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

Membranfiltrering, erfaring og muligheder i dansk vandforsyning

1 Stofblade

I det følgende gennemgås problemstoffernes kemiske/fysiske karakteristika, hvilke effekter de kan have på miljøet og/eller den menneskelige organisme. Desuden gennemgås problemstoffernes udbredelse i grundvandsressourcen, samt i hvilke koncentrationer de typisk findes.

I nærværende bilag gennemgås følgende stoffer

• Brunt Vand
• Naturligt forhøjet NVOC
• Klorerede opløsningsmidler
• Pesticider (uladet)
• Pesticider (ladet)
• MTBE
• Nitrat
• Flourid
• Klorid
• Ammonium
• Hårdhed
• Arsen
• Nikkel

1.1 Brunt vand

1.1.1 Kemisk formel

Der kan ikke opstilles nogen specifik kemisk formel for humus, som er årsagen til brunt vand /7/, men humus består af et stort kulstofskelet med både alifatisk og aromatisk karakter, hvorpå der findes diverse funktionelle grupper, primært –OH og –COOH grupper /17/. Forslag til strukturer findes eksempelvis i /18/.

1.1.2 Formelvægt

Normalt over 10.000 g/mol. Der er konstateret værdier på 2.000 – 1.200.000 g/mol /17/.

1.1.3 Kemisk beskrivelse

Årsagen til vandets brunlige farve er et højt indhold af organisk stof, ofte i form af humus. Humus er generelt meget svært nedbrydeligt /8/. Humus er højmolekylære organiske syrer (humus-, fulvus- og huminsyrer) med kompleks og varierende struktur, som indeholder en vis mængde aminosyrer og kulhydrater, der er bundet i de store molekyler. Sammensætning og indhold af disse kemiske delstrukturer afhænger bl.a. af alderen af det organiske stof /7/. Ved lav pH udfældes humussyre, mens fulvussyre forbliver stabil (opløst) ved alle pH-værdier, og huminsyre er altid uopløselig uanset pH /8/. Humussyre udgør hovedbestanddelen af det organiske stof i brunt vand, mens fulvussyre er dominerende i overfladevand på grund af nedbrydning af plantemateriale /5/. Bemærk, at det organiske stofindhold kan bestemmes ved en række analysemetoder (f.eks. KMnO4, NVOC, TOC, COD, BI5, farvningsgrad), som hver har deres styrker og svagheder og afviger mere eller mindre fra hinanden med hensyn til, hvilket organiskstof-fraktion de bestemmer /5/, /17/. Ofte er en kombination af to eller flere metoder at foretrække.

1.1.4 Ladning

Negativ. Ofte er pH forhøjet i brunt vand, og dette er skyld i dissociering af visse funktionelle grupper (f.eks. carboxylsyre), hvorved ladningen af humus bliver negativ, og dets opløselighed i vand stiger /8/. Ved højere pH begynder phenoler også at dissociere, hvilket yderligere øger opløseligheden.

1.1.5 Kriterier

• 4 mg C/l (NVOC) afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 4 mg C/l (NVOC) indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 4 mg C/l (NVOC) forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/

Man arbejder ikke med et grundvandskvalitetskriterium for NVOC, da det ikke er et miljøfremmed stof /2/.

1.1.6 Effekter

Visuelt meget beskæmmende. Ellers kan vandet være acceptabelt, også hvad angår smag eller lugt. I enkelte tilfælde ses øget bakteriologisk vækst som følge af brunt vand, men normalt er det ikke noget problem – det afhænger af, hvorvidt det organiske stof er omsætteligt (og dermed af alderen). Det organiske stof bliver ikke reaktivt ved normal vandbehandling, og der er ikke erfaringer for, at der sker omsætninger i ledningsnettet. Der skal skrappe iltningsmidler til for at gøre den aktuelle type organisk stof reaktivt, f.eks. KMnO4 eller O3. Hvis det organiske stof er reaktivt, og vandet samtidig behandles med klor, er der risiko for dannelse af trihalomethaner. Endelig kan vandkvaliteten i øvrigt være forringet (fx høj pH, højt natriumindhold).

1.1.7 Kilder

Naturligt forekommende organisk stof i jorden, ofte i form af plankton og alger eller planterester (brunkul) indlejret i marine sedimenter eller i form af tørv og gytje. Man skelner mellem brunt vand i dybe boringer, hvor der indvindes fra marine miocæne aflejringer, der er i kontakt med fed ler, og brunt vand i mere terrænnære boringer, hvor der indvindes fra inter- og postglaciale aflejringer (f.eks. Holstein interglacial) /5/, /17/. Det organiske stofs reaktivitet afhænger generelt af alderen, jo yngre jo mere reaktivt. Således er organisk stof i de post- og interglaciale aflejringer (gytje og tørv) ofte mere reaktivt end det organiske stof i de dybere boringer, som normalt er helt uomsætteligt (under reducerede forhold).

1.1.8 Typiske koncentrationer

Det organiske stofindhold blev tidligere målt ved KMnO4-værdien, angivet i mg/l. I normalt vand er KMnO4-værdien som regel 3-6 mg/l /3/. I brunt vand ligger KMnO4-værdien over 20 mg/l (svagt brunlig: > 20 mg/l, brun: > 40 mg/l, sort: > 200 mg/l). I Vestjylland har man konstateret værdier over 1000 mg/l /5/. I dag måles organisk stof som NVOC (non-volatile organic carbon), hvor værdier over 5-10 mg/l kan give misfarvning.

1.1.9 Typisk vandkvalitet

Dybe stærkt reducerede magasiner med forhøjet indhold af organisk stof. Ofte magasiner, som er helt eller delvist hydraulisk "afsnørede", så der ikke sker udvaskning af det brune vand, og derfor er der tale om magasiner med lang opholdstid og således gammelt vand, hvor der kan foregå sulfatreduktion og ionbytning. Typisk ses forhøjet pH (7,5-9), bicarbonat (20-500 mg/l), ionbytning (> 0,9), klorid (40-250 mg/l), fosfat (0,5-3 mg/l), flourid (0,1-1,5 mg/l), natrium (20-300) og kalium (2-18 mg/l), mens forvitringsgraden (< 1) og sulfatindholdet (< 20 mg/l) er lavere end normalt på grund af henholdsvis produktion af hydrogencarbonat og reduktion af sulfat til svovlbrinte, som begge dele sker ved sulfatreduktion /8/, /5/.

1.1.10 Traditionel vandbehandling

Fjernelse af organiske stoffer (herunder brunt vand) sker nogle steder ved membranfiltrering (ultrafiltrering) /6/. Det vides ikke, om metoden anvendes i Danmark. En anden måde at rense på er flokkulering med aluminiumssulfat, men det bruges kun få steder i dansk vandforsyning, og processen er svær at styre. Denne behandling er specielt anvendelig ved høj molekylevægt af det organiske stof (humussyrer) /17/. Højt humus-indhold kan besværliggøre fjernelsen af jern, og i områder hvor dette er relevant, kan det blive vanskeligt at overholde jernkriteriet på 0,1 mg/l /17/. Endelig vil det normalt være nødvendigt med en justering af pH. Se desuden stofblad om NVOC.

1.1.11 Problemomfang i ressourcen

Problemer med brunt grundvand ses hovedsagelig i Syd- og Vestjylland, omkring Skagen, på Læsø, Rømø og Als, området omkring og på Sjællands Odde samt i områder i Nordsjælland /3/. I en undersøgelse af boringer med kaliumpermanganattal over 20 mg/l er der ligeledes fundet en del boringer på Djursland, i Københavnsområdet, nord for Kalundborg samt vest og sydvest for Køge Bugt /19/, /17/.

1.2 Naturligt let forhøjet NVOC

1.2.1

Kemisk formel

Der kan ikke opstilles nogen specifik kemisk formel for NVOC (non-volatile organic carbon), da det er en generel betegnelse for en gruppe stoffer. Som generel formel kan bruges (CH2O)X, som betegner sammensætningen af kulstofskelettet.

1.2.2 Formelvægt

Findes ikke præcist jf. ovenstående, men ofte over 1.000 g/mol (naturligt forekommende organisk stof).

1.2.3 Kemisk beskrivelse

NVOC er en generel betegnelse for alle ikke-flygtige organiske stoffer, og man kan derfor ikke give en beskrivelse af de kemiske egenskaber for hele denne stofgruppe. Dog gælder det generelt, at formlen er (CH2O)X, der betegner sammensætningen af kulstofskelettet, som kan være af alifatisk og/eller aromatisk karakter. Herpå kan findes en række forskellige funktionelle grupper, f.eks. alkoholer, phenoler, carboxylsyrer, aminer, sulfider og fosfater.

1.2.4 Ladning

Normalt negativ, dog afhængig af pH.

1.2.5 Kriterier

• 4 mg C/l (NVOC) afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 4 mg C/l (NVOC) indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 4 mg C/l (NVOC) forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/

Man arbejder ikke med et grundvandskvalitetskriterium for NVOC, da det ikke som betegnelse er et miljøfremmed stof /2/

1.2.6 Effekter

Der kan være øget risiko for bakteriologisk vækst i ledningsnettet og eventuel

anledning til problemer med lugt, smag og farve afhængig af typen af det organiske stof /6/. Hvis det organiske stof er reaktivt, og vandet samtidig behandles med klor, er der risiko for dannelse af trihalomethaner. Endelig kan organisk stof forstyrre bundfældningen af jern og mangan /8/.

1.2.7 Kilder

Der findes en række naturlige kilder for NVOC. Alle de sedimenttyper, hvorfra der indvindes grundvand, indeholder organisk stof i større eller mindre omfang. Organisk stof i terrænnært grundvand består normalt primært af fulvussyre, som stammer fra nedbrydning af planterester, men koncentrationen af denne type organisk stof aftager hurtigt med dybden på grund af nedbrydning, udfældning og adsorption /8/. I dybere magasiner udgør humussyrer normalt den primære fraktion af det organiske stof (se stofblad om brunt vand). I kalk- og smeltevandsmagasiner i Nordsjælland er der fundet forhøjet indhold af organisk stof, der selv i relativt høje koncentrationer ikke giver synlig brunfarvning /17/.

Desuden findes en række menneskeskabte kilder, f.eks. nedsivning af spildevand, udsivning af lossepladsperkolat, udsivning fra møddings- og ensilageoplæg samt påvirkning fra andre organiske forureninger (herunder olie- og tjæreforurening fra f.eks. gasværker, asfaltfabrikker, skrotpladser, lagerområder /4/, /5/ - se desuden stofblad om henholdsvis klorerede opløsningsmidler og pesticider). Men den tilhørende vandtype, hvor der normalt er tale om lavmolekylært organisk stof, gennemgås ikke i nærværende stofblad.

1.2.8 Typiske koncentrationer

I normalt dansk grundvand er NVOC-koncentrationen 0,5 – 6 mg C/l, mens den i overfladevand er ca. 10-15 mg C/l /6/. I den vandtype, som behandles i nærværende stofblad, er koncentrationen af organisk stof normalt 5-10 mg C/l.

1.2.9 Typisk vandkvalitet

Normalt skelnes mellem 3 vandtyper med hensyn til indhold af organisk stof. Vandtype 1 er typisk for brunt vand, stærkt forhøjet indhold af organisk stof og stærkt reduceret - er omtalt på stofbladet om brunt vand. Vandtype 2 har et naturligt let forhøjet organisk stofindhold, er ikke ionbyttet, pH er omkring 7, og vandet er mindre reduceret, uden methan, kan have et højt sulfatindhold, og de polære stoffer udgør en væsentlig større del af det organiske stof sammenlignet med brunt vand /17/. Findes eksempelvis i Nordsjælland. Vandtype 3 er typisk påvirket af terrænnære forhold og dermed af overfladevand, og har en meget variabel uorganisk kemi, som normalt ikke er fuldt reduceret, men derimod indeholder nitrat og sulfat. Det organiske stof har en lav molekylevægt (< 2.000 g/mol), de polære stoffer dominerer den organiske stoffraktion, og der er et væsentligt bidrag fra fulvussyrer /17/ - er også omtalt i stofbladet om brunt vand.

Bemærk: I dette stofblad gennemgås kun den vandtype, som har et naturligt let forhøjet NVOC-tal, og dermed ikke vandtyper hvor NVOC er forhøjet på grund af diverse menneskelige forureninger, og heller ikke vandtyper hvor NVOC er stærkt forhøjet (se brunt vand).

1.2.10 Traditionel vandbehandling

Organisk stof kan fjernes ved både kemiske og biologiske metoder. Traditionelt set er jern-fældning blevet anvendt, men denne behandling er ofte ikke tilstrækkelig /8/. Kraftige kemiske iltningsmidler (f.eks. frit klor, kaliumpermanganat, hydrogenperoxid og ozon) kan anvendes til iltning af visse organiske stoffer i vand. Reaktionen ved kemisk iltning bør løbe helt til ende, så det organiske stof nedbrydes til kuldioxid. Iltningsmidlernes effektivitet kan justeres ved f.eks. at kombinere dem, ved at anvende UV-stråling og/eller ved hjælp af pH og bikarbonat /6/. Biologisk filtrering foregår ved hjælp af bakterier, som omsætter det organiske stof ved at bruge det som kulstofkilde i denitrifikation. Denitrifikation kræver forud en nitrifikation (incl. iltning) samt en efterfølgende bundfældning, hvorfra returslam ledes tilbage til før nitrifikationen. De biologiske processer er specielt afhængige af pH og temperatur /6/. Behandling med aktivt kul er et alternativ, der er mest effektiv for den lavmolekylære, hydrofobe del af humusstofferne /20/. Se desuden stofblad om brunt vand.

1.2.11 Problemomfang i ressourcen

Findes specielt i områder i Nordsjælland /17/.

1.3 Klorerede opløsningsmidler

1.3.1 Kemisk formel

Betegnelsen klorerede opløsningsmidler dækker en bred gruppe af primært organiske stoffer, som bruges i industrien. Nedenfor er listet den kemiske formel for de mest centrale klorerede opløsningsmidler og tilhørende nedbrydningsprodukter med hensyn til forurening af grundvand /3/, /4/, /9/.

Tabel 1.1 Klorerede opløsningsmidler

Tabel 1.2 Nedbrydningsprodukter fra klorerede opløsningsmidler

1.3.2 Formelvægt

Se ovenfor.

1.3.3 Kemisk beskrivelse

Klorerede opløsningsmidler er generelt meget flygtige, og kan derfor fordampe til atmosfæren, hvor de nedbrydes af sollyset.

Densiteten af klorerede opløsningsmidler er generelt større end vand. Sammen med den lave vandopløselighed kan der forekomme en separat fri fase kaldet DNAPL (dense non-aqueous phase liquid). DNAPL kan trænge dybt ned i et magasin, selv hvor der er opadrettet gradient.

Data fra GRUMO-områderne viser, at kloroform kan findes dybt ned gennem jordlagene. Eksempelvis er der sket mange fund af kloroform ned til 40 meter under terræn og enkelte fund i området 60-105 meter /10/. Der findes indikationer på, at kloroform dannes naturligt /24/, /45/.

Generelt nedbrydes klorerede opløsningsmidler langsomt. For de fleste stoffer gælder, at nedbrydning er hurtigst under reducerende forhold. Under reducerende forhold omdannes vinylklorid formodentlig langsommere end de øvrige klorerede forbindelser, hvorfor der kan ske en opkoncentrering af vinylklorid i de grundvandsmagasiner, der er forurenet med klorerede opløsningsmidler /10/.

1.3.4 Ladning

Neutral.

1.3.5 Kriterier

• 1 g/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav), (0,3 for vinylklorid) /1/
• 1 g/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav), (0,3 for vinylklorid) /1/
• 1 g/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav), (0,3 for vinylklorid) /1/
• 1 g/l (grundvandskvalitetskriterium), (0,2 for vinylklorid) /2/

1.3.6 Effekter

Vinylklorid og 1,2-diklorethan regnes for kræftfremkaldende, mens andre er mistænkt. I høje koncentrationer har stofferne tillige en narkotisk effekt /4/. Ved langvarig udsættelse for klorerede opløsningsmidler beskadiges nervesystemet, hvorved der bl.a. opstår hukommelsestab /4/.

1.3.7 Kilder

Spild, nedgravning og udsivning fra kloak i industriområder samt fra lossepladser og depoter. Stofferne er primært blevet anvendt som affedtningsmidler i metal- og elektronikindustrien, som kølemidler, til kemisk tøjrensning samt som opløsningsmidler i malinger og lakker. Desuden indeholder blyholdig benzin 1,2-diklor- og 1,2-dibromethan (ca. 300 mg/l), og kan derfor findes ved gamle benzinstationer. Ved desinfektion af vand med klor dannes der klorerede og bromerede methaner /4/. Kloroform dannes naturligt i jorden i granskove /14/.

1.3.8 Typiske koncentrationer

I perioden 1993-2001 ligger medianen for de klorerede opløsningsmidler, som er fundet i grundvandsovervågningsprogrammet, på 0,1 µg/l undtagen for vinylklorid, hvor den er 0,8 µg/l /10/. De maksimale værdier ligger generelt under 3 µg/l, undtagen for kloroform (11,0 µg/l) og vinylklorid (5,6 µg/l). Koncentrationsniveauet i boringer, som er kraftigt påvirket af klorerede opløsningsmidler, kan være væsentligt højere. Eksempelvis er der umiddelbart nedstrøms et kemisk affaldsdepot i Skrydstrup målt koncentrationer på op til 4.000 µg/l (TCE og 1,1,1-TCA) /16/.

1.3.9 Typisk vandkvalitet

Typisk findes klorerede opløsningsmidler i mere terrænnære magasiner, og derfor er der ofte tale om en yngre vandtype fra ilt- eller nitratzonen, men som nævnt ovenfor kan de klorerede opløsningsmidler godt trænge dybere ned (eller det kan ske ved "skorstenseffekt"), og derfor kan klorerede opløsningsmidler forekomme i næsten alle vandtyper/-kvaliteter. Formodes dog sjældent at optræde i vand fra methanzonen.

1.3.10 Traditionel vandbehandling

Fjernelse af klorerede opløsningsmidler foretages normalt ved at udlufte ved stripning, hvor man udnytter stoffernes høje grad af flygtighed. Afblæsning af flygtige stoffer fra typisk dansk grundvand har den ulempe, at vandet kan blive stærkt kalkfældende /21/. Afblæsning er især aktuel ved forurening med klorerede alkaner, som adsorberes betydeligt ringere til aktivt kul end klorerede ethylener /21/. Normalt er det nødvendigt at supplere afblæsning med aktivt kul ved forskellig affinitet for adsorption (afhængigt af koncentrationsniveauer og stoffer) /6/. Ved anvendelse af aktivt kul er det vigtigt, at der ikke forekommer f.eks. mangan, jern og organisk stof i det tilledte vand, da det nedsætter kullenes levetid.

1.3.11 Problemomfang i ressourcen

Hovedsageligt i by- og industriområder. I 22% af 189 råvandsboringer i Københavns Amt blev der i en undersøgelse fundet klorerede opløsningsmidler over 0,1 µg/l /15/. I perioden 1993-2001 er der fundet halogenerede alifatiske kulbrinter i 15,4% af 1.070 undersøgte GRUMO-boringer, hvoraf 1,9% var over grænseværdien for drikkevand /10/. I samme periode er der i vandværkernes boringskontrol fundet halogenerede alifatiske kulbrinter i 16% af 2.114 undersøgte boringer, hvoraf 1,1% var over grænseværdien for drikkevand /10/.

1.4 Pesticider (uladet)

1.4.1 Kemisk formel

Med udgangspunkt i den almindelige boringskontrol for pesticider /9/ (suppleret med nogle enkelte stoffer) er der nedenfor udvalgt en række pesticider, som fortrinsvis er på uladet form ved normal grundvands-pH. Hvorvidt stoffet er dissocieret eller ej, er baseret på pKa , samt hvilken stofgruppe der er tale om.

1.4.2 Formelvægt

Se tabel 1.3.

1.4.3 Kemisk beskrivelse

Triaziner (f.eks. atrazin og simazin) indeholder amin-grupper, hvilket gør, at stofferne er svage organiske baser. Med syrekonstanter under 2 vil disse stoffer under almindelig forekommende pH-værdier være neutrale. BAM bindes meget lidt til sedimentet, hvorfor dets mobilitet er meget høj, og samtidig er stoffet svært nedbrydeligt /23/.

De øvrige stoffer er medtaget som neutrale, da det vurderes, at de generelt ikke besidder syreegenskaber og derfor sandsynligvis vil optræde uden ladning ved normal grundvands-pH.

Bemærk dog, at der ikke findes syrekonstanter for stofferne, og da det samtidig ikke har været muligt at finde generelle beskrivelser af stofegenskaberne for de aktuelle stofgrupper, kan det ikke endeligt afgøres, hvorvidt det enkelte stof primært optræder som neutralt eller ladet.

1.4.4 Ladning

Ovenstående pesticider er primært på neutral form ved normal grundvands-pH (se dog bemærkning under kemisk beskrivelse).

1.4.5 Kriterier

• 0,1 g/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,1 g/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,1 g/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,5 g/l (pesticider total), 0,1 µg/l (pesticider enkelt stoffer), 0,03 µg/l (pesticider persistente klorerede) (grundvandskvalitetskriterium) /2/

Klik her for at se Tabel 1.3 Pesticider, som fortrinsvis er neutrale ved normal grundvands-pH. Data fra /22/ og /24/ med undtagelse af * hvor sorptionsdata er taget fra /23/.

1.4.6 Effekter

På grund af pesticidernes meget varierende kemiske struktur er stoffernes effekter også meget varierende. Nogle pesticider er eller mistænkes for at være human toksiske (f.eks. dimethoat), andre er dyre toksiske (f.eks. permethrin), og nogle er bioakkumulerende (f.eks. lindan og DDT) /25/. Desuden er en lang række af stofferne svært nedbrydelige, bindes dårligt i jorden og er let opløselige i grundvand, hvilket samlet set forøger risikoen for grundvandsforurening. Ellers henvises til Miljøstyrelsens omfattende arbejde i Bichel-udvalget, herunder rapport fra underudvalget om miljø og sundhed, samt /26/, /27/ og /28/.

1.4.7 Kilder

Landbrugsarealer som fladekilder (marker som sprøjtes) og punktkilder (f.eks. nedgravede tønder og vaske-fyldepladser), lossepladser (deponerede tønder), jernbaneanlæg, offentlige grønne arealer, gartnerier, planteskoler, frugtavl, skovbrug, maskinstationer, råstofgrave og vandhuller, korn- og foderstof, bymæssigbebyggelse og gårdspladser, tidligere sprøjtning på kildepladsarealer, uhensigtsmæssig håndtering under produktion /4/, /29/.

1.4.8 Typiske koncentrationer

I grundvandsovervågningsprogrammet, GRUMO, for år 2001 er der fundet pesticider i 27,2% af de analyserede indtag, hvoraf de 8,5% ligger over grænseværdien (0,1 µg/l) /10/. Antallet af indtag med overskridelse af grænseværdien har været næsten konstant i perioden 1996-2001. Af uladede pesticider udgør BAM og de fire atrazin nedbrydningsprodukter deisopropyl, deethyl-, hydroxy- og deethylisopropyl-atrazin samt simazin de mest hyppige fund /10/. BAM er "topscorer" med fund i 19,3% af de analyserede indtag, heraf 7,3% over grænseværdien, hvilket skyldes stoffets svære nedbrydelighed og høje mobilitet /23/. Typiske pesticidkoncentrationer i grundvand ligger, jf. ovenstående, under ca. 1 µg/l.

1.4.9 Typisk vandkvalitet

I 50% af de analyserede indtag i dybdeintervallet 0-10 meter under terræn i grundvandsovervågningsprogrammet i perioden 1990-2001 er der fundet pesticider /10/. Det vil sige, at den tilhørende vandkvalitet ofte vil være fra ilt- eller nitratzonen, hvilket indebærer en række velkendte kemiske karakteristika for vandkvaliteten. Fundhyppigheden aftager med dybden til ca. 15% i intervallet 60-70 m.u.t., men der er dog også fundet pesticider i større dybder /10/, og således kan den tilhørende vandkvalitet også være fra jern- og sulfatzonen eller i få tilfælde methanzonen. Ergo kan der findes pesticider i alle typer vandkvalitet. Fundhyppigheden afhænger også af magasinforholdene, herunder om der er tale om frit eller spændt vandspejl, hvilket også siger noget om den typiske vandkvalitet. I magasiner med frit vandspejl findes pesticider eller nedbrydningsprodukter i konstant mere end 50% af de analyserede indtag til en dybde af 40 meter, hvorefter fundhyppigheden hurtigt klinger ud. I de spændte magasiner findes pesticider i langt større dybder, men med en jævnt aftagende fundhyppighed med dybden, hvilket formodentlig skyldes, at tykke dæklag giver en vis beskyttelse overfor pesticidpåvirkning /10/.

1.4.10 Traditionel vandbehandling

Aktiv kulfiltrering – bedst egnet til upolære stoffer - dvs. at octanol/vand-fordelingskoefficienten samt vandopløseligheden i tabellen ovenfor kan anvendes til at vurdere effektiviteten. Overordnet er teknikken relativ velegnet for de uladede pesticider.

Membranteknik er virksom over for store organiske molekyler, herunder mange pesticider.

Problemomfang i ressourcen

Ved pesticidundersøgelse af private drikkevandsboringer er der fundet pesticider i 52,8% af i alt 568 boringer, hvoraf 32% er over grænseværdien (0,1µg/l) /10/. I vandværks boringer er der fundet pesticider i 25,7% af i alt 11.835 analyser fordelt på 5.261 indtag i perioden 1992-2001, hvoraf 8% er over grænseværdien. I kategorien "andre boringer" (markvanding, overvågning, nedlagte vandværksboringer, forureningsundersøgelsesboringer) er der i perioden 1992-2001 analyseret 2.074 boringer, og her er der fundet pesticider i 33,1%, hvoraf 17,0% er over grænseværdien. Se desuden under "typiske koncentrationer" for resultater af GRUMO-programmet.

1.5 Pesticider (ladet)

Kemisk formel

Med udgangspunkt i den almindelige boringskontrol for pesticider /9/ (suppleret med nogle enkelte stoffer) er der nedenfor udvalgt en række pesticider, som fortrinsvis er på ladet form (dissocieret) ved normal grundvands-pH. Hvorvidt stoffet er dissocieret eller ej, er baseret på pKa , samt hvilken stofgruppe der er tale om.

1.5.1 Formelvægt

Se tabel 1.4

1.5.2 Kemisk beskrivelse

Phenoxysyrer og alkylerede nitro-, klor- eller methylphenoler optræder alle i helt eller delvist dissocieret tilstand ved normal grundvands-pH, da de er syrer med en pKa under 5, og derfor er negativt ladet. De anførte klorphenoler har dog en relativ høj pKa , og er derfor i mindre grad dissocieret ved normal pH. Phenoxysyrerne kan desuden godt være til stede som neutrale komplekser /4/. Den negative ladning kombineret med relativt lave Kow-værdier betyder, at sorption af stofferne er meget begrænset. Tilstedeværelse af nitrogrupperne på nitrophenolerne kan dog ved kompleksdannelse bindes til lermineraler, hvorved sorptionen kan blive betydelig større end et alment estimat ud fra hydrofob binding /4/.

1.5.3 Ladning

Alle de ovenstående stoffer er negativt ladet.

1.5.4 Kriterier

• 0,1 g/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,1 g/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,1 g/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav), (0,03 g/l for enkelte pesticider) /1/
• 0,5 g/l (pesticider total), 0,1 µg/l (pesticider enkelt stoffer), 0,03 µg/l (pesticider persistente klorerede) (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.5.5 Effekter

På grund af pesticidernes meget varierende kemiske struktur er stoffernes effekter også meget varierende. Nogle pesticider er eller mistænkes for at være human toksiske, andre er dyre toksiske og nogle er bioakkumulerende /25/. Desuden er en lang række af stofferne svært nedbrydelige, bindes dårligt i jorden og er let opløselige i grundvand, hvilket samlet set øger risikoen for grundvandsforurening. Ellers henvises til Miljøstyrelsens omfattende arbejde i Bichel-udvalget, herunder rapport fra underudvalget om miljø og sundhed, samt /26/, /27/ og /28/.

Tabel 1.4 Pesticider, som fortrinsvis er ladet ved normal grundvands-pH. Data fra /22/ og /24/.

1.5.6 Kilder

Landbrugsarealer som fladekilder (marker som sprøjtes) og punktkilder (f.eks. nedgravede tønder og vaske-fyldepladser), lossepladser (deponerede tønder), jernbaneanlæg, offentlige grønne arealer, gartnerier, planteskoler, frugtavl, skovbrug, maskinstationer, råstofgrave og vandhuller, korn- og foderstof, bymæssigbebyggelse og gårdspladser, tidligere sprøjtning på kildepladsarealer, uhensigtsmæssig håndtering under produktion /4/, /29/.

1.5.7 Typiske koncentrationer

I grundvandsovervågningsprogrammet, GRUMO, for år 2001, er der fundet pesticider i 27,2% af de analyserede indtag, hvoraf de 8,5% ligger over grænseværdien (0,1 µg/l) /10/. Antallet af indtag med overskridelse af grænseværdien har været næsten konstant i perioden 1996-2001. Af ladede pesticider udgør glyphosat, AMPA, 4-nitrophenol, hexazinon og phenoxysyrerne diklorprop og meklorprop de mest hyppige fund /10/. Dog er fundene af de nævnte phenoxysyrer faldet i ungt grundvand, sandsynligvis på grund af en kombination af forbud/regulering mod anvendelse og stoffernes nedbrydelighed i iltzonen /10/. Typiske pesticidkoncentrationer i grundvand ligger, jf. ovenstående, under ca. 1 µg/l.

1.5.8 Typisk vandkvalitet

I 50% af de analyserede indtag i dybdeintervallet 0-10 meter under terræn i grundvandsovervågningsprogrammet i perioden 1990-2001, er der fundet pesticider /10/. Det vil sige, at den tilhørende vandkvalitet ofte vil være fra ilt- eller nitratzonen, hvilket indebærer en række velkendte kemiske karakteristika for vandkvaliteten. Fundhyppigheden aftager med dybden til ca. 15% i intervallet 60-70 m.u.t., men der er dog også fundet pesticider i større dybder /10/, og således kan den tilhørende vandkvalitet også være fra jern- og sulfatzonen eller i få tilfælde methanzonen. Ergo kan der findes pesticider i alle typer vandkvalitet. Fundhyppigheden afhænger også af magasinforholdene, herunder om der er tale om frit eller spændt magasin, hvilket også siger noget om den typiske vandkvalitet. I magasiner med frit vandspejl findes pesticider eller nedbrydningsprodukter i konstant mere end 50% af de analyserede indtag til en dybde af 40 meter, hvorefter fundhyppigheden hurtigt klinger ud. I de spændte magasiner findes pesticider i langt større dybder, men med en jævnt aftagende fundhyppighed med dybden, hvilket formodentlig skyldes, at tykke dæklag giver en vis beskyttelse overfor pesticidpåvirkning /10/. Sammenholdes forekomsten af de ladede pesticider, eksemplificeret ved di- og meklorprop, med uladede pesticider, eksemplificeret ved BAM og atrazin, findes, at de nævnte phenoxysyrerne forekommer i nitratfrit grundvand, mens atrazin og BAM også forekommer i nitratholdigt iltet vand /10/. I de iltede (og sandede) magasiner når phenoxysyrerne formodentlig sjældent grundvandet, før de omsættes i den umættede zone, modsat BAM og atrazin.

1.5.9 Traditionel vandbehandling

Aktiv kulfiltrering – bedst egnet til upolære stoffer, dvs. at octanol/vandfordelingskoefficienten samt vandopløseligheden i tabellen ovenfor kan anvendes til at vurdere effektiviteten. Overordnet må man forvente, at teknikken ikke er så velegnet for de ladede pesticider som for de uladede pesticider, fx er teknikken mindre egnet for specielt phenoxysyrerne, på grund af deres dårlige adsorptionspotentialer.

Membranteknik er virksom over for store organiske molekyler, herunder mange pesticider.

1.5.10 Problemomfang i ressourcen

Ved pesticidundersøgelse af private drikkevandsboringer er der fundet pesticider i 52,8 % af i alt 568 boringer, hvoraf 32 % er over grænseværdien (0,1µg/l) /10/. I vandværks boringer er der fundet pesticider i 25,7 % af i alt 11.835 analyser fordelt på 5.261 indtag i perioden 1992-2001, hvoraf 8 % er over grænseværdien. I kategorien "andre boringer" (markvanding, overvågning, nedlagte vandværksboringer, forureningsundersøgelsesboringer) er der i perioden 1992-2001 analyseret 2.074 boringer, og her er der fundet pesticider i 33,1 %, hvoraf 17,0 % er over grænseværdien. Se desuden under "typiske koncentrationer" for resultater af GRUMO-programmet.

1.6 MTBE (methyl tert-butyl ether)

1.6.1 Kemisk formel

C5H12O

1.6.2 Formelvægt

88,15 g/mol

1.6.3 Kemisk beskrivelse

Ved almindelig temperatur og tryk er stoffet en flygtig, farveløs væske med terpentinagtig lugt og smag, som er meget vandopløselig og udviser ringe sorption til jorden og derfor er meget mobil i jord- og grundvand. MTBE er svært nedbrydeligt under normale grundvandsforhold. Eventuel nedbrydning vil især finde sted under iltrige forhold /30/. I tabellen nedenfor er de fysisk-kemiske egenskaber sammenlignet med benzen og toluen.

Tabel 1.5 Fysisk-kemiske egenskaber for MTBE /31/.

1.6.4 Ladning

Neutral.

1.6.5 Kriterier

• 5 g/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 5 g/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 5 g/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• 5 g/l (grundvandskvalitetskriterium) /32/. Indhold under 2 µg/l bør tilstræbes.

1.6.6 Effekter

Med hensyn til vandkvalitet er det primære problem med MTBE smag og lugt, da stofferne har en terpentinagtig lugt/smag. Den primære kilde til MTBE-indtag hos mennesker er gennem indånding. I den forbindelse har man konstateret kortvarige symptomer, som f.eks. hovedpine, irritation af luftveje og øjne, kvalme o.l. I langtidsforsøg har MTBE medført kræftfremkaldende effekter i rotter og mus ved høje doseringsniveauer. Med hensyn til luftkvalitet har man vurderet, at den ændring, der vil ske i udslippet af benzen og aromater (som vil reduceres) og i aldehyder (som vil forøges) som følge af MTBE tilsætning, vil medføre en nettoreduktion af cancerrisikoen. MTBE kan desuden medvirke til at nedbringe den generelle luftforurening som følge af anvendelsen af benzin som brændstof.

1.6.7 Kilder

Benzinstationer (tankanlæg og spild), raffinaderier, autoværksteder, olie- og benzinterminaler.

1.6.8 Typiske koncentrationer

MTBE blev først en fast parameter i grundvandsmoniteringsprogrammet i Danmark i 1998, og i den forbindelse har man kun konstateret ét fund (på 1,4 µg/l). Ved boringskontroller er gennemsnitskoncentrationen af fund 0,2 µg/l og den maksimale koncentration 870 µg/l. I forbindelse med diverse forureningsundersøgelser på benzinstationer er der konstateret MTBE i et bredt spektrum af koncentrationer (0-550.000 µg/l) /30/.

1.6.9 Typisk vandkvalitet

Typisk overfladenært grundvand (ilt- og nitratzonen).

1.6.10 Traditionel vandbehandling

Aktiv kulfiltrering er mindre effektivt, da MTBE sorberes dårligt til kullene /46/. Stripning er en teoretisk mulighed, men kræver meget store luftmængder i forhold til vandmængden, da MTBE er meget vandopløselig. Metoden er dog afprøvet i praksis med tilfredsstillende resultater i kombination med biologisk nedbrydning /33/. Der er udført forskningsforsøg med mikrobiologisk rensning på DTU /30/.

1.6.11 Problemomfang i ressourcen

MTBE blev først en fast parameter i grundvandsmoniteringsprogrammet GRUMO i Danmark i 1998, og i den forbindelse har man kun konstateret ét fund (på 1,4 µg/l). Til sammenligning er der i boringskontrollen fundet MTBE i 96 ud af 1.722 analyserede boringer, og heraf var 10 fund (0,6 %) over grænseværdien.

1.7 Nitrat

1.7.1

Kemisk formel

NO3-

1.7.2 Formelvægt

62,01 g/mol

1.7.3 Kemisk beskrivelse

Kvælstof tilføres normalt til jorden i form af ammonium, f.eks. som gødning fra landbruget, som så oxideres til nitrat under aerobe forhold (nitrifikation), dvs. kvælstof går fra oxidationstrin -III til +V. Ved denitrifikation kan nitraten efterfølgende blive reduceret til frit kvælstof (oxidationstrin 0). Kemisk er nitrat stabilt under aerobe forhold. En del af den dannede nitrat vil blive optaget af plantevæksten, men den del, der dannes/tilføres udenfor vækstperioderne, vil kunne passere rodzonen og nedvaskes til grundvandet.

1.7.4 Ladning

-1.

1.7.5 Kriterier

• 50 mg/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 50 mg/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 50 mg/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.7.6 Effekter

Nitrat, der er omdannet til nitrit, kan danne methæmoglobin, der blokerer for iltoptagelsen (ses kun hos spædbørn der får modermælkserstatning – såkaldte "blå børn"). I mavetarmsystemet kan nitrit omdannes til nitrosaminer. Nitrosaminer kan være fosterskadende og kræftfremkaldende /6/. Der findes en lang række andre kilder til nitrosaminer (f.eks. kosmetik, tobak, branket kød, nitrat i grønsager). Den laveste værdi, ved hvilken der er observeret "blå børn", er 160 mg/l /6/. Nitrat kan oxidere pyrit og herved frigive nikkel (se stofblad om nikkel). Nitrat er i sig selv ikke skadeligt, men kan ved udvaskning til havmiljøet i store mængder medføre kraftig algevækst og hermed iltsvind og fiskedød.

1.7.7 Kilder

Kvælstofholdig gødning fra landbruget, der spredes ud på de dyrkede arealer (ca. 130 kg N/ha handelsgødning og ca. 60 kg N/ha naturgødning). Der er også et bidrag fra nedbøren (ca. 25 kg N/ha). Nedbrydning af organisk materiale i dyrkningslaget frigiver ammonium, som efterfølgende kan omdannes til nitrat under aerobe forhold. I dyrkningslaget ligger der en reserve på 5.000 – 10.000 kg organisk N/ha afhængig af jordtypen m.m. /5/. Industrispildevand og nedsivningsanlæg samt utætte kloakker er også potentielle kilder.

1.7.8 Typiske koncentrationer

Under nitratfronten findes grundvand uden nitratindhold. Her er koncentrationen under 2 mg/l og stammer som regel fra omsætning af ammonium /6/. I nitratpåvirkede boringer kan koncentrationen komme op på flere hundrede mg/l.

1.7.9 Typisk vandkvalitet

Kvælstof tilføres normalt til jorden i form af ammonium, f.eks. som gødning fra landbruget, som så oxideres til nitrat under aerobe forhold (nitrifikation), dvs. kvælstof går fra oxidationstrin -III til +V. Man taler ofte om "nitratfronten", hvorover sedimenterne er oxiderede og derved ikke kan foretage denitrifikation (reduktion af nitrat), og derfor er nitratkoncentrationen over fronten normalt større end 1 mg/l. Under fronten er nitratkoncentrationen normalt mindre end 1 mg/l, da nitrat ikke er stabilt under anaerobe forhold. Nitrifikation er mikrobiologisk og er derfor afhængig af bl.a. temperatur og pH. Som reduktionsmiddel benytter bakterierne enten sulfid (f.eks. fra pyritoxidation), organisk stof, eller jern(II). Nedtrængningen af nitrat vil således være betinget af, at der først skabes aerobe forhold ved, at alle iltforbrugende stoffer, som f.eks. Fe²⁺, oxideres. Den dybde, hvortil oxidationen er foregået, kan normalt kendes ved, at aflejringerne skifter farve fra den oxiderede rød-gule til den reducerede blå-grå farve. Det er velkendt, at hovedparten af omsætningen i kvælstofkredsløbet producerer H+-ioner og derfor virker forsurende. I de dele af Danmark, hvor jorden ikke indeholder kalk, (specielt vest for den sidste istids hovedopholdslinie), ses der samtidig med nitratudvaskningen en tiltagende forsuring. Udbredelsen af redoxfronterne i de enkelte magasiner er afgørende for, hvor der er nitratproblemer. I områder med stor reduktionskapacitet i form af reduceret ler eller organisk stof, vil grundvandet være beskyttet mod nitratudvaskning. Grundvand fra ilt- og nitratzonen er normalt karakteriseret ved et lavt indhold af jern (< 0,2 mg/l) og methan (< 0,1 mg/l) samt et sulfatindhold over ca. 20 mg/l. Desuden er forvitringsindexet normalt større end 1, og vandet er ikke ionbyttet (ionbytningsgrad < 0,9).

1.7.10 Traditionel vandbehandling

Nitrat kan fjernes ved biologisk denitrifikation, hvorved der dannes frit kvælstof. Dette kræver bakterier, som kan anvende ilten i nitraten, samt en kulstofkilde (f.eks. methanol, ethanol og eddikesyre). Bakterierne anvender kun nitraten, når der ikke er frit ilt tilstede. Alternativt kan membranfiltrering eller ionbytning anvendes. Ingen af metoderne er hidtil anvendt på danske vandværker /34/.

1.7.11 Problemomfang i ressourcen

Næsten alle filtre, som har et nitratindhold over grænseværdien, ligger placeret over 40 m.u.t., det vil sige, at problemet primært er tilknyttet yngre og forholdsvist terrænnært grundvand /10/. Størstedelen af det danske grundvand har et lavt indhold af nitrat. Ca. 61% af overvågningsboringer og 60% af vandforsyningsboringer indeholder mindre end 1 mg/l. I 26% af GRUMO-boringerne ligger nitrat-indholdet for 2002 over 25 mg/l og i 17% ligger niveauerne over grænseværdien – dette er det samme som i 2001. Det gennemsnitlige nitratindhold i indtag med oxiske forhold ligger i perioden 1990-2001 stabilt omkring 50 mg/l. I indtag med anoxiske forhold ligger det samme tal omkring 20 mg/l /10/. Amter med de største nitratproblemer er amterne i det såkaldte "nitratbælte" (Nordjylland, Viborg og Århus Amt) samt Ribe Amt. Desuden ses mindre områder flere steder i landet, hvor der er problemer, f.eks. på syd og vest Bornholm, på Nordsamsø, på Nordærø, flere steder på Fyn og enkelte steder i Vejle Amt, nord for Maribo på Lolland, på Røsnæs nord for Kalundborg, på Stevns samt områder omkring Roskilde og Frederiksværk /6/. Flere steder i landet er terrænnære boringer med et stort nitratindhold blevet erstattet af en dybere, nitratfri boring. Uden denne tilpasning af vandforsyningsstrukturen vil nitratproblemet være større. Den generelle vurdering af nitratkoncentrationen i grundvandet er fortsat, at der ikke kan konstateres nogen overordnet ændring i indholdet begrundet med Vandmiljøplanen i 1987, idet langt størstedelen af det overvågede grundvand er fra før 1990 /1/.

1.8 Fluorid

1.8.1

Kemisk formel

F-

1.8.2 Formelvægt

19,00 g/mol

1.8.3 Kemisk beskrivelse

Fluorid er et stof, som kun i ringe grad adsorberes til jorden. I grundvand findes fluorid med oxidationstal –I og ikke med andre oxidationstal. Bl.a. på grund af stoffets høje elektronegativitet danner fluorid stærke komplekser med mange kationer. Ved meget lave pH-værdier vil fluorid være til stede som HF. I sure miljøer er der mulighed for dannelse af SiF62- eller SiF4 /44/.

1.8.4 Ladning

-1

1.8.5 Kriterier

• 1,5 mg/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 1,5 mg/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 1,5 mg/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• (grundvandskvalitetskriterium) /2/ - der findes et kriterium for jord på 20 mg/kg.

1.8.6 Effekter

Ca. 0,1-1 mg/l er gavnligt for tænderne. Højere indhold vil kunne give dental fluorose med skader på tandemalje, og meget højere indhold vil kunne give skeletal fluorose /41/.

1.8.7 Kilder

Fluoridindholdet i grundvandet er bestemt af vandets opløsning af fluoridholdige mineraler, og det er derfor i meget høj grad knyttet til bestemte geologiske aflejringer med højt indhold af f.eks. flusspat (CaF2) og apatit (Ca5(PO4)3F) /5/. Disse mineraler findes hovedsageligt i kalkmagasiner, og ser man bort fra det bornholmske drikkevand, der mange steder er knyttet til meget gamle sedimenter/grundfjeld, er det konstateret, at fluoridindholdet i vandværksboringer, der indvinder fra kalkboringer, er op til 8 gange højere end i de øvrige boringer /41/. Høje koncentrationer er desuden ofte knyttet til dybe magasiner med ringe gennemstrømning.

1.8.8 Typiske koncentrationer

Normalt ligger indholdet af fluorid under 0,5 mg/l, dog ses flere steder let forhøjede værdier på ca. 0,5-1,0 mg/l /5/. Væsentlig forhøjede værdier ligger ofte omkring 2-5 mg/l, men der er fundet koncentrationer op til 10-12 mg/l ved flere lejligheder /42/.

1.8.9 Typisk vandkvalitet

Ofte ses en positiv korrelation mellem stigende fluorid-indhold og stigende Mg/Ca-forhold. Fluorid kan herved anvendes som en indikator på, hvor lang tid grundvandet har opholdt sig i et magasin præget af kalkbjergarter, da ovennævnte sammenhæng skyldes langsomme ionbytningsprocesser /43/. Højt fluorid-indhold er således ofte lig med ældre vand, og derfor er følgende karakteristika også normalt tilknyttet vandkvaliteten; lavt fosfor-, jern-, mangan- og sulfatindhold samt højt Mg/Ca-forhold.

1.8.10 Traditionel vandbehandling

Det kan være vanskeligt at nedbringe fluorid-koncentrationen, med mindre man i råvandet kan blande sig ud af problemerne. Alternativt er membranfiltrering en mulig løsning /6/.

1.8.11 Problemomfang i ressourcen

I Vestjylland har man generelt meget lave fluoridkoncentrationer, 0,05-0,5 mg/l, på grund af stor udvaskningsintensitet og få fluoridholdige mineraler. I et slynget bælte hen over Danmark fra Himmerland i vest over Djursland til Odsherred og videre fra områder i Nordsjælland til Køge Bugt og over Stevns til et stræk fra nord for Næstved langs østkysten over Møn kan man træffe forhøjede værdier (ca. 2-5 mg/l) /5/ – problemet er størst på Djursland og på Lolland Falster /42/. Det omtalte bælte er sammenfaldende med bestemte niveauer i kridt- og kalkaflejringerne, hvor der forventes at være forhøjet indhold af fluorholdige mineraler. Mindre områder ved Århus, vest for Næstved, Nordvest for Ringsted, ved Musholm Bugt (nord for Korsør), syd for Roskilde samt ved Nakskov ses lignende niveauer for fluorid. Desuden har især de yngste granitbjergarter på Bornholm højt fluoridindhold.

1.9 Klorid

1.9.1

Kemisk formel

Cl-

1.9.2 Formelvægt

35,45 g/mol

1.9.3 Kemisk beskrivelse

Klorid er en konservativ parameter, som ikke påvirkes af processer i jorden eller grundvand, og er samtidig let at analysere. Derfor er stoffet velegnet som kontrolparameter for andre analyser og processer.

1.9.4 Ladning

-1

1.9.5 Kriterier

• 250 mg/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 250 mg/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 250 mg/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.9.6 Effekter

Ved koncentrationer over ca. den fastsatte grænseværdi vil vandet have en stigende salt smag med stigende koncentration. Meget højt saltindhold kan korrodere på metal og beton /6/.

1.9.7 Kilder

Nedbørens indhold af klorid varierer betydeligt fra sted til sted afhængig af afstanden til kysten, og i kombination med variationen af fordampningen resulterer dette i, at klorid i nettonedbøren varierer relativt meget geografisk. Hertil kommer et diffust bidrag fra gødning, vejsalt m.m., således at kloridindholdet i det vand, som når grundvandet i Danmark er ca. 20-70 mg/l /5/. Øvrige kilder er direkte indtrægning af saltvand fra havet og indirekte fra havet ved udvaskning af porevæsken fra gamle marine aflejringer (marint residualvand). Desuden kan forekomster af salt porevand, f.eks. fra stensalt i undergrunden (salthorst), bidrage til øget kloridindhold. Endelig kan forhøjet kloridindhold skyldes forurening, f.eks. ses ofte forhøjet kloridindhold i grundvand, som er påvirket af lossepladspercolat.

1.9.8 Typiske koncentrationer

Grundvandets indhold af klorid varierer normalt mellem 30 og 50 mg/l bl.a. afhængigt af afstanden til kysten /6/. Der er dog en tendens til, at diverse overfladeaktiviteter (se kilder ovenfor) bevirker et stigende indhold i det nedsivende vand, således at det yngste vand har ca. 50-70 mg/l, hvor det normalt ville ligge på 20-25 mg/l /5/. Hvis grundvandet er påvirket af optrængende saltvand fra undergrunden eller fra kysten, vil man (typisk i bunden af boringen) se op til flere tusinde mg/l. I tilfælde med særlige lokale forhold kan man have kloridindhold højere end man ser i havet (> 20.000 mg/l). Ved påvirkning fra lossepladspercolat vil man kunne se kloridindhold på 500-5.000 mg/l /5/.

1.9.9 Typisk vandkvalitet

Vandkvaliteten afhænger af hvilke(-n) kloridkilde(-r) der er tale om. I tilfælde af at klorid-påvirkningen stammer fra overfladenære kilder, og der indvindes terrænnært, vil vandet ofte være fra ilt- eller nitratzonen og have de typiske karakteristika herfra. Er kilden gødning, ses ofte samtidig forhøjet indhold af nitrat. Er klorid-kilden saltvandsoptrængning i dybere magasiner, kan grundvandstypen være mere reduceret og have de dertil hørende karakteristika. Påvirkning fra marint residualvand kan dog godt finde sted i terrænnære boringer, f.eks. på grund af tektoniske forhold, og derfor kan denne type kloridpåvirkning udmærket finde sted i mere terrænnære magasiner. Typisk vil man kigge på kationernes fordeling ved analyse af saltpåvirket grundvand, f.eks. vil natrium ionbytte med calcium, og herved vil man have underskud af natrium i forhold til klorid. Da påvirkning af marint infiltrationsvand eller marint residualvand er påvirkning af havvand, vil vandkvaliteten være påvirket i retning af havvand, det vil sige f.eks. kan sulfatindholdet også være forhøjet (bemærk dog, at sulfat kan reduceres afhængigt af magasinets reaktivitet, og derfor er forhøjet sulfatindhold ikke en garanti). Da klorid er en konservativ parameter, kan man forholdsvis simpelt beregne en såkaldt "mix-faktor", som beskriver opblandingsforholdet mellem fersk og salt grundvand, når påvirkning sker fra havvand.

1.9.10 Traditionel vandbehandling

Det kan være vanskeligt at nedbringe klorid-koncentrationen, med mindre man i råvandet kan blande sig ud af problemerne. Alternativt er membranfiltrering (omvendt osmose), destillation eller afsaltning ved en kombination af kation- og anionbytning mulige løsninger /6/. I sidstnævnte tilfælde indgår stærk syre og base (hhv. HCl. og NaOH) ofte ved regenerering. Metoden CARIX anvender dog kulsyre, hvorved de stærke syrer/baser undgås /34/. Videregående vandrensning af forhøjet kloridindhold anvendes ikke i Danmark til almindelig drikkevand.

1.9.11 Problemomfang i ressourcen

Problemer med forhøjede klorid-koncentrationer ses ofte på mindre øer eller i kystnære områder. Dog kan der godt forekomme lokale problemer inde i landet, f.eks. på Midt- og Sydsjælland, hvor man flere steder har højt kloridindhold i ringe dybde på grund af optrængende saltvand fra undergrunden. Lave kloridindhold findes generelt i Vestjylland, hvor salten er blevet udvasket siden før sidste istid. Generelt findes der ikke stigende problemer med salt grundvand i Danmark /6/.

1.10 Ammonium

1.10.1

Kemisk formel

NH4+

1.10.2 Formelvægt

18,05 g/mol

1.10.3 Kemisk beskrivelse

Ammonium er ikke stabilt under aerobe forhold, hvor det ved nitrifikation omdannes til nitrat (N oxideres fra oxidationstrin -III til +V). Da ammonium samtidig bindes kraftigt til lermineraler, nedvaskes derfor sjældent større mængder ammonium til grundvandet. Langt størstedelen af ammonium oxideres til nitrat via nitrit ved mikrobiologiske processer, som er afhængige af bl.a. redoxforhold, temperatur og pH (ved pH under ca. 4 stopper processen og ditto ved temperatur under 5ºC). Nitrifikation kræver relativt store iltmængder (4,56 mg O2 pr. mg N), og ilt er som regel den begrænsende faktor /5/.

1.10.4 Ladning

+1

1.10.5 Kriterier

• 0,05 mg/l afgang vandværk (vandkvalitetskrav) /1/
• 0,05 mg/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 0,05 mg/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.10.6 Effekter

Ammonium kan fremme bakterievækst i rør og kan omdannes til nitrit, som er kræftfremkaldende.

1.10.7 Kilder

Ammonium dannes i naturen ved biologisk nedbrydning af kvælstofholdige plante- og dyrerester. Desuden tilføres jorden ofte store mængder ammonium i form af gødning, udsivende percolat fra lossepladser og gasværkgrunde samt nedsivende spildevand /5/.

1.10.8 Typiske koncentrationer

Normalt indhold af ammonium i dansk grundvand, hvor niveauet ikke er forhøjet, er under ca. 2 mg/l. Koncentrationer over 0,5 mg/l i de øvre iltholdige magasiner er et tegn på en direkte forurening. Hvis vandet samtidig indeholder nitrit og nitrat, er det et klart tegn på, at vandtypen er i ubalance. I dybt liggende magasiner med stærkt reducerede forhold, træffes ofte koncentrationer op til 6-8 mg/l, der er dannet i denne del af magasinet ved omdannelse af organisk stof. Ved koncentrationsniveauer over 2 mg/l bør det overvejes nøje, hvorvidt indvindingen skal baseres på den pågældende boring.

1.10.9 Typisk vandkvalitet

Stærkt reduceret vandtype med lave sulfatkoncentrationer og evt. med indhold af methan og svovlbrinte. Ofte fra dybde boringer. Jernholdigt vand indeholder ofte små mængder ammonium.

1.10.10 Traditionel vandbehandling

Biologisk filtrering (nitrificerende filter), det vil sige omdannelse af ammonium til nitrat via nitrit under stort iltforbrug og medvirken fra mikroorganismer. Hvis omdannelsen ikke er forløbet til ende på vandværket, vil den fortsætte under ukontrollerede forhold i ledningsnettet, og derfor kan denne iltning af ammonium være vanskelig at arbejde med. Ved omsætning af f.eks. 10 mg/l NH4+ ved iltning kan der blive dannet ca. 25 mg/l NO3- (kvalitetskravet for nitrat er 50 mg/l). Et sådant nitrificerende filter vil kunne fjerne op til 5 mg (NH4+-N)/l /6/. Ammonium kan desuden strippes af, hvis pH først hæves til ca. 10 således, at ammonium omdannes til ammoniak (gasform). Endelig kan ammonium fjernes ved kloring, men ved større koncentrationer vil fjernelse ved hjælp af denne metode kræve uforholdsmæssigt store klordoseringer. I dansk vandforsyning fjernes ammonium oftest ved biologisk filtrering.

1.10.11 Problemomfang i ressourcen

Ammonium findes i alle reducerede magasiner. Problematisk høje koncentrationer findes ofte sammen med methan.

1.11 Hårdhed

1.11.1 Kemisk formel

Ca²⁺, Mg²⁺ (begge stoffer indgår i hårdhed)

1.11.2 Formelvægt

40,08 g/mol (Ca) & 24,31 g/mol (Mg)

1.11.3 Kemisk beskrivelse

Hårdhed er et mål for calcium og magnesium indholdet i vandet og er et udtryk for, hvorvidt der er kalk i sedimentet, der indvindes fra. Man skelner mellem total, forbigående og blivende hårdhed /5/. Total hårdhed er et direkte udtryk for indholdet af calcium og magnesium (2,8 gange summen af Ca²⁺ og Mg²⁺ angivet i meq/l). I dette stofblad omtales total hårdhed med mindre andet er nævnt. Forbigående hårdhed er den hårdhed, som er tilknyttet vandets indhold af bicarbonat og kaldes forbigående, fordi den kan fjernes ved kogning. Blivende hårdhed er et udtryk for den mængde calcium og magnesium, som findes ud over den del, der ækvivalerer med vandets indhold af bicarbonat.

1.11.4 Ladning

+2 (begge stoffer optræder som divalente ioner)

1.11.5 Kriterier

• 5-30 hårdhedsgrader /1/
• - grundvandskvalitetskriterium /2/

1.11.6 Effekter

Hvis 30 dHº overstiges, vil der være store problemer med kalkudfældning i ledningsnet og husinstallationer. Omvendt synes der at være en vis sammenhæng mellem lave hårdhedsgrader (<5ºdH) og forekomsten af visse hjertekar-sygdomme /5/. Hårdheden karakteriserer vands evne til at gøre sæbe uopløseligt. Hvis Ca²⁺ og Mg²⁺ erstatter Na+ og K+ i sæbens iondel, vil det gøre sæben uopløselig. Det vil sige, at gener der kan opstå ved for høj hårdhed f.eks. er et stort forbrug af sæbe og andre vaskemidler, skader på tøj ved vask, besvær ved madlavning, irritation af huden samt ubehag ved vaskning og badning, stendannelse i kedler, beholdere og rør samt energitab /6/.

1.11.7 Kilder

Opløsning af calciumcarbonat. Typisk er der høj hårdhed i vand fra kalkmagasiner. Calcium og magnesium findes i meget store mængder i form af kalk/kridt og som en del af moræneler i de dele af Danmarks undergrund, som var påvirket af isens processer under sidste istid. I de områder af Vestdanmark, hvor isen ikke dækkede landet under sidste istid, er udvaskningen af kalk meget fremskreden, og eksempelvis er det således praktisk talt umuligt at finde forbigående hårdheder over 5 ºdH i Ringkøbing Amt /5/.

1.11.8 Typiske koncentrationer

I nedenstående tabel ses værdier for hårdhed i grundvand.

Tabel 1.6 Hårdhedsklasser og -grader for dansk grundvand.

1.11.9 Typisk vandkvalitet

Høje hårdhedsgrader er tilknyttet bl.a. kalkmagasiner med stor forvitringsgrad, fx forårsaget af et fald i vandspejlet og den medfølgende pyritoxidation.

1.11.10 Traditionel vandbehandling

Blødgøring (afcarbonisering) ved fældning af kalk (kraftig hævning af pH ved tilsætning af hydratkalk eller natronlud) eller behandling i ionbytter (ofte "natrium-bytter"), som regenereres med salt. En ulempe ved sidstnævnte er, at der skal bruges store mængder salt (NaCl), hvilket resulterer i et stærkt kloridholdigt spildevand.

1.11.11 Problemomfang i ressourcen

Hårdhedsgrader fra 20-30 ºdh ses omkring Århus, på nordvest og midt Fyn, på øerne i det sydfynske øhav (incl. Langeland), ved Køge Bugt, omkring den sydlige del af Holbæk Fjord samt på Sydsjælland (syd for Næstved). Hårdhedsgrader på 15-20 ºdh ses i hele Danmark øst for hovedopholdslinien (fra sidste istid) samt syd for Ålborg, på Mors, Læsø og Anholt, ved Hjørring samt ved Tønder. Blødt vand findes fx i Midtjylland og Sydvestjylland.

1.12 Arsen

1.12.1 Kemisk formel

HAsO3 eller H2AsO4-

1.12.2 Formelvægt

74,92 g/mol (for As alene)

1.12.3 Kemisk beskrivelse

Arsen kan forekomme i flere oxidationstrin, hvor de mest relevante former er As(+III) og As(+V). Da As(+III) er mest mobil, er det normalt denne form, der findes i råvand. Under reducerende forhold og typiske grundvands pH-værdier, optræder As(III) som den uladede forbindelse HAsO2,. Under oxiderende forhold og typiske grundvands pH-værdier, optræder As(V) som den negativladede H2AsO4-.

1.12.4 Ladning

Uladet under reducerende forhold, negativ ladet under oxiderende forhold.

1.12.5 Kriterier

• 5 g/l ved indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/
• 10 g/l ved forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• 8 g/l (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.12.6 Effekter

Langtids eksponering til arsen via drikkevandet kan medføre hudforandringer samt forskellige former for kræft, herunder hudkræft.

1.12.7 Kilder

Arsen forekommer naturligt i mineraler. De vigtigste kilde omfatter arsenholdig pyrit og arsen bundet til fx jernoxider. /13/

1.12.8 Typiske koncentrationer

I vandværksboringer er der målt en medianværdi på 0,2 g/l, en 90% percentil på 8,3 g/l og den højeste måling på 41 g/l /3/. Det vurderes, at det kan være relevant at overveje rensning for koncentrationer på 10-40 g/l.

1.12.9 Typisk vandkvalitet

Arsen forekommer typisk i en reduceret vandtype, som dermed indeholder opløst jern, eksempelvis 1 mg/l. Arsen kan forekomme i vandtyper med alle hårdhedsgrader, men vurderes ofte at forekomme i temmelig hårdt vand, eksempelvis en hårdhed på 15 grader.

1.12.10 Traditionel vandbehandling

Ved traditionel vandbehandling vil noget As(III) iltes til As(V). Ved jernfældning, vil en del af arsen bindes til jernoxiderne. Da As(V) optræder som den ladede forbindelse H2AsO4-, bindes den bedre end den reducerede og uladet H3AsO3. På 7 vandværker er der i gennemsnit målt en 32% reduktion af arsenindholdet i forbindelse med vandbehandling /12/.

1.12.11 Problemomfang i ressourcen

18% af de 593 målinger i vandværksboringernes råvand overskred 5 g/l /3/. Der forefindes en ret lille datamængde for arsen, da der først for nylig er stillet krav om målinger i råvand. Det formodes, at arsenproblematikken er ret udbredt. Der er ikke tidligere lukket vandværker på grund af arsenindhold.

1.13 Nikkel

1.13.1 Kemisk formel

Ni²⁺

1.13.2 Formelvægt

58,71 g/mol

1.13.3 Kemisk beskrivelse

Nikkel findes som urenhed i mineralet pyrit, hvor det erstatter jern. Denne kilde har stor betydning for nikkelproblematikken i dansk grundvand i områder, hvor pyritten oxideres og nikkel frigives. Nikkel kan forekomme i flere oxidationstrin, men det mest relevante er +II, når man taler vandig kemi. Nikkel kan også forekomme med oxidationstal +4, f.eks. i NiO2. Ved typiske grundvands-pH-værdier, optræder nikkel som Ni²⁺. Nikkel binder til mangan- og jernoxider.

1.13.4 Ladning

+2

1.13.5 Kriterier

• 20 g/l indgang til ejendom (vandkvalitetskrav) /1/ (midlertidig grænse)
• 20 g/l forbrugers taphane (vandkvalitetskrav) /1/
• 10 g/l (grundvandskvalitetskriterium) /2/

1.13.6 Effekter

Allergifremkaldende og kan give eksem.

1.13.7 Kilder

I områder med intensiv vandindvinding optræder der ofte forhøjet indhold af nikkel. Dette kan skyldes oxidation af sulfid-mineraler, så som pyrit, FeS2, som indeholder nikkel i varierende mængder som urenhed. Oxidationen kan eksempelvis finde sted som følge af sænkning af grundvandsspejlet ved indvinding, hvorved pyritholdige sedimenter eksponeres for ilt, eller ved såkaldt barometerånding, hvor poreluften i den umættede zone under tætte lerlag udskiftes med iltholdig atmosfærisk luft via åbne boringer /38/. I tilfælde af pyritoxidation dannes syre som opløser kalk og frigiver mangan. Det frigjorte nikkel binder sig til manganoxider. Ved sænkning af grundvandspejlet kan en eventuel senere reetablering af grundvandspejlet yderligere frigøre nikkel i en periode, fordi manganoxider opløses under de genskabte reducerende forhold. Oxidation af pyrit sker også ved kontakt med nitratholdigt grundvand, hvilket typisk kan være et problem i de områder, hvor der er forhøjet nitrat-indhold (se stofblad om nitrat). Pyrit findes ofte i kalk- og andre tertiære aflejringer. Desuden kan nikkel komme fra korrosion af galvaniserede rør i husinstallationer /6/.

1.13.8 Typiske koncentrationer

Nikkel ses ofte i koncentrationsintervallet 0,1-1 µg/l i almindeligt dansk grundvand, hvor niveauet ikke er kraftigt forhøjet /34/. Ved kraftig forhøjelse som følge af pyritoxidation kan man se koncentrationer på flere hundrede µg/l /38/, /39/, /40/.

1.13.9 Typisk vandkvalitet

Vand, som er påvirket af pyritoxidation, er ofte karakteriseret ved forhøjet indhold af sulfat, jern, hårdhed og forvitringsindex. Er forvitringsindexet forhøjet til 1,3-1,5 på grund af pyritoxidation, kan nitrat alene være årsag til oxidationen, hvorimod værdier på 1,5-3,0 normalt er tegn på, at ilt medvirker som oxidationsmiddel. Sulfatindholdet kan stige til mange hundrede mg/l, hvis der er tale om kraftig pyritoxidation /8/, /38/. Andre metaller kan frigives ved pyritoxidation, f.eks. arsen, chrom, kobalt, kobber, bly og zink.

1.13.10 Traditionel vandbehandling

Kemisk adsorption i fluid-bed. Bærematerialet i fluid-bed kolonnen er kvartssand, og de aktuelle kemikalier er mangansulfat, der tilsættes sammen med et oxidationsmiddel, f.eks. kaliumpermanganat. Derved dannes den overfor nikkel adsorptive forbindelse manganoxid (brunsten) på overfladen af sandkornene i kolonnen /35/. Af andre metoder kan nævnes ionbytning, kemisk fældning og membranfiltrering, førstnævnte er dog mindre egnet /6/. Traditionel kemisk fældning med jern eller aluminiumsalte er ikke tilstrækkelig effektiv til at opnå lave nikkelkoncentrationer. pH-justering og udfældning som sulfid eller hydroxid er derimod muligt /36/. Metoden "pellet softening", som er en velkendt teknik til blødgøring af drikkevand, har vist sig at kunne fjerne op til 50% af nikkelindholdet /37/. Desuden har firmaet Krüger udviklet metoden Met-CleanTM, som minder om "pellet softening". Sluttelig kan biologisk manganfældning nævnes, men metoden er dog kun afprøvet i ringe omfang på danske vandværker /36/.

1.13.11 Problemomfang i ressourcen

Der forekommer hovedsageligt overskridelser af grænseværdien i Køge Bugt-området og spredt i Ribe og Ringkøbing amter. Forhøjet indhold af sulfat (>100 mg/l) findes hyppigt i de intensivt udnyttede områder langs Køge Bugt og ved Odense og Århus /6/. I Københavns Amt har man konstateret en stigende tendens i antallet af overskridelser i indvindingsboringerne (23% i 2002 mod hhv. 16 og 19 de foregående år) /10/.

1.14 Litteratur og referencer

/1/ Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg, BEK nr. 871 af 21/09/2001.

/2/ Miljøstyrelsen, 1998. Kvalitetskriterier for grundvand.

/3/ GEUS, 1995. Grundvandsovervågning. Miljøministeriet.

/4/ Miljøstyrelsen, 1996. Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand.

Projekt om jord og grundvand, nr. 20.

/5/ Pedersen, J. B., 1988. Grundvandskemi. Ingeniørhøjskolen, Horsens

Teknikum, 1. udgave.

/6/ Winther, L., Linde, J. J. og Winther H., 2003. Vandforsyningsteknik

Polyteknisk Forlag, 3. udgave, 1. oplag.

/7/ Krog, M., 1994. Brunt grundvand, hvor kommer det fra? Geologisk Nyt

4, 26-27.

/8/ Ramsay, L., 2002. Groundwater Chemistry. Anvendt på ingeniørstudie

ved Vitus Bern, Center for Videregående Uddannelser.

/9/ Miljøstyrelsen, 1997. Boringskontrol på vandværker. Vejledning fra

Miljøstyrelsen, nr. 2.

/10/ GEUS, 2002. Grundvandsovervågning. Miljøministeriet.

/11/ Amternes Videncenter for Jordforurening, 2001. Analyser for pesticider

punktkilder, nr. 1.

/12/ Miljøstyrelsen, 1999. Fjernelse af metaller fra grundvand ved traditionel vandbehandling på danske vandværker. Arbejdsrapport nr. 17.

/13/ United Nations Synthesis Report on Arsenic in Drinking Water.

/14/ Hoekstra, E.J.; Ed. W.B. de Leer, 1993. Contaminated soil, 93. Kluwer Academic Press, The Netherlands, pp. 215-224.

/15/ Schultz, B. og P. Rank, 1990. Kilder og forekomst med udgangspunkt i undersøgelse af grundvandskvaliteten i Københavns Amt. 1-16. I: Klorerede opløsningsmidler, forurening og forekomst. ATV-komiteen vedr. grundvandsforurening, SAS Scandinavia Hotel, 4. oktober.

/16/ Strøbæk, N., 1989. Skrydstrup specialdepot – erfaringer fra undersøgelser og afværgeforanstaltninger. Udredningsrapport U7, Lossepladsprojekt, Miljøstyrelsen.

/17/ Grøn, C., 1991. Bruntvandsproblemer i Danmark. Vandforsyningsteknik 40, p. 71-86. Danske Vandværkers Forening.

/18/ Stevenson, F.J., 1985. Geochemistry of Soil Humic Substances. I: G.R. Aiken, D.M. McKnight, R.L. Wershaw and P.M. MacCarthy, Humic Substacens in Soil, Sediment and Water. Wiley, New York.

/19/ Grøn, C., B. Dinesen, og A. Villumsen, 1989. Brunt vand: endnu en trussel imod Danmarks fremtidige vandforsyning? Vandteknik 57, p. 207-212.

/20/ Kaastrup, E., and T.M. Halmo, 1989. Removal of Aquatic Humus by Ozonation and Activated-Carbo Adsorption. I: I.H. Suffet and P. MacCarthy. Aquatic Humic Sbustances. American Chemical Society.

/21/ Stamer, C., 2000. Kan vi rense os ud af problemet? Pesticider i grundvand og drikkevand – hvor længe endnu? ATV.

/22/ Amternes Videncenter for Jordforurening (AVJ-rapport), 2001. Analyser for pesticider i punktkilder. Teknik og Administration, nr. 1.

/23/ Miljøstyrelsen, 2002. Pesticider og vandværker. Udredningsprojekt om BAM-forurening. Hovedrapport. Miljøprojekt nr. 732.

/24/ Miljøstyrelsen, 2000. Nationalt program for overvågning af vandmiljøet 1998-2003 "NOVA 2003". Datablade for stoffer der indgår i NOVA 2003. Februar 2000.

/25/ Helweg, A. et al., 2000. Kemiske stoffer i miljøet. Gads Forlag, p.69-71, 2000.

/26/ Miljøstyrelsen, 2000. Listen over uønskede stoffer – en signalliste over kemikalier hvor brugen på længere sigt bør reduceres eller stoppes. Orientering fra Miljøstyrelsen, nr. 9, 2000.

/27/ Miljøstyrelsen, 2000. Effekt-listen. Orientering fra Miljøstyrelsen, nr. 6, 2000.

/28/ Miljøstyrelsen, 2002. Listen over farlige stoffer. Bekendtgørelse nr. 439 af 3. juni 2002.

/29/ Miljøstyrelsen, 2002. Erfaringsopsamling – amternes undersøgelser af pesticidpunktkilder. Teknik og Administration, nr. 2, 2002.

/30/ Miljøstyrelsen, 1998. Handlingsplan for MTBE. Miljø- og Energi Ministeriet, juni, 1998.

/31/ Squillace, P.J et. Al., 1990. Preliminary assessment of the occurence and the possible sources of MTBE in groundwater in the United States 1993-1994. Environmental Science and Technology. 30: 1721-1730.

/32/ Miljøstyrelsen, 2002. Liste over kvalitetskriterier i relation til forurenet jord. Oktober, 2002. Under revision.

/33/ Nielsen, L.K. et al, 2002. MTBE-fjernelse i et dansk vandværk. Vandforsyningsteknik 51, p. 105-110. DANVA.

/34/ Karlby, H. og Sørensen, I., 1998. Vandforsyning. 1. udgave, 1. oplag, Werks Offset A/S, Højbjerg.

/35/ Christensen, T. og Passow, J. Nikkelrensning. Vandteknik, nr. 2, 1995.

/36/ Roskilde Amt. Nikkelproblemer i Roskilde Amt. Februar 2002.

/37/ Hahne, J. and Overath, H., 1996. Investigations on the removal of nickel, cadmium, cobalt and lead in semi-technical and technical scale during pellet softening. IWSA international workshop. Natural origin inorganic micopollutants: Arsenic and other constituents. Vienna, May 6-8, 1996, conf. proc., 89-98.

/38/ Jensen, T.F., Larsen, F., Kjøller, C. og Larsen, J.W., 2002. Nikkelfrigivelse ved pyritoxidation forårsaget af barometerånding/pumpning. Arbejdesrapport fra Miljøstyrelsen nr. XX. Foreløbig udgave.

/39/ Koscianski, R. og Brandt, G., 1996. Monitering/kildeopsporing af forekomster af nikkel i grundvand i Roskilde Amt. ATV-møde 4. juni, 1996 – Overvågning og kontrol af drikkevand og grundvand.

/40/ Larsen, F. og Postma, D. 1997. Pyritoxidation og dannelse af sulfat og nikkel i Beder magasinet. ATV-møde 23. april, 1997 – Grundvandsforskning i Danmark 1992-1996.

/41/ Lauersen, G., 2002. Fluorid i drikkevandet. ATV-møde 24. oktober, 2002 – Kalkmagasiner som drikkevandsressource – problemer og løsningsforslag.

/42/ Thorling, L., 1998. Kemi i grundvandsmagasiner – mht. anvendelsen af grundvand til drikkevand. Geologisk Nyt, nr. 2, 1998.

/43/ Aktor, H., 1994. Fluorid i dansk grundvand. Vandteknik, nr. 62, pp. 437-441.

/44/ Hem, J.D., 1992. Study and interpretation of the Chemical Characteristics of Natural Water. USGS Water-Supply Paper 2254.

/45/ Laturnus, F., Lauritzen, F.R., Grøn, C., 2000. Kloroform in Pristine Aquifer Systems – Towards an Evidence of Bionic Origin. Groundwater Ressources Research.

/46/ Miljøstyrelsen, 2003. Filtrasorb 400, aktivt kul til rensning af MTBE-forurenet grundvand –

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

Version 1.0 December 2003, © Miljøstyrelsen.