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

Pesticidtruslen mod grundvandet fra pesticidpunktkilder på oplandsskala

5 Risikovurderingsværktøjet

• 5.1 Formål
• 5.2 Omfang og begrænsninger
• 5.3 Anvendelse af risikovurderingsværktøj til prioritering

5.1 Formål

Risikovurderingsværktøjet indeholder værktøjer til brug ved risikovurderinger af punktkilder i forhold til grundvandsforurening på oplandsskala.

Målgruppen for værktøjet er afgrænset til medarbejdere i de nye regioner, statens miljøcentre og rådgivende ingeniører, som beskæftiger sig med prioritering og udførelse af undersøgelser og afværgeforanstaltninger over for pesticidforureninger.

Det overordnede formål har været at udarbejde et værktøj, således at en bruger kan udarbejde troværdige, dynamiske og oplandsbaserede risikovurderinger for indvindingsoplande til vandværker. Det er et krav at risikovurderingen skal kunne gennemføres på én dag med udgangspunkt i eksisterende viden (varierende fra detaljeret viden om nogle lokaliteter til overordnet generelt kendskab til andre lokaliteter). Brugeren skal blot have et generelt kendskab til pesticidpunktkilder og adgang til oplands-GIS-temaer.

5.2 Omfang og begrænsninger

Omfang

I risikovurderingsværktøjet findes to hovedmenuer: Lokalitetsdata og risikovurdering. Arbejdet udføres i tre trin, hvor 1. trin består af inddatering af data i lokalitetsdatabasen og 2. og 3. trin består af udførelse af en konkret risikovurdering.

Risikovurderingsværktøjet kan vise det samlede bidrag fra forskellige kilder over en årrække, opdelt på bidrag fra de enkelte pesticider.

Desuden kan værktøjet visualisere stoftransporten fra en lokalitet frem til en indvindingsboring eller oplandsgrænse og dermed støtte planlægningen af eventuelle grundvandsundersøgelser. Flere former for dataudtræk er angivet i brugermanualen i bilag D og illustreret i eksemplet i kapitel 10.

Risikovurderinger kan udføres på grundlag af den enkelte lokalitets målte forureningsdata, som indtastes i lokalitetsdatabasen, men det er også muligt i forbindelse med risikovurderingen at vælge de fastlagte default-værdier for fire lokalitetstyper eller indtaste et bud på stoffer og grundvandskoncentrationer under kilden og beregne den vertikale transport for en jordforurening eller et spild.

Begrænsninger

Det er vigtigt, at risikovurderingsværktøjet alene anvendes til strategiske overvejelser, og at alle vigtige beslutning underbygges med konkrete undersøgelser og målinger.

I risikovurderingsværktøjet er der foretaget en række valg, som beskrives detaljeret i de følgende kapitler og har følgende konsekvenser:

Risikovurderinger er baseret på adskillige antagelser og skøn vedrørende kildestyrken under lokaliteterne i et opland samt på simple beregninger af transport og omdannelse i grundvandsmagasinet. Hvorvidt en forurening når frem til en vandindvindingsboring, er meget afhængig af potentialebilledet, som sjældent er detaljeret nok til en korrekt fastlæggelse af strømningsretningen i hele indvindingsoplandet. Hvis potentialet således er for groft, er der en risiko for, at risikovurderingsværktøjet vil vise, at forureningen ikke strømmer til indvindingsboringerne, som principielt definerer oplandsgrænsen.

Risikovurderingerne er følsomme over for en række oplandsbestemte parametre, såsom magasintykkelser, grundvandsmagasinets transmissivitet, redoxforhold, potentialebillede, herunder påvirkninger fra indvindingsboringer og afgrænsningen af det fysiske opland, og desuden af indtastede data vedrørende potentielt pesticidforurenede lokaliteter, de fysisk-kemiske parametre og nedbrydningsdata for pesticiderne i grundvandsmagasiner.

Såfremt disse data er ukorrekte, vil resultatet af risikovurderingen også være behæftet med fejl. Skønt usikkerheder vedrørende transmissiviteten eller nedbrydningshastigheden vil påvirke stoftransporten i alle lokaliteter i et oplande, vil de relative bidrag dog kunne sammenlignes.

Oplandsoplysningerne i de GIS-lag, som anvendes i risikovurderingsværktøjet bør løbende opdateres, jf. bilag F. Desuden forventes det, at der på basis af de indledende risikovurderinger kan fortages en prioritering af indsatsen ved en supplerende dataindsamling.

I lokalitetsdatabasen er brugeren tvunget til at foretage en vurdering af intervallen for forureningskoncentrationer, størrelse af det forurenede areal og anvendelsesperioden for de enkelte pesticider, idet der ikke kan indtastes enkelte måledata, da dette vil kræve at euref89-koordinater for de enkelte målepunkter også indtastes, samt at programmet kan skelne mellem hotspots og diffus forurening og beregne gennemsnit og arealet på basis af disse. Ligeledes er anvendelsesperioden betinget af både driftsperioden og pesticidanvendelse. Hjælp til beregning af kildestyrkerne og spild er givet i kapitel 7.

Ved beregning af den vertikale transport til grundvandsmagasinet anvendes pesticidkoncentrationen efter transport igennem kun den øverste meter jord. Den umættede zones indhold af ilt og organisk materiale betyder nemlig, at der her findes det største potentiale for nedbrydning og sorption af pesticider. Den anvendte løsningsmetode tager således ikke hensyn til eventuel nedbrydning/sorption imellem den øverste meter og grundvandsmagasinet, eller den ekstra transporttid, der kan forventes igennem disse jordlag. Den valgte metode udgør således en “worst case” betragtning for transporten af pesticidet fra den øverste meter til grundvandsmagasinet.

Ved de vertikale beregninger anvendes metamodellen af MACRO 5.0, som er baseret på sydsvenske klimadata og for pesticider med halveringstider i den øvre horisont under aerobe forhold mellem 1 – 100 dage og med organisk kulstof-fordelingskoefficienter, K_oc mellem 3 – 1.000 ml/g. Teksturdata er varieret imellem intervallet 8 til 94% for sandfraktionen og intervallet 2 til 65% for lerfraktionen. Det organiske indhold for den øvre horisont er varieret imellem intervallet 0,98% til 8,95%.

Beregningerne af forureningsspredningen i grundvandsmagasinet fra en given kilde påbegyndes på det tidspunkt, hvor et pesticid introduceres på lokaliteten over magasinet, og ophører på det tidspunkt, hvor der er kendskab til, at pesticidet ikke længere er anvendt på lokaliteten. Såfremt lokaliteten stadig er i drift eller det vurderes, at der fortsat sker udvaskning af stoffet fra lokaliteten, angives ophørsdatoen i lokalitetsdata som et blankt felt. Der tages ikke hensyn til opholdstiden i dæklagene. Dato for start og ophør af pesticidernes transporttid ved de enkelte kilder i et opland vil typisk være forskellige, da forureningerne er introduceret på forskellige tidspunkter.

Desuden beregnes stoftransport kun for de stoffer, som indtastes som faktiske forureningsstoffer eller som default- eller skønnede forureningsstoffer. Værktøjet beregner ikke stofomsætning til metabolitter under transporten og brugeren skal derfor foretage en manuel indtastning af mængder af både moderstoffet og metabolitterne samt følsomhedsberegning af konsekvenserne. En række metabolitter kan findes i pesticiddatabasen, og der findes fysisk-kemiske og nedbrydningsdata i pesticiddatabasen for de stoffer, som er fundet i det danske grundvand.

5.3 Anvendelse af risikovurderingsværktøj til prioritering

I Danmark udgøres potentielle pesticidpunktkilder typisk af planteskoler, gartnerier, gårdspladser, vaskepladser, maskinstationer, fabrikationsvirksomheder, udsalgssteder, lossepladser, genbrugspladser og modtagestationer mm.

Hvis samtlige disse typer af potentielle pesticidpunktkilder skal undersøges, vil undersøgelsesposten være betydelig, og i praksis ikke økonomisk gennemførlig. Risikovurderingsværktøjet vil her kunne anvendes til at udarbejde en gennemførlig strategi for forureningsundersøgelser af potentielle kildepladser.

For at kunne foretage en prioritering af forureningskilderne er det nødvendigt indledningsvist at kortlægge, hvilke af kilderne, der påvirker, eller potentielt vil kunne påvirke områdets vandindvinding, samt beregne, hvor stort et bidrag de forskellige kilder yder til en evt. forureningskoncentration i indvindingsvandet.

Overordnet kan prioriteringen foretages specifikt i forhold til overholdelse af grænseværdien i en indvindingsboring. Eller den kan foretages i forhold til en generel grundvandstrussel. De to metoder er beskrevet nedenfor.

Grænseværdiprioritering

Udgangspunktet er, at det skal sikres, at drikkevandet overholder vandkvalitetskravene. Dette gøres ikke nødvendigvis ved at undersøge og afværge den forureningskilde, som potentielt er størst og dermed dyrest at afværge. Det kan tænkes, at oprensning af en mindre forurening er tilstrækkeligt til at få den samlede koncentration i indvindingen ned under kvalitetskriteriet. Med denne prioriteringsform sikres drikkevandet på den hurtigste og billigste måde.

Risikovurderingsværktøjet tillader, at man kan ændre kildestyrkeopsætninger og fjerne udvalgte kilder, og herefter vurderer om grænseværdierne overholdes.

Prioritering med udgangspunkt i en generel grundvandstrussel

Med denne måde at prioritere på, vil de forureninger, som bidrager, eller potentielt vil bidrage med den største forureningskoncentration i indvindingsvandet, blive prioriteret højst.

Risikovurderingsværktøjet tillader, at man kan se, de enkelte kilders bidrag til belastningen af grundvandsressourcen, samt de tidsmæssige konsekvenser. Et stort bidrag af et let-nedbrydeligt pesticid fra en kilde, hvor pesticidanvendelsen er ophørt, kan have begrænset betydning for grundvandsressourcen efter kun få år, mens en mindre kilde kan udgøre en længerevarende trussel.

Begge prioriteringsmåder kan gennemføres kvantitativt ved forholdsvis simple beregninger i risikovurderingsmodellen.

Risikovurderingsværktøjet tillader en tilnærmelsesvis beregning af forureningsspredning og -koncentration efter et givent antal år,

Hvorefter den højst bidragende forureningskilde kan prioriteres højest og således afværges først.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.