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

Pesticidtruslen mod grundvandet fra pesticidpunktkilder på oplandsskala

9 Horisontal stoftransport i det primære magasin

• 9.1 Kildestyrken under lokaliteten
• 9.2 Fastlæggelse af spredningsretning og centerlinie
• 9.3 Indfangningszone omkring boringerne
• 9.4 Start og ophør af pesticidspredning
• 9.5 Pesticidtransporttider
• 9.6 flux langs centerlinien
• 9.7 Metabolitter
• 9.8 dispersion
• 9.9 Omregning fra flux til koncentrationer i indvindingsboring

9.1 Kildestyrken under lokaliteten

Opsætning af en risikovurdering i risikovurderingsværktøjet er beskrevet i kapitel 6. Under opsætningen vælges en kildestyrke enten fra faktuelle forureningsdata eller fra de defaultværdier, som modulet foreslår ud fra kendskab til forureningsniveauer ved sammenlignelige lokalitetstyper. Defaultværdier er beskrevet i kapitel 7.

Kildestyrken/pesticidfluxen (F) under kilden beskrives ved følgende ligning:

hvor

Fluxen (F) angives i masse pr. tid (mg/år).

Fluxen (kildestyrken), som angives i masse pr. tid, kan under en lokalitet bestemmes fra grundvandskoncentrationen, infiltrationen og det skønnede forurenede areal. Kildestyrken er desuden karakteriseret af årstal for start og evt. ophør af pesticidets anvendelse på lokaliteten. Disse oplysninger, på nær infiltrationen, skal indtastes som lokalitetsdata i risikovurderingsværktøjet for alle lokaliteter i oplandet, jf. kapitel 6 og bilag D – brugermanual for risikovurdering. Infiltrationen, I, hentes fra et GIS-lag for oplandet.

9.2 Fastlæggelse af spredningsretning og centerlinie

Beregning af forureningsspredning i grundvandsmagasin foretages i det horisontale plan (2D) på baggrund af den ovenfor fastlagte kildestyrke.

Såfremt grundvand strømmer fra en lokaliteten frem til en indvindingsboring fastlægger risikovurderingsværktøjet en centerlinie i strømningsretningen fra lokaliteten frem til indvindingsboringen. I andre tilfælde vises en centerlinie som strømmer frem til oplandsgrænsen.

Centerlinen er defineret ved en linie, der som udgangspunkt er vinkelret på potentialelinierne og som ikke kan krydse en oplandsgrænse. Centerlinien afbøjes mod indvindingen, når den rammer en borings indfangningszone (se afsnit 9.3). Inden for indfangningszonen vil retningen svare til den korteste afstand til boringen.

Centerliniens slutpunkt er således enten centerliniens endepunkt i en indvindingsboring eller skæringspunktet med oplandet, jf. figur 9.1.

Såfremt der fremkommer en zone uden yderligere fald i potential (en lavning) vil centerlinie slut.

Klik her for at se Figur 9.1

Figur 9.1: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne fra fire punktkilder til to vandværksboringer og oplandsgrænsen. Centerlinien for forureningsspredningen følger faldet i potentialelinierne mod vandværksboringerne.

Ovenstående tilnærmelser er nødvendige, da et givet potentialebillede ikke altid er detaljeret nok til en korrekt fastlæggelse af strømningsretningen i hele indvindingsoplandet. Hvis potentialet er for groft, er der en risiko for, at forureningen ikke strømmer til indvindingsboringerne, som principielt definerer oplandsgrænsen. Dette sker, hvis potentiale og opland ikke stemmer helt overens. Uoverensstemmelsen opstår, når der ikke er tolket indvindingsbetingede sænkningstragter i potentialebilledet, derfor er der i 9.3 defineret indfangningszone omkring boringerne.

Datagrundlag for fastlæggelse af centerlinie er baseret på følgende:

• Potentiale (GIS lag)
• Oplandsgrænsen (GIS lag)
• Placering af indvindingsboringer (GIS lag)
• Placering af lokaliteter i oplande (GIS lag via lokalitetsdata)

9.3 Indfangningszone omkring boringerne

Det er nødvendigt med en indfangningszone omkring boringerne. Zonen er defineret ved, at en forurening som rammer en given zone omkring en boring vil blive flyttet til boringen – svarende til at forureningen under naturlige forhold fanges i sænkningstragten omkring boringen og derved strømmer til boringen. Indfangningszonens diameter er her defineret som den asymptotiske oplandsbredde (Nordjyllands Amt, 2003). Med den asymptotiske oplandsbredde benyttes en reproducerbar konsistent matematisk metode, som i forvejen anvendes i forbindelse med beregning af indvindingsoplande. Den asymptotiske oplandsbredde (AOB) er defineret som:

hvor:

Ofte kendes indvindingen Q ikke på boringsniveau. I stedet benyttes fra oplandets GIS-lag, en gennemsnitsværdi beregnet på baggrund af vandværkets samlede indvinding og antallet af indvindingsboringer.

Grundvandspejlets gennemsnitlige gradient, i, fastlægges med risikovurderingsværktøjet som en gennemsnitsværdi beregnet på baggrund af vandspejlskoten i kilden og vandspejlskoten ved indvindingen samt afstanden mellem dem. Gradienten vil være konstant for hver centerlinieberegning. Den fastlægges på baggrund af et GIS-lag for grundvandspotentialet i oplandet.

Grundvandsspejlets gennemsnitlige gradient er dimensionsløs og beregnes som:

hvor:

9.4 Start og ophør af pesticidspredning

Beregningerne af pesticidspredningen 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 der vurderes at der forsat sker udvaskning af stoffet fra lokaliteten angives ophørsdato i lokalitetsdata som et blankt felt. Disse oplysninger indtastes som lokalitetsdata for alle lokaliteter i et opland, jf. kapitel 6. For flere lokalitetstyper som mergelgrave, lossepladser og for situationer med jordforurening og spild er der ingen kendskab til pesticidets ophør, og forureningen udgør derfor en kontinuert tilførsel til grundvandszonen. For disse tilfælde angives ophørsdato i lokalitetsdata som et blankt felt der betyder, at forurening fortsætter. Dato for start (D_start) og ophør (D_ophør) angives for de enkelte pesticider på en given lokalitet under lokalitetsdata. For en række almindeligt forekommende pesticider er der angivet typiske anvendelsesperioder i tabel 7.4. i kapitel 7.

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.

9.5 Pesticidtransporttider

Pesticidets transporthastighed i grundvand, v_s, reduceres i forhold til porevandshastighed, v_p (vandpartikler) på grund af sorption til akvifermateriale og beskrives ved en retardationskoefficient, R, som altid er større end 1 (Kjeldsen og Christensen, 1996).

Pesticidets transporthastighed beskrives med følgende ligning:

hvor:

derfor

hvor:

Retardationskoefficient R er defineret ved:

hvor:

Der anvendes standardværdier for de typiske magasinbjergarter for henholdsvis jordens massefylde og porøsiteten, jf. tabel 9.1.

Tabel 9.1: Standardværdier for Bjergarter.

Pesticidets fordelingskoefficient mellem akvifermateriale og vand hentes fra pesticiddatabasen og er det bedste bud for en K_d-værdi for et akvifermateriale med et organisk indhold, f_oc, på 0,0001, jf. afsnit 3.7.1.

Den tid det vil tage et pesticid at nå fra kilden frem til et givent punkt på centerlinien er betinget af porevandshastighed (vandpartiklens hastighed) og retardationskoefficienten.

Transporttiden for pesticidet, t, omfatter både den tid, hvor stoffet strømmer/befinder sig i vandfasen og den tid, hvor stoffet sidder sorberet på partiklerne.

Ved afstanden, x, langs centerlinien fra kilden vil transporttiden, t, for pesticid med udgangspunkt i ligning 9.6 kunne omskrives til:

hvor

t     er tiden (s)

Tykkelsen af magasinet (b) hentes fra et GIS-lag for oplandet. Men såfremt der mangler konkrete geologiske oplysninger om magasinet, bør der angives en defaultværdi på 5 m som anses for et konservativt bud. En halvering af magasintykkelse vil medføre en fordobling af transporthastigheden, dvs., stoffet kommer hurtigere frem.

Transporttiden fra kilden til en indvindingsboring for forureningsfanen, kan dermed beskrives som i ligning 9.8.

hvor:

Ligeledes kan ligning 9.8 anvendes til beregning af hvor langt fronten af forureningsfanen er nået på en centerlinie efter et antal år fra start af forureningsspredningen som det ses af figur 9.2.

Klik her for at se Figur 9.2

Figur 9.2: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne opdelt i 10 afstandspunkter. Den samlede pesticidflux i 1976 er beregnet. Såfremt der med musen klikkes på et punkt på centerlinien, vises til højre en tabel, hvor fluxen i de 10 punkter på centerlinien er vist sammen med afstanden fra lokaliteten (afstandspunkt 0) frem til oplandsgrænsen (afstandspunkt 10). I det viste eksempel startede forureningsspredning i 1969, og fronten af forureningsfanen var i 1976 kun nået 313 m fra lokaliteten. Se figur 9.1 for signaturforklaring.

9.6 flux langs centerlinien

Fluxen i afstanden x fra punktkilden beregnes under hensyntagen til, at pesticider kun nedbrydes i vandfasen, dvs. når den strømmer, og ikke når den sidder påhæftet partikler (Tuxen, 2006). Pesticidets opholdstid i vandfasen ved transport fra kilden et givent punkt, x, defineres som t_ophold (s).

t_ophold kan defineres som:

Derfor ifølge ligning 9.6 vil

Effekten af nedbrydning beregnes under forudsætning af, at nedbrydningskapaciteten i magasinet er konstant. I GIS-lag for oplandet angives redox-forhold for oplandet enten som anaerobt eller aerobt. Normalt forventes anaerobe forhold i et grundvandsmagasin og nedbrydningen er langsom i forhold til aerobe forhold. Ved at antage at der er anaerobe forhold, vil beregningerne være konservative i forhold til pesticidets spredning i grundvandsmagasinet.

Pesticidets halveringstid under henholdsvis anaerobe eller aerobe forhold hentes fra pesticiddatabasen og anvendes til beregning af flux på vilkårlige tidspunkter og i forskellige afstande langs centerlinien.

Flux i henhold til transporttiden beregnes på følgende baggrund:

hvor:

Ligning 9.11 kan kun gælde såfremt:

Såfremt disse forudsætninger ikke opfyldes er F lige med nul, fordi forureningsfanen enten ikke har nået punktet x eller fanen er strømmet forbi. Fanen kan kun være strømmet forbi punktet x, såfremt pesticidanvendelsen ved punktkilden er ophørt.

Ligning 9.11 kan i henhold til ligning 9.10 omskrives til:

Pesticidets 1. ordens nedbrydningskonstant beregnes fra halveringstiden (DT₅₀) for pesticidet under henholdsvis anaerobe og aerobe forhold i henhold til ligning 9.15. DT₅₀-værdier hentes fra pesticiddatabasen og er angivet i dage og skal omregnes til år dvs. (DT₅₀/365).

Ligning 9.14 er udgangspunktet for beregninger af fluxen langs centerlinien.

I perioden efter Dato for start af pesticid anvendelse (D_start) og før Dato for ophør af pesticid anvendelse (D_ophør) vil fluxen langs centerlinen svare til ligning 9.14.

Illustrationen af fluxen langs centerlinien er vist i figur 9.2 og 9.3.

Figur 9.3: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne opdelt i 10 afstandspunkter. Den samlede pesticidflux i 2010 i de 10 punkter på centerlinien er vist i tabellen til højre for kortet. I det viste eksempel påbegyndte transport af forurening fra lokaliteten i 1976, og det ses, at fluxen i punkterne 1 - 8 er aftagende ift. punkterne 9 og 10. Se figur 9.1 og 9.2 for signaturforklaring.

Figur 9.2 viser en situation hvor pesticidfanen ikke har nået frem til en oplandsgrænse eller indvindingsboring. Figur 9.3 viser derimod at en større mængde pesticid har nået frem til slutpunkt (afstandspunkt 10) og at fanen er aftagende, da anvendelse af flere af de anvendte pesticider i kilden har ophørt. Imidlertid har der også været anvendt pesticider med lav mobilitet og nedbrydelighed. Disse stoffer er ikke nået så langt langs centerlinien og stofmængden i grundvandet tæt på kilden (afstandspunkt 1) er derfor højere end ved afstandspunkt 6.

9.7 Metabolitter

I afsnit 9.6 er fluxen beregnet alene som en reduktion af moderstoffet. I virkeligheden vil moderstoffer nedbrydes til en metabolit som transporteres videre i grundvand med en transporttid som er afhængig af metabolittens fordelingskoefficient, k_d.

Nedbrydning af moderstof kan beskrives i henhold til ligning 9.11 ved ligning 9.16.

Mængden af metabolit, m, som dannes kan beskrives som følger:

Nedbrydning af metabolitten kan dermed beskrives som følger:

Dette betyder at mængden af metabolitten kan beskrives som følger:

Disse ligninger er ikke indbygget i risikovurderingsværktøjet endnu og derfor skal brugeren foretage en manual indtastning og følsomhedsberegning af transport fra kilden med forskellige mængde af moderstof og metabolitter.

Stoffernes metabolitter kan findes i pesticiddatabasen, og der findes fysisk-kemiske og nedbrydningsdata i pesticiddatabasen for de stoffer, som er fundet i det danske grundvand.

9.8 Dispersion

Dispersion i udbredelsesretningen (longitudinal dispersion) vil ikke influere på fluxen i indvindingsboringerne. Og den transversale dispersion vurderes at være ubetydelig (Bjerg, 2006). På denne baggrund er det besluttet ikke at medtage dispersionen i beregningerne af den horisontale transport i grundvandsmagasinet.

9.9 Omregning fra flux til koncentrationer i indvindingsboring

Fluxen for et pesticid er angivet i masse pr. år (mg/år). Den samlede flux i en indvindingsboring fra en lokalitet er summen af fluxerne for de enkelte pesticider. Ligeledes kan det samlede bidrag fra alle lokaliteter summeres for de individuelle pesticider eller samlet for alle pesticider medtaget i opsætning for en risikovurdering. Ved efterfølgende beregning af flere kilders samlede påvirkning af indvindingsboringen divideres fluxen (mg/år) med den årlige indvinding (m³/år) som giver koncentrationen (µg/l) i indvindingsboringen.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.