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

Risikovurdering af MTBE-forurening i forhold til grundvandet

4 Risikovurdering for indvindingsoplande

4.1 Formål og baggrund

Risikovurderingen overfor indvindingsoplandene har til formål at afklare, hvorvidt de konstaterede forureninger med MTBE og benzen umiddelbart truer drikkevandsforsyningen i de 37 indvindingsoplande på Fyn indenfor hvilke de 43 lokaliteter ligger.

Risikovurderingen for alle berørte indvindingsoplande foretages primært ved beregning af forureningsmassen indenfor indvindingsoplandet i forhold til den indvundne vandmængde.

Derudover beregnes den resulterende koncentration i nærmeste indvindingsboring ved JAGG med henblik på at belyse usikkerhederne i masseberegningen.

Masseberegningen er en enkel metode til at foretage en risikovurdering overfor et berørt indvindingsopland og anvendes i dette tilfælde som den mest egnede metode ud fra datamaterialets omfang, et omfang der vanskeliggør anvendelse af mere komplicerede vurderings- og beregningsmetoder. Masseberegningsmetoden er ikke en generelt anvendt metode og anbefales heller ikke normalt anvendt, da den ikke sikrer en beskyttelse af grundvandet. JAGG er ikke opbygget til at foretage risikovurdering overfor indvindingsoplande, men for grundvandsressourcen. Den kildenære opblandingsmodel i JAGG vil blive brugt til at belyse usikkerhederne i masseberegningen. Resultatet af begge beregninger er ikke en eksakt værdi, men et bud på størrelsesordenen af risikoen for en indvinding.

I afsnit 4.2 gennemgås disse to beregningsmetoder, og resultaterne sammenholdes og vurderes.

Simulering af stoftransport fra en forurenet lokalitet i en numerisk stoftransportmodel er en supplerende metode til at foretage risikovurdering overfor en indvindingsboring. Opbygning af en stoftransportmodel kræver et indgående kendskab til geologi og forureningsforhold foruden store datamængder, og det er ofte tidskrævende at opstille modellen og foretage simuleringer, hvorfor modelberegninger typisk kun anvendes ved meget store forureningssager. Til gengæld er det med modelberegningerne muligt at opnå et mere detaljeret billede af en forureningsspredning et givet sted til et givet tidspunkt.

Risikovurdering ved hjælp af en stoftransportmodel foretages for 3 lokaliteter i Svendborg i afsnit 4.3. En allerede eksisterende strømningsmodel tilpasses et lokalområde og udbygges til at omfatte stoftransport. Der gennemføres en række simuleringer med modellen med henblik på at belyse forureningsrisikoen og stofkoncentrationer i det primære magasin i indvindingsboringer i de berørte indvindingsoplande.

Resultaterne fra risikovurderingen for indvindingsoplandet i Svendborg gennemgås i afsnit 4.3, og metodernes begrænsninger, samt muligheder diskuteres i afsnit 4.4.

4.2 Risikoberegning for de 37 indvindingsoplande

Risikovurderingen for indvindingsoplandene er udført for at estimere andelen af indvindingsoplande, hvor drikkevandet kan forventes at have indhold af MTBE og benzen i koncentrationer over grænseværdierne. Risikovurderingen for de 37 indvindingsoplande vil i kapitel 5 blive anvendt til for hele Fyn og Danmark at give et groft skøn over andelen af indvindingsoplande, der kan forventes at have indhold af MTBE og benzen i koncentrationer over grænseværdierne.

Af de 43 lokaliteter, hvor der på Fyn er konstateret forurening med MTBE, er de 33 af lokaliteterne fordelt med én lokalitet pr. indvindingsopland, mens de resterende 10 lokaliteter er fordelt med 5 lokaliteter på 2 indvindingsoplande i Svendborg, 3 lokaliteter i indvindingsoplandet til Glamsbjerg Vandværk og 2 lokaliteter i indvindingsoplandet til Nr. Åby Vandværk, i alt 37 indvindingsoplande. Lokaliteternes fordeling i indvindingsoplandene og indvindingsmængden i 1999 for de berørte indvindingsoplande fremgår af bilag 3.

Til vurdering af koncentrationerne af MTBE og benzen i det indvundne vand i de 37 indvindingsoplande på Fyn er primært benyttet masseberegningsmetoden.

Inddata for beregningsmetoderne er gengivet i bilag 3 og er baseret på forureningsudbredelser og koncentrationer, der repræsenterer data fra lokaliteterne før en eventuel igangsat afværgeforanstaltning. Den samlede risikovurdering vil derfor som udgangspunkt være overestimeret i forhold til virkeligheden, da der er igangsat eller afsluttet afværgeforanstaltninger på 5 lokaliteter, jf. tabel 3.1. Det er dog ikke umuligt, at forureningen, inden afværgetiltagene er igangsat, er blevet spredt til grundvandet, således grundvandstruslen afhænger af forureningsniveauet før afværgetiltagene. Dertil kommer, at kvaliteten af data for efterladt restforurening i jord og grundvand på de lokaliteter, hvor der har været iværksat afværgeforanstaltninger, er af så varierende kvalitet, at det ikke har kunnet anvendes til risikoberegningerne.

Der er benyttet en simpel opblandingsmetode, hvor den samlede forureningsmængde på de betragtede lokaliteter indenfor hvert indvindingsopland er skønnet. Koncentrationen i det indvundne vand er beregnet ved at dividere forureningsmængden med den årligt indvundne vandmængde for oplandet baseret på tal for 1999.

Derudover er JAGG-programmet anvendt, hvor koncentrationen for MTBE og benzen er beregnet i en afstand svarende til afstanden til nærmeste vandværksboring. Det skal understreges, at JAGG ikke er udarbejdet med henblik på at vurdere forureningskoncentrationen ved boringen og at en række forhold bliver mere usikre, hvis afstanden øges meget mere end 100 m fra forureningskilden eksempelvis magasinforhold, herunder dispersionen og magasinets tykkelse.

De 2 metoder er valgt, fordi de giver et skøn over størrelsen af koncentrationerne af MTBE og benzen i det indvundne vand. De 2 metoder er baseret på forskellige antagelser, og det må derfor forventes, at de giver forskellige resultater. Det vurderes ligeledes, at resultatet af masseberegningen er velegnet til det aktuelle formål, men at JAGG-beregningerne også kan give et fingerpeg om risikoomfanget.

Masseberegningerne vurderes at overestimere koncentrationerne i det indvundne vand, fordi det antages at den samlede forureningsmængde frigives på et år, hvilket er en markant kortere tidsperiode end, hvad der reelt kan forventes. Den i JAGG-programmet beregnede koncentration i det indvundne vand vurderes ligeledes at være overestimeret, fordi JAGG-beregningerne generelt er overestimerede (når der ikke indregnes effekten af nedbrydning), samt fordi der ikke indregnes den opblanding med uforurenet vand, som kan foregå omkring indvindingsboringerne og på vandværker med flere indvindingsboringer. Usikkerheden på resultaterne er diskuteret mere indgående i afsnit 4.2.3.

4.2.1 Datagrundlag og detaljeret metodebeskrivelse

4.2.1.1 Masseberegning

Masseberegningen er baseret på mængden af MTBE henholdsvis benzen på hver af de 43 lokaliteter, samt på den årligt indvundne vandmængde i indvindingsoplandet i 1999.

Den årligt indvundne vandmængde indrapporteres af de private og offentlige vandværker til amtet. Data for 1999 er leveret af Fyns Amt, og ses af bilag 3. Disse data er opgivet som en samlet mængde pr. vandværk. Vandmængderne for samtlige vandværker indenfor hvert indvindingsopland er efterfølgende summeret. Enkeltindvindinger er ikke medtaget i masseberegningen.

Mængden af MTBE og benzen på hver lokalitet er skønnet ud fra vurderinger af forureningens horisontale og vertikale udbredelse, samt den højeste målte koncentration af MTBE og benzen i det terrænnære grundvand.

I det følgende beskrives nærmere, hvordan forureningens horisontale og vertikale udbredelse er skønnet og hvordan forureningsmassen er beregnet. Til sidst i afsnittet forklares, hvorfor netop den beskrevne metode er anvendt til masseberegningen.

Skønnet over forureningens horisontale udbredelse er baseret på den estimerede horisontale forureningsudbredelse i de gennemgåede undersøgelsesrapporter. For den i rapporterne angivne forureningsudbredelse er største længde og bredde målt og anvendt til beregning af et rektangulært areal som længde ganget med bredde.

Den vertikale udbredelse er estimeret ud fra angivne koncentrationer i jord og PID-målinger (foto-ionisations-detektor-målinger). Der er benyttet følgende kriterier til vurdering af største forureningsdybde:

	Koncentration af benzen over 1,5 mg/kg TS.
	Koncentration af kulbrinter karakteriseret som benzin eller angivet som C6-C10 over 25 mg/kg TS.
	Koncentration af kulbrinter karakteriseret som "total kulbrinter" over 100 mg/kg TS.
	PID-udslag over 100 kalibreret over for 100 ppb isobutylen-standard.

Den vertikale udbredelse er bestemt som dybeste prøve, hvor mindst ét af ovenstående kriterier gælder. Såfremt grundvandsforureningen i det terrænnære magasin er vurderet at ligge dybere end den dybeste prøve, som opfylder ovenstående kriterier, er dybden til det terrænnære magasin benyttet som den vertikale udbredelse.

På baggrund af den horisontale og den vertikale udbredelse er det forurenede volumen beregnet som en kasse.

Mængden af MTBE og benzen i kassen er skønnet ud fra den højeste målte koncentration i det terrænnære grundvand. På baggrund af den målte grundvandskoncentration er der i JAGG-programmets fugacitetsmodul beregnet de tilsvarende jord- og poreluftkoncentrationer. Da det terrænnære grundvand på de betragtede lokaliteter næsten udelukkende udgøres af sandede indslag eller sandlag, er beregningerne i fugacitetsmodulet baseret på en geologi bestående af sand. Eftersom vandprøverne er målt i mættede jordlag er andelen af vand i jordlaget sat til 44%, andelen af luft til 1% og andelen af jord fastholdt på 55%, som er standardværdien i JAGG. Det er antaget, at de målte porevandskoncentrationer og de beregnede jord- og poreluftkoncentrationer, samt andelen af de 3 faser er gældende i hele det kasseformede volumen både den mættede del og den umættede del. På den baggrund er den samlede mængde af MTBE og benzen i det kasseformede volumen beregnet. Da forureningsmængden generelt er større i vandfasen end i luftfasen, vil metoden medføre, at forureningsmængden i den umættede del af området overestimeres. Data fremgår af bilag 3, hvor der på den første side desuden er givet et eksempel på beregningen.

Det skal bemærkes, at masseberegningen kun er udført for de 40 lokaliteter, hvor der er analyseret for både MTBE og benzen i det terrænnære grundvand.

I indvindingsoplande med flere lokaliteter er forureningsmængderne på lokaliteterne summeret til en samlet forureningsmængde indenfor indvindingsoplandet.

Masseberegningerne kunne alternativt have taget udgangspunkt i enten den udvaskede forureningsmængde pr. år eller i den gennemsnitlige forureningsmasse i grundvandszonen. Den ovenfor beskrevne metode er dog valgt som den mest velegnede for det foreliggende datamateriale af følgende årsager:

	benzen og især MTBE er letudvaskelige stoffer, der ikke bindes i særlig grad i jordmatricen, hovedparten af forureningen forventes udvasket
	udvaskningen falder med tiden
	det er i langt de fleste tilfælde ikke muligt på baggrund af datamaterialet at beregne en tilstrækkelig præcis gennemsnitlig forureningsmasse i grundvandszonen, ligesom det ikke er muligt at vurdere om fanens udbredelse og styrke repræsenterer det maksimale forureningspotentiale
	der ikke foreligger analyser af MTBE i jord i den umættede zone, hvorfor den beskrevne ligevægtsbetragtning for den mættede og umættede zone (fugacitetsmodulet i JAGG) alt andet lige vil give et bedre billede af det maksimale forureningspotentiale
	metoden, der vurderes bedst at beregne MTBE-massen er valgt for både MTBE og benzen, selv om den beskrevne alternative beregning baseret på udvasket mængde pr. år også kunne være velegnet til at beskrive benzen-massen ud fra datagrundlaget

4.2.1.2 JAGG-beregning

JAGG-beregninger er udført helt som beskrevet i afsnit 3.2.2, dog med den forskel, at koncentrationerne er beregnet i en afstand svarende til nærmeste indvindingsboring til et privat eller offentligt vandværk. Enkeltindvindinger er ikke medtaget. Værdierne for de enkelte parametre er uændrede i forhold til parameterværdierne benyttet under risikovurdering beskrevet i kapitel 3. De anvendte data er angivet i bilag 2.2.

Beregningerne er udført med helt de samme data som ved risikovurderingen overfor grundvandsmagasinet. Variationen i de hydrogeologiske parametre over de betragtede afstande er så lille, at det benyttede datamateriale ikke giver mulighed for at tilrette beregningerne efter dem.

Afstand til nærmeste indvindingsboring er målt til mellem 50 og 3.800 m. Ved udmåling af afstanden er det valgt at afrunde til nærmeste underliggende værdi, som er delelig med 100, dog er afstande under 200 m afrundet til nærmeste underliggende værdi, som er delelig med 50. De benyttede afstande er således 50 m, 100 m, 150 m, 200 m, 300 m, 400 m osv.

Kun 6 af lokaliteterne er placeret mere end 1.000 m fra nærmeste indvindingsboring, mens 9 lokaliteter ligger enten 50 eller 100 m fra nærmeste indvindingsboring. De resterende 28 lokaliteter ligger mellem 100 og 1.000 m (begge afstande fraregnet) fra nærmeste indvindingsboring.

På de 3 lokaliteter på Vestergade i Svendborg er afstanden bestemt mere præcis, da der som beskrevet i afsnit 4.3 også er udført forureningsmodellering i MIKE SHE for Svendborgområdet. Diskussion og sammenligning med modeldata foretages i afsnit 4.4.

Det er valgt at anvende de beregnede koncentrationer, hvor nedbrydning og sorption er inkluderet.

Indvindingsboringernes placering er bestemt udfra kortmateriale fra Fyns Amt med angivelse af aktive indvindingsboringer fra offentlige og private vandværker, /8/. På baggrund af kortmaterialet er afstanden mellem indvindingsboringerne og de 40 lokaliteter bestemt med en usikkerhed på omkring 50 m, mens usikkerheden på afstandene for lokaliteterne på Vestergade i Svendborg er omkring 20 m.

I indvindingsoplande med flere lokaliteter er bidragene fra lokaliteterne summeret til et samlet bidrag til nærmeste indvindingsboring inden for indvindingsoplandet.

4.2.2 Resultater fra risikovurdering af 37 indvindingsoplande på Fyn

4.2.2.1 Koncentrationer af MTBE i indvindingsboringer

De beregnede koncentrationer af MTBE i det indvundne vand i de 37 indvindingsoplande er angivet i figur 4.1 for de 2 benyttede metoder henholdsvis masseberegningen og JAGG-beregningen.

Se her!

Figur 4.1.
Beregnede koncentrationer af MTBE i det indvundne vand i de 37 indvindingsoplande.

Det ses af figur 4.1, at der for 25 af de 37 indvindingsoplande ved de 2 metoder beregnes en koncentration som varierer inden for en faktor 10. I de fleste tilfælde giver JAGG-beregningen den højeste koncentration.

Det ses også af figuren, at de beregnede koncentrationer af MTBE ligger fra under 0,01 µg/l og op til 10.000 µg/l.

I indvindingsoplandene Aunslev og Vindeby er der ikke målt for MTBE i det terrænnære grundvand. Der er derfor ikke foretaget beregning ved masseberegningsmetoden. Ved de øvrige indvindingsoplande, hvor der ikke er vist en koncentration i figuren, er koncentrationen beregnet til en værdi under 0,01 µg/l.

Fordelingen af de beregnede resultater ved de 2 beregningsmetoder er illustreret i figur 4.2.

Figur 4.2.
Fordeling af de beregnede resultater ved de 2 beregningsmetoder.

4.2.2.2 Koncentrationer af benzen i indvindingsboringer

De beregnede koncentrationer af benzen i det indvundne vand i de 37 indvindingsoplande er angivet i figur 4.3 for de 2 benyttede metoder henholdsvis masseberegningen og JAGG-beregningen.

Se her!

Figur 4.3.
Beregnede koncentrationer af benzen i det indvundne vand i de 37 indvindingsoplande.

Det ses af figur 4.3, at der for 28 af de 37 indvindingsoplande ved de 2 metoder beregnes en koncentration som varierer inden for en faktor 10.

Det ses også af figuren, at de beregnede koncentrationer af benzen ligger fra under 0,01 µg/l og til omkring 3.000 µg/l.

I indvindingsoplandene Aunslev og Vindeby er der ikke målt for benzen i det terrænnære grundvand. Der er derfor ikke foretaget beregning ved masseberegningsmetoden. Ved de øvrige indvindingsoplande, hvor der ikke er vist en koncentration i figuren, er koncentrationen beregnet til en værdi under 0,01 µg/l.

Fordelingen af de beregnede resultater ved de 2 beregningsmetoder er illustreret i figur 4.4.

Figur 4.4.
Fordeling af de beregnede resultater ved de 2 beregningsmetoder.

Det ses af figur 4.4, at andelen af indvindingsoplande, hvor benzenkoncentrationen ligger over grænseværdien på 1 µg/l ved masseberegningen udgør 38%, mens andelen ved JAGG-beregningen udgør 29%.

4.2.3 Diskussion af masseberegning og JAGG-beregning

De 2 metoder, som er anvendt til beregningen af koncentrationerne af MTBE og benzen i indvindingsboringerne, er baseret på vidt forskellige antagelser.

Ved masseberegningen er det antaget, at den samlede forureningsmængde kan opgøres ved en kassebetragtning. Den samlede mængde MTBE og benzen på de 43 lokaliteter kunne være opgjort på flere måder.

Ideelt set foretages beregningen desuden for et velbestemt indvindingsopland for en indvindingsboring, hvor massen af samtlige forureningsfaner, der når frem til indvindingsboringen i løbet af et år, opblandes i den samlede indvinding inden for oplandet. Metodens anvendelse er begrænset af, at det er meget datakrævende at bestemme et opland, som er en dynamisk størrelse, der varierer ud fra flere forhold, især indvindingsstørrelse og nettonedbør, ligesom bestemmelsen af forureningsmasse er meget vanskelig at forudbestemme. Endvidere varierer antallet af mulige kilder over tid, ligesom det reelle antal af forureningsfaner typisk ikke kendes.

Metoden har den negative konsekvens, at den forureningsfane, som når først frem til indvindingsboringen, fylder op til grænseværdien, hvorefter evt. efterfølgende forureninger vil føre til overskridelse af grænseværdien samt at metoden kun kan anvendes på eksisterende indvindinger. Endvidere vil skaden være sket, hvis forureningsfanerne har nået boringen, hvilket vil føre til lukning af boringen eller vandrensning. Disse forhold gør, at metoden ikke generelt anvendes eller anbefales anvendt.

Mere avancerede beregninger og modeller er gennemført i andre lande. F.eks. er der i England, jf. /23/, benyttet en mere nuanceret metode, hvor der er taget hensyn til forureningens tidsmæssige udvikling bl.a. transporttid mellem forureningskilde og indvindingsboring samt hvor længe forureningen vil være i indvindingsvandet. De mere avancerede beregninger er dog også baseret på en lang række antagelser og forudsætninger, bl.a. følgende:

	Den forurenede lokalitet udgør kun en risiko for den nærmeste indvindingsboring
	Indvindingsboringen har et cirkulært indvindingsopland defineret vha. indvindingsmængden og den lokale nedsivning.
	Indvindingsboringen indvinder vand fra hele grundvandsmagasinets tykkelse.
	Alle forureningskilder har en ensartet størrelse.
	Alle moddellerede lækager har ensartede koncentrationer af MTBE.
	Opløsning af fri fase benzin under grundvandsspejlet er den dominerende kilde til MTBE-forurening af magasinet.
	MTBE nedbrydes ikke.

Den anvendte masseberegningsmetode er derfor vurderet at være mest velegnet til det anvendte datagrundlag. I denne rapport foretages vurderingen derfor for at få belyst situationen i forhold til indvindingen og i mangel af en bedre og simplere metode. Metoden giver således et groft og konservativt estimat for antal forureningspvirkede indvindingsboringer. Havde beregningerne omvendt vist, at forureningspåvirkningen var ubetydelig, ville metoden dog med rimelig sikkerhed holde stik.

Vurderingerne baseret på masseberegningen vil generelt føre til en overvurdering af forureningsindholdet i indvindingsboringen, da det antages, at den samlede forureningsmasse, når boringen i løbet af et år. Omvendt, ligger der en undervurdering i, hvad indholdet bliver i indvindingsboringen, idet samtlige kilder til MTBE og benzen ikke indgår i masseberegningen, dvs. idriftværende benzinstationer, andre oplag af benzen (vognmandsfirmaer, værksteder, maskinstationer mv.).

Konkret vurderes det, at den valgte metode, hvor den samlede forureningsmængde bestemmes som en kasse medfører, at den forurenede mængde i kildeområdet underestimeres, mens den i yderområderne overestimeres. Samlet set vurderes de beregnede mængder at være rimelige bud på størrelsesordenen af MTBE- og benzenmængden på de enkelte lokaliteter. Det antages endvidere, at den samlede mængde af MTBE og benzen i kildeområdet udvaskes i løbet af et år. I praksis vil udvaskningen af forureningsmassen foregå over en længere årrække, hvorfor antagelsen om en 1-årig udvaskningsperiode bidrager til, at den beregnede koncentration i indvindingsboringerne overvurderes.

Endelig antages det, at den udvaskede mængde forurening opblandes homogent i den samlede indvundne vandmængde på nærmeste vandværk. I praksis vil forureningsfanen strømme til den nærmeste indvindingsboring eller kildeplads, som ikke nødvendigvis omfatter alle vandværkets boringer. Efterfølgende vil vandet fra de forskellige kildepladser dog ofte blive blandet på vandværket. Den beregnede koncentration gælder således i råvandet ved indløb til vandværket, hvorfor denne antagelse vurderes at være reel. Samlet vurderes det, at den beregnede koncentration i det indvundne vand er overvurderet især på grund af antagelsen om den 1-årige udvaskningsperiode.

Med de begrænsninger JAGG-beregningerne har, jf. afsnit 4.2, bemærkes følgende generelle forhold for beregningerne. Ved JAGG-beregningen er der for 34 af lokaliteterne regnet med en upåvirket transport til det sekundære magasin, hvilket vurderes at være en konservativ antagelse. Ved den efterfølgende spredning i det primære magasin, regnes der i JAGG med en begrænset vertikal spredning, mens der ikke regnes med tværgående spredning (dispersion) af fanen. Dette må under naturlige spredningsforhold forventes at medføre en undervurdering af spredningen, men i en situation, hvor fanen opfanges i en indvindingsboring, som i aktuelle tilfælde, vurderes JAGG-modellens spredningsbetragtning at være mere reel. Det beregnede resultat angiver koncentrationen af MTBE henholdsvis benzen i grundvandsmagasinet i en afstand svarende til nærmeste indvindingsboring. Beregningen tager ikke hensyn til en eventuel opblanding med rent vand i indvindingsboringen eller fra andre indvindingsboringer. Resultaterne fra beregningerne vurderes derfor generelt at være overvurderede.

I JAGG-beregningerne indregnes ligeledes effekten af nedbrydning og sorption, som dog i realiteten kun har betydning for benzen, da MTBE er antaget unedbrydelig i de indvindingsoplande, hvor der er reducerede forhold. I oplandene til Højby, Vindeby og Vindinge vandværker er der vurderet at være oxiderede forhold i grundvandsmagasinet. I disse 3 oplande er der regnet med nedbrydning af MTBE, og for benzen er der benyttet en højere nedbrydningshastighed end i de øvrige indvindingsoplande. Samlet set har indregningen af nedbrydning vist sig at være uden reel betydning for koncentrationerne af MTBE, mens indregningen af nedbrydning vurderes at have stor betydning for benzen i oplandene med oxiderede forhold, og hvor der er lang transporttid til indvindingsboringerne. Med stigende værdi af den anvendte nedbrydningshastighed stiger risikoen for, at den faktiske nedbrydningshastighed i magasinet er mindre end antaget. Derfor stiger risikoen for at undervurdere koncentrationen i beregningspunktet med stigende nedbrydningshastighed.

Dette betyder, at resultaterne af JAGG-beregningerne overordnet set i nogle indvindingsoplande kan være undervurderede for benzen, såfremt den faktiske gennemsnitlige nedbrydningshastighed er lavere end forudsat, jf. /7/ og /20/.

Uafhængigt af de benyttede metoder skal der gøres opmærksom på, at kildestyrkekoncentrationerne i det terrænnære grundvand, som udgør basis for beregningerne på 34 af de 43 forurenede lokaliteter, antageligt er markant lavere end de faktiske maksimale koncentrationer på flere af lokaliteterne jf. afsnit 3.4.2. Dette forhold medfører, at udgangspunktet for begge typer beregninger antageligt er undervurderet. Samlet set må det konkluderes, at de bestemte koncentrationer er meget usikre og at det ikke umiddelbart er muligt at kvantificere usikkerhederne yderligere. De bestemte koncentrationer kan derfor være såvel undervurderede som overvurderede.

På grund af de vidt forskellige forudsætninger og de forskellige steder, de beregnede koncentrationer i teorien vil forekomme, kan de beregnede resultater fra de 2 metoder i realiteten ikke sammenlignes. De beregnede koncentrationer kan således kun opfattes som resultaterne af 2 forskellige beregningsmetoder til at skønne en mulig påvirkning af indvindingsoplandene.

Alligevel viser resultaterne af beregningerne, som vist i figur 4.2 og 4.4, at det samlede omfang af den beregnede påvirkning af indvindingsoplandene kun i beskedent omfang afhænger af, hvorvidt masseberegningen henholdsvis JAGG-beregningen anvendes. For både MTBE og benzen er resultatet, at mellem 25% og 40% af indvindingsboringerne i oplandene er eller vil blive påvirket med en koncentration over grænseværdierne.

Indenfor de enkelte indvindingsoplande ses der dog for flere lokaliteter stor variation mellem resultaterne beregnet ved de 2 metoder. For både MTBE og benzen ses der forskelle på op til en faktor 1.000 mellem koncentrationerne beregnet ved de 2 metoder. For de fleste (25 hhv. 28 indvindingsoplande) af de 37 indvindingsoplande er forskellen dog lavere end en faktor 10.

Det vurderes på den baggrund, at på trods af, at de 2 beregningsmetoder er baseret på forskellige antagelser, så giver de begge et rimeligt estimat på størrelsesordenen af risikoen for påvirkningen af indvindingsoplandene med hhv. MTBE og benzen.

4.2.4 Konstateret forurening af det primære grundvand

Risikovurderingen giver anledning til at diskutere om beregningsresultaterne stemmer overens med omfanget af MTBE og benzen konstateret i det primære grundvand. I det følgende resumeres derfor de data, der eksisterer om fund af bezinstofferne i grundvand.

I Grundvandsovervågning 2001, GEUS, er analyseresultaterne fra 1993- 2000 sammenfattet for hhv. grundvandsovervågningen (GRUMO), landovervågningsoplandene (LOOP) og vandværksboringer (VVB). Benzen indgår i stofgruppen "Aromatiske kulbrinter" sammen med naftalen, toluen og xylener, mens MTBE alene udgør stofgruppen "Ethere". Sammenfattende viser analyseresultaterne følgende fund, som er koncentrationer større end eller lig detektionsgrænsen. Fund vil således i mange tilfælde overholde grundvandskvalitetskriteriet:

i.a.= ikke analyseret

I den sammenhæng understreges, at der er foretaget analyser af ca. 5.000 drikkevandsindtag, dvs. et yderst beskeden antal analyser af vand fra vandindvindingsboringerne. Antallet af private boringer, boringer til ikke almene vandforsyninger og almene vandforsyninger udgør i størrelsesordenen 93.000 boringer. Endvidere bemærkes, at vandværksboringer ofte tages ud af drift, når der konstateres forurening i dem.

I forhold til MTBE og til dels benzen gælder for GRUMO-resultatet, at det skal ses i forhold til alderen af grundvandet, som der analyseres på. Af CFC-dateringer udført i forbindelse med GRUMO (Grundvandsovervågningen 1999, GEUS) fremgår det, at kun ca. 3 % af de analyserede grundvandsprøver har mulighed for at påvise MTBE-forurening, idet ca. 97 % af vandet er ældre end 1985, hvor brugen af MTBE i benzin blev påbegyndt.

Derudover foreligger der ikke en opgørelse over, i hvor mange vandforsyningsboringer der for de enkelte år er analyseret for MTBE og benzen.

Set i forhold til ovennævnte stemmer størrelsesordenen af fund for vandværksboringer overordnet med de gennemførte risikovurderinger. Ovennævnte forhold forklarer derudover, hvorfor problemets omfang muligvis ikke er erkendt ved de hidtil foretagne analyser af øvrigt grundvand.

4.3 Risikoberegning for lokaliteter i Svendborgområdet

I dette afsnit gennemgås risikovurderingen foretaget ved hjælp af modellering af stoftransport fra 3 lokaliteter i Svendborg, der alle ligger i indvindingsoplandet til Hovedværket og Søgårdsværket i Svendborg, jf. figur 4.5.

Risikoberegningen tager udgangspunkt i en eksisterende strømningsmodel for Svendborg området, som Fyns Amt har fået udarbejdet i forbindelse med en større undersøgelse af de geologiske og hydrogeologiske forhold i Svendborg området. Modellen anvendes som grundlag for opstilling af en lokal strømningsmodel, hvori stoftransporten fra de 3 forurenede lokaliteter simuleres.

Resultater af risikoberegningen foretaget med modelsimuleringer sammenholdes i afsnit 4.4 med resultaterne for masseberegningen for de 3 lokaliteter med henblik på en nærmere bedømmelse af risikoen for forurening af indvindingsboringerne.

Se her!

Figur 4.5:
Oversigtkort med angivelse af placering af lokaliteter, indvindingsområder og kildepladser.

4.3.1 Strømningsmodellen

Den eksisterende strømningsmodel er opstillet af COWI og GEUS for Fyns Amt i 2001, /9/. Strømningsmodellen bygger på en geologisk model for et område på 180 km² med et modelnet med en gridstørrelse på 200 m. For at få detaljerede stoftransportsimuleringer er der opstillet en lokalmodel med en mindre gridstørrelse. I det følgende beskrives de aktuelle geologiske forhold i området og lokalmodellens opbygning.

4.3.1.1 Geologiske forhold

På baggrund af den geologiske model /9/, og resultaterne af undersøgelserne på de 3 lokaliteter, /10/, /11/, /12/ og /13/, er den geologiske lagserie illustreret i figur 4.6.

Lagserien vurderes at bestå af 10-15 m moræneler fra terræn. I moræneleret træffes stedvist mindre lokale indslag af smeltevandssand.

Under moræneleret træffes et større regional udstrakt lag af smeltevandssand og -grus. Tykkelsen af smeltevandslaget varierer i området fra 5-15 m.

Laget underlejres af smeltevandsler eller moræneler. Under disse lag træffes Selandien ler, som underlejres af kalk.

Se her!

Figur 4.6.
Geologisk snit gennem området

Laget af smeltevandssand og -grus, hvor bl.a. boringerne 164.1094 og 164.182 indvinder fra jf. figur 4.6, udgør det primære magasin i området. Hovedparten af indvindingsboringerne i området indvinder fra dette magasin.

En boring ved Grubbemølleværket (164.949) indvinder fra et langt filter, som dækker både det primære magasin og et dybereliggende sandlag, som dog kun adskilles af 0,3 m moræneler. Ligeledes sker der fra boringerne 164.91A og 164.1099 ved Vestergade Råvandsstation indvinding fra et øvre sandlag der ligger over det primære magasin. Dette sandlag er ikke truffet under lokaliteterne.

Til at belyse strømningsforholdene mellem de udvalgte lokaliteter og indvindingsboringerne i interesseområdet er opstillet en lokal strømningsmodel for et delområde jf. figur 4.5. Modelområdet for den lokale model har dimensionerne 1800 m x 1400 m.

Den lokale model er opstillet med udgangspunkt i den eksisterende regionale Svendborgmodel /9/. Til modelopstillingen er benyttet modelværktøjet MIKE SHE. Geologiske, hydrauliske og meteorologiske data er overført fra den regionale model. Der er ikke foretaget en kalibrering af den lokale strømningsmodel, men kun en tilretning af enkelte modelparametre. I det følgende er lokalmodellen beskrevet nærmere.

Afstanden mellem de forurenede lokaliteter og den nærmeste indvindingsboring er ca. 200 m. Den eksisterende models gridstørrelse på 200 m er således for stor til at belyse stoftransporten mellem lokaliteterne og indvindingsboringerne. I den lokale model er i stedet valgt at benytte en gridstørrelse på 20 m. Horisontalt er modellen inddelt i 90 x 70 beregningskasser. Gridstørrelsen er valgt svarende til arealet af den mindste forureningsfane i det primære magasin, således at fanen udgør en beregningskasse. En mindre gridstørrelse vurderes ikke at forbedre stoftransportberegningerne væsentligt, idet geologi og øvrige hydrauliske parametre er baseret på den regionale model.

Ændringen af gridstørrelsen medfører en ændring af indvindingsboringernes oplande. I modellen vil en indvindingsboring beregningsmæssigt placeres i centeret af den beregningskasse, den tilhører. Er en boring placeret tæt på grænsen af en beregningskasse, kan boringen flyttes op til halvdelen af beregningskassens sidelængde. Boring 164.1095 ligger i den oprindelige regionale model tæt på den vestlige afgrænsning af beregningskassen. I den lokale model med en mindre gridstørrelse vil indvindingsboringens placering forskydes mod vest og boringens indvindingsopland ændres som følge heraf.

Det medfører, at der med den lokale model opnås en mere præcis beskrivelse af indvindingsoplandets placering. Indvindingsoplandet beregnet med den lokale model fremgår af figur 4.5. Det skal bemærkes, at indvindingsoplandene gengivet på figur 4.5 ikke umiddelbart kan sammenlignes. Det skyldes, at oplandet gengivet fra den lokale model kun er indvindingsoplandet i de øverste 2 m af det primære magasin, mens oplandet gengivet fra den regionale model er summen af oplandene i samtlige magasiner.

4.3.1.4 Vertikal opdeling

Den regionale Svendborgmodel er vertikalt inddelt i 10 beregningslag, som er sammenfaldende med inddelingen af de geologiske lag. I tabel 4.1 er de geologiske lag beskrevet.

Tabel 4.1.
Geologiske lag (nummereret fra oven) og hydrauliske ledningsevner.

* Af modeltekniske årsager er de hydrauliske ledningsevner øget i enkelte beregningskasser lokalt omkring indvindingsboringerne. Dette er gjort for at forhindre lagene i at løbe tørre, hvorved der ikke kan oppumpes de specificerede indvindingsmængder.

I området for den lokale model udgør:

Ved opstillingen af den regionale model er det valgt at definere modellens beregningslag ud fra den geologiske model. Det betyder, at der er områder i den regionale model, hvor et beregningslag ikke modsvarer et geologisk lag. Det fremgår af de geologiske oplysninger fra de 3 lokaliteter, /10/, /11/, /12/ og /13/, at sandlaget defineret som lag 3 ikke eksisterer i lokalområdet. Derfor er beregningslaget allerede i den oprindelige model reduceret til et pseudolag med en tykkelse på 2 m.

I forbindelse med kalibreringen af stoftransportmodellen er det fundet hensigtsmæssigt at opsplitte det primære magasin i to beregningslag (lag 5a og 5). Dette er gjort, idet det forventes, at forureningen lokalt vil være begrænset til kun en del af den samlede mægtighed af magasinet. Tykkelsen af de to beregningslag er derfor defineret således, at det øverste modellag har en tykkelse svarende til den forventede vertikale udbredelse af forureningsfanerne.

Det er således valgt at indlægge et ekstra beregningslag øverst i magasinet med en tykkelse på 2 m (lag 5a), hvori lokaliteternes maksimale koncentration i det primære magasin defineres umiddelbart under lokaliteterne. Lag 5a er defineret i modellen med samme horisontale og vertikale hydrauliske ledningsevne som lag 3, dvs. som et sandlag. Laget skal altså betragtes som den øvre del af det primære magasin. Der er således i alt 11 beregningslag i den lokale model.

I figur 4.7 er den lokale models ændrede vertikale diskretisering (de 11 beregningslag) vist ved et snit gennem modelområdet.

Se her!

Figur 4.7.
Modellens vertikale diskretisering.

4.3.1.5 Randbetingelser

Som randbetingelser til den lokale model er overført tidsvarierende potentiale fra den regionale model i de vandførende sandlag (lag 3,5,7) samt i de nederste ler- og kalklag (lag 8,9,10). I de resterende morænelerlag (lag 1,2,4,6) er som randbetingelse anvendt impermeabel rand. På toppen af modellen anvendes en beregnet nettoinfiltration som randbetingelse. Bunden af modellen regnes tæt.

4.3.2 Stoftransportmodellen

I dette afsnit gennemgås inddata for stoftransportmodellen, og hvordan stoftransportmodellen er opbygget og kalibreret.

4.3.2.1 Forurenede lokaliteter

Der er udvalgt tre forurenede lokaliteter, for hvilke der ligeledes er udført risikoberegninger efter masseberegningsmetoden. Lokaliteterne er udvalgt, da de ligger over samme grundvandsmagasin og indenfor indvindingsoplandet til de samme indvindingsboringer jf. figur 4.5. Lokaliteterne er følgende: Vestergade 115 (479-00044), Vestergade 78 (479-00055) og Vestergade 100 (479-00076), alle i Svendborg.

Inddata til stoftransportmodellen for lokaliteterne er de samme som inddata brugt i kapitel 3. De anvendte inddata fra kapitel 3 er jordforureningens udbredelse på lokaliteterne og koncentrationen af MTBE og benzen i det primære magasin umiddelbart under lokaliteterne. Alle inddata er så vidt muligt baseret på oplysninger fra før igangsætning af afværgeforanstaltninger. I det følgende gives en supplerende beskrivelse for hver lokalitet med angivelse af igangsatte afværgetiltag og baggrund for valg af forureningsperioder diskuteres.

De valgte inddata for simuleringerne er summeret i tabel 4.2.

Vestergade 115 (lok.nr. 479-00044)

På Vestergade 115 er grundvandsforureningen kun undersøgt indenfor ejendommen. Udbredelsen af forureningsfanen udenfor ejendommen er derfor skønnet ud fra målte koncentrationer i det primære magasin og strømningsretningen i det primære magasin.

På Vestergade 115 er der foretaget en oprensning af jord- og grundvandsforurening ved vakuum ventilation og air sparging i perioden 1996-1999 /13/. Den skønnede koncentration i det primære magasin og udbredelse af forureningen med benzen er ikke påvirket af oprensningen, da skønnet er baseret på en forureningsundersøgelse foretaget i 1996 forud for opstart af oprensningen /12/.

Den skønnede udbredelse og koncentrationen af MTBE i det primære magasin kan dog være påvirket af oprensningen, idet der kun foreligger analysedata fra 1997 /14/ og 1999 /13/.

Der foreligger ikke oplysninger om koncentrationen af MTBE og benzen i det terrænnære grundvand. Indholdet af hhv. MTBE og benzen i det primære magasin er 170 og 780 µg/l.

Den i tabel 4.2 angivne periode svarer til, at MTBE har været anvendt siden 1985. Denne periode er valgt, da der ikke foreligger oplysninger om, hvor længe forureningen er pågået. Der er konstateret jordforurening på lokaliteten i 1993, og grundvandsforureningen er konstateret i 1994 /12/. Servicestationen har været i drift siden før 1955, hvorfor der kan være sket forurening med benzen over en længere periode end 15 år.

Vestergade 78 (lok.nr. 479-00055)

På Vestergade 78 er grundvandsforureningen kun undersøgt indenfor ejendommen. Udbredelsen af forureningsfanen udenfor ejendommen er derfor skønnet ud fra strømningsretningen og en målt koncentration i det primære magasin.

Der er på lokaliteten konstateret indhold i det terrænnære grundvand af hhv. MTBE og benzen på 4.000 µg/l og 3,1 µg/l. For MTBE er der konstateret indhold i det primære magasin på 1.000 µg/l, mens benzen er konstateret i en væsentligt højere koncentration i det primære magasin i forhold til det terrænnære grundvand, nemlig 170 µg/l.

Den i tabel 4.2 angivne periode, hvor der har pågået forurening af det primære magasin er baseret på, at der er konstateret en grundvandsforurening i 1994. Det kan ikke udelukkes, at forureningen kan stamme fra Vestergade 115 /10/, hvorfor der er valgt samme forureningsperiode som for Vestergade 115. Der foreligger ikke oplysninger om servicestationens driftsperiode.

Vestergade 100 (lok.nr. 479-00076)

På Vestergade 100 er jord- og grundvandsforureningen delvist oprenset. Skønnet over koncentrationer og forureningsudbredelse er i videst muligt omfang baseret på koncentrationerne i grundvandet før oprensningen.

Der er på lokaliteten konstateret indhold i det terrænnære grundvand af hhv. MTBE og benzen på 5.000 µg/l og 490 µg/l. For MTBE er der konstateret indhold i det primære magasin på 2 µg/l. Indholdet vurderes at være påvirket af de igangsatte afværgeforanstaltninger.

Benzen er konstateret med koncentrationer omkring 980 µg/l i det primære magasin, hvilket er højere end indholdet i det terrænnære grundvand.

På Vestergade 100 er der således fra 1991 foretaget en afværgepumpning fra det primære magasin (boring K2). Oppumpning har ikke skabt hydraulisk kontrol med hele forureningen i det primære magasin /11/. Oppumpningen er stoppet i 1999, idet den ikke vurderedes at have effekt på den resterende grundvandsforurening /11/. I 1999 er der endvidere foretaget en afgravning af ¾ af jordforureningen.

Da hovedparten af undersøgelserne af forureningsudbredelsen i det primære magasin først er foretaget i perioden 1998-2000, altså efter afværgetiltagene er iværksat, er den skønnede forureningsudbredelse og koncentrationen i det primære magasin formentlig påvirket af afværgetiltagene.

Den i tabel 4.2 angivne periode, hvor der har pågået forurening af det primære magasin er baseret på, at MTBE har været anvendt siden 1985. Servicestationen har været i drift siden 1969. I 1990 konstateres lækage af benzin ca. 5.000 l. I 1991 konstateres benzinforurening i det primære magasin /11/. Med baggrund i servicestationens driftsperiode kan der være sket forurening med benzen over en længere periode end 15 år.

I tabel 4.2 er inddata for de udvalgte forurenede lokaliteter angivet.

Tabel 4.2.
Data vedrørende forurenede lokaliteter.

   
For inddata er det antaget, at der på alle lokaliteter er sket forurening med MTBE siden stoffet blev taget i brug i 1985. Samtidig er det antaget, at forurening med benzen er pågået i samme periode, hvilket er en grov antagelse, idet der foreligger oplysninger om, at 2 af servicestationerne er etableret for mere end 30 år siden. Denne antagelse vil betyde, at risikoen for benzen underestimeres.

På baggrund af de foreliggende forureningsundersøgelser for hver lokalitet er den forventede udbredelse for hhv. MTBE- og benzenforurening i dag i det primære magasin vurderet. De forventede forureningsudbredelser er angivet i figur 4.8 og figur 4.9. Det er antaget, at fanernes udbredelse ikke er væsentligt påvirket af oprensningerne, og at forureningssituationen i dag ikke er ændret væsentligt siden de seneste undersøgelser. Den forventede forureningsud-bredelse anvendes til den senere kalibrering af stoftransportmodellen.

Se her!

Figur 4.8.
Forventet udbredelse MTBE-forurening i det primære magasin i 2000
    

Se her!

Figur 4.9.
Forventet udbredelse benzen-forurening i det primære magasin i 2000

4.3.2.2 Opstilling og kalibrering af stoftransportmodellen

Med udgangspunkt i den lokale strømningsmodel er der efterfølgende udført stoftransportberegninger. Ved simulering af stoftransportscenarierne er det valgt at benytte recirkulering af et dynamisk strømningsbillede. Det er valgt at benytte år 1995, da dette hydrologisk set antages at være et middelår.

Ved stoftransportsimuleringerne er koncentrationen af MTBE og benzen defineret i en beregningskasse med de i tabel 4.2 angivne koncentrationer direkte i det primære magasin i lag 5a under hver lokalitet.

Alternativt kunne der være defineret en kildestyrke i øverste modellag, som tilpasses til der opnås overensstemmelse mellem den simulerede, og den målte koncentration i de øverste 2 m af det primære magasin (lag 5a).

For at kunne vurdere hvilken metode, der er bedst egnet, er der foretaget nogle indledende kalibreringsscenarier med stoftransportmodellen.

Resultaterne af disse indledende kalibreringsscenarier indikerer, at der skal defineres en relativ høj stofkoncentration i øverste lag for at opnå et niveau svarende til de målte stofkoncentrationer i det primære magasin. Dette skyldes, at der ved opstilling af den regionale model ikke er fokuseret på den horisontale strømning i de terrænnære ler- og sandlag, da dette ikke var en del af formålet med modellen. Der sker derfor en stor horisontal strømning i sandlaget, defineret som lag 3. Dette sandlag eksisterer ikke i området omkring lokaliteterne. Modellen er desuden ikke opbygget med vertikal sprækkestrømning i moræneleren. Den horisontale udbredelse af stofspredningen bliver herved urealistisk stor.

På denne baggrund er det vurderet, at der ikke kan opnås en tilfredsstillende kalibrering af stoftransportmodellen og efterfølgende realistiske resultater af forureningsspredningen, hvis stofkoncentrationen defineres i det øverste lag.

Det vurderes ikke umiddelbart at være muligt at forbedre modellens beskrivelse af den horisontale strømning i de terrænnære ler- og sandlag (lag 1-4). Årsagen er, at strømningen reelt sker i mindre sandlag/-slirer af lokal udbredelse, hvor udbredelse og hydrauliske forhold ikke er bestemt i tilstrækkelig grad til, at det muliggør en detaljeret modellering.

Kalibrering af modellen foretages derfor ved at simulere stoftransporten fra hver er de tre beregningskasser, hvori koncentrationerne af hhv. MTBE og benzen er defineret. Kalibreringen foretages over 15 år, og fanernes udbredelse efter de 15 år kalibreres mod den forventede udbredelse som angivet i figur 4.8 og 4.9.

Under kalibreringsprocessen er der justeret på koncentrationen i det primære magasin under lokaliteterne, samt den tidsmæssige udvikling i denne, således at forureningsudbredelserne stemmer overens med figur 4.8 og 4.9. Koncentrationerne og den tidsmæssige udvikling efter kalibreringen fremgår af bilag 4.10.

I tabel 4.3 er gengivet den totale stofmængde i det primære magasin til år 2002, det vil sige 1 år efter kalibreringsperiodens ophør. For at sikre, at de simulerede stofmængder ikke overstiger den samlede stofmængde i kilderne er de totale stofmængder fra simuleringerne sammenlignet med de stofmængder, der er beregnet for forureningerne i forbindelse med masseberegningerne i afsnit 4.2.1.1.

Tabel 4.3.
Beregnede stofmængder i det primære magasin.

   
Som det ses af stofmængderne svarer de udvaskede stofmængder for MTBE udregnet på baggrund af simuleringerne til ca. 8 % af de beregnede stofmængder i kildeområdet fra masseberegningen. For den tilsvarende stofmængde af benzen ses, at simuleringerne medfører en udvasket stofmængde på 3 gange den stofmængde, der er estimeret for kildeområderne ved masseberegningen. For de aktuelle lokaliteter er der som tidligere beskrevet (afsnit 4.3.2.1) ikke overensstemmelse mellem koncentrationerne i det terrænnære magasin og det primære magasin. Gentages masseberegningen på baggrund af koncentrationerne i det primære magasin ses, at koncentrationerne er af samme størrelsesorden. Dette vurderes at være et udtryk for, hvor stor betydning kildestyrken har for beregning af risikoen for påvirkning af grundvandet.

4.3.3 Stoftransportscenarier

Der er foretaget simulering af følgende fem stoftransportscenarier:

	MTBE, konservativ transport.
	MTBE, sorption.
	Benzen, konservativ transport.
	Benzen, 1. ordens nedbrydningsforhold med sorption.
	Benzen, sorption.

Den konservative stofspredning består af en advektiv del styret af grundvandsstrømningen og en dispersiv del med en longitudinal dispersivitet sat til 0,5 m og en transversal dispersivitet sat til 0,1 m /15/.

I tabel 4.4 er angivet de inddataparametre, der er benyttet som grundlag for stoftransportsimuleringerne med nedbrydning og sorption som beskrevet i bilag 2.2.

Tabel 4.4.
Halveringstid (T½) og sorptionskoefficienter (Kd) for benzen og MTBE

    
Simuleringerne er foretaget med udgangspunkt i de kalibrerede forureningsudbredelser og 20 år frem. Koncentrationen i det primære magasin under lokaliteterne fastholdes til samme værdi i hele simuleringsperioden.

4.3.4 Resultater og diskussion af scenarier

Resultaterne af modelberegningerne fremgår af figurerne 4.10 og 4.11, samt bilagene 4.2-4.6.

I bilagene 4.2-4.6 er forureningsudbredelsen i de øverste 2 m af det primære magasin (lag 5) for hvert af de 5 scenarier vist. Udbredelserne er vist til tidspunktet, hvor maksimalkoncentrationen i boring 164.1095 nås, det vil sige efter et års simulering.

4.3.4.1 Resultater for MTBE

Den beregnede forureningsudbredelse for MTBE med advektion og sorption fremgår af bilag 4.2 og 4.3. Sorption ses ikke at have nogen nævneværdig indflydelse på udbredelse og koncentrationsniveau.

Forureningsudbredelsen af MTBE bevirker, at områdets indvindingsboringer ikke påvirkes væsentligt, og kun boring 164.1095 påvirkes i mindre grad. I boring 164.1095 observeres således kun en simuleret koncentration på 0,07 µg/l efter ca. 1 års simulering i 2002, hvilket er langt under den fremtidige grænseværdi på 5 µg/l. Der er ifølge Fyns Amt ikke konstateret indhold af MTBE over detektionsgrænsen (1 µg/l) i de analyser, der er foretaget frem til 2001 for boringen 164.1095. I figur 4.10 er vist gennembrudskurven for MTBE i indvindingsboring 164.1095. Figuren viser resultaterne af både kalibreringsperioden (1987-2001) og simuleringsperioden (2002-2021).

Se her!

Figur 4.10.
Gennembrudskurve for MTBE i indvindingsboring 164.1095.

Resultatet for simulering af MTBEs spredning er præget af, at lokaliteterne Vestergade 78 (479-00055) og Vestergade 115 (479-00044) begge ligger udenfor indvindingsoplandet til Vestergade Råvandstation, samt Hovedværket og Søgårdsværket, hvorfor forureningsfanerne spredes øst for oplandet direkte mod Svendborg Sund. Lokaliteten Vestergade 100 (479-00076) er placeret indenfor indvindingsoplandet og ligger direkte opstrøms indvindingsboringen 164.1095, og forureningsfanen fra lokaliteten ender i boringen, hvilket fremgår tydeligt af simuleringerne for benzen i afsnit 4.3.4.2. Koncentrationen af MTBE i forureningsfanen fra Vestergade 100 er så svag, at den ikke fremtræder på bilag 4.2 og 4.3.

MTBE-bidraget i det primære magasin fra Vestergade 100 er 2 µg/l, hvilket vurderes at være underestimeret set i forhold til det faktum, at koncentrationen i det terrænnære grundvand er 5.100 µg/l. De igangsatte afværgeforanstaltninger på Vestergade 100 vurderes at have en væsentlig indflydelse på resultaterne, således at koncentrationen i indvindingsboringen må forventes at være større end simuleret.

4.3.4.2 Resultater for benzen

Den beregnede forureningsudbredelse ved advektion, samt med og uden nedbrydning (bilag 4.4, 4.5 og 4.6) indikerer, at det kun er indvindingsboringen 164.1095, der bliver påvirket af forurening fra lokaliteterne.

I boringen 164.1095 vil der jf. figur 4.11 observeres koncentrationer over grænseværdien på 1 µg/l i 1995 hhv.1997 afhængig af om der regnes med nedbrydning, mens der omkring 2002 vil observeres maksimale koncentrationer på 2,2 hhv. 4 µg/l afhængig af om der regnes med nedbrydning.

Se her!

Figur 4.11.
Gennembrudskurve for benzen i indvindingsboring 164.1095.

Generelt betyder nedbrydningen en halvering af koncentrationsniveauerne, mens sorption ikke medfører nogen nævneværdig ændring i koncentrationsniveauerne i forhold til konservativ transport.

Ved analyser af grundvandet fra indvindingsboring 164.1095 er der ikke konstateret indhold af benzen, /16/.

Usikkerheden på grundvandspotentialet, der er anvendt til kalibrering af den oprindelige model, kan medføre, at den reelle strømningsretning i det primære magasin kan være mere østlig. Derved vil grundvandsforureningen strømme forbi indvindingsboringen. Hvis nedbrydningshastigheden samtidig er større end forudsat, vil dette samtidig medføre en større nedbrydning og dermed en lavere koncentration i indvindingsboringen end estimeret.

4.4 Sammenfattende risikovurdering

Masseberegningsmetoden giver som vist i afsnit 4.2 mulighed for på en enkel måde at foretage en overordnet risikovurdering for indvindingsoplandene. Beregningerne angiver, at 25 % og 38 % af indvindingsoplandene er forurenet med hhv. MTBE og benzen over grænseværdierne. Metoden forudsætter, at kildestyrken er defineret, at forureningen er afgrænset, at indvindingsoplandet er defineret og at forureningen ender i vandværksboringerne i det pågældende indvindingsopland efter 1 års grundvandstransport uden sorption og nedbrydning. Masseberegningsmetoden giver således et billede af det værste tilfælde. Hertil bemærkes dog, at modellens resultater overordnet stemmer overens med størrelsesordenen af fund af MTBE i vandværksboringer.

Modellering af strømning og stoftransport for forurening under de 3 lokaliteter i Svendborg til nærmeste indvindingsboring angiver, at indvindingsboringen kun i mindre grad er påvirket af MTBE (under grænseværdien), men påvirket af benzen over grænseværdien. Modellen giver et mere præcist billede af grundvandets strømningsretning og af indvindingsoplandets afgrænsning samt af forureningens udbredelse i grundvandsmagasinet.

Modellen viser således, at 2 af lokaliteterne ved de gennemførte simuleringer ligger udenfor indvindingsoplandet, hvilket naturligt resulterer i, at forureningsfanerne spredes mod Svendborg Sund i stedet for mod indvindingsboring 164.1095 som antaget i masseberegningen. Årsagen er som angivet i afsnit 4.3.1.3, at indvindingsoplandet er blevet betydeligt mindre som følge af ændringen i cellestørrelsen i lokalmodellen i forhold til den oprindelige model.

Med henblik på at kunne foretage en vurdering af om størrelsesordenen af den risikovurdering der er fortaget efter masseberegningsmetoden stemmer overens med den simulerede risiko, er der gennemført supplerende simuleringer for de 3 lokaliteter i Svendborg. Simuleringen omfatter beregning af den maksimalt mulige koncentration i boring 164.1095. Den maksimalt mulige koncentration fås, hvis forureningen fra alle 3 lokaliteter ender i boring 164.1095.

4.4.1 Supplerende risikovurdering

Af de tidligere udførte scenarier for benzen ses, at forureningsfanen fra Vestergade 100 (479-00076) spredes i retning mod indvindingsboring 164.1095, mens forureningsfanerne fra lokaliteterne Vestergade 78 (479-00055) og Vestergade 115 (479-00044) spredes øst om boringen mod Svendborg Sund.

Simuleringen er derfor foretaget ved, at lokaliteterne Vestergade 78 og Vestergade 115 i modellen er flyttet ind på en linie, der flugter med Vestergade 100 og indvindingsboring 164.1095. Hermed vil forureningsfanerne fra lokaliteterne Vestergade 78 og Vestergade 115 spredes i retning mod indvindingsboring 164.1095.

Med de ændrede placeringer af lokaliteterne er der foretaget tre simuleringer:

	MTBE, konservativ transport.
	Benzen, konservativ transport.
	Benzen, 1. ordens nedbrydningsforhold med sorption.

I figurerne 4.12 og 4.13 er vist gennembrudskurver i indvindingsboring 164.1095 for henholdsvis MTBE og benzen.

Se her!

Figur 4.12.
Gennembrudskurver for MTBE i indvindingsboring 164.1095. supplerende stoftransportscenarie
   

Se her!

Figur 4.13.
Gennembrudskurver for benzen i indvindingsboring 164.1095. Supplerende stoftransportscenarie

Resultaterne viser, at der for benzen vil nås en koncentration i boring 164.1095 over grænseværdien allerede i løbet af det første år (1987). I år 2002 opnås maksimalkoncentrationen af benzen på hhv. 13 og 9 µg/l. For MTBE opnås koncentrationer over 5 µg/l efter ca. 4 år (1991), og maksimal koncentrationen på ca. 5,5 µg/l opnås i 1992.

I bilagene 4.7 - 4.9 er forureningsudbredelsen i de øverste 2 m af det primære magasin (lag 5) for hvert af de 3 scenarier vist. Udbredelserne er vist for år 2002.

Med henblik på senere sammenligning mellem de simulerede koncentrationer i indvindingsboringen og oplandet resumeres resultaterne for de i afsnittene 4.2.2 gennemførte masseberegninger. Resultaterne fra masseberegningen er gældende for det samlede indvindingsopland for Hovedværket og Søgårdsværket og kan ikke umiddelbart sammenlignes med de simulerede koncentrationer i indvindingsboringen 164.1095.

Stofmængden for de tre lokaliteter udregnet ved masseberegningen fortyndes derfor i indvindingsmængden fra boring 164.1095 i stedet for vandværkets indvinding. Svendborg Vandforsyning har oplyst, at indvindingsmængden for boring 164.1095 i 1999 udgjorde ca. 215.000 m³.

Resultaterne er summeret i tabel 4.5.

Tabel 4.5:
Sammenligning af koncentrationer

   
Af de beregnede koncentrationer ses der for begge metoder at være en risiko for forurening af indvindingsboringen164.1095. Masseberegningen angiver, at risikoen for forurening af indvindingsboringen med MTBE er ca. 40 gange større end det vurderes på baggrund af simuleringerne, men risikoen for forurening af boringen med benzen er af samme størrelsesorden.

Baggrunden for at foretage en sammenligning af de gennemførte risici er dog usikker, hvilket dels skyldes forskellen i beregningsmetoderne, og dels forskellen i datamaterialet.

Spredning af stof i modellen medtager ikke nedsivning af stof fra kildeområdet, idet det under kalibreringen har vist sig, at stoftransporten i modellen fortrinsvis sker i et sandlag der reelt ikke er tilstede under lokaliteterne. Stofsimuleringerne er derfor foretaget på baggrund af koncentrationerne i det primære magasin defineret direkte under lokaliteterne i den øverste del af det primære magasin. Simuleringen af stof foretages over i alt 16 år.

Masseberegningerne er derimod baseret på koncentrationer i det terrænnære grundvand for hver lokalitet. Den beregnede forureningsmængde opblandes i et oppumpet volumen svarende til 1 års indvinding.

Forskellen i beregningsmetoderne må forventes at medføre, at masseberegningerne medfører en overestimering af risikoen for forurening af indvindingsboringen, idet den beregnede forureningsmængde opblandes i 1 års indvinding, mens forureningsmængden ved simuleringen tilføres løbende, og dermed fortyndes over en længere årrække.

Forskellen i datamaterialet består i, at simuleringerne foretages med udgangspunkt i koncentrationen i det primære magasin, mens masseberegningen foretages med udgangspunkt i koncentrationen i det terrænnære grundvand. Da der som tidligere beskrevet ikke er overensstemmelse mellem koncentrationerne i det terrænnære grundvand og det primære magasin for begge parametre på flere lokaliteter, må der tilsvarende forventes en forskel i den beregnede risiko for de to metoder. For de tre lokaliteter i Svendborg vurderes, at de observerede koncentrationer af MTBE i det terrænnære grundvand tyder på, at der burde observeres mere MTBE i det primære magasin end analyserne viser. Tilsvarende vurderes for indholdet af benzen i det terrænnære grundvand, at den maksimale kildestyrkekoncentration ikke er konstateret, set i forhold til de koncentrationer der er konstateret i det primære magasin under lokaliteterne.

Det kan ikke umiddelbart vurderes, hvilken størrelsesorden de anførte forskelle har på resultaterne. For de aktuelle lokaliteter er det angiveligt forventeligt, at den beregnede risiko for forurening af indvindingsboringen for MTBE vil være størst for masseberegningsmodellen, mens det modsatte er tilfældet for benzen i det aktuelle tilfælde. Der ses en vis overensstemmelse med resultaterne i tabel 4.5 på dette punkt.

4.4.2 Sammenfattende risikovurdering

Samlet vurderes masseberegningsmodellen at overestimere risikoen i forhold til modellen. Modellens resultater er derfor sammenlignet med antal konstaterede fund af MTBE og benzen i grundvand. Der er overodnet observeret en overensstemmelse med antal af fund i vandværksboringer. Da hovedparten af øvrige analyserede prøver består af grundvand, der er ældre end 1985, er der ikke overensstemmelse mellem modelresultater og konstaterede fund i øvrigt grundvand. Det har derfor ikke været muligt at vurdere i hvilken størrelsesorden overestimering i masseberegningsmodellen sker.

Til gengæld har simuleringer i modellen medført en forståelse for strømningsbilledet i området omkring Vestergade i Svendborg, hvilket medfører, at det vurderes, at der ikke er risiko for forurening af indvindingsboringen med MTBE, men til gengæld en risiko for forurening af indvindingsboringen med benzen. Denne risiko er dog fortsat kun vurderet på baggrund af oplysninger om koncentrationer i det primære magasin, og medtager ikke en eventuelt større risiko for spredning af stof fra kilderne.

De foretagne modelsimuleringer viser samtidig, hvordan risikoen for forurening af en indvindingsboring stiger med antallet af forureningskilder i indvindingsoplandet.

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