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

Pesticidtruslen mod grundvandet fra pesticidpunktkilder på oplandsskala

10 Gennemgang af en case

• 10.1 Indsatsområde
• 10.2 Input til lokalitetsdatabasen
• 10.3 Risikovurdering
  • 10.3.1 Assens Mariendal vandværk
  • 10.3.2 Assens - Kildebakkens vandværk
  • 10.3.3 Melby-Kærum opland
  • 10.3.4 Sønderby vandværk

10.1 Indsatsområde

Til afprøvning af risikovurderingsværktøjet er der foretaget en vurdering af potentielle kilder i indsatsområde Assens.

Der findes fire oplande i indsatsområdet, jf. figur 10.1.

• Assens Vandforsyning: Mariendal vandværk, herunder Lundager-Aborg
• Assens Vandforsyning: Kildebakkens vandværk
• Melby-Kærum vandværk
• Sønderby vandværk

Figur 10.1: De fire oplande i indsatsområdet ved Assens.

I disse fire oplande er der af Fyns Amt indsamlet oplysninger om arealanvendelser, blandt andet ved hjælp af flyfotos optaget i perioden fra 1965-2004. Der har især været fokus på følgende aktiviteter:

• Lav bebyggelse
• Drivhuse
• Gartnerier/planteskoler
• Frugtplantager
• Juletræsplantager/granplantager
• Industri

Vurderingen af aktuelle arealanvendelser i 2004 har kun identificeret nogle få potentielle pesticidpunktkilder i de fire oplande.

Potentielle kilder, der ligger uden for oplandgrænserne, vurderes ikke i risikovurderingsværktøjet.

10.2 Input til lokalitetsdatabasen

Da antallet af identificerede kilder er begrænset, er der ved afprøvningen af værktøjet medtaget en række mindre landbrugsbedrifter som “fiktive potentielle kilder”, uden at der foreligger yderligere oplysninger om størrelse eller driftsforhold.

Oplysninger om de 20 lokaliteter, som udgør potentielle kilder i de fire oplande, er opsummeret i tabel 10.1 og indtastet i lokalitetsdatabasen med deres euref89-koordinater.

Tabel 10.1: aktuelle og fiktive lokaliteter i indsatsområdet ved Assens.

De potentielle pesticidpunktkilder er identificeret fra flyfotos, optaget i perioden fra 1965 og frem til 2004, og de fiktive landbrugsbedrifter fra topografiske kort. For de fleste lokaliteter er driftsperioden angivet fra 1950 eller 1965 og frem til i dag. For lokalitetstyper som landbrugsbedrifter og gartnerier indsættes der automatisk en række default-værdier for den forventede belastning med pesticider i grundvandet samt for anvendelsesperioden. Disse default-værdier er anvendt i risikovurderingen, men kan erstattes af aktuelle oplysninger, såfremt disse foreligger.

10.3 Risikovurdering

10.3.1 Assens Mariendal vandværk

De fire indvindingsboringer til Mariendal Vandværk er ikke belastet af pesticider. I dette opland er der 8 potentielle pesticidpunktkilder som vist i figur 10.2. Alle 8 lokaliteter er landbrugsbedrifter.

I den sydlige del af oplandet er der overlap til oplandet ved Kildebakkens vandværk, og i dette delområde findes lokalitet 7 og 9. Lige øst for oplandsgrænsen er der en granplantage og et større landbrug (lokalitet 8), som ligger uden for oplandet, og derfor kun kan ses i oplandet til Kildebakkens vandværk, jf. figur 10.19.

Klik her for at se Figur 10.2

Figur 10.2 : Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de potentielle pesticidpunktkilder i oplandet til Mariendal vandværk. Signaturforklaringen er vist til højre.

Ifølge figur 10.2 vil der på baggrund af det anvendte potentialekort ikke ske strømning til vandværksboringer. Endvidere er der indikationer for, at der for to lokaliteter (lokalitet 7 og 9) sker strømning til oplandet til Kildebakkens vandværk, som ligger lige syd for oplandet.

Da der ikke foreligger oplysninger om driftsforhold, jordforurening, spild eller grundvandsforurening på de 8 ejendomme, er der i opsætningen af risikovurderingen anvendt de foreslåede maksimale default-værdier for 7 typiske pesticider på en gårdplads på 1.200 m², jf. figur 10.3.

Klik her for at se Figur 10.3

Figur 10.3: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de anvendte default-grundvandskoncentrationer ved lokalitet 7 (fiktiv Landbrugsbedrift) i oplandet til Mariendal vandværk.

Ifølge beregninger af centerlinierne i figur 10.4 ligger de 8 lokaliteter mellem 326,125 og 2311,417 m fra oplandsgrænsen. Figur 10.2 indikerer, at ingen centerlinier strømmer til en indvindingsboring. Såfremt pesticidforurenet vand strømmer til indvindingsboringerne i stedet for oplandsgrænsen, vil centerlinierne for flere af lokaliteterne være kortere, dvs. at pesticidforureningen kommer hurtigere frem og der sker mindre nedbrydning undervejs.

Klik her for at se Figur 10.4

Figur 10.4: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende oplandsbestemte parametre for Mariendal VV såsom grundvandsmagasinets transmissivitet (Tmid) og tykkelse (magasin), afstanden mellem de enkelte lokaliteter og oplandsgrænse eller vandværksboringer (centerlinie), grundvandsspejlets gennemsnitlige gradient for de enkelte centerlinier m.v. Alle parametre er vist som rådata hentet fra beregningsmodulet, dvs. med flere decimaler.

Ved beregningen har risikovurderingsværktøjet hentet en gennemsnitlig transmissivitet på 0,0044143 m²/s fra GIS-tabellerne. Ifølge Fyns Amts oplysninger findes der tre boringer tæt på de fire oplande ved Assens og med transmissiviteter på henholdsvis 0,0049, 0,00036 og 0,00983 m²/s, svarende til en gennemsnitlig transmissivitet på 0,005 m²/s. Den anvendte transmissivitet er dermed i overensstemmelse med disse oplysninger.

De beregnede kildestyrker for de 7 pesticider i mg/år fra de 8 lokaliteter er identisk, da kildestyrkeopsætningen for grundvandskoncentrationer og de forurenede arealer er ens for de 8 landbrugsbedrifter. Herudover er der i værktøjet antaget, at magasintykkelsen og infiltrationen er ens over hele oplandet. Kildestyrkerne (mg/år) for de 7 pesticider er vist i figur 10.5.

Klik her for at se Figur 10.5

Figur 10.5: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de beregnede kildestyrker (flux, mg/år) for de 7 pesticider ved lokalitet 1. Tabellen viser desuden de skønnede grundvandskoncentrationer under lokalitet 1, og at der er tale om de maksimale forventelige niveauer (niveau) for default-værdier (forureningstype DEF). Endvidere det skønnede forurenede areal og pesticidernes fordelingskoefficienter (K_d), halveringstider (DT₅₀) og anvendelsesperiode er også vist.

Under menuen risikovurdering / horisontal transport er der valgt diagrammer for alle slutpunkter for en periode fra 1994 – 2006. I figur 10.6 kan vi se, at fluxen (mg/år) for alle slutpunkter i oplandet for BAM er faldende.

Den samlede stofmængde i oplandet efter 2005 er, jf. figur 10.6, omkring de 17.000 mg/år, med det største bidrag fra BAM og mechlorprop (MCPP) på henholdsvis 8.000 og 7.000 mg/år.

Figur 10.6: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Mariendal vandværk i perioden fra 1994 til 2006. Til højre for diagrammet vises signaturforklaring for de enkelte pesticider i oplandet med deres id.nr., f.eks. har bentazon id.nr. 190. BAM-fluxen falder fra ca. 11.000 mg/år i 1994 til 8.000 i 2005.

Såfremt al forurening strømmer til indvindingsboringerne ved Mariendal vandværk, som har en årlig indvinding på ca. 230.000 m³/år, er den forventelige samlede pesticidkoncentration i drikkevandet 0,074 µg/l. Dette betyder, at det kan forventes, at koncentrationerne for de enkelte pesticider vil ligge under detektionsgrænsen på 0,01 µg/l, undtagen BAM og mechlorprop på ca. 0,03 µg/l.

I figur 10.7 er den samlede flux i slutpunkter opdelt efter lokaliteter, og der i figur 10.7 til 10.14 viset tabeller over de enkelte pesticidfluxer fra de 8 lokaliteter.

Figur 10.7: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Mariendal vandværk i perioden fra 1994 til 2006. Til højre for diagrammet vises signaturforklaring for de enkelte lokaliteter i oplandet med deres id.nr., f.eks. har lokalitet 1 id.nr. 2267. I tabellen under diagrammet er vist fluxen for de individuelle pesticider fra lokalitet 1 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.8: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 2 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.9: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 3 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.10: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 4 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.11: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 5 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.12: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 6 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.13: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 7 i perioden fra 1994 til 2006.

Figur 10.14: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende en tabel over fluxen (mg/år) i slutpunktet i oplandet til Mariendal vandværk for de individuelle pesticider fra lokalitet 9 i perioden fra 1994 til 2006.

Mechlorprop

I det anvendte eksempel har mechlorprop en halveringstid (DT₅₀) på 10.000 dage, som er det bedste bud på en halveringstid under anaerobe forhold i et grundvandsmagasin, idet der i flere danske undersøgelser ikke er observeret nedbrydning. Følsomhedsberegninger viser, at der for halveringstider på 250, 2.500 og 10.000 dage beregnes en flux ved slutpunktet for stoffer fra lokalitet 1 (afstand er ca. 993 m) på henholdsvis 0,3838, 658,35 og 1.224,5 (jf. figur 10.7) mg/år. Fluxen i et slutpunkt er afhængig af transporthastigheden frem til slutpunktet og halveringstiden. Jo kortere afstand, jo mindre tid er der til nedbrydning. Ved høje halveringstider sker der desuden mindre nedbrydning. Den beregnede stofmængde for mechlorprop i slutpunktet efter transport fra de 8 lokaliteter varierer derfor fra 597,51 (lokalitet 9) til 1.360,9 (lokalitet 3) mg/år, jf. figur 10.7 – 10.14.

Ligeledes kan vi i figur 10.15 se, at mængden af mechlorprop langs centerlinien falder med afstanden fra lokaliteten frem til slutpunktet, jf. eksempel med lokalitet 9.

Figur 10.15: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 2006 i 20 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 6 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 20). I 2006 er mechlorprop nået frem til slutpunktet, mens BAM, hexazinon. Isoproturon, atrazin, bentazon og især glyphosat ikke har nået frem.

Isoproturon og BAM

For både isoproturon og BAM antages nærmest ingen nedbrydning (DT₅₀ er 10.000 dage, dvs. 27 år), og der er kun begrænset tilbageholdelse i akvifer. I Mariendal opland findes forskel i gradienten og afstanden for de individuelle punktkilder og transporttiden varierer fra 5 - 47 år. Dette betyder at forureningen fra visse lokaliteter kan nå at være delvis nedbrudt undervejs, bl.a. fra lokalitet 9, jf. figur 10.15.

Forureningen med isoproturon og BAM fra lokalitet 3 (afstanden er 326 m) ophørte ved slutpunktet i 1999/2000, idet anvendelse af disse stoffer på landbrugsbedrifter ophørte i henholdsvis 1994 og 1996. Forureningen med isoproturon og BAM fra lokalitet 9 (afstanden er 1558 m) er derimod ikke nårt frem til slutpunktet i 2006.

Som det ses af figur 10.7 til 10.14, er det lokalitet 2, 4 og 5, der bidrager med isoproturon og lokalitet 2, 4, 5, 6 og 7 med BAM i 2005, mens forureningen fra lokalitet 1og 3 er helt ophørt.

Hexazinon

For hexazinon forventes en begrænset nedbrydning (DT₅₀ er 2.500 dage, dvs. 6,8 år), og der er kun begrænset tilbageholdelse i akviferen. Transporttiderne fra de enkelte lokaliteter varierer fra 5 - 47 år og forureningen fra visse lokaliteter kan nå at være delvis nedbrudt undervejs, bl.a. fra lokalitet 9, jf. figur 10.15.

Som det ses af figur 10.7 til 10.14, er stofmængden, der når frem til slutpunkterne fra de individuelle lokaliteter, på 40,866 til 200,86 mg/år (mens der ved kilden findes 301,2 mg/år, jf. figur 10.5).

Glyphosat

For alle 8 lokaliteter antages det, at glyphosat stadig anvendes og udvaskes til grundvandet under lokaliteterne. Imidlertid når stoffet aldrig længere frem end nogle få meter fra lokaliteterne, idet halveringstiden er kort (DT₅₀ er 18 dage) og stoffet tilbageholdes i akviferen. På figur 10.16 ses fordelingen langs centerlinien for lokalitet 3, som er 326 m fra slutpunktet (jf. figur 10.5). I afstandspunkt 1 (1/10 del af centerlinien svarende til 33 m) er glyphosatmængden på nul.

Figur 10.16: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1998 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 3 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 326 m. glyphosatfluxen er ikke nået 1/10 af 326 m, dvs. 32,6 m.

Bentazon

For bentazon antages nærmest ingen nedbrydning (DT₅₀ er 10.000 dage, dvs. 27 år), og der er kun begrænset tilbageholdelse i akviferen. For alle 8 lokaliteter antages det, at bentazon stadig anvendes og udvaskes til grundvandet under lokaliteterne. Transporttiderne betyder at forureningen fra visse lokaliteter kan nå at være delvis nedbrudt undervejs, bl.a. fra lokalitet 9, jf. figur 10.15.

Atrazin

I figur 10.16 kan vi se, at atrazin bevæger sig meget langsomt i forhold til de andre stoffer, fordi retentionskoefficient er højt. Anvendelsen af atrazin antages at være ophørt i 1994, men fordi stoffet transporteres langsomt og stort set ikke nedbrydes i grundvandsmagasinet, vil det vare mange år, før det når frem til et slutpunkt, og dermed også lang tid før stofmængderne i slutpunkterne falder efter ophør af pesticidanvendelse. Atrazinbidrag er teoretisk først fremme efter flere hundrede år. Da nedbrydning kun sker i vandfasen, jf. afsnit 9.6, vil nedbrydning kun finde sted i ca. 5 - 47 år. Det betyder, at nedbrydningen af atrazin er ubetydelig på trods de lange transporttider.

Ved at vælge en længere periode, frem til 2040, kan vi i figur 10.17 kontrollere om, stofmængderne forsætter falder frem til 2040.

Figur 10.17: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Mariendal vandværk i perioden fra 1998 til 2040. Til højre for diagrammet vises en signaturforklaring for de enkelte pesticider i oplandet med id.nr.

I figur 10.18 er stofmængden i slutpunkterne opdelt efter lokaliteterne, og vi kan se, at det samlede bidrag fra lokalitet 3 falder i 2000, mens det samlede bidrag fra lokalitet 9 først falder i 2033.

Figur 10.18: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Mariendal vandværk i perioden fra 1998 til 2040. Til højre for diagrammet vises en signaturforklaring for de enkelte lokaliteter i oplandet med id.nr.

Konklusion

Konklusionen vedrørende prioriteringen for Mariendal vandværk er dermed, at de forventelige koncentrationer i vandværksboringerne, undtagen for mechlorprop og BAM, er for små til at de kan forventes at kunne detekteres, ligesom det er usikkert, om forureningen strømmer mod vandværksboringer. Eventuelle grundvandskoncentrationer af BAM og mechlorprop forventes at være mindre end. 0,03 µg/l.

Vurderingen kan forbedres ved at potentialebilledet bekræftes og ved at der indsamles oplysninger om driftsforhold på de enkelte landbrugsbedrifter opstrøms for vandværket.

Endvidere kunne man foretage en række indledende undersøgelser af grundvandsforureningen tæt på kilderne.

10.3.2 Assens – Kildebakkens vandværk

I dette opland er der 11 potentielle pesticidpunktkilder, som vist i figur 10.19. 10 lokaliteter er landbrugsbedrifter og den sidste et gartneri.

Der foreligger ingen oplysninger om driftsforhold, spild, jord- eller grundvandforurening for disse lokaliteter.

Figur 10.19: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de Potentielle pesticidpunktkilder i oplandet til Kildebakkens vandværk. Signaturforklaringen er vist i figur 10.2.

Risikovurderingen for dette opland kan foretages på samme måde som for oplandet for Mariendal vandværk. Den eneste forskel er, at der findes et gartneri i oplandet, hvorfor default-værdierne for den formodede forurening under lokaliteten er forskellig fra landbrugsbedrifter.

I figur 10.20 ses transportoplysninger for oplandet til Kildebakkens vandværk.

Ifølge beregninger af centerlinierne i figur 10.20 ligger de 11 lokaliteter mellem 409,3 og 3.163,1 m fra oplandsgrænsen. Figur 10.19 indikerer, at ingen af centerlinierne strømmer mod en indvindingsboring. Såfremt forureningen strømmer til indvindingsboringer, vil centerlinierne være af nogenlunde samme længde, dvs. at forureningens ankomst til slutpunktet i en boring eller oplandsgrænse vil være nogenlunde den samme.

Klik her for at se Figur 10.20

Figur 10.20: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende oplandsbestemte parametre for Kildebakkens VV såsom grundvandsmagasinets transmissivitet (Tmid) og tykkelse (magasin), afstanden mellem de enkelte lokaliteter og oplandsgrænse eller vandværksboringer (centerlinie), grundvandsspejlets gennemsnitlige gradient for de enkelte centerlinier m.v. alle parametre er vist som rådata hentet fra beregningsmodulet, dvs. med flere decimaler.

Under menuen risikovurdering / horisontal transport er der valgt diagrammer for alle slutpunkter for en periode fra 1994 – 2006. I figur 10.21 kan vi se, at det største bidrag til pesticider i oplandet er BAM.

Mængderne af BAM falder i alle slutpunkter i oplandet efter 1997, da anvendelse af stoffet ophørte i 1996.

Figur 10.21: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Kildebakkens vandværk i perioden fra 1994 til 2006. Til højre for diagrammet vises en signaturforklaring for de enkelte pesticider i oplandet med id.nr., f.eks. har BAM id.nr. 336. BAM-fluxen falder fra ca. 24.000 mg/år i 1997 til 10.000 mg/år efter 2003.

Det største BAM-bidrag er fra lokalitet 11 – et gartneri, jf. figur 10.21, og da bidraget herfra ophørte i 1996, falder den samlede pesticidbelastning i oplandet i 1997 til ca. 26.000 mg/år, heraf ca. 15.000 mg/år fra BAM. BAM-mængderne falder yderligere og er i 2006 nede på ca. 10.000 mg/år.

Den samlede stofmængde i oplandet er efter 2006, jf. figur 10.21, omkring 20.000 mg/år. Såfremt al forurening strømmer til indvindingsboringerne ved Kildebakken vandværk med en årlig indvinding på ca. 445.000 m³/år, vil den forventelige samlede pesticidkoncentration i drikkevandet være 0,045 µg/l.

Dette betyder, at det kan forventes, at de gennemsnitlige koncentrationer for de enkelte pesticider vil ligge under detektionsgrænsen på 0,01 µg/l, dog med undtagelse af BAM, hvor der kan beregnes en gennemsnitlig koncentration på ca. 0,02 µg/l.

Konklusion

Konklusionen vedrørende prioriteringen for Kildebakkens vandværk er dermed, at de forventelige koncentrationer i vandværksboringerne, undtagen BAM, er for små til at de kan forventes at kunne detekteres, ligesom det er usikkert, om forureningen strømmer mod vandværksboringer. Eventuelle grundvandskoncentrationer af BAM forventes at være mindre end 0,02 µg/l.

Vurderingen kan forbedres ved at potentialebilledet bekræftes og ved at der indsamles oplysninger om driftsforhold på de enkelte landbrugsbedrifter opstrøms for vandværket.

Endvidere kunne man foretage en række indledende undersøgelser af grundvandsforureningen tæt på kilderne.

10.3.3 Melby-Kærum opland

I oplandet til Melby-Kærum er der 2 potentielle pesticidpunktkilder som vist i figur 10.22. Der er inden for ca. 50 m af indvindingsboringen identificeret et større gartneri (lokalitet 14). Ifølge figur 10.22 vil forureningen fra lokalitet 14 strømme frem til indvindingsboringen. Lokalitet 18 - en fiktiv landbrugsbedrift - ligger også i oplandet til Kildebakkens vandværk, men ifølge det anvendte potentialebillede vil forureningen herfra strømme mod oplandsgrænsen til Melby-Kærum vandværk.

Figur 10.22: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de potentielle pesticidpunktkilder i oplandet til Melby-Kærum vandværk. Signaturforklaringen er vist i figur 10.2.

Risikovurderingen kan foretages på samme måde som for oplandene for Mariendal og Kildebakken vandværker.

I figur 10.23 ses transportoplysninger for oplandet til Melby-Kærum vandværk. Ifølge beregninger af centerlinierne i figur 10.23 ligger de 2 lokaliteter mellem 169,69 og 782,91 m fra henholdsvis indvindingsboringen og oplandsgrænsen.

Klik her for at se Figur 10.23

Figur 10.23: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende oplandsbestemte parametre for melby-kærum vandværk såsom grundvandsmagasinets transmissivitet (Tmid) og tykkelse (magasin), afstanden mellem de enkelte lokaliteter og oplandsgrænse eller vandværksboringer (centerlinie), grundvandsspejlets gennemsnitlige gradient for de enkelte centerlinier m.v. alle parametre er vist som rådata hentet fra beregningsmodulet, dvs. med flere decimaler.

Under menuen risikovurdering / horisontal transport er der valgt diagrammer for alle slutpunkter for en periode fra 1994 – 2006. I figur 10.24 kan vi se, at det største bidrag til pesticider i oplandet er BAM.

Mængden af BAM falder i alle slutpunkter i oplandet efter 1998, da anvendelse af stoffet ophørte i 1996.

Figur 10.24: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Melby-kærum vandværk i perioden fra 1994 til 2006. Til højre for diagrammet vises en signaturforklaring for de enkelte pesticider i oplandet med id.nr., f.eks. har BAM id.nr. 336. BAM-fluxen falder fra ca. 10.820 mg/år i 1999 til 2060 mg/år.

Det største bidrag er fra lokalitet 14 – et gartneri, jf. figur 10.24, og da bidraget herfra er ophørt i 1998, falder den samlede pesticidbelastning i oplandet til ca. 2.500 mg/år, heraf ca. 2.096 mg/år fra BAM. Før 1998 var den samlede pesticidbelastning i oplandet ca. 11.500 mg/år, heraf ca. 10.900 mg/år fra BAM.

Såfremt al forurening strømmer til indvindingsboringerne ved Melby-Kærum med en årlig indvinding på ca. 33.000 m³/år, vil den forventelige samlede pesticidkoncentration i drikkevandet henholdsvis før og efter 1998 være på 0,35 og 0,08 µg/l. Pesticidbidraget forventes hovedsageligt at omfatte BAM på henholdsvis 0,33 og 0,062 µg/l.

Ifølge Fyns Amt er der konstateret let forhøjede BAM-værdier i boringer i 2001 og 2003.

I figur 10.25 - 10.26 vises den tidsmæssige udvikling i 10 punkter langs centerlinien fra lokalitet 14 i henholdsvis 1985 og 2000. Der sker kun lidt nedbrydning af BAM langs centerlinien i 1985, men i 2000 er BAM helt væk fra forureningsfanen. Atrazinfanen kommer kun langsomt frem og har i 2000 nået punkt 4, svarende til 68 m (4/10 af 169,6878 m, jf. figur 10.26).

Figur 10.25: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1985 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 14 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 169,7 m. Atrazinfluxen er kun nået 2/10 af de 169,7 m, dvs. 34 m.

Figur 10.26: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 2000 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 14 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 169,7 m. Atrazinfluxen er kun nået 4/10 af de 169,7 m, dvs. 68 m.

I figur 10.27 - 10.30 vises den tidsmæssige udvikling i 10 punkter langs centerlinien fra lokalitet 18 for perioden 1980 til 2000. BAM er det første pesticid, der når frem til slutpunktet, og det forsvinder allerede fra kilden igen efter 2000. De andre pesticider bevæger sig kun langsomt frem, bl.a. har bentazon først nået slutpunktet i 1995.

Figur 10.27: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1980 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 18 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 782,9 m. BAMfluxen er kun nået 8/10 af de 783 m, dvs. 626 m.

Figur 10.28: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1985 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 18 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 782,9 m. BAMfluxen er nået frem til slutpunktet.

Figur 10.29: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1985 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 18 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 782,9 m. BAM-, Bentazon og hexazinon er nået frem til slutpunktet.

Figur 10.30: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 1985 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 18 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 782,9 m. BAM- og isoproturonflux er ophørt ved lokalitet 18.

I figur 10.31 vises centerlinien på kortet og en tabel med det samlede pesticidbidrag i de 10 punkter langs centerlinien i 2006. Den samlede pesticidflux langs centerlinien er aftagende.

Klik her for at se Figur 10.31

Figur 10.31: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne opdelt i 10 afstandspunkter. Den samlede pesticidflux i 2006 er beregnet. Ved klik 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) og frem til oplandsgrænsen (afstandspunkt 10). Se figur 10.2 for en signaturforklaring.

Konklusion

Konklusionen vedrørende prioriteringen for Melby-Kærum vandværk er dermed, at de forventelige pesticidkoncentrationer i vandværksboringerne, undtagen BAM, er for små til at de kan forventes at kunne detekteres, ligesom det er usikkert, om forureningen fra lokalitet 18 strømmer mod vandværksboringer. Eventuelle grundvandskoncentrationer af BAM forventes at være på niveauer fra mindre end 0,062 til 0,33 µg/l. Ifølge Fyns Amt er der i 2001 og 2003 konstateret let forhøjede BAM-værdier i boringer.

Vurderingen kan forbedres ved at potentialebilledet bekræftes og ved at der indsamles oplysninger om driftsforhold på de enkelte landbrugsbedrifter opstrøms for vandværket.

Endvidere kunne der foretages en række indledende undersøgelser af grundvandsforureningen tæt på kilderne.

10.3.4 Sønderby vandværk

I oplandet til Sønderby Vandværk er kun identificeret et gartneri, som blev nedlagt i 1977 (betegnet lokalitet 19 i den følgende vurdering). Lokalitet 20 ligger uden for oplandsgrænsen og kan dermed ikke ses på kortet.

Ifølge figur 10.32 vil forureningen fra lokalitet 19 ikke strømme til indvindingsboringen, men forureningen vil højst sandsynligt alligevel ende i vandværket.

Figur 10.32: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende de Potentielle pesticidpunktkilder i oplandet til Sønderby vandværk. Signaturforklaringen er vist i figur 10.2.

Risikovurderingen kan foretages på samme måde som for oplandene for Mariendal og Kildebakken vandværker.

I figur 10.33 ses transportoplysninger for oplandet til Sønderby vandværk.

Ifølge beregninger af centerlinierne i figur 10.33 ligger lokaliteten 515,455 m fra indvindingsboringen.

Klik her for at se Figur 10.33

Figur 10.33: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende oplandsbestemte parametre for Sønderby vandværk såsom grundvandsmagasinets transmissivitet (Tmid) og tykkelse (magasin), afstanden mellem de enkelte lokaliteter og oplandsgrænse eller vandværksboringer (centerlinie), grundvandsspejlets gennemsnitlige gradient for de enkelte centerlinier m.v. alle parametre er vist som rådata hentet fra beregningsmodulet, dvs. med flere decimaler.

Under menuen risikovurdering / horisontal transport er der valgt diagrammer for alle slutpunkter for en periode fra 1994 – 2015. I figur 10.34 kan vi se, at det største bidrag til pesticider i oplandet er BAM.

Mængderne af BAM falder efter 2010, da anvendelsen af stoffet ophørte i 1996, og det varer 15 år, før fanen begynder at aftage ved slutpunktet.

Klik her for at se Figur 10.34

Figur 10.34: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i slutpunkter i oplandet til Sønderby vandværk i perioden fra 1994 til 2015. Til højre for diagrammet vises en signaturforklaring for de enkelte pesticider i oplandet med id.nr., f.eks. har BAM id.nr. 336. BAM-fluxen forventes at falde fra ca. 6.400 mg/år til nul i 2011.

Den samlede pesticidbelastning i oplandet frem til 2012 er ca. 6.500 mg/år, heraf ca. 6.400 mg/år fra BAM. Såfremt al forurening strømmer til indvindingsboringen ved Sønderby vandværk med en årlig indvinding på ca. 33.000 m³/år, vil den forventelige samlede pesticidkoncentration i drikkevandet være 0,20 µg/l. Pesticidbidraget forventes hovedsageligt at omfatte BAM.

Ifølge Fyns Amt er der konstateret problemer med pesticider i boringerne.

I figur 10.35 vises den mængdemæssige fordeling langs centerlinien i 2006.

Figur 10.35: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende et diagram over fluxen (mg/år) i 2006 i 10 afstandspunkter jævnt fordelt på centerlinien fra lokalitet 19 (afstandspunkt 0) og frem til slutpunktet (afstandspunkt 10), i alt 515,455 m. BAMfluxen er aftagende langs centerlinien.

I figur 10.36 vises centerlinien i 2006 og en tabel med det samlede pesticidbidrag i de 10 punkter langs centerlinien.

Klik her for at se Figur 10.36

Figur 10.36: Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne opdelt i 10 afstandspunkter. Den samlede pesticidflux i 2006 er beregnet. Ved klik 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). Se figur 10.2 for en signaturforklaring.

Konklusion

Konklusionen vedrørende prioriteringen for Sønderby vandværk er dermed, at de forventelige pesticidkoncentrationer i vandværksboringerne, undtagen BAM, er for små til at de kan forventes at kunne detekteres, ligesom det er usikkert, om forureningen fra lokalitet 19 strømmer mod vandværksboringer. Eventuelle grundvandskoncentrationer af BAM forventes at være på et niveau på mindre end 0,02 µg/l. Ifølge Fyns Amt er der konstateret problemer med pesticider i boringer.

Vurderingen kan forbedres ved at potentialebilledet bekræftes og ved at der indsamles oplysninger om driftsforhold på de enkelte landbrugsbedrifter opstrøms for vandværket.

Endvidere kunne man foretage en række indledende undersøgelser af grundvandsforureningen tæt på kilderne.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.