover indicate that BAM contamination of groundwater underneath thick
clay layers (30 m or more) will not break through to the aquifers before approximately
year 2050 to 2070, however, hereafter the BAM concentration will increase until
approximately year 2150. Hence, the modeling indicates that water extraction may occur
without BAM content from aquifers underneath thick clay aquitards until the middle or late
in this century. A similar result is indicated to occur for aquifers underneath
inter-layered clay layers in sandy deposits and underneath clay aquitards without
fractures.
It should be noticed, however, that the aquitard simulations are highly sensitive and
uncertain to the appearance of fractures in deep clay layers. Modeling of sensitivity
indicate that there will be current BAM breakthrough (however, with much higher
concentrations than observed in the monitoring program) in clay areas with wider spacing
between deep fractures (5 10 m) than simulated for the above main aquifer types.
The modeling moreover indicate that the groundwater will be more exposed to BAM
pollution underneath aquitards of glacially disturbed clay, e.g. terminal moraines and
other heterogeneous clay types containing abundant thin sand layers. In such areas the
model indicate that, everything else equal, there will be current breakthrough of BAM to
aquifers and following long duration of contamination in water extraction wells.
The modeling indicates that the lowest BAM concentrations, everything else equal, will
occur in water extractions wells of high yield (365.000 m3/year) from thick
aquifers. This is because of dilution due to vertical mixing with water free from BAM. At
the same token, however, there should in many cases be expected a higher frequence of BAM
findings in such wells, because they will mobilize BAM contamination from more distant
sources than wells with smaller yield (<50.000 m3/year).
The dilution mentioned above will be absent or smaller, in the case of water extraction
from thin aquifers. This has particular relevance to limestone aquifers, because water
extraction from these often occur from a relatively thin glacially crushed upper zone in
the limestone, which allows for only limited vertical mixing. For the same reason are the
modeled BAM concentrations and frequency of findings in the limestone aquifer model
situation generally higher relative to the other aquifer types. This is in agreement with
the general distribution of BAM observed in the groundwater monitoring program.
In comparison with the observed current BAM concentrations in the ground water
monitoring the model apparently predicts too high concentrations in the actual model
set-up for the aquifer types with no clay layer or with only a thin clay layer (6 m) above
the aquifer.
In order to obtain an improved validation of the model this apparent contradiction with
the observed concentration suggest a more closely inspection of the following aspects
relating to the results of the groundwater monitoring:
| the pesticide application dose and pattern of application may vary locally or even
regionally, and may furthermore be even more heterogeneous than assumed in the model.
Specifically in the sandy agricultural areas in mid-Jylland, the distance between the BAM
contaminant sources may also be longer than assumed. These factors will result in few
findings and in the case of few monitoring wells the monitoring results will not be
statistically valid. Moreover monitoring well may be irrigation wells which often will be
systematically away from farm yards, which are assumed to be the main BAM pollution source
|
| Monitoring borings may not extract water from the type of aquifer expected. Water
extraction in areas with free sandy aquifers may actually occur from deeper aquifers
underneath melt water clay or Tertiary clay layers |
| There may be local deviating geological conditions from the main aquifer type near
monitoring wells |
Eventually it shall be emphasized that the results of the model evaluation are very
dependent on fulfillment of the assumption partly supported by the laboratory degradation
experiments, that BAM is persistent in the groundwater. Model sensitivity shows that the
modeling results is very sensitivity to even very slow degradation (T½ = 10 years) of BAM
in the groundwater, which will reduce the predicted extent and duration of BAM pollution
drastically.
In summary it can be concluded that extent and durability of BAM pollution of the
groundwater and water extraction wells depends on a complex interaction between of the
following main factors:
| the BAM source/position of sources |
| the source strength |
| actual local geological conditions (thickness and composition of aquitard layers,
aquifer types) |
| actual hydrological conditions (precipitation, surface runoff and interflow, groundwater
flow) |
| groundwater extraction and yield |
| leakage along inadequately constructed or abandoned wells |
| the ability of the soil and aquifer material to attenuate the pollution, including the
possibility of not yet detected degradation of BAM in the groundwater |
In current Danish groundwater protection there is an ongoing nation-wide mapping of
specific area-distributed model parameters for geology, hydrogeology, natural water
balance, water extraction and BAM contaminant source strength and pattern.
On the basis of such local data, it will be feasible to use the model-setup developed
in the current study, to identify sub-areas within specific groundwater catchments where
groundwater supply can be maintained without or with minimum influence of BAM pollution.
Pesticid nedbrydningsproduktet 2,6-dichlobenzamid, kaldet BAM, er det hyppigst fundne
syntetiske forureningsstof i grundvandet i Danmark. I 1999 blev BAM fundet i 26% af
vandforsyningsboringerne og grænseværdien for drikkevand var overskredet i 11% af de
undersøgte boringer (GEUS, 1999).
BAM er nedbrydningsproduktet af totalukrudtsmidlet dichlobenil (aktivstof), der har
været forhandlet i perioden 1966 - 1997 under handelsnavnene Casoron og Prefix.
Formålet med denne rapport er ved hjælp af modelberegninger, at tilvejebringe et
grundlag for en vurdering af det gennemsnitlige omfang og varigheden af den konstaterede
BAM forurening i grundvandet og vandværksboringer fordelt på danske hovedtyper af
grundvandsmagasiner.
Endvidere er det formålet, at vurdere databehovet og muligheden for ved
modelvurderinger, at udpege egnede placeringer af fremtidige vandforsyningsanlæg med BAM
forurening mhp. at undgå eller minimere risikoen for en påvirkning af vandindvindingen.
Modelberegningerne af BAM forureningen er baseret dels på konkrete målinger af
stoffets binding og nedbrydning i jord og grundvand (delrapport 3), og dels på følgende
overordnede skøn vedrørende stoffets anvendelse:
- behandlingen med de dichlobenil-holdige pesticider er udelukkende sket indenfor
byområder og landbrugsområder
- den samlede behandling på disse to arealanvendelser svarer til det totale salg af
stoffet på landsplan
- det behandlede areal er 8 gange større i byområderne end i landbrugsområderne
- halvdelen af den solgte mængde dichlobenil er udvasket til kloak, mens resten er
infiltreret i jorden
Vurderingerne dækker derved det forventede gennemsnitlige omfang og varigheden af BAM
forureningen inden for de geologiske hovedtyper.
Herudover gives eksempler på betydningen af lokal forskelle i behandlingsmønster og
forureningsstyrke ved modellering af BAM forureningen for en jernbanestrækning og en
vandværksgrund samt ved modellering af forskellige tætheder af BAM forureningskilder.
Som overordnet ramme for modelleringen af BAM forureningen er opstillet et 21 km2
stort grundvandsopland, figur 1. Cirka 3,1 km2 (15 %) af oplandet er bymæssig
bebyggelse og 17,9 km2 (85 %) er landbrugsområde. Der modelleres
vandindvinding fra det primære grundvand i hhv. by- og landområdet. Fordelingen af land
og by i modeloplandet, samt placeringen af vandindvindingsboringerne, fremgår af figur 1.
Figur 1.
Modelopland (21 km2) med fordelingen mellem land og by samt
placeringen af vandindvindingsboringer.
Med grundvandsoplandet i figur 1, som fælles ramme, repræsenteres de hydrogeologiske
forhold i Danmark ved seks overordnede hydrogeologiske situationer, figur 2. Disse dækker
tilsammen de overordnede hovedtyper af grundvandsmagasiner i Danmark.
De geologiske hovedtyper omfatter, (figur 2):
Geologisk hovedtype 1: Sandmagasin uden dæklag, med indvinding fra forskellige
dybder. Denne type geologi findes regionalt udbredt i midt Jylland og tillige lokalt i
resten af landet som større eller mindre vinduer i lerdæklagene.
Geologisk hovedtype 2: Sandmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med
forskellig lagtykkelse. Bundmoræne er den mest udbredte dæklagsstype i Danmark og findes
dermed både som dæklag over grundvandsmagasiner af sand og kalk. Hovedtype 2 findes
udbredt øst for sidste istids hovedopholdslinie (østlige og nordlige Jylland, Fyn og
NØ-V Sjælland) samt i bakkeøerne i midt- og vest Jylland og på Bornholm.
Figur 2.
Geologiske hovedtyper anvendt til modelleringen af BAM forurenings omfang og
varighed i grundvand.
Situationerne dækker tilsammen de overordnede hovedtyper af grundvandsmagasiner i
Danmark.
Geologisk hovedtype 3: Sandmagasin overlejret af randmoræne. Denne hovedtype
findes lokalt indenfor samme udbredelsesområde som bundmorænen (geologisk hovedtype 2 og
4) og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og kalk. Randmorænen er opbygget med
et væsentligt indhold af skråstillede eller på anden måde vertikalt forbundne sandlag
og sandslirer.
Geologisk hovedtype 4: Kalkmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med
forskellig tykkelse. Grundvandsmagsiner af kalkaflejringer findes særligt på det
østlige og sydlige Sjælland samt i det nordlige Jylland. Den overvejende del af disse er
dækket af bundmoræne.
Geologisk hovedtype 5: Sekundært og et primært sandmagasin med vandindvinding
fra sidstnævnte. De to magasiner er adskilt af 10 m ler uden sprækker. Hovedtyperne 5 og
6 findes under tertiære lerlag bl.a. i midt Jylland samt under morænelag i begravede
dalstrukturer bl.a. i det østlige Jylland og nordøstlige Sjælland.
Geologisk hovedtype 6: Hovedtypen er en variant af hovedtype 5, men hvor der er
sandvinduer i lerlaget mellem det sekundære og primære magasin.
Hovedtypen har samme forekomst som hovedtype 5.
Det skal bemærkes at grundvandsmagasiner tilhørende de forskellige geologiske
hovedtyper kan være repræsenteret vertikalt i samme geologiske profil. Derfor bør
henføringen af en given BAM forurenet vandværksboring til en bestemt geologisk
hovedtype/grundvandsmagasin ske på grundlag af boringens filtersætning set i forhold til
det geologiske profil for kildepladsen.
Morænedæklag
Morænedæklagene over grundvandsmagasinerne udgør en vigtig mulig beskyttelse af
grundvandet. For de geologiske hovedtyper med morænedæklag (hovedtyperne 2. 3 og 4,
figur 2) er dæklaget modelleret med forskellig opbygning mht. tykkelse og indhold af
sprækker og sandlag (figur 3).
Figur 3.
Modelbeskrivelse af lerdæklagene modelleret i de geologiske hovedtyper 2, 3
og 4.
Dæklagstykkelserne er valgt dels ud fra tidligere kalibrering af sprækkemodellen
FRAC3Dvs overfor feltdata (bl.a. Miljøstyrelsen 1998 og Jørgensen et al., 2001) og dels
ud fra anbefalinger vedr. kortlægning af grundvandets sårbarhed (Miljøstyrelsen 2000).
Morænedæklagene i modelleringen omfatter, (figur 3):
Bundmoræne, dæklag 1: 6 meter lerlag gennemsat af sprækker (geologisk
hovedtype 2 og 4).
Bundmoræne, dæklag 2 og 3, hhv. 16 m og 30 m lerlag med et 0.5 m tykt
sekundært grundvandsmagasin (sandlag) i 5 m dybde. Lerlaget er opsprækket både over og
under det sekundære grundvandsmagasin (geologisk type 2 og 4). Forøgelsen fra 16 til 30
m dæklag i modellen sker ved forlængelse af lerlaget under det sekundære
grundvandsmagasin fra 10 m tykkelse til 24 m tykkelse.
Bundmoræne, dæklag 4, har samme opbygning som dæklag 2, med den forskel at
der ikke er sprækker eller andre præferentielle strømningsveje i den nedeste del af
lerlaget (nederste 10 meter). Den hydraulisk ledningsevne for lerlaget uden sprækker har
samme værdi som i de tilsvarende situationer med sprækker.
Bundmoræne, dæklag 5, har samme opbygning som dæklag 2, men under det
sekundære grundvandsmagasin indeholder laget kun tætsiddende sprækker, for hvilke
sprækkeåbningen er kalibreret således at den hydrauliske ledningsevne af lerlaget har
samme værdi som for de øvrige dæklag.
Randmoræne, dæklag 6 og 7, er i de øverste 6 m identiske med
bundmorænelagene. Herunder indeholder randmorænemodellen et gennemgående netværk af
0,1 og 0,3 m tykke vertikale og horisontale sandslirer i stedet for dybe sprækker.
Dæklag
Simulering af strømning og pesticidtransport i dæklagene er udført med
sprækkemodellen FRAC3Dvs 4.0 (Therrien og Sudicky, 1996). Programmet simulerer
grundvandsstrømning og stoftransport i porøse diskret sprækkede medier, som f. eks
moræneler eller opsprækket kalk. Med henblik på den aktuelle opgave er modelkoden
blevet modificeret til at kunne beskrive transformation af dichlobenil til BAM og samtidig
transport af begge stoffer.
Sorption af kemisk reaktive stoffer beskrives i FRAC3Dvs som lineær ligevægts
sorption vha. retardationsfaktoren, R for sprækkeoverfladerne og en Kd-værdi for
matrixen. Stofnedbrydning beskrives ved en 1. ordens nedbrydnings konstant, . Laboratorieforsøgene i delrapport 3 indikerer, at
modelforudsætningerne om liniær adsorption for BAM og DCB samt 1. ordens nedbrydning for
DCB er opfyldt.
I den aktuelle opsætning er FRAC3Dvs anvendt til at simulere vertikal transport af
dichlobenil (DCB) og BAM under vandmættede forhold.
Modelleringen er udført for en 10 x 10 m søjle gennem de aktuelle dæklag (6, 16 og
30 m tykkelse). I de øverste 3 m af modelopsætningen repræsenteres sprækker som
ortogonale vertikale sprækker, mens de dybe sprækker repræsenteres som parallel
sprækker.
Modeldata for sprækker i de øverste 3 m af lerlagene stammer fra opmåling af
primære sprækker fra en forsøgslokalitet ved Havdrup syd for Roskilde, tabel 1. Denne
lokalitet repræsenterer en gennemsnitlig opsprækningsgrad vurderet ud fra
sprækkeopmålinger udført på 13 danske morænelokaliteter (Klint et al., 2001). For
sprækker i dybe lerlag (> 3 mu.t.) er i rapportens vurderinger anvendt
sprækkeafstanden 1 m. Denne værdi er fremkommet ved modelkalibrering, således at
modelleringen ved anvendelse af denne sprækkeafstand, giver samme BAM koncentration i
grundvandet, som der generelt er fundet i grundvandsovervågningen i områder med dæklag
af moræneler (GEUS, 1999).
Modelbeskrivelsen af lerlagene indebærer selvsagt en nødvendig forenkling af de
virkelige geologiske forhold. Tidligere simuleringer af pesticidtransport i sprækket
bundmoræne viser imidletid, at på trods af forenklingerne giver modelkoden FRAC3Dvs
(samt 1D (CRAFLUSH) og 2D (FRACTRAN) versionerne af samme modelkoncept), en rimelig
tilnærmelse af observerede forureningsdata fra flere danske lokaliteter, Jørgensen et
al., 1998a, b og Sidle et al., 1998, Jørgensen et al., 2001).
Efter opsætning af strømningssystemet blev FRAC3Dvs parameteriseret til at beregne
stoftransport af DCB og BAM på grundlag af de laboratoriebestemte sorptions- og
nedbrydningsværdier for de to stoffer (tabel 2). Modellen blev herefter testet og
endeligt kalibreret overfor målte fundværdier af DCB fra kildeopsporingens jordprofiler.
Til kalibreringen af modellen er anvendt følgende faste input data:
| infiltration på 340 mm/år |
| Kd værdier for DCB og BAM er opdelt i jordhorisonter. Kdværdierne for de øverste 0,75
meter er beregnet på baggrund af det gennemsnitlige TOC indhold målt i jordprøverne
udtaget i forbindelse med kildeopsporingen. I Tabel 2 ses de beregnede Kd-værdier for de
øverste 0,75 m på baggrund af en lineære regression mellem TOC indholdet i jorden og
Kd-værdien for henholdsvis dichlobenil og BAM (jf. delrapport 3). De øvrige Kd-værdier
under 0,75 meters dybde er alle bestemt ved laboratorieforsøg for både moræneler og
sand (tabel 2). |
Tabel 1.
Fysiske og hydrauliske parametre anvendt i FRAC3Dvs.
Parameter |
Lermatrix |
Sandlag |
Kilde |
Sprækkeafstand, 2B (m)
Fyld / aerob moræne, 0-2 mu.t.
Aerob moræne, 2-3 mu.t.
Anaerob moræne, 3-5 mu.t. & 5,5-30 mu.t. |
0,44
0,96
5/1 |
|
Jørgensen et al., 1998b
Kistrup et al., 2001
Antaget/kalibreret |
Sprækkeapertur, 2b (m m)
Fyld / aerob moræne, 0-2 mu.t.
Aerob moræne, 2-3 mu.t.
Anaerob moræne, 3-5 mu.t.
Anaerob moræne, 5,5-30 mu.t. |
78
71
10/39
10/39 |
|
Jørgensen et al., 1998b
Kalibreret/antaget
Kalibreret/antaget |
Matrix porøsitet/tortuositet, n/t
Fyld / aerob moræne, 0-2 mu.t.
Aerob moræne, 2-3 mu.t.
Anaerob moræne, 3-5 mu.t. & 5,5-30 mu.t.
Anaerob sand/sandslirer, 5-5,5 mu.t. |
0,32
0,31
0,25 |
0,35 |
Jørgensen et al., 1998b |
Bulk hydraulisk ledningsevne, Kb
(m/s)
0-5 mu.t.
5,5-30 mu.t. |
1,2-1,7× 10-8
7,3 × 10-9 |
|
Beregnet
Beregnet |
Matrix hydraulisk ledningsevne, Km
(m/s)
Fyld / aerob moræne, 0-2 mu.t.
Aerob / anaerob moræne, 2-5 mu.t. & 5,5-30 mu.t.
Sand 5-5,5 mu.t. / sandslirer |
3 × 10-7
5 × 10-10
-10-9 |
3 × 10-5 |
Antaget
Foged og Wille, 1992 |
Hydraulisk gradient, i
0-5 mu.t.
5,5-30 mu.t. |
0,62
0,088 / 0,52 |
0,035 |
Beregnet (1)
Antaget (2) |
Tyngdeaccelerationen, g (m/s2) |
9,82 |
9,82 |
- |
Væske densiteten, r
w (kg/m3) |
999,85 |
999,85 |
(3) |
Væske viskositeten, m
(kg/s× m) |
1,39 × 10-3 |
1,39 × 10-3 |
(3) |
Bulk densiteten, r
b (kg/m3)
Fyld / aerob moræne, 0-3 mu.t.
Anaerob moræne, 3-5 mu.t. & 5,5-30 mu.t.
Sand, 5-5,5 mu.t. / sandslirer |
1794
1950 |
1690 |
Beregnet (4) |
Dispersivitet, a
L/a TV/a TH
(m)
Fyld / moræne, 0-5 mu.t. & 5,5-30 mu.t.
Sand, 5-5,5 mu.t. / sandslirer |
0,1/0,01 |
0,4/0,04 |
Jørgensen et al., 1998a
Antaget |
Fri diffusionskoefficient, Dw
(m2/s)
Dichlobenil
BAM |
4,48 × 10-10
4,2 × 10-10 |
4,48 × 10-10
4,2 × 10-10
|
Tucker et al., 1990
Tucker et al., 1990 |
1): Svarer til en infiltration på 340 mm/år.
2): Svarer til en grundvandsdannelse på henholdsvis 20 og 120 mm/år.
3): Ved grundvandstemperatur på 8° C (Fetter, 1994; Appendiks
14).
4): Beregnet ud fra matrix porøsiteten og en total densitet på 2600 kg/m3.
| dosering af DCB på 20 kg/ha for perioden 1966 til 1997 og behandlingshyppighederne
1/år, 0.5/år og 0.25/år. |
I figur 4a - c er vist de målte og modellerede DCB koncentrationsprofiler. Det
fremgår at modellen generelt giver en god gengivelse af fundkoncentrationerne i
jordprofilerne bortset fra at den overestimere koncentrationen for den øverste halve
meter af profilet med flere størrelsesordner (figur 4b). Overestimeringen antyder at den
meget lave nedbrydningsrate der er målt i laboratorieforsøgene for denne dybde
(delrapport 3) ikke er generelt gældende for kildeopsporingens lokaliteter.
A)
B) Dichlobenil (µg/kg)
3 år efter behandlingsstop (år 2000)
C) Dichlobenil (µg/kg)
3 år efter behandlingsstop (år 2000)
Figur 4
Modelberegnede og fundne indhold af dichlobenil (DCB) i år 2000 (delrapport
2). A) modelberegnet DCB fordeling i lodret snit gennem øverste 3 m af jordprofil. B)
Modelberegnet DCB fordeling på basis af målte sorptions- og nedbrydningsværder for DCB
i delrapport 3. C) Samme som B, bortset fra at nedbrydningsraten for DCB i de øverste
0.25m af jordprofilet er kalibreret overfor de observerede restindhold af DCB. Model
beregningerne er foretaget med FRAC3Dvs for forskellige effektive doseringer af
dichlobenil (beh. hyp. = 0.25/år svarer til 5 kg/ha/år) i perioden1966-1997 og vertikal
vandmættet strømning (340 mm/år) gennem profilet.
I figur 4c er vist den endelige kalibrering af modellen. Kalibreringen er
udført ved at justere nedbrydningsraten for DCB i den øverste 0.5 m så modellen
gengiver de målte koncentrationer i denne dybde. Det fremgår, at den endelige opsætning
af modellen (tabel 2) giver en rimelig overensstemmelse mellem målte og simulerede
værdier af DCB for hele profilet ved de modellerede behandlingshyppigheder på 0.25/år -
1/år.
I tabel 2 er sammenfattet de kalibrerede nedbrydningsdata, DT50, og Kdværdier for hhv.
dichlobenil og BAM som efterfølgende er anvendt i rapportens modelvurderinger.
Nedbrydningsdata samt Kd-værdierne fra de nederste dybder i tabellen er for lerlagene
ekstrapoleret til undergrænsen af lerlaget i de enkelte model scenarier.
Grundvandsmagasiner
Såfremt sprækker ikke defineres i FRAC3Dvs kan vandstrømningen og stoftransporten
simuleres i et enkeltporøst medium som i MODFLOW/MT3D. Ved hjælp af denne opsætning er
modellen anvendt til modellering af DCB og BAM transport igennem de øverste 3 m af
sandmagasinet i de geologisk hovedtyper 1, 5 og 6.
Herudover er strømning og BAM transporten i grundvandsmagasinerne af sand og kalk
modelleret med MODFLOW/MT3D, der beskriver et enkeltporøst strømningsmedium, hvor
stoftransporten beskrives med MT3D. Modellen anvendes til oplandssimuleringerne af BAM
forureningen og BAM forureningen i vandindvindingsboringer.
Opsætningen af MODFLOW/MT3D for de geologiske hovedtyper med grundvandsmagasiner af
sand er baseret på kalibrerede hydrauliske parametre for et sandet grundvandsmagasin
(Jensen et al., 1991). For den geolgiske hovedtype med grundvandsmagasiner af kalk er
anvendt hydrauliske data for et kalkgrundvandsmagasin (Brettmann et al., 1993). Disse data
skønnes at være repræsentative eksempler for de respektive magasintyper. I tabel 3 er
sammenfattet modelparameterne, som er anvendt til simuleringerne med MODFLOW/MT3D.
Tabel 2
Sorptions- og nedbrydningsparametre for dichlobenil og BAM
Jordlag |
Mu.t.
(m) |
1) Gns.
TOC
(wt %) |
Dichlobenil |
BAM |
Kd (L/kg) |
DT50 (døgn) |
Kd (L/kg) |
DT50 (døgn) |
Muld (aerob) |
0-0,25 |
1,25 |
2)11,25 |
3)197 |
2)0,41 |
¥ |
Fyld / moræne (aerob) |
0,25-0,5 |
0,75 |
2)6,75 |
3)267 |
2)0,25 |
¥ |
Fyld / moræne (aerob) |
0,5-0,75 |
0,62 |
2)5,58 |
265 |
2)0,2 |
¥ |
Moræne / sand (aerob) |
0,75-1,5 |
- |
3,31 / 4)3,1 |
5)1100 |
0,07 / 0 |
¥ |
Moræne / sand (aerob) |
1,5-2,0 |
- |
3,31 / 4)2,2 |
5)2300 |
0,07 / 0 |
¥ |
Moræne / sand (aerob) |
2,0-3,0 |
- |
3,31 / 0,42 |
2875 |
0,07 / 0 |
¥ |
Moræne (anaerob) |
3-5 |
- |
126 |
¥ |
0,93 |
¥ |
Sand (anaerob) |
5-5,5 |
- |
0,2 |
¥ |
0,0 |
¥ |
Moræne (anaerob) |
5,5-30 |
- |
126 |
¥ |
0,93 |
¥ |
|
|
1): |
Gennemsnitlig beregnet på baggrund af det målte TOC
indhold i jordprøverne fra kildeopsporingen (delrapport2): Kd-værdierne er estimeret ud
fra TOC indholdet målt i jord (0-0,75 m). For dichlobenil gælder Kd = 9,0· TOC (wt%) og for BAM gælder Kd = 0,33·
TOC (wt%), (delrapport 3). |
3): |
Kalibreret jævnfør afsnit 2.2.1. |
4): |
Beregnet ved lineær interpolation mellem Kd = 5,58 og
0,42 L/kg. |
5): |
Beregnet ved lineær interpolation mellem DT50 = 265 og
2875 år. |
Tabel 3.
Fysiske og hydrauliske parameter anvendt i MODFLOW og MT3DMS.
Parameter |
Sandmagasin
(Geologisk Hovedtype 1, 2, 3, 5 & 6 |
Kalkmagasin
Geologisk Hovedtype 4) |
Ler
(Geologisk Hovedtype 5 & 6) |
Hydraulisk ledningsevne K, (m/d)
KV
KH |
44,06(1
44,06(1 |
1 (øvre del) / 0,14 (nedre del)(2
70 (øvre del) / 7 (nedre del)(2 |
8,64× 10-4
8,64× 10-4 |
Infiltration, (mm/år) |
340 / 120 |
340 / 120 |
--- |
Dispersivitet, (m)
a L
a TH
a TV |
0,45(1
0,02(1
0,001(1 |
8(2
0,05(2
0,001(2 |
1
0,1
0,1 |
Effektiv Porøsitet, (%) |
30(1 |
30(2 |
25 |
Bulk densitet, (kg/m3) |
1820 |
1820 |
1950 |
Stofparameter, (BAM)
Effektiv diffusionskoefficient, (m2/d)
Fordelingskoeff., Kd,
(L/Kg) Halveringstiden |
1,09× 10-5
0
¥ / 10 år |
,09× 10-5
0,03 l/kg
¥
|
9,075× 10-6
0
¥
|
Indvinding, (m3/år) |
50.000 / 365.000 |
50.000 / 365.000 |
--- |
1): Jensen et al., (1991)
2): Brettmann et al., (1993)
Modelberegningerne af BAM forureningen er udelukkende foretaget for vandmættede
stationære strømningsforhold. De opstillede vandbalancer der er anvendt i modelleringen,
er skønnede gennemsnitsværdier og eksempler på variationer for danske forhold.
Dæklag
Vandstrømning fra terræn til primært grundvand for samtlige dæklagstyper (figur 3)
er som angivet simuleret vha. FRAC3Dvs. For infiltrationen gennem rodzonen er anvendt 340
mm/år og for grundvandsdannelsen 120 mm/år. For frit grundvand og grundvand under tyndt
ler (< 6m) er hele infiltrationen (340 mm/år) regnet som grundvandsdannelse (dæklag
1, figur 3), mens der ved tykkere lerdæklag (16 og 30 m) er regnet med en overfladisk
afstrømning på 220 mm/år gennem sandlaget defineret i 5.5 - 6 m dybde og en
grundvandsdannelse på 120 mm/år gennem bunden af lerdæklaget (figur 5 a,b).
Figur 5.
Vandbalance for dæklagsmodelleringen med FRAC3Dvs af 6 m lerlag (a), og 16 m og 30 m
lerlag (b).
Mhp. vurdering af parameterfølsomheden overfor vandbalancen (afs.2.4) er endvidere
modelleret intervalværdier for infiltration (150 - 600 mm/år), overfladisk afstrømning
(30 - 480 mm/år) og grundvandsdannelse (60 - 120 mm/år).
Grundvandsmagasiner
Som ramme for modelleringen af det primære grundvandsmagasin er taget udgangspunkt i
en tidligere modelopsætning af MODFLOW/MT3D for indvindingsoplandet til Eskærhøj
vandværk ved Haderslev (Krüger, 1999).
Hele afstrømningen fra grundvandsmagasinet sker fastholdt trykhøjde (h = 0 m) ud af
nordranden på modellen, figur 1 og figur 6. De øvrige modelgrænser er modelleret som
impermeable grænser bortset fra modellens øvre rand. Der er defineret en horisontal
grid-størrelse på 50 x 50 m. Vertikalt er der defineret 8 beregningslag.
Indenfor denne oplandsramme er modelleret følgende grundvandsmagasiner for de
geologiske hovedtyper i figur 2:
- For hovedtyperne 1, 2 og 3 modelleres et 90 m tykt grundvandsmagasin af homogent sand.
- For den geologiske hovedtype 4 modelleres et 20 meter tykt primært grundvandsmagasin
med lagdelt hydraulisk ledningevne svarende til lagdelingen af et kalkmagasin med en
glacialt opknust topzone, (Jacobsen et al., 1995). For kalken er der ikke inddraget
sprækkestrømning.
- For hovedtyperne 5 og 6 modelleres et 90 m tykt grundvandssystem, der er op delt i et
øvre og et nedre sandlag adskilt af et 10 m tykt indlejret lerlag (med eller uden
"sandvinduer").
Figur 6
Vandbalance for grundvandsmodelleringen med MODFLOW/MT3D. Der modelleres indvinding
fra hver boring på 50.000 m3/år og 365.000 m3/år.
Vandindvinding
I de primære grundvandsmagasiner er der modelleret konstant vandindvinding fra to
boringer placeret hhv. i by- og landbrugsområde i grundvandsoplandet, Figur 1. De
modellerede indvindingsstørrelser dækker mindre (50.000 m3/år) og
mellemstore kildepladser (365.000 m3/år), figur 6. Filterdybderne for
indvindingsboringerne fremgår af de enkelte modelleringer i vurderingen.
Modelberegningerne bygger på den antagelse at behandlingen med dichlobenil udelukkende
er sket indenfor byområder og landbrugsområder. Ved fastlæggelse af
dichlobenilforbruget i modeloplandet er det tilstræbt at dette afspejler det samlede salg
af stoffet i Danmark.
Behandlede arealtyper
Modelleringerne af omfang og varighed af BAM grundvandsforureningen er udført for
arealanvendelserne:
| Byområde (fortorve/stier, indkørsler, m.v.) |
| Landområde (gårdspladser, indkørsler, m.v.) |
| En jernbanestrækning |
| En vandværksgrund |
Behandlet areal i byområde:
For byområdet er det skønnet at et areal på 3.000 -3.500 m2 pr. km2 er
behandlet med dichlobenil, svarende til cirka 0,3 % af det samlede byområde. Dette svarer
f.eks. til et byområde opdelt i "parceller" a 1250 m2 (inkl. fortove, stier,
pladser mv.) hvoraf cirka 18 - 20 m2 på hvert 5. "parcel" er behandlet med
dichlobenil.
Behandlet areal i landområde:
For landområdet er det skønnet, at et areal på 400 - 500 m2 pr. km2 er
behandlet med dichlobenil, svarende til cirka 0,04 % af det samlede landområde. Dette
svarer f.eks. til behandlingen af 80 - 90 m2 (gårdspladser, indkørsler o.l.) på 5
landejendomme pr. km2. Der er tillige modelleret eksempler på 2 i stedet for 5
landejendomme pr. km2.
Arealet som er behandlet med dichlobenil er således 8 gange større i byområdet end i
landområdet. Forholdet mellem de to arealer er skønnet ud fra en vurdering af fund
indenfor de to arealtyper og er behæftet med betydelig usikkerhed.
Herudover er modelleret lokale varianter i forbrugsmønster og behandlingsintensitet
repræsenteret ved en jernbanestrækning og vandværksgrund.
Behandling af jernbanestrækning:
For jernbanestrækningen med en bredde på 12 m er det skønnet at hele banelegemet er
behandlet.
Behandling af vandværksgrund:
For vandværksgrunden er det skønnet, at 100 m2 af arealet er behandlet med
dichlobenil hvert andet år og at vandindvindingsboringen er placeret midt på det
behandlede areal.
Kildetypebeskrivelse
På grund af den forventet tættere beliggenhed af dichlobenil behandlede arealer i
byområder end i landområdet, er BAM udvaskningen i byområdet modelleret som en
fladekilde, dvs. med ens BAM udvaskning fra hele området. I landområdet er BAM kilderne
derimod modelleret som diskrete punktkilder. Modeloplandet og fordelingen af
forureningskilderne for land og by fremgår af hhv. figur 1.
Dosering og kildestyrke
For BAM kilderne i modeloplandets by- og landbrugsområder er anvendt en skønnet
effektiv doseringen af dichlobenil på 5kg/ha/år (belastningen). Denne belastning
modsvarer cirka halvdelen af salget af stoffet (29.000 kg aktivt stof/år) på landsplan,
når størrelsen af de to arealbenyttelser i oplandet opskaleres til landsplan (31.900 km2
i 1982, Statistisk Årbog, 2000). Det er i fastlæggelsen af denne kildestyrke antaget, at
50% af den solgte mængde dichlobenil er blevet udvasket til kloaker og overfladiske dræn
i forbindelse med anvendelsen af stoffet.
Tallene for arealbenyttelserne er skønnede værdier og estimatet af
gennemsnitskildestyrken er behæftet med usikkerhed. Det skal dog bemærkes, at blandt de
modellerede doseringer 5, 10 og 20 kg/ha/år i figur 4, giver doseringen 5 kg/ha/år den
bedste overenstemmelse mellem modellerede og fundne residualindhold af dichlobenil på
undersøgte arealer, figur 4.
DCB kildestyrkerne for jernbanestrækningen og vandværket er ikke sat i relation til
forbruget af DCB på landsplan. Disse kilder er alene medtaget, som eksempler på
variationer i behandlingsmønsteret og kildestyrke.
Kildestyrke for jernbanestrækning. Jernbanen er valgt som et eksempel på et
intensivt behandlet areal. For jernbanestrækningen er det antaget at hele banelegemet er
behandlet (12 m bredt) med 20kg/ha/år. Jernbanen er således det eksempel, hvor der er
modelleret den største lokale belastning med dichlobenil (12.000 m2 behandlet areal/km
banestrækning).
Kildestyrke for vandværksgrund: For vandværksgrunden er det skønnet at 100
m2 af grunden er behandlet hvert med dichlobenil (5kg/ha/år) og at
vandindvindingsboringen er placeret midt i det behandlede areal.
Følsomhedsvurderingen skal give grundlag for at vurdere usikkerheden af de modellerede
BAM koncentrationer, som følge af de forventede naturlige variation i parametre for
geologi, hydrologi og forureningsstofferne i konkrete grundvandsoplande.
Følsomhedsvurderingen er udført særskilt for lerdæklagene og efterfølgende er
deres betydning bedømt for det samlede modelopland (grundvandsmagasin inkl. dæklag).
Når intet andet er nævnt bygger vurderingerne for modeloplandet på geologisk hovedtype
2 (figur 2) for situationen med 16 m lerdæklag (dæklag 3, figur 3) og en sprækkeafstand
på 5 m for dybe sprækker i dæklaget. Endvidere regnes med en infiltration gennem
rodzonen på 340 mm/år og en grundvandsdannelse på 120 mm/år.
Vandbalance
Figur 7 viser transporten af BAM gennem de øverste 3 m af sandjordsprofilet i de
geologiske hovedtype 1, 5 og 6. Dybden 3 mu.t. udgør undergrænsen for påvist
nedbrydning af DCB (tabel 2).
Figur 7.
Modelleret transport af BAM gennem de øverste 3 m af sandjordsprofilet i de
geologiske hovedtype 1, 5 og 6. Dybden 3 mu.t. udgør undergrænsen for påvist
nedbrydning af DCB (tabel 2).
Modelbeskrivelse af lerdæklagene modelleret i de geologiske hovedtyper 2, 3 og 4.
Udvaskningen er vist for infiltrationsværdierne 340 mm/år og 600 mm/år.
Modelleringen viser at koncentrationerne er 2-8 gange højere ved den lave
infiltrationværdi end ved den høje. Dette indikerer at koncentrationerne, alt andet
lige, vil være mindst i områder med stor nettonedbør og gode infiltrationsforhold.
Disse betingelser findes fortrinsvis under Vestdanske forhold.
I figur 8 er tilsvarende vist udvaskningen gennem 6 m sprækket lerlag. Det fremgår at
udvaskningskoncentrationerne fra lerlaget kun er lidt lavere end fra sandprofilet i
perioden hvor der behandles med DCB (indtil 1997 i figur 8).
Efter behandlingen er ophørt adskiller de to kurver sig ved, at der i
lerlagssituationen udvaskes både BAM og DCB over grænseværdien i længere tid end i
sandtilfældet. Dette skyldes fortsat udsivning af BAM fra lermaterialet (matrixen) mellem
sprækkerne, længe efter DCB behandlingen er ophørt.
Figur 8.
Modelleret transport af BAM gennem de øverste 6 m af lerdæklag (geologiske
hovedtyper 2, 3 og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i porevand der forlader
bunden af lerlaget i 6 mu.t. ved infiltrationsraterne 340 mm/år og 600 mm/år.
I Figur 9 er vist BAM udvaskningen til grundvandet fra bunden af 16 m lerlag ved
grundvandsdannelserne 20 og 120 mm/år under fastholdt infiltration (340 mm/år). Figuren
viser at koncentrationen i år 2000 reduceres cirka 10 gange, at maximaet for BAM
udvaskningen forsinkes cirka 50 - 100 år og at varigheden bliver forlænget væsentligt
ved den lille grundvandsdannelsen. Beregningen viser således, at raten af
grundvandsdannelsen har væsentlig betydning for BAM koncentrationerne der udvaskes til
grundvandet.
Sammenfattende viser modelberegningerne, at såfremt der forekommer væsentlige
forskelle i vandbalance indenfor grundvandsoplandet vil disse kunne medvirke væsentligt
til lokale variationer i BAM udvaskningen til grundvandet.
Inddragelse af præferentielle strømningsveje
I Figur 10 er vist BAM udvaskningen med og uden sprækker fra bunden af 16 m lerlag.
Det fremgår at udvaskningen først overskrider grænseværdien cirka år 2005 når
sprækker ikke inddrages, mens der allerede sker en betydelig overskridelser få år efter
anvendelsen af DCB er påbegyndt (1966), når sprækker inddrages.
Det er veldokumenteret at sprækker og andre præferentielle strømningveje har stor
betydning for forureningstransport i de øverste 5 - 10 m af morænedæklag. For større
dybde mangler der generelt sprækkedata og der er usikkerhed om den forholdsmæssige
betydning af sprækker og sandslirer/tynde skråstillede sandlag.
Afstand mellem sprækker
Figur 11 viser udvaskningen af BAM fra bunden af de 16 m lerlag ved fastholdt
grundvandsdannelse (120 mm/år) og forskellige afstande mellem dybe sprækker. Figuren
viser at modelresultatet er følsomt overfor sprækkeafstande op til cirka 5 m, men at
følsomheden derefter er ringe for sprækkeafstande op til mindst 10 m.
Figur 9.
Modelleret transport af BAM gennem 16 m lerdæklag (geologiske hovedtyper 2
og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i porevand der forlader bunden af lerlaget
(grundvandsdannelsen) for grundvandsdannelserne 20 mm/år og 120 mm/år ved en fasthold
infiltrationsrate på 340 mm/år.
Figur 10.
Modelleret transport af BAM med og uden hensyntagen til sprækker gennem 16 m
lerdæklag (geologiske hovedtyper 2 og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i
porevand der forlader bunden af lerlaget (grundvandsdannelsen) ved grundvandsdannelsen 120
mm/år og en fasthold infiltrationsrate på 340 mm/år for begge tilfælde.
Figur 11.
Modelleret transport af BAM ved forskellige afstande mellem dybde sprækker gennem 16
m lerdæklag (geologiske hovedtyper 2 og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i
porevand der forlader bunden af lerlaget (grundvandsdannelsen) ved grundvandsdannelsen 120
mm/år og en fasthold infiltrationsrate på 340 mm/år for alle 3 tilfælde.
Når BAM gennembrudskoncentrationerne i figur 11 er mindre ved sprækkeafstanden 1 m
end ved 5 og 10 m skyldes det matrixdiffusion. Ved den lille sprækkeafstand fordeles
tranporten af den samme stofmængde (BAM) på flere sprækker, hvilket alt andet lige dels
betyder langsommere strømningshastighed i den enkelte sprække, og dels større
sprækkeareal totalt og som følge heraf en større diffusion af BAM ind i matrix og
tilsvarende mindre udvaskningskoncentrationer. Efter BAM pulsen er passeret (cirka år
2000) sker der tilbagediffusion af den akkumulerede BAM til sprækkerne. Denne proces vil
fortsætte i lang tid (når BAM ikke nedbrydes i matrixen), hvilket i modelleringen
afspejles ved den lange varighed af BAM udvaskningen ved den lille sprækkeafstand
(Jørgensen et al. 1998a).
Opmåling af en række danske moræneprofiler, viser sprækkeafstande der stiger fra
cirka 0.1 m øverst i profilerne til 1 - >5 m dybest i profilerne (6-9 mu.t.), (Klint
et al. 2001). I større dybde mangler der som nævnt sprækkedata og viden om den
forholdsmæssige betydning af sprækker og vertikalt forbundne sandslirer/tynde sandlag.
Fastlæggelsen af afstanden mellem de dybe sprækker i modeloplandet mhp. BAM
vurderingerne beskrives i følgende afsnit (2.3.2).
Randmoræne/heterogen moræne med sandslirer
Figur 12 viser udvaskningen af BAM for randmorænemodellen ved en fastholdt
grundvandsdannelse på 120 mm/år og forskellige tykkelser af vertikalt forbundne sandlag
i morænen (dæklags type 6, 7, figur 3).
Det fremgår af figuren, at gennemgående sandslirer næsten har samme effekt på BAM
udvaskningen til grundvandet, som dybe sprækker med en afstand på 5 -10 m (figur 11).
Dette gælder dog kun for mobile stoffer idet sandslirer i højere grad end sprækker vil
retardere stoffer som adsorberes.
Hydraulisk ledningsevne af matrix
Figur 13 viser følsomheden af BAM udvaskningen fra bunden af de 16 m lerlag overfor
skønnede relevante intervalgrænser for den hydrauliske ledningsevne af lermatrixen i
sprækket moræneler ved en fastholdt grundvandsdannelse på 120 mm/år. Modelleringen
viser at gennembrudskoncentrationerne er op til cirka 5 gange højere ved den lave
hydrauliske ledningsevne for matrix, men at denne situation samtidigt giver den korteste
varighed.
Figur 12.
Modelleret transport af BAM ved forskellige tykkelser af af vertikalt forbundne
sandlag/sandslirer gennem 16 m lerdæklag (geologiske hovedtype 3). Diagrammet viser
middelkoncentrationen i porevand der forlader bunden af lerlaget (grundvandsdannelsen) for
infiltrationsraterne 340 mm/år og 600 mm/år og en fastholdt grundvandsdannelsen på 120
mm/år.
Figur 13.
Modelleret transport af BAM ved forskellig hydraulisk ledningsevne af
lermatrix ved fasthold sprækkeopsætning gennem 16 m lerdæklag (geologiske hovedtyper 2
og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i porevand der forlader bunden af lerlaget
(grundvandsdannelsen) for infiltrationsraten 340 mm/år og grundvandsdannelsen på 120
mm/år for begge tilfælde.
Adsorption af BAM
Figur 14 viser følsomheden af BAM udvaskningen gennem de 16 m lerlag overfor
adsorptionen af BAM i reduceret moræne (3-16 mu.t). Som udgangspunkt for modelleringen er
anvendt BAM adsorptionsværdiene fra delrapport 3, som viser en overraskende høj binding
af BAM i reducerede moræneprøver (R = 8.5). Det fremgår at evt. variationer i
R-værdien vil have en væsentlig betydning for varigheden af BAM udvaskningen fra
dæklaget.
Figur 14.
Modelleret transport af BAM ved forskellig adsorption (kemisk binding udtrykt som
retardationsfaktoren R) af BAM gennem 16 m lerdæklag (geologiske hovedtyper 2 og
4).Diagrammet viser middelkoncentrationen i porevand der forlader bunden af lerlaget
(grundvandsdannelsen) for infiltrationsraten 340 mm/år og grundvandsdannelsen på 120
mm/år.
Nedbrydning af BAM
Figur 15 viser udvaskningen af BAM ved forskellige hypotetiske nedbrydningsrater for
stoffet i dæklaget. Resultat viser stor følsomhed overfor nedbrydningsraten af BAM, hvor
selv langsom nedbrydning (DT50 = 5-10 år) betyder en væsentlig afkortning af BAM
forureningens omfang og varighed.
Laboratorieforsøgene i delrapport 3, viser at der er usikkerhed vedr. omfanget af
langsom nedbrydning af BAM i lerdæklag. Såfremt den påviste nedbrydning er begrænset
til den øverste halve meter er den målte rate imidlertid så langsom, sammenholdt med
BAM´s korte opholdstid i denne zone (se figur massebalance for 3 mu.t.), at den er uden
praktisk betydning for udvaskningen af BAM gennem lerlaget. Omvendt viser figur 14 at
såfremt den målte nedbrydningsrate (DT50 = 5 - 15 år) forekommer i hele lerlagenes
tykkelse vil dette have stor betydning for vurderingen af BAM udvaskningen særligt gennem
tykke lerlag.
Kildestyrke og udvaskningskoncentrationer
For alle modelresultaterne gælder, at der alt andet lige er ligefrem proportionalitet
mellem DCB doseringen og de BAM koncentrationer der modelleres i grundvandet og
indvindingsboringer. Dette muliggør en simpel omregning af modelresultaterne til andre
kildestyrker end de der er anvendt i den aktuelle vurdering. Ses der eksempelvis bort fra
denne rapports generelle modelantagelse, at 50% af den solgte mængde dichlobenil er
bortvasket med overfladeafstrømning til kloak, og dermed ikke indgår i doseringen, skal
alle de følgende modelberegnede koncentrationer multipliceres med en faktor 2.
Figur 15.
Modelleret transport af BAM ved forskellige nedbrydnings rater af BAM gennem 16 m
lerdæklag (geologiske hovedtyper 2 og 4). Diagrammet viser middelkoncentrationen i
porevand der forlader bunden af lerlaget (grundvandsdannelsen) for infiltrationsraten 340
mm/år og grundvandsdannelsen på 120 mm/år.
Nedbrydning af BAM er sammen med forekomsten af præferentielle strømningsveje de mest
følsomme stof- og jordparametre ved modellering af BAM udvaskningen. I de følgende
modelleringer vurderes betydningen af disse parameterværdier når modelleringen
opskaleres til det samlede modelopland. Vurderingen er foretaget for geologisk hovedtype 2
med 16 m lerdæklag.
I temafigurerne 16a,b er sammenlignet modelberegnede tidsserier for BAM koncentrationen
(µg/l) i modeloplandets grundvand (grundvandskortene A, B og C) og indvindingsboringer
med og uden nedbrydning af BAM i dæklag og grundvandsmagasin.
Modelleringen viser, at selv ved meget langsom nedbrydning af BAM (DT50 = 10 år) vil
der ske en betydelig reduktion af koncentrationer samt afkortning af varigheden for BAM
forureningen i indvindingsboringerne og omfanget i grundvandet. Dette er en naturlig
følge af stoffets lange opholdstid i dæklag og grundvandszonen.
I figur 17 er tillige vist betydning af boringernes indvindingsdybde under lerlaget.
Det fremgår at stor indvindingsdybde i kombination med langsom BAM nedbrydning reducerer
BAM indholdet med cirka en faktor 30 - 50 og varigheden med mange årtier. Modelleringen
understreger, at modelvurderingen er særdeles følsom overfor rapportens generelle
forudsætningen om, at der ikke sker BAM nedbrydning i grundvandet.
Figur 18 viser, at der er stor forskel på forløbet af BAM forureningen ved
modellering med hhv. 5 m og 1 m afstand mellem de dybe sprækker i lerdæklaget.
Sammenligningen viser at lerlagsberegningerne er følsomme overfor den usikkerhed der er
mht. sprækkers optræden i dybe lerlag.
Se her!
Temafigur 16a.
Betydningen af langsom BAM nedbrydning i dæklag og grundvandsmagasin ved BAM
forurening fra modeloplandets byområde. Figuren viser tidsserier af BAM koncentrationen i
grundvand (A, B, C) og vandindvindingsboringer. Modelleringen er udført for
sprækkeafstanden 5 m mellem dybe sprækker i lerdæklaget.
Se her!
Temafigur 16b.
Betydningen af langsom BAM nedbrydning i dæklag og grundvandsmagasin ved BAM
forurening fra modeloplandets landbrugsområde. Figuren viser tidsserier af BAM
koncentrationen i grundvand (A, B, C) og vandindvindingsboringer. Modelleringen er udført
for sprækkeafstanden 5 m mellem dybe sprækker i lerdæklaget.
Se her!
Figur 17.
Betydningen af langsom BAM nedbrydning i dæklag og grundvandsmagasin for BAM
koncentrationen vandindvindings-boringer ved placering af boringerne i forskellig dybde.
Modelleringen er udført for de samme oplandssituationer som vist i temafigur16a,b.
Se her!
Figur 18.
Betydningen af afstanden mellem dybe sprækker for BAM koncentrationen i
vandindvindingsboringerne i modeloplandets by og landbrugsområde. Modelleringen er
udført for de samme oplandssituationer som vist i temafigur16a,b.
Sprækkeafstanden (1m), der ligger til grund for rapportens vurderinger, er fremkommet
ved kalibrering af modellen overfor niveauet af aktuelle BAM fundværdier grundvandet i
lerområderne (GEUS, 1999). Modelleringen viser at områder med evt. større afstand
mellem dybe sprækker (5 - 10 m) vil være væsentligt mere udsat for udvaskning af BAM
til grundvandet.
Modelleringen viser endvidere, at uden dybe sprækker i lerlagene optræder der ikke
BAM i modeloplandets grundvand eller indvindingsboringer før omkring 2050. Udbredte fund
af BAM i grundvand under bundmoræne har været påvist i betydeligt omfang igennem en
årrække i grundvandsovervågningen (GEUS, 1999). Dette indikere sammen med enkelte
undersøgelser (f.eks. Sidle et al.1998), at udvaskningen gennem tykke lerlag generelt
sker under indflydelse af strømning i sprækker og/eller sandlag. På denne baggrund er
sprækker inddraget generelt i modelvurderingerne for de geologiske hovedtyper med
lerdæklag fra terræn (type 2, 3 og 4).
I Figur 19 er sammenlignet BAM indholdet i grundvandet og vandindvindingsboringer under
hhv. bundmoræne og randmoræne.
Se her!
Figur 19.
Indholdet af BAM i vandindvindingsboringer under randmoræne sammenlignet med
sprækket bundmoræne (1 m og 5 m mellem dybde sprækker). Modelleringen er udført for
samme oplandssituationer og betingelser som anvendt i temafigur 16a,b.
Det fremgår at modellen for randmorænen giver den samme BAM udvaskning som
sprækkemodellen med sprækkeafstanden 5 m. På dette grundlag vurderes områder med
randmoræne og områder med stor afstand mellem dybde sprækker (5 m eller derover), at
repræsentere de geologiske situationer, hvor BAM alt andet lige vil udvaskes med størst
koncentration gennem lerlagene.
Sammenfatning af følsomhedsvurdering
Følsomhedsvurderingen viser, at der er en betydelig usikkerhed knyttet til den
naturlige variation af nøgleparametre for jord og forureningstoffer.
Med udgangspunkt i geologisk hovedtype 2 (16 m morænedæklag) skønnes de modellerede
BAM udvaskningskoncentrationer, at kunne variere cirka 1 - 2 størrelsesordner, som følge
af variationen og usikkerheden mht. de fysiske lerparametre. Variationen, og dermed
usikkerheden, vurderes at være større under 30 lerlag og mindre under 6 m lerlag. Til
sammenligning vurderes den geologisk betingede variation i BAM udvaskning, at være mindst
i rene sandaflejringer (geologisk hovedtype 1).
Beregningerne af lerlagenes sårbarhed overfor BAM nedsivning, er følsomme overfor den
usikkerhed der er mht. sprækkers optræden i dybe lerlag.
Endvidere er modelvurderingerne særligt følsomme overfor den valgte
modelforudsætning, at der ikke sker nedbrydning af BAM. Selv langsom nedbrydning af BAM i
dæklag og/eller grundvandet (DT50 = 10 år) vil afkorte BAM problemets hyppighed og
varigheden og vil ændre afgørende på vurderingens konklusioner.
Følsomhedsvurderingen viser endeligt at BAM indholdet der udvaskes til grundvandet er
afhængigt af vandbalancen i dæklag. Således vil grundvandet være væsentligt mindre
udsat for BAM forurening i områder med lille grundvandsdannelse og/eller stor overfladisk
afstrømning.
I Figur 20 er vist modellerede tidsserier for BAM indholdet i modeloplandets
vandindvindingsboringer fordelt på de geologiske hovedtyper 1 - 6 i figur 2.
Alle modelkørsler er foretaget for indvindingsmængderne 50.000 m3/år og
365.000 m3/år. Hvor intet andet er nævnt fremgår de øvrige modelbetingelser
for kørslerne af Tabel 4.
Se her!
A: Frit sandmagasin (geologisk hovedtype 1)
Se her!
B: Spændt sandmagasin under sprækket lerlag (geologisk hovedtype
2)
Se her!
C: Spændt sandmagasin under 16 m randmoræne (geologisk hovedtype
3)
Se her!
D: Spændt kalkmagasin under sprækket lerlag (geologisk hovedtype
4)
Se her!
E: Spændt sandmagasin under indlejret usprækket ler uden
sandvinduer (geologisk hovedtype 5)
Se her!
F: Spændt sandmagasin under indlejret usprækket ler med
sandvinduer (geologisk hovedtype 6)
Figur 20.
Modellerede tidsserier for BAM indholdet i modeloplandets
vandindvindingsboringer fordelt på de geologiske hovedtyper 1-6. De samlede
modelleringsbetingelser fremgår af tabel 4 og temafigurer som der henvises til i
tabellen.
Tabel 4.
Modelleringsbetingelser og henvisninger til temafigurer for vurderingen af BAM i de
geologiske hovedtyper 1-6.
Geologisk hovedtype
(Figur 2) |
BAM-
kildetype og placering af indvindings- Boringer |
Tykkelse af lerdæklag
(m) |
Ind-
vindings-
dybde
(mu.t.) |
Infiltration (gennem
rodzone)
(mm/år) |
Grund-
vands-
dannelse
(mm/år) |
Figur
[figurer
i appendix 1] |
Type 1: Sandmagasin |
By/Land |
0 |
5 - 15 /
60 70 |
340 |
340 |
20a
[1-7] |
Type 2: Sandmagasin under
lerlag fra terræn |
By/Land |
6 |
11 21 |
340 |
340 |
20b
[8, 11] |
By/Land |
16 |
21 31 |
340 |
120 |
20b
[9, 12] |
By/Land |
30 |
35 45 |
340 |
120 |
20b
[10, 13] |
Jernbane |
16 |
21 31 |
340 |
120 |
33
[26] |
Vandværk |
16 |
21 31/
76 85 |
340 |
120 |
32
- |
Type 3: Sandmagasin under randmoræne |
By/Land |
16 |
21 31 |
340 |
120 |
20c
[14, 15] |
Type 4: Kalkmagasin under
bundmoræne fra terræn |
By/Land |
6 |
11 16 |
340 |
340 |
20d
[16, 19] |
By/Land |
16 |
21 26 |
340 |
120 |
20d
[17, 20] |
By/Land |
30 |
35 40 |
340 |
120 |
20d
[18, 21] |
Type 5: Sandmagasin under indlejret
lerlag |
By/Land |
10 |
60 70 |
340 |
340 |
20e
[22, 23] |
Type 6: Sandmagasin under indlejret
lerlag m. "sandvinduer" |
By/Land |
10 |
60 70 |
340 |
340 |
20f
[24, 25] |
Modelopsætningen er ens for de øverste 3 m af dæklaget i alle modelkørsler med sand
fra terræn (hovedtyperne 1, 5, og 6).
Figur 21 viser udvaskningen af BAM og dichlobenil i sandprofilet i 3 mu.t. Under denne
dybde sker der ikke yderligere nedbrydning af dichlobenil.
Figuren viser at 99.9 % af den effektivt doserede dichlobenil (5 kg/ha/år) omdannes
til BAM i de øverste 3 m af sandjorden, mens altså kun 0.1% af dichlobenilen bliver
udvasket fra den reaktive zone. Det fremgår yderligere af kurvernes vandrette forløb
efter cirka år 2000, at stort set hele omdannelsen og udvaskningen af begge stoffer er
sket inden dette tidspunkt. Dette er i overensstemmelse med at de fundne dichlobenil
restkoncentrationer i kildeopsporingen (delrapport 2) kun undtagelsesvis udgør mere end
cirka 1 - 5% af et enkelt års dosering, samt mangel på fundkoncentrationer af BAM.
Figur 21.
Modelleret massebalance for udvaskning af BAM og diclobenil fra de øverste 3 meter i
sandjordsprofilet. Nedbrydning af dichlobenil til BAM forgår i de øverste 3 meter. Under
denne dybde modelleres der ingen nedbrydning af stofferne.
Denne geologiske hovedtype med frit grundvandsmagasin i tykke sand- og grusaflejringer
(hovedtype 1), findes fortrinsvis i Jylland vest for sidste istids hovedopholdsline.
Endvidere findes den lokalt i resten af landet i forbindelse med større eller mindre
vinduer i lerdæklagene.
Figur 20a viser tidsserier for BAM indhold i modeloplandets indvindingsboringer 1 (by)
og 2 (land). Temafigurene 22a,b,c og 23 viser placeringen af boringerne og
forureningskilder samt tillige BAM indeholdet i grundvandet til tidspunkterne år 2000,
2035 og 2080 (kortene A, B, C).
I en situation hvor både forureningskilde og vandindvinding findes i byområdet ses
BAM forureningen i boringerne at nå maksimale koncentrationer omkring år 2000 på cirka
2 og 1 µg/l ved indvindingsstørrelserne på hhv. 50.000 og 340.000 m3/år,
(byområde i Figur 20a). Det fremgår at de laveste koncentrationer forekommer ved størst
indvinding hvilket skyldes at der ved stor oppumpning sker fortynding af højtliggende BAM
forurening med grundvand fra større dybde med mindre eller uden indhold af BAM. Denne
sammenhæng ses i de geologiske hovedtyper 1, 2 ,3 og 6, hvor der indgår et tykt
grundvandsmagasin, mens den kun ses i ringe grad for det tynde magasin i geologisk
hovedtype 4.
Områder med en nedstrøms beliggende forureningskilde, som det er tilfældet for
byområdet i temafigur 22a, har alt andet lige den korteste varighed af BAM forureningen.
Efter koncentrationsmaximet falder BAM koncentrationerne jævnt ned til grænseværdien
omkring år 2030 - 40 for begge indvindingsmængder.
Sammenlignet med grundvandsovervågningens typiske fundværdier i midtjylland ligger
modelkoncentrationerne 1 - 2 størrelsesordner for høje. Dette kan skyldes følgende
afvigelser fra modelforudsætningerne:
| behandlede arealer findes spredt med en lav fundhyppighed til følge i de relativt få
analyserede boringer der findes for hovedtypen (se modelleringen af forskellige diskrete
punktkildetætheder i landeksemplet). |
| at vandindvindingen sker fra spændte magasiner under smeltevandsler eller tertiære
lerlag under smeltevandssandet (hovedtype 5 og 6) |
| der sker langsom nedbrydning af BAM i grundvandsmiljøet |
Ved en opstrøms beliggenhed af BAM-kilderne i landområdet (temafigur 22b) sker der en
øget lateral udbredelsen af BAM i både det dybe og det overfladenære grundvandsopland,
temafigur 22b,c. Den øgede udbredelse af BAM i det dybe grundvand (temafigur 22b) betyder
at det overfladenære grundvand på sigt bliver rent mens der fortsat er høje BAM indhold
i det dybe grundvand (grundvandskortene A, B, C i temafigur 26b og c) .
Det fremgår dog også i temafigur 22c, at boringerne i oplandet renses langsommere end
oplandet omkring boringerne pga. BAM oppumpning fra større dybde og/eller pga. lateral
påvirkning af opstrøms BAM fra oplandet. Ved omlægningen af indvindingen i denne
situation til fra dyb til lav indvindingsdybde er der risiko for oppumpning af BAM nedefra
ved efterfølgende drift.
Ligesom for byområdet er de modellerede koncentrationer i landområdet tilsyneladende
højere end de gennemsnitlige fundværdier vurderet ud fra grundvandsovervågningen i
sandområderne (delrapport 2). Udover de faktorer der er nævnt ovenfor for byeksemplet,
kan dette skyldes at der er mindre tæthed af gårdspladser, end de antagede 5 per km2
i modeloplandets landbrugsområde.
Dette er vurderet i temafigur 23, der viser BAM forureningen ved en reduktion fra 5 til
2 gårdspladser per km2. Det fremgår at der ved mindre tæthed af BAM kilder
er en væsentligt mere spredt fordeling og større fortynding af BAM i grundvandet
(temafigur 22c og 23). Dette betyder en lavere fundhyppigheden og lavere BAM indhold i
indvindingsboringerne. Specielt hvis antallet af analyserede boringer er lille vil der
således være stor sandsynlighed for at moniteringsdata ikke vil indeholde fund af BAM
ved stor afstand mellem BAM kilderne.
Se her!
Temafigur 22a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i dybe vandindvindingsboringer og omkringliggende
(A, B, C) grundvand i frit sandet grundvandsmagasin (geologisk hovedtype 1) fra BAM kilder
i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 22b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i dybe vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i frit sandet grundvandsmagasin (geologisk hovedtype 1) fra BAM kilder
i modeloplandets landbrugsområde.
Se her!
Temafigur 22c.
Modelberegnede BAM koncentrationer i korte vandindvindingsboringer og omkringliggende
(A, B, C) grundvand i frit sandet grundvandsmagasin (geologisk hovedtype 1) fra BAM kilder
i modeloplandets landbrugsområde.
Se her!
Temafigur 23.
Modelberegnede tidsserier for indholdet af BAM i korte indvindingsboringer og
omgivende grundvand (A, B, C) ved 2 BAM-kilder per km2.
Udvaskning fra øverste 3 meter
Modelopsætningen for de øverste 5 m dæklag er ens i alle modelkørsler med
lerdæklag (hovedtyperne 2, 3, og 4).
Temafigur 24 viser udvaskningen af BAM og dichlobenil i lerprofilet i 3 mu.t.. Under
denne dybde sker der ikke yderligere nedbrydning af DCB .
Temafigur 24.
Modelleret massebalance for udvaskning af BAM og diclobenil fra de øverste 3 meter i
lerjordsprofilet. Nedbrydning af dichlobenil til BAM forgår i de øverste 3 meter.Under
denne dybde modelleres der ingen nedbrydning af stofferne.
Figuren viser at 99.8 % af den effektivt doserede dichlobenil (5 kg/ha/år)
omdannes til BAM i de øverste 3 m af jordtprofilet (den reaktive zone), mens 0.2% af
dichlobenilen bliver udvasket fra den reaktive zone.
Det fremgår af kurvernes vandrette forløb efter cirka år 2000, at stort set hele
omdannelsen og udvaskningen af begge stoffer er forløbet til ende indenfor de øverste 3
meter inden dette tidspunkt. Dette er i overensstemmelse med at de fundne dichlobenil
restkoncentrationer i kildeopsporingen (kapitel 5) kun undtagelsesvis udgør mere end
cirka 1-5 % af et enkelt års dosering, samt mangel på fundkoncentrationer af BAM.
Udvaskning med overfladisk afstrømning og til grundvand
I Figur 25 og 26 er vist forholdet mellem udvaskningen af BAM til overfladevand og
grundvand ved forskellige vandbalancer og lertykkelser.
For modelsituationerne med 6 m lerlag fra terræn (hovedtyperne 2, og 4) regnes hele
infiltrationen på 340 mm som grundvandsdannelse, idet der antages at findes ringe
afstrømningsmuligheder over grundvandsspejlet. For disse situationer viser figur 25a, at
cirka 98% af den producerede mængde BAM er udvasket til grundvandet omkring år 2000.
Overfladisk afstrømning indgår i de modelsituationer, hvor der er 16 eller 30 m
lerlag i hovedtyperne 2, 3 og 4. Ud af de infiltrerede 340 mm er der fælles for disse
situationer modelleret en overfladisk afstrømning på 220 mm (foregår gennem sandlaget i
5.5 mu.t, se figur 2 og 3). Figur 25b viser at cirka 68% af BAM forureningen i modellen
udvaskes med den overfladiske afstrømning. Af BAM kurvens vandrette forløb efter cirka
år 2025 (60 år i figur 25b), ses det at BAM kilderne på dette tidspunkt ikke længere
bidrager til den overfladiske udvaskning.
Se her!
Figur 25.
Modelleret massebalance for udvaskningen af BAM tll overfladevand og grundvand for 6,
16 og 30 m lerlag i de geologiske hovedtyper 2 og 4.
Ved 16 m og 30 m ler m udvaskes 32% af den samlede BAM mængde til grundvandet. Ved
16 m lerlag er cirka 10 % af denne mængde udvasket i år 2000 og cirka 28% i år 2080.
Ved sammenligning med massebalancen for 30 m ler (figur 25c) fremgår det at selvom
modellen i sidste ende vil udvaske den samme mængde BAM, som fra 16 m lerlag, så er
forsinkelsen ved 30 lerlag så effektiv, at der kun udvaskes en ubetydelig mængde BAM
frem til afslutningen af modelleringsperioden (år 2085 i figur 25c). Supplerende
modelkørsler (ikke vist) indikere at BAM udvaskningen herefter stiger frem til omkring
år 2150. Det skal bemærkes, at den midlertidige beskyttelse der tilsyneladende ydes af
de 30 m lerlag, er følsom overfor sprækkeafstanden, således at beskyttelsen kun gælder
for den anvendte sprækkeafstand på 1 m, men f.eks. ikke for områder med
sprækkeafstanden 5 - 10 m (se følsomhedsanalyse i Figur 18), hvor grundvandet vil være
mere sårbart end indikeret af modelleringen.
I figur 26a-c er grundvandsdannelsen (120 mm/år) fasthold og infiltrationen varieret
mellem 150 og 600 mm/år for 16 m lerlagstykkelse. De sammenhørende overfladiske
afstrømningsværdier dækker intervallet 30 til 480 mm/år.
Modelberegningen viser at i løbet af 120 år (frem til år 2080) sker der udvaskning
til overfladevandet af cirka 20% (fig. 27a) til 80% (fig. 26c) af den producerede mængde
BAM, mens hhv. cirka 40% og 20% udvaskes til grundvandet. Bemærk at BAM udvaskningen til
grundvandet fra bunden af dæklaget næsten ophører (omtrent vandret kurve) omkring år
2060 ved den store overfladiske afstrømning (fig. 26c), mens den er i fortsat stigning i
år 2080 ved lille overfladisk afstrømning (fig. 26a).
For randmorænen (geologiske hovedtype 3) betinger opsætningen af modellen at posterne
for massebalancen totalt set er de samme som for den sprækkede ler med tilsvarende
tykkelse (figur 25b og 26b). BAM udvaskningen (stoftransporten) gennem randmorænen sker
dog over en væsentligt kortere periode og dermed med højere koncentrationer end for
sprækketilfældet med 1 m sprækkeafstand.
Sammenfattende viser figur 25 og 26, at massebalancen for BAM mellem overfladevand og
grundvand vil variere betydeligt med de hydrologiske forhold, og at tidsforløbet for BAM
udvaskningen til grundvandet alt andet lige også vil variere betydeligt med
lerlagstykkelsen.
Se her!
Figur 26.
Modelleret massebalance for udvaskningen af BAM til overfladevand og grundvand
gennem hhv. sandlag (5.5 - 6 mu.t.) og bunden af lerlag (16 mu.t.) ved forskellige
vandbalancer i geologisk hovedtype 2 og 4.
Sprækket moræne (bundmoræne, geologisk hovedtype 2)
Hovedtype 2 findes udbredt øst for sidste istids hovedopholdslinie (østlige og
nordlige Jylland, Fyn og NØ-V Sjælland) samt i bakkeøerne i midt- og vest Jylland og
på Bornholm.
Figur 20b viser tidsserier for BAM indhold i modeloplandets indvindingsboringer 1 (by)
og 2 (land). Temafigur 27a,b viser placeringen af boringerne og forureningskilder samt
tillige udbredelsen af BAM i grundvandet til tidspunkterne år 2000, 2035 og 2080 (kortene
A, B, C).
Under 6 m ler viser modelleringen (figur 20b) at BAM indholdet er højt men relativt
kortvarigt når både forureningskilde og vandindvinding findes i byområdet. I denne
situation er de højeste koncentrationer cirka 0.8 - 1.4 ¡g/l i år 2000 for boringer ved
hhv. høj og lav indvindingsmængde. Herefter falder BAM indholdet til 0.1 ¡g/l omkring
år 2040.
For boringen i landscenariet er BAM koncentrationerne lavere (0.2 - 0.8 ¡g/l), mens
varigheden er længere end år 2080 pga. påvirkningen fra opstrømsbeliggende kilder.
Endvidere fremgår det at den høje indvinding medfører et relativt større fald i
koncentration i landområdet end i byområdet (figur 20b). Dette er styret af boringens
beliggenhed i forhold til forureningskilderne i landområdet.
I figur 20b er tillige vist BAM indholdet i boringer under 16 m og 30 m lerlag. For 16
m lerlag fremgår det at de aktuelle (år 2000) koncentrationer i boringerne er under
grænseværdien i både by- og landsituationen, mens der endnu ikke optræder BAM over
detektionsgrænsen under 30 m lerlag. Under 16 m ler vokser BAM indholdet jævnt fra det
nuværende lave indhold (0.01 - 0.03 µg/l) op til
cirka 0.2 ¡g/l i år cirka 2080. Under 30 m ler vil der først optræde målbare BAM
indhold efter cirka år 2050 (temafigur 10 og 13, bilag 19) og indholdet vil fortsætte
med at stige indtil cirka år 2150.
Mht. til omfanget af BAM i grundvandet under 16 m lerlag fremgår det af temafigur
27a,b, at BAM at både koncentrationer og udbredelsen stiger igennem hele modelperioden.
På denne baggrund forventes en højere fundhyppighed frem mod slutningen af
modelperioden. En tilsvarende udvikling må forventes under 30 m ler i sidste halvdel af
næste århundrede.
Lerlagsberegningerne indikerer overordnet, at vandindvinding i de geologiske hovedtyper
2 og 4 (figur 20b og 20d) vil kunne fortsættes under tykke lerlag (30 m eller derover) af
bundmoræne uden eller med ringe indhold af BAM frem til cirka midten eller slutningen af
dette århundrede. Ved gennembrud af BAM i boringerne på dette tidspunkt, vil
indvindingen kunne omlægges til grundvandsmagasiner under tynde lerlag, eller uden
lerlag, der i mellemtiden er blevet BAM-fri, (se også grundvandskortene A, B, C i
temafigur 29a og 29c).
Randmoræne og heterogent ler, (Geologisk hovedtype 3,)
Randmoræner findes lokalt indenfor samme udbredelsesområde som bundmorænen
(geologisk hovedtype 2 og 4) og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og kalk.
Randmorænen er typisk opbygget med et væsentligt indhold af skråstillede eller på
anden måde vertikalt forbundne sandlag og sandslirer, se figur 3.
Modelleringen af BAM forureningen i indvindingsboringerne under 16 m randmoræne, viser
væsentligt højere aktuelle og maksimale indhold end under det sprækkede lerlag med
samme tykkelse, figur 20c. Maksimalværdierne for by- og landsituationen er hhv. cirka 0.7
og 0.25 ¡g/l og indtræffer cirka år 2030. Sammenlignet med bundmorænen viser
modelleringen endvidere en større udbredelse af BAM i grundvandet under randmorænen,
hvilket indikerer at der tillige vil være større fundhyppighed af BAM i grundvandet
under randmorænen, (sammenligning mellem temafigur 27a,b og 28 a,b).
Ved den store indvindingsmængde reduceres maksimalkoncentrationerne således at de
ligger omkring grænseværdien for boringen i landeksemplet. Bemærk at varigheden af BAM
forureningen er væsentligt kortere end for bundmorænen med tilsvarende tykkelse.
Se her!
Temafigur 27a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandet grundvandsmagasin under 16 m bundmoræne (geologisk
hovedtype 2) fra BAM kilder i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 27b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandet grundvandsmagasin under 16 m bundmoræne (geologisk
hovedtype 2) fra BAM kilder i modeloplandets landområde ved 5 BAM kilder pr. km2.
Se her!
Temafigur 28a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i sandet grundvandsmagasin under 16 m randmoræne (geologisk hovedtype
3) fra BAM kilder i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 28b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i sandet grundvandsmagasin under 16 m randmoræne (geologisk hovedtype
3) fra BAM kilder i modeloplandets landområde.
Hovedtypen beskriver et kalkmagasin overlejret af opsprækket bundmoræne med
forskellig tykkelse. Grundvandsmagsiner af kalkaflejringer findes særligt på det
østlige og sydlige Sjælland samt i det nordlige Jylland. Den overvejende del af disse er
dækket af bundmoræne. Modelbeskrivelsen af hovedtypen svarer til den udbredte situation,
hvor der sker vandindvinding fra en tynd glacialt opknust zone i kalken umiddelbart under
dæklag af ler.
For nedstrømsbeliggende BAM kilder (by-scenariet) der påvirker grundvandet gennem det
tynde lerlag, viser modelleringen at de højeste koncentrationer på knap 0.5 - 0.7 µg/l
allerede optræder omkring 1975 ved hhv. stor og lille indvindingsmængde, figur 20d.
Forskellen i forløb mellem land og by er enten ikke tilstede eller væsentligt mindre end
i hovedtyperne med tykt grundvandsmagasin. Dette skyldes ligeledes det tyndere magasin,
som ikke tillader fortynding af BAM udvaskningen fra de enkelte gårdspladser ved vertikal
opblanding i samme grad som i det tykke grundvandsmagasin.
Ved 6 m lerlag og BAM forurening fra byområdet og landområdet falder BAM indholdet i
indvindingsboringerne fra cirka 0.4 - 0.6 µ/l i år
200l til grænseværdien hhv. cirka år 2040 og efter 2080, figur 20d og temafigur 29a.
Under 16 m ler er modelkoncentrationer i boringer og grundvandsmagasinet i år 2000
under grænseværdien i begge scenarier (figur 20d og temafigur 29b,c), mens der endnu
ikke optræder BAM over detektionsgrænsen under 30 m lerlag, (figur 20d, og bilag 1,
temafigur 22 og 29). Under 16 m ler vokser BAM indholdet jævnt fra det nuværende lave
indhold op til cirka 0.2 ¡g/l cirka i år 2080. Under 30 m ler vil der først optræde
målbare BAM indhold efter cirka år 2050 (temafigur 22, 29, bilag 1) og disse værdier
vil fortsætte med at stige indtil cirka år 2150.
Sammenlignet med de øvrige geologiske hovedtyper med lerdæklag (se f.eks
temafigurerne 27 a,b) viser modelleringen for kalktypen generelt et hurtigere BAM
gennembrud, højere maksimumskoncentrationer og ikke mindst en mere sammenhængende
udbredelse af BAM forureningen i grundvandet, figur 20d og temafigur 29 a,c.
Dette skyldes primært grundvandsmagasinets ringe lagtykkelse, der giver et mindre
volumen til opblanding, fortynding og spredning af BAM til dybere grundvand. Endvidere
betinger den mindre magasintykkelse også en mindre forskel i BAM påvirkningen ved stor
og lille indvindingsmængde i vandforsyningsboringerne end i et tykt grundvandsmagasin.
Den større spredning af BAM i grundvandet som modelleringen viser for geologisk
hovedtype 4 er i overensstemmelse med grundvandsmoniteringens data, der viser generelt
højere BAM koncentrationer og fundhyppigheder i områder med indvinding fra
kalkmagasiner. En konsekvens heraf er at det alt andet lige vil være sværere at udpege
grundvand der ikke er sårbart overfor BAM i kalkområderne end i områder med en tykkere
grundvandszone. Som nævnt tidligere inddrager modelresultaterne ikke betydningen af
sprækkestrømning i kalken, som vil øge tendensen til lateral spredning af BAM.
Se her!
Temafigur 29a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et kalkmagasin under 6 m bundmoræne (geologisk hovedtype 4) fra BAM
kilder i modeloplandets landområde.
Se her!
Temafigur 29b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et kalkmagasin under 16 m bundmoræne (geologisk hovedtype 4) fra
BAM kilder i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 29c.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et kalkmagasin under 16 m bundmoræne (geologisk hovedtype 4) fra
BAM kilder i modeloplandets landområde.
(Geologisk hovedtype 5 og 6)
Modelbeskrivelsen af denne hovedtype svarer til en situation med vandindvinding fra et
primært grundvandsmagasin, der overlejres af usprækkede lerlag som igen overlejeres af
et sandmagasin med frit grundvand (hovedtype 5 og 6). Den geologiske hovedtype svarer til
en situation med sandede magasiner under smeltevandsler, tertiært ler (f.eks. midt/
sønderJylland) eller fede morænelerslag (f.eks nordøstlige Sjælland).
Uden sandvinduer
Modelleringen viser generelt et langsommere BAM gennembrud og lavere
maksimumskoncentrationer end for de fleste øvrige geologiske hovedtyper, figur 20e og
temafigur 30a,b.
For by-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til
cirka år 2020 - 40. Maksimums koncentrationen er dog under grænseværdien for hele
modelperioden.
For land-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne gennem hele
modelperioden. Grænseværdien overskrides cirka i år 2040 og den beregnede maksimums
koncentrationen er cirka 0.12 µg/l i cirka år 2080. Den øgede BAM transport gennem
lerlaget i forhold til by-scenariet er betinget af den større vertikale vandbevægelse
der sker opstrøms i oplandet (tættere ved grundvandsskellet). Denne vandbevægelse øges
med oppumpningens størrelse, hvorfor der ses højere BAM indhold ved stor indvinding end
ved lille indvinding (figur 2)
Med sandvinduer.
Tilstedeværelsen af sandvinduer (hovedtype 6) betyder alt andet lige et hurtigere og
kraftigere BAM gennembrud end for det sammenhængende lerlag, figur 20f og temafigur
31a,b.
For by-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til
cirka år 2020. De beregnede maksimums koncentrationer er cirka 0.15 og 0.05 ved hhv. stor
og lille indvinding. Den højere koncentration ved stor indvinding skyldes at der herved
skabes en stor nedadrettet hydraulisk gradient gennem lerlaget over boringerne.
For land-scenariet viser modelleringen et stigende BAM indhold i boringerne frem til
cirka år 2030-40. Den beregnede maksimums koncentration er cirka 0.3 µg/l for både stor
og lille indvindingsmængde, hvilket skyldes en generel spredning af BAM gennem
sandvinduerne til magasinet under sandlaget i hele boringens opstrømsområde.
Se her!
Temafigur 30a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandmagasin under 10 m indlejret lerlag uden
"sandvinduer" (geologisk hovedtype 5) fra BAM kilder i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 30b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandmagasin under 10 m indlejret lerlag uden
"sandvinduer" (geologisk hovedtype 5) fra BAM kilder i modeloplandets
landområde.
Se her!
Temafigur 31a.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandmagasin under 10 m indlejret lerlag med
"sandvinduer" (geologisk hovedtype 5) fra BAM kilder i modeloplandets byområde.
Se her!
Temafigur 31b.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) i et sandmagasin under 10 m indlejret lerlag med
"sandvinduer" (geologisk hovedtype 5) fra BAM kilder i modeloplandets
landområde.
Vandværksgrund som BAMkilde.
Figur 32 viser BAM forureningen af grundvandet fra en vandværksgrund, ved en
behandling af 100 m2 af grunden med dichlobenil ved doseringen 5 kg/ha/år i
perioden 1966 - 97.
Se her!
Figur 32.
Modelberegnede BAM koncentrationer i en vandindvindingsboring og omkringliggende
grundvand (geologisk hovedtype 2) for tilfældet hvor selve vandværksgrunden er kilde til
BAM forureningen.
For en indvindingsmængde på 50.000 m3 viser modelleringen et BAM indhold i
grundvandet omkring detektionsgrænsen (0.01 ¡/l) omkring cirka år 2000. Indholdet
stiger til maksimalværdierne cirka 0,06 µg/l og 0.08 µg/l for hhv. kort og dyb
filersætning af boringen. Ved stor indvindingsmængde (365.000 m3/år) er der
samme modellerede koncentrationer i de begge filerdybder, og de maksimale koncentrationer
er på niveau med detektionsgrænsen for hele perioden 2000 - 2080. Der ses ingen
spredning til grundvandsmagasinet omkring boringen.
Jernbanestrækning som BAMkilde.
Temafigur 33 viser BAM forureningen fra en jernbane der er modelleret som eksempel på
et intensivt behandlet areal (20 kg/ha/år), svarende til 4 gang så stor belastning, som
i de foregående simuleringer.
I en indvindingsboring der ligger ca. 500 m nedstrøms for jernbanen, viser
modelberegningen et BAM-indhold fra cirka 1980. Indholdet stiger til en maksimalværdi på
godt 0.5 µg/l og 1µg/l i slutningen af modelperioden for hhv. kort og dyb filterdybde.
Modelleringen viser endvidere, at på dette tidspunkt indeholder grundvandet BAM i
betydelig koncentration i næsten hele den del af oplandet, som ligger nedstrøms for
banen. Ved en indvindingsboring der ligger 500 m fra jernbanen og parallelt med
grundvandsstrømmen, viser modelleringen ikke noget BAM indhold, temafigur 33.
Se her!
Temafigur 33.
Modelberegnede BAM koncentrationer i vandindvindingsboringer og omkringliggende
grundvand (A, B, C) (geologisk hovedtype 2) omkring en jernbane der er modelleret som et
intensivt behandlet areal.
Rapportens modelleringer og vurderinger giver et overordnet billede af forventede
gennemsnitlige koncentrationsniveauer og udviklingstendenser for BAM forureningen i
Danmark.
Modelleringen viser, at cirka 99% af den dichlobenil mængde der er nedsivet i jorden,
på nuværende tidspunkt er blevet omdannet til BAM. Heraf er cirka 100% blevet udvasket
fra de øverste 2 - 3 mu.t. Dette resultat er i overensstemmelse med fundindhold af
dichlobenil og BAM i jordprøver fra de øverste meter af undersøgte jordprofiler.
Under den afgørende forudsætning at BAM ikke nedbrydes i de dybere jordlag og
grundvand, viser modelleringen, at den udvaskede BAM mængde (totalt ca. 500 tons)
forekommer udbredt i grundvandet og/eller i dæklagene herover samt i overfladevand. Dette
giver grundlag for et langvarigt og i visse områder stigende BAM indhold i grundvand og
vandindvindingsboringer.
Geohydrologiske forhold
Mht. strømningsforhold viser modelleringen, at ankomsttidspunktet, koncentrationen og
varigheden af BAM forureningen i grundvandet variere meget afhængigt af tykkelsen og
typen af lerdæklag samt af vandbalanceforholdene.
Modelleringen viser således, at de højeste aktuelle BAM koncentrationer og
overskridelser af grænseværdien for grundvand, generelt er knyttet til
grundvandsmagasiner uden lerdæklag eller grundvandsmagasiner med tynde dæklag af ler.
BAM forureningen har i disse situationer gennemsnitligt set nået sit maksimum omkring
år 2000, og aftager herefter til under 0.1 m g/l omkring cirka
år 2020 40. Dette gælder generelt for de modelleringer, hvor BAM
forureningskilderne ligger nedstrøms i modeloplandet, mens modellen viser mindst 40 - 50
år længere varighed af forureningen når BAM forureningskilderne findes spredt i store
dele af grundvandsoplandet og BAM samtidig spredes i et tykt grundvandsmagasin.
Der er grundlag for sårbarhedsmæssigt, at skelne mellem forskellige lertykkelser af
bundmoræne. For 16 m lerlag viser modelberegningerne et gennemsnitligt BAM indhold i
vandindvindingsboringerne på < 0.01 - 0.05 m g/l omkring
år 2000. For den videre udvikling af BAM indholdet frem til år 2080, viser beregningerne
for denne lertykkelse, et stigende BAM indhold til koncentrationer omkring, eller over,
0.1 m g/l i slutningen af modelperioden (år2080).
For 30 m lerlag af bundmoræne viser modelleringen at BAM forureningen først vil bryde
igennem til grundvandet omkring år 2050 - 70, men herefter fortsætter med at stige frem
til cirka år 2150 eller længere. Modelleringen viser tilsvarende sene BAM gennembrud og
lavere maksimumskoncentrationer i grundvand under dybe tykke indlejrede lerlag uden
sprækker eller "sandvinduer".
Lerlagsberegningerne indikerer således overordnet, at vandindvinding vil kunne
fortsættes under tykke lerlag (30 m eller derover) uden eller med lave indhold af BAM
frem til cirka midten eller slutningen af dette århundrede. Ved gennembrud af BAM i
boringerne på dette tidspunkt, vil indvindingen kunne omlægges til grundvandsmagasiner
uden lerlag, eller under tynde lerlag (< 5 6 m), der i mellemtiden er blevet
BAM-fri.
Det skal bemærkes, at lerlagsberegningerne er følsomme overfor den usikkerhed der er
mht. sprækkers optræden i dybe lerlag. Sprækkeafstanden (1m), der ligger til grund for
rapportens vurderinger, er fremkommet ved kalibrering af modellen overfor aktuelle BAM
fundværdier. Lerområder med større afstand (5 10 m) mellem dybe sprækker vil
være væsentligt mere udsat for udvaskning af BAM til grundvandet end eksemplerne i
vurderingen.
Modelleringerne viser endvidere, at grundvandet er særligt udsat for BAM forurening
under dæklag af kraftigt glacialt forstyrret ler, f.eks. randmoræner, samt i øvrigt
under heterogent ler med mange tynde sandlag. Randmoræner findes lokalt indenfor samme
udbredelsesområde som bundmorænen og dermed både over grundvandsmagasiner af sand og
kalk (geologisk hovedtype 2 og 4). I disse områder modelleres der, alt andet lige, et
aktuelt BAM indhold i grundvandet omkring eller over grænseværdien og et efterfølgende
langvarigt BAM indhold i indvindingsboringerne.
Modelleringen viser, at få forurenede BAM kilder, vil kunne give anledning til
spredning af BAM til boringer i flere kilometers afstand fra forureningskilderne. Dette
gælder særligt i grundvandsmagasiner, hvor indvindingen sker fra en højtliggende tynd
vandførende zone, f,eks. i kalkmagasiner. Disse giver tillige ringe mulighed for
fortynding ved vertikal opblanding og af samme årsag er de modellerede koncentrationer og
spredningen af BAM i kalk-hovedtypen også generelt større i forhold til de øvrige typer
af grundvandsmagasiner i vurderingen. Dette er i overensstemmelse med en højere
fundhyppighed af BAM i kalkmagasiner i grundvandsovervågningen. I vurderingen er ikke
inddraget betydningen af sprækker i kalk. Forekomsten af sprækker i kalken vil
forstærke disse egenskaber.
Modelleringen viser endeligt at BAM indholdet i grundvandet er afhængigt af de
hydrologiske forhold, således at grundvandet vil være væsentligt mindre udsat for BAM
forurening i områder med lille grundvandsdannelse og/eller stor overfladisk afstrømning.
Arealanvendelse og forureningsmønster
Modelleringens højeste BAM indhold forekommer i indvindingsboringer under
modeloplandets byområde, mens BAM indholdet i landbrugsområdet generelt er lavere.
Lavere BAM koncentrationer og større afstand mellem forureningskilderne i
landbrugsområdet betyder, alt andet lige, lavere fundhyppigheder og kortere varigheden af
BAM forurening end i byområder.
Mht. placeringen af BAM kilderne i oplandet viser modelleringen, at varigheden alt
andet lige vil være kortest, hvor forureningskilderne ligger nedstrøms i
grundvandsoplande. Omvendt forekommer den længste varighed i områder hvor BAM
forureningskilderne findes fordelt i store dele af grundvandsoplandet opstrøms for
indvindingsboringerne.
En jernbanestrækning, der er modelleret som eksempel på en intensivt BAM-belastet
kildetype (20 kg/ha/år), viser at denne type kilder vil kunne påvirke grundvandet og
boringer i et store dele af oplandet. I indvindingsboringer under 16 m lerdæklag
forårsager jernbanen et modelleret BAM indhold på omkring 0.01-0.4 mg/l
i år 2000, som stiger til 0.4 -1.2 mg/l i 2080 i store dele af
grundvandsoplandet nedstrøms for banen.
Modellering af BAM forurening, forårsaget af dichlobenil behandling omkring
vandværksboringer på vandforsyningsanlæg viser at der er en forureningsrisiko, specielt
overfor boringer med små indvindingsmængder. Ved gennemsnitsdoseringen 5 kg/ha/år på
et 100 m2 areal omkring en boring med lille indvindingsmængde (50.000 m3/år)
under 16 m lerlag, viser modelleringen BAM koncentrationer i vandværksboringen omkring
0.01 µ/l i år 2000, stigende til maksimalværdierne 0,06 - 0.08 µg/l omkring 2050. De
maksimale koncentrationer i samme boring, men ved stor indvindingsmængde (365.000 m3/år)
er omkring 0.01 mg/l i hele modelperioden 2000 2080. I
sandjordsområder vil forureningsrisikoen være større, mens et evt. forureningsløb, alt
andet lige, vil være mere kortvarigt end i lerområderne.
Modelleringen viser således, at såfremt der er foregået en systematisk behandling af
vandværksgrunde med dichlobenil, vil dette i sig selv potentiel kunne betinge hovedparten
af BAM fund i grundvandet. At dette ikke synes at være tilfældet, fremgår af at
vandværkssgrunde med rester af dichlobenil, blot udgør en enkelt af en lang række andre
arealbenyttelser med tilsvarende fund af dichlobenil (delrapport 2).
Vandindvinding
Mht. vandindvindingsmængder viser modelleringen, at de laveste gennemsnitlige BAM
koncentrationer, alt andet lige, fortrinsvis optræder i boringer med stor vandindvinding
(365.000 m3/år) i tykke grundvandsmagasiner pga. vertikal opblanding med ikke
BAM forurenet vand. Samtidig må der dog forventes en større BAM fundhyppighed netop i
store indvindinger, fordi disse vil kunne trækkes BAM forurening til boringerne fra flere
og fjernere forureningskilder end mindre indvindinger (<50.000 m3/år).
Dette gælder særligt i grundvandsmagasiner, hvor indvindingen sker fra en højtliggende
tynd vandførende zone, f,eks. i kalkmagasiner.
Udpegning af sårbarhed
Som nævnt viser modelleringen, at ankomsttidspunktet, koncentrationen og varigheden af
BAM forureningen i grundvandet varierer meget afhængigt af tykkelsen og typen af
lerdæklag og grundvandsmagasin samt af vandbalanceforholdene.
Dette viser at der er grundlag for at zonere grundvandets sårbarhed overfor BAM
forureningen. I konkrete oplande kan en zonering gennemføres på grundlag af kortlagte
data for geologi, vandbalanceforhold samt beliggenhed af mulige og konstaterede BAM
forureningskilder.
På grundlag af undersøgelsens følsomhedsanalyse skal det dog tilføjes, at den
forventede variation af nøgleparametre for jord og forureningsstoffer udgør en
væsentlig usikkerhedsfaktor. Ved modelvurderinger af sårbarhed i konkrete oplande vil
kvaliteten af vurderingerne derfor være afhængig af, at der foretages en lokal
bedømmelse og afklaring af disse usikkerheder. Dette vil kunne gennemføres dels ved
modelanalyse og dels modelkalibrering overfor lokale hydrologiske og kemiske
moniteringsdata, herunder aldersindikatorer for grundvandet samt evt. indsamling af
supplerende lokale hydrauliske data for jordmaterialer.
På dette grundlag vurderes modelberegninger at kunne bidrage som værktøj til
udpegning af egnede placeringer af fremtidige vandforsyningsanlæg, som undgår eller
væsentligt reducerer risikoen for påvirkning af vandindvindingen med BAM.
Modelvalidering
Opbygningen af modelvurderingen på skønnede gennemsnitsforhold indebærer, at BAM
koncentrationen i grundvandet i konkrete oplandssituationer, selvsagt vil kunne afvige
betydeligt fra rapportens vurderinger af koncentrationer og varighed.
Grundvandsmodellen giver i sin nuværende opsætning aktuelle BAM koncentrationer i
indvindingsboringerne i intervallet 0 m g/l cirka 2 m g/l. Dette er i generel overensstemmelse med
grundvandsovervågningens fundværdier af BAM.
Specielt for indflydelsen af lerlagstykkelsen viser modelleringen ingen aktuelle BAM
indhold under 30 m lerlag, Dette er i generel overensstemmelse med meget lave
koncentrationer og lave fundhyppigheder under tykke lerlag i grundvandsovervågningen.
Sammenlignet med de aktuelle fundværdier af BAM giver grundvandsmodellen i sin
nuværende opsætning tilsyneladende generelt for høje BAM værdier i grundvandet i de
områder hvor den geologiske hovedtype med frit sandmagasin er fremherskede (Midtjylland).
Med henblik på en nærmere validering af modellen er der behov for en egentlig
gennemgang af boringsdata og arealdata for boringer med og uden BAM fund, og herunder en
nærmere analyse af følgende usikkerhedsaspekter i relation til grundvandsmoniteringens
grundlag:
| Belastningen og belastningsmønsteret for dichlobenil kan lokalt og/eller regional være
hhv. mindre og anderledes end antaget i modellen. Specielt for sandede landområde i
Midtjylland kan afstanden mellem BAM kilderne være større end antaget med en lav
fundsandsynlighed til følge. Dette vil alt andet lige slå igennem som en statistisk fejl
ved et lille antal moniteringsboringer og blive yderligere påvirket i negativ retning,
hvis placeringen af nogle af disse (f.eks. markvandingsboringer) systematisk
"undgår" typisk behandlede arealer. |
| BAM analyserede boringer indvinder ikke fra de forventede geologiske situationer bedømt
ud fra geografisk fordeling. F.eks. kan vandindvindingen i områder med sandede fri
grundvandsmagasiner reelt sker fra lag under ældre Saale moræne eller magasiner under
smeltevandsler eller tertiære lerlag |
| At der er i øvrigt er lokalt afvigende geologiske forhold omkring BAM
moniteringsboringerne |
Det skal endvidere bemærkes, at beregningerne af lerlagenes sårbarhed overfor BAM
nedsivning, er følsomme overfor den usikkerhed der er mht. sprækkers optræden i dybe
lerlag.
Det skal endeligt understreges at modelvurderingen er yderst følsom overfor den
usikkerhed der er mht. BAM nedbrydning. Selv langsom nedbrydning af BAM i dæklag og/eller
grundvand (DT50 = 10 år) vil afkorte BAM problemets hyppighed og varigheden og
vil derved ændre afgørende på vurderingens konklusioner. I den anvendte opsætning af
modellen, hvor der ikke regnes med BAM nedbrydning, tegner modellen det mest kritiske
forløb af BAM forureningens omfang og varighed med hensyn til den mulige indflydelse af
BAM nedbrydning.
Sammenfattende vurderes det, at forståelsen af, hvorledes BAM-forurening når til en
vandværksboring, et komplekst samspil af flere faktorer:
| kilden/kildernes beliggenhed |
| kildestyrken |
| de aktuelle geologiske forhold (dæklagstykkelser, magasintyper) |
| de aktuelle hydrologiske forhold (relationen mellem nedbør, overfladisk afstrømning og
grundvandsstrømning) |
| den aktuelle grundvandsindvinding |
| mulige lækageveje gennem f.eks. utætte boringskonstruktioner |
| jordens og grundvandsmagasinets evne til at tilbageholde stofferne |
| jordens og grundvandsmagasinets evne til at nedbryde stofferne. |
Ved anvendelse af lokale data indenfor konkrete grundvandsoplande, vurderes det at
modelleringskonceptet i denne rapport vil kunne bidrage som værktøj til udpegning af
egnede placeringer af vandinvindinger mhp. at undgå fremtidig påvirkning fra BAM
forureningen.
Brettmann, K. L., K. H. Jensen og R. Jakobsen. Tracer test in Fractured Chalk 2.
Numerical Analysis. Nordic Hydrology, 24, 1993
Clausen L., N. P. Arildskov, og F. Larsen. Nedbrydning og sorption af dichlobenil og
BAM litteraturopsamling samt laboratorieforsøg. Pesticider og Vandværker,
delrapport 3, 2001, Miljøstyrelsen.
Fetter C. W., 1994. Applied Hydrogeology. 3rd ed. Prentice-Hall, Inc.New Jersey.
Foged N., og Wille E. Forureningsbetingede ændringer af hydraulisk ledningsevne i
lerede aflejringer: Laboratorieforsøg. Geoteknisk Institut, Lossepladsprojektet, Rapport
P7-2.
GEUS, Grundvandsovervågning, GEUS, 1999.
Jacobsen, R, K. H. Jensen og Brettmann, K.L. Tracer test in Fractured Chalk 1. Nordic
Hydrology, 24, 1993
Jensen K. H., K. Bitsch og P. L. Bjerg. Vejen injektionsforsøg: Dispersion. Vand og
Miljø 5/1991
Jørgensen, P. R., L. D. McKay og N. H. Spliid. Evaluation of chloride and pesticide
transport in a fractured clayey till using large undisturbed columns and numerical
modeling. Water Resour. Res., 1998a.
Jørgensen, P. R., J. Baumann, T. Helstrup, J. Urup og K. Butzbach. Hydraulik i
sprækket ler karakteristik af 8 danske morænelerslokaliteter. Geologisk Nyt. 2,
1998b
Jørgensen, P. R., M. Hoffmann, J. Kistrup, C. Bryde, R. Bossi, og K. Villholth.
Preferential flow and pesticide transport in a clay-rich till: Field, laboratory and
modeling analysis. SMP96, submitted manuscript.
Kistrup, J., P. R. Jørgensen og K. E. S. Klint. Prøvetagning af mobilt porevand i
opsprækket moræneler. Sprækker i moræneler hvordan den nye viden kan anvendes,
8. maj 2001. GeoCenter København og Amternes Videncenter for Jordforurening.
Klint K.E.S. m.fl.. Sprækkers oprindelse og udbredelse i moræneler. Vand og Jord,
Sept. 2001.
Krüger. Haderslev Vandforsyning. Eskærhøjværket Pesticidforurening.
Grundvands- og stoftransportmodel, marts 1999.
Miljøstyrelsen. Vejledning om oprydning af forurenede lokaliteter, 1997.
Miljøstyrelsen. Migration and degradation of pesticides in fractured clayey till,
Pesticides research, 37, 1998.
Miljøstyrelsen. Zonering. Detailkortlægning af arealer til beskyttelse af
grundvandsressourcen.Vejledning nr. 3, 2000.
Statistisk Årbog 2000. Udgivet af Danmarks Statistik. November 2000.
Sidle, R.C, Nilsson. B., Hansen, M., og J. F. Fredericia, Spatial varying hydraulic and
solute transport characteristics of a fractured till determined by field tracer tests,
Funen, Denmark, Water Resour. Research, 34, 1998.
Therrien, R. og E. A. Sudicky. Three-dimensional analysis of variably-saturated
flow and solute transport in discretely-fractured porous media. J. of Contamn. Hydrol.,
1996.
Tucker, W. A og L. N. Nelken. Diffusion coefficients in air and water. Handbook of
Chemical property estimation methods,. Eds. W.J. Lyman, W. Reehl, and D.H. Rosenblatt.
American Chemical Society, Washington DC, 1990.
Geologisk hovedtype 1
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Geologisk hovedtype 2
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Geologisk hovedtype 3
Se her!
Se her!
Geologisk hovedtype 4
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Se her!
Geologisk hovedtype 5
Se her!
Se her!
Geologisk hovedtype 6
Se her!
Se her!
Enkeltkilde - Jernbane
Se her!
|