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

Vurdering af koncentration og varighed af BAM-forurening i grundvand

2 Modelopsætning

2.1 Hydrogeologisk model

2.1.1 Modelopland

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.

2.1.2 Geologiske hovedtyper

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.

2.2 Numerisk model

2.2.1 Modelkoder og parameterisering

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.

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

Tabel 3.
Fysiske og hydrauliske parameter anvendt i MODFLOW og MT3DMS.

1): Jensen et al., (1991)
2): Brettmann et al., (1993)

2.1.2 Strømning og vandindvinding

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

Dæklag

Vandstrømning fra terræn til primært grundvand for samtlige dæklagstyper (figur 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:

1. For hovedtyperne 1, 2 og 3 modelleres et 90 m tykt grundvandsmagasin af homogent sand.
2. For den geologiske hovedtype 4 modelleres et 20 meter tykt primært grundvandsmagasin med lagdelt hydraulisk ledningevne svarende til lagdelingen af et kalkmagasin med en glacialt opknust topzone, (Jacobsen et al., 1995). For kalken er der ikke inddraget sprækkestrømning.
3. For hovedtyperne 5 og 6 modelleres et 90 m tykt grundvandssystem, der er op delt i et øvre og et nedre sandlag adskilt af et 10 m tykt indlejret lerlag (med eller uden "sandvinduer").

Figur 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.

2.1.3 Forureningskilder

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

Behandlede arealtyper

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.

2.3 Modelfølsomhed

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.

2.3.1 Dæklag

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.

2.3.2 Grundvand og indvindingsboringer

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.