| Til bund | | Forside |

Miljøprojekt nr. 1163, 2008

Fund af glyphosat og AMPA i drikkevand fra små vandforsyningsanlæg i Storstrøms Amt

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammendrag

Summary

1 Indledning

• 1.1 Formål
• 1.2 Baggrund
  • 1.2.1 Små vandforsyningsanlæg i 4 amter
• 1.3 Pesticider og coliforme bakterier
  • 1.3.1 BAM og glyphosat
  • 1.3.2 Coliforme bakterier
• 1.4 Geologi

2 Metoder

• 2.1 Udvælgelse af anlæg
• 2.2 Analyse program
• 2.3 Prøveudtagning af vandprøver og jordprøver
  • 2.3.1 1. prøvetagningsrunde
  • 2.3.2 2. prøvetagningsrunde
• 2.4 Sedimentologi og beskrivelse af håndboringer
• 2.5 Interviewundersøgelse
• 2.6 Fotografering af anlæg
• 2.7 PCA og andre analyser
  • 2.7.1 Beskrivelse af principper for PCA, Cluster analyse og PLS-R

3 Resultater

• 3.1 Beskrivelse af anlæg
  • 3.1.1 Belægning, terrænfald og forureningsrisiko
  • 3.1.2 Forurenede grunde
  • 3.1.3 Nedlæggelse af små vandforsyningsanlæg
• 3.2 Interviewundersøgelse
• 3.3 Pesticider: Glyphosat, AMPA og BAM
  • 3.3.1 Glyphosat og AMPA
  • 3.3.2 BAM
  • 3.3.3 BAM, glyphosat og AMPA
  • 3.3.4 Vurdering af BAM og glyphosat i prøver fra forskellige udtagningssteder
  • 3.3.5 Diskussion pesticider
• 3.4 Coliforme bakterier
  • 3.4.1 Diskussion af transport og overlevelse af coliforme bakterier i jord
  • 3.4.2 Håndboringer og coliforme bakterier
• 3.5 Udvalgte hovedbestanddele
• 3.6 Statistiske bearbejdning af resultater
  • 3.6.1 Statistisk bearbejdning af data fra 2001/2002
  • 3.6.2 Statistisk bearbejdning af data fra 2005

4 Tværgående sammenstilling af resultater

5 Diskussion

• 5.1 Analyser
• 5.2 Brøndtyper og deres indretning
• 5.3 Geologiske forhold
• 5.4 Interviewundersøgelsen
• 5.5 Statistiske bearbejdning af data indsamlet i 2005
• 5.6 Usikkerheder, de anvendte metoders egnethed

6 Konklusion

7 Perspektiver

• 7.1 Videnskabelige
• 7.2 Administrative

8 Ordliste

9 Referencer

Bilag 1: Resultater fra tidligere undersøgelser

Bilag 2: Geologisk beskrivelse og sprækkedannelse i till

Bilag 3: Principper bag beskrivelse af sedimentprøver, facies beskrivelse

Bilag 4: Spørgeskema anvendt ved undersøgelsen i 2005

Bilag 5: Detaljeret beskrivelse af anlæg med fund af glyphosat eller AMPA

Bilag 6: Resultater fra interviewundersøgelser

Bilag 7: Glyphosat, AMPA analyser, vand- og jordanalyser

Bilag 8: Coliforme bakterier

Bilag 9: Hovedbestanddele

Bilag 10: Statistiske bearbejdning af resultater fra Storstrøms Amt

Forord

Projektet ”Fund af glyphosat og AMPA i drikkevand fra små vandforsynings anlæg i Storstrøms Amt” er et samarbejdsprojekt mellem GEUS, Miljøstyrelsen og Storstrøms Amt.

Projektet har til hensigt at vurdere, hvorfor der er konstateret mange fund af glyphosat og AMPA i små vandforsyningsanlæg i Storstrøms Amt ved en undersøgelse fra 2004 (Brüsch et al, 2004), mens stofferne kun er fundet sjældent i to andre amter i samme undersøgelse.

I forbindelse med gennemførelsen af projektet blev der nedsat en styringsgruppe med følgende medlemmer:

Specialkonsulent Jørn Kirkegaard, Miljøstyrelsen, formand for styregruppen
Cand. Scient. Steen Marcher, Miljøstyrelsen
Lektor Carsten Petersen, Institut for Jordbrugsvidenskab, KU
Civilingeniør Henrik Andersen, Storstrøms Amt
Professor Karsten Høgh Jensen, Geologisk Institut, KU
Forskningsleder Ole Hørbye Jacobsen, Institut for Jordbrugsproduktion og Miljø, AAU
Afdelingsleder Poul Henning Petersen, Dansk Landbrugsrådgivning, Landscentret

Walter Brüsch, GEUS, stod for gennemførelse af projektet bl.a. feltarbejde og bearbejdning af data, mens Statsgeolog Per Rosenberg, GEUS, gennemførte statistiske undersøgelser.

Henrik Andersen, Storstrøms Amt deltog i arbejdet med at kontakte anlægsejerne og udarbejdede kortmateriale omfattende depoter i amtet. Analyse af glyphosat og AMPA i jord- og vandprøver blev gennemført af EUROFINS.

Analyse af hovedbestanddele og BAM blev gennemført af GEUS.

Spire Kiersgaard, GEUS, deltog i feltarbejdet og gennemførte BAM analyser af vandprøver, mens Simon Kopalski, GEUS, gennemførte de uorganiske analyser.

Sammendrag

Undersøgelsens formål var at undersøge, hvorfor glyphosat/AMPA blev fundet i 38 vandforsyningsanlæg i Storstrøms Amt i 2001/2002, hvor der var analyseret 193 små private vandforsyningsanlæg, der forsynede private husstande.

Ejerne af de 38 anlæg med tidligere fund af glyphosat eller AMPA blev kontaktet, og 28 anlæg blev undersøgt. Der blev genfundet glyphosat/AMPA i 15 anlæg svarende til at 54% i 2005 stadig indeholdt et eller begge stoffer. Ved 10 anlæg blev der fundet koncentrationer ≥0,1µg/l, svarende til 36% af de undersøgte anlæg.

Der blev genfundet glyphosat/AMPA i 14 gravede brønde, og i 1 boringer i en gravet brønde. Der blev således ikke genfundet glyphosat eller AMPA i enkeltstående boringer. Alle anlæg var lå i områder domineret af moræneler.

12 anlæg blev undersøgt nærmere, og der var anvendt glyphosat nær anlæggene på 6 ejendomme, mens der ifølge en interviewundersøgelse ikke var anvendt glyphosat på matriklen ved 6 anlæg. 8 anlæg lå tæt på marker, hvor der var anvendt glyphosat, mens to anlæg lå ved marker, der var sprøjtet i efteråret 2004, hvor sprøjtemidlet ikke var kendt.

Hovedkilderne til glyphosat og AMPA i de undersøgte anlæg er formodentlig grundvand og/eller overfladevand, der stammer fra glyphosat behandlede gårdspladser, og grundvand der stammer fra behandlede marker. Derudover blev der fundet en række andre kilder. Der kunne ikke med sikkerhed fastslås en sammenhæng mellem fund og anvendelse af glyphosat i nærmiljøet omkring brøndene. Der blev ved de undersøgte anlæg fundet horisontale og vertikale makroporer i moræneleret, hvor transport af vand forekommer, men der kunne ikke med sikkerhed vises en sammenhæng mellem fund af glyphosat/AMPA og transport fra behandlede arealer gennem disse sprækkesystemer mod brøndene.

Sammenholdes afstanden til de formodede primære kilder med glyphosat/AMPA i de enkelte anlæg, findes, at koncentrationerne falder med stigende afstand til kilden. Denne sammenhæng betyder, at der formodentlig kan anvendes et afstandskriterium ved anlæg, der indvinder grundvand fra brønde for at sikre en overholdelse af grænseværdien for drikkevand på 0,1 µg/l i drikkevand fra sårbare anlæg.

Fund af coliforme bakterier i håndboringer ved anlæggene viser, at der kan ske en hurtig transport fra terræn ned til grundvandet via sprække- og bioporesystemer i moræneleret, samt at tidligere fund af bakterier i brønde også kan stamme fra højtliggende opsprækkede grundvandsmagasiner.

De undersøgte lokaliteter ligger alle i områder, hvor morænen er afsat under det Ungbaltiske isfremstød. Den Ungbaltiske moræne er karakteristisk ved udvikling af horisontalt opsprækkede zoner dannet som følge af issegmentering i Yngre Dryas (11.000 BP), hvor udfældning af islinser har opsprækket morænen horisontalt (fissil zone). Den fissile zone har oprindeligt præget morænen fra terræn til ca. 2,5 meters dybde. Zonens dybde vil dog varierer lokalt, mens zonens øvre grænse afhænger af senere klima påvirkninger: frost- og tørkesprækker, ormegange og rodpåvirkning. Ved 7-8 af anlæggene blev der fundet højporøse fissile zoner, som var i direkte forbindelse med de undersøgte brønde, og det kan ikke udelukkes at den samme zone ville kunne findes ved de øvrige anlæg. Der blev fundet flere åbentstående bioporesystemer(rodkanaler, ormegange eller sprækker) ved 7 anlæg, mens der ved de resterende 5 anlæg blev fundet åbentstående ormegange.

Den statistiske bearbejdning af de indsamlede data viste, at der kunne skelnes mellem to vandtyper med høje AMPAkoncentrationer svarende til ”tyndt” og ”tykt” vand, hvor det tynde vand svarer til regnvand, der hurtigt er transporteret fra overfladen og ned til det højtliggende grundvand eller til brøndene, mens grundvandet med et større indhold af hovedbestanddele har haft en længere opholdstid i magasinerne. Den statistiske bearbejdning af resultaterne viser en (negativ) sammenhæng mellem stigende afstand til grundvandsspejlet og faldende AMPAindhold, hvilket afspejler at både glyphosat og AMPAkoncentrationer falder med stigende dybde i forhold til terrænoverflade. En positive sammenhæng mellem PO₄ og AMPA stemmer overens med, at der kan findes høje PO₄koncentrationer i de øverste jordlag, og at AMPA og PO₄ formodentlig følger samme transportveje.

Det dybereliggende grundvand vurderes som ikke sårbart overfor glyphosat/AMPAforurening, med mindre der lokalt forekommer geologiske vinduer, hvor en hurtig transport mod dybtliggende grundvand kan ske.

Det forventes ikke at finde tilsvarende sårbarhed for brønde i sandede områder, med mindre der er tale om direkte overfladisk tilstrømning af forurenet vand fra fx gårdspladser og andre sprøjtede arealer i umiddelbar tilknytning til anlægget.

Summary

Glyphosate and AMPA were found in 38 out of 193 analyzed small private water plants supplying private households in Storstrøm County in 2001/2002. The water supply systems are all situated in areas dominated by till.

The owners of the 38 plants were contacted, and 28 plants were investigated. Glyphosate and/or AMPA were again found in 2005 in 15 plants, corresponding to 54%. In ten plants glyphosate/AMPA was found in concentrations exceeding 0.1µg/l.

The 15 water plants extracted groundwater near the surface from 14 excavated wells and from 1 drilling situated in an excavated well. Glyphosate/AMPA were not found again in drillings extracting ground water from deeper levels in the reservoirs underbedding till layers.

Twelve water plants were investigated in detail, and the owners were interviewed, e.g. about use of glyphosate on their property: Use of glyphosate was reported close to 6 wells, while glyphosate was not used on the remaining six properties. Eight wells were situated near fields treated with glyphosate, and two wells were situated close to fields treated in the late autumn 2004, but the pesticide was not known.

The main sources of glyphosate/AMPA in the investigated wells were probably ground and surface water from sprayed courtyards and groundwater originating from sprayed fields. However other sources were also reported.

A relation between increasing distance to the source and decreasing glyphosate /AMPA concentrations was found. This means that it is possible to use a distance criterion in relation to wells extracting ground water from reservoirs situated near the surface.

Findings of coli bacteria in manual drillings sampling groundwater near the surface, indicate fast transport from the surface to the uppermost parts (1-2 m below surface) of the ground water in till via macro pore systems. Previous findings of bacteria in wells can therefore also be explained by transport of ground water through pore systems towards the wells.

The 12 localities investigated are situated in areas dominated by till deposited by the Young Baltic Ice during the last glacial advance. The Young Baltic till is also characterized by horizontal fractured zones generated by ice segmentation in Younger Dryas (11,000 BP), where precipitation of ice lenses fractured the clay till sediment. This fissile zone has originally characterized the till from terrain to about 2.5-meter depth, but the depth of the zone will vary locally. The upper boundary of the fissile zone depends on later and recent climatic influence and bioturbation: frost, thaw and desiccation fractures, worm borrows and root channels. Highly porous fissile zones were found at 7-8 localities, where the fissile zones were in direct contact with the wells. It can not be excluded that similar zones can be found at the remaining localities. Several open macro pore systems (root channels, worm burrows or fractures) were found near 7 wells, and near the remaining 5 wells, open worm channels were found.

Multivariable statistic work on analytical data showed two water types with high concentrations of AMPA corresponding to "thin" and "thick" water. Thin water resembles precipitation water quickly transported from the surface towards the upper parts of the ground water in the till or direct to the wells, while "thick" ground water with a larger amount of chloride etc. has a longer residence time in the till reservoirs. A negative correlation between decreasing AMPA concentrations and increasing depth of the water table reflect, that both glyphosate and AMPA concentrations decrease with increasing depth of water sampling. A positive correlation between phosphate and AMPA may reflect high phosphate concentrations in the sediments near the surface, and that AMPA and phosphate presumably follow the same transport patterns.

It is not expected to find a similar vulnerability in sandy areas, unless surface water infiltrates directly towards the wells from sprayed courtyards or other treated areas in the immediate vicinity of the wells.

1 Indledning

• 1.1 Formål
• 1.2 Baggrund
  • 1.2.1 Små vandforsyningsanlæg i 4 amter
• 1.3 Pesticider og coliforme bakterier
  • 1.3.1 BAM og glyphosat
  • 1.3.2 Coliforme bakterier
• 1.4 Geologi

GEUS publicerede rapporten "Pesticidforurenet vand i små vandforsyninger" i foråret 2004, (Brüsch et al., 2004), der viste, at der i 54 ud af 615 undersøgte små vandforsyninger i 4 amter blev påvist glyphosat og/eller AMPA, og at der i 21 anlæg blev fundet koncentrationer over grænseværdien for drikkevand. 15 af disse fund over grænseværdien var fra Storstrøms Amt. En interviewundersøgelse af alle ejerne af de små vandforsyningsanlæg viste, at glyphosat ikke var anvendt hyppigere i Storstrøms Amt, og desuden viste forekomsten af andre analyserede pesticider (fx BAM) ikke en tilsvarende overrepræsentation i Storstrøms Amt. I projektet deltog Sønderjyllands Amt, Viborg Amt og Storstrøms Amt samt Københavns Amt. Fordelingen af glyphosat og AMPA i de 4 amter kunne ikke forklares ud fra anlæggenes tilstand eller placering.

Dette projekt skal undersøge, hvorfor der blev fundet en overrepræsentation af glyphosat/AMPA i Storstrøms Amt.

1.1 Formål

Formålet er at undersøge, hvilke særlige forhold der ligger til grund for, at glyphosat og AMPA blev fundet i drikkevandsprøver udtaget fra næsten hver femte undersøgte vandforsyningsanlæg i Storstrøms Amt i undersøgelsen gennemført i 2001/2002, (Brüsch et al. 2004).

Undersøgelsen skal klarlægge, om der i områder med højtliggende kalk dækket af tynde lerlag er en særlig risiko for udvaskning af glyphosat og AMPA til højtliggende grundvandsmagasiner, eller om der er andre lokale forhold som har betydning, herunder at afklare om glyphosat har været anvendt regelret, eller om der er tale om specielle anvendelser og transportforhold omkring de private vandforsyningsanlæg.

Der blev opstillet følgende hypoteser for mulige årsager til hvorfor glyphosat og AMPA er fundet hyppigt i Storstrøms Amt:

• De øvre grundvandsmagasiner er lokalt meget terrænnære og magasinerne er derfor sårbare overfor forurening på grund af hurtig transport fra overfladen fx gennem sprækker til de højtliggende magasiner, som kan bestå af opsprækket kalk, eller mindre sand- og gruslag eller kalkflager mellemlejret moræneler.
• Der er særlige forhold i Storstrøms Amt som fx infiltrationsbrønde (nedhældningsbrønde for drænvand) knyttet til drænsystemer, hvor der kan ske en direkte infiltration af grund/drænvand til de højtliggende grundvandsmagasiner hvorfra der indvindes drikkevand.
• Den generelle tilstand af vandforsyningsanlæggene i Storstrøms Amt er ikke sammenlignelig med de tre øvrige amter, og udformningen af anlæggene betyder, at der kan ske en direkte forurening af gravede brønde eller boringer fra de omkringliggende overfladearealer.
• Behandlingsmønsteret med glyphosat, herunder tilstedeværelse af punktkilder med høje koncentrationer, er anderledes i Storstrøms Amt end i de øvrige undersøgte amter.

1.2 Baggrund

1.2.1 Små vandforsyningsanlæg i 4 amter

Drikkevand udtaget fra 621 anlæg i 2000-2002 blev bl.a. analyseret for glyphosat og AMPA, og glyphosat og AMPA blev fundet i henholdsvis 6,1% og i 8,1 % af anlæggene, mens grænseværdien for drikkevand var overskredet i henholdsvis 1,3% og i 3,4%.

Vurderes fund af glyphosat og AMPA samlet og pr. amt blev der fundet glyphosat og/eller AMPA i 19,7% af de undersøgte anlæg i Storstrøms Amt, mens grænseværdien for drikkevand var overskredet i 7,8%. I de andre deltagende amter var antallet af fund over grænseværdien ubetydeligt, tabel 1.1.

Boringer med fund af glyphosat eller AMPA var ikke fordelt ligeligt på de 4 amter, og glyphosat og AMPA blev kun fundet i få boringer i Viborg og Sønderjyllands amter, svarende til 5 og 1,5% af de undersøgte anlæg tabel 1.1. I Storstrøms Amt blev der fundet glyphosat og/eller AMPA i 38 drikkevandsanlæg svarende til 19,7% af de undersøgte 193 anlæg. I Københavns Amt blev 28 anlæg analyseret for glyphosat og AMPA og i 3 blev et eller begge stoffer påvist, dog under grænseværdien for drikkevand.

Tabel 1.1 Glyphosat og AMPA analyser i de 4 amter. Opgørelse af antal anlæg analyseret og antal anlæg med fund af glyphosat/AMPA.

Storstrøms Amt er mange steder karakteriseret af højtliggende kalk dækket af tynde opsprækkede lerlag. Undersøgelsen af de små vandforsyningsanlæg i de fire amter i undersøgelsen viste, at glyphosat ikke var anvendt hyppigere i Storstrøms Amt. Det er derfor sandsynligt at lokale forhold fx geologi favoriserer transport af glyphosat og nedbrydningsproduktet AMPA i områder karakteriseret af samme geologi som i Storstrøms Amt. Enten ved direkte nedsivning gennem opsprækkede lerlag til højtliggende opsprækket kalk, sand- og gruslinser mellemlejret moræneler eller kalkflager mellemlejret moræneler, hvorfra der indvindes grundvand til drikkevandsforsyning eller ved en mere direkte forurening af de små vandforsyningsanlæg fra gårdspladser eller andre befæstede arealer.

Ud fra kort der viser morænelerets tykkelse over kalken, kan der ses en sammenhæng mellem antallet af fund af glyphosat og AMPA og morænelerets mægtighed, (Brüsch et al. 2004).

Opgørelsen af anlægstyper viste, at glyphosat og AMPA særligt findes i gravede brønde og i anlæg, hvor der indvindes drikkevand fra boringer sat i bunden af gravede brønde, (Brüsch et al. 2004). Denne fordeling på anlægstyper var forventelig, da netop de gravede brønde er konstrueret på en sådan måde at de allerøverste dele af grundvandet indvindes sammen med eventuelt dybere grundvand, mens boringer sat i bunden af gravede brønde erfaringsmæssigt ofte er utætte og derfor også indvinder vand fra højtliggende grundvandsmagasiner. Ved utætte boringer kan højtliggende grundvand eller brøndvand sive ned langs forerør eller borestammer, eller der er utæthed i borestammen i brønden. Desuden kan borestammen være savet af under vandspejlet i brønden, således at anlægget også indvinder grundvand fra de øverste grundvandsmagasiner.

1.3 Pesticider og coliforme bakterier

I 2000 og 2001 blev der analyseret for en lang række pesticider bl.a. BAM, glyphosat og AMPA, bilag 1. Nedenfor gennemgås anvendelse og forekomst af BAM og glyphosat og desuden forekomst af coliforme bakterier, der kan anvendes til at karakterisere og beskrive højtliggende grundvandsmagasiner.

1.3.1 BAM og glyphosat

Da glyphosat bl.a. anvendes til bekæmpelse af ukrudt på befæstede arealer, ville man kunne forvente, at anlæggenes sårbarhed overfor en direkte forurening fra terræn eller ved nedsivning gennem de øverste jordlag ville være den samme på landsplan, (Brüsch et al. 2004). Dette er imidlertid ikke tilfældet, og en sammenligning med udbredelsen af BAM, hvor moderstoffet dichlobenil udelukkende har været anvendt ved bekæmpelse af ukrudt på befæstede arealer viser, at BAM findes omtrent ligeligt fordelt i de 4 amter. Da BAM er et mobilt stof, som kun i ringe grad sorberes, viser udbredelsen af BAM, at glyphosat/ AMPA’s fysiske og kemiske egenskaber eller lokale transportveje må spille en rolle for udbredelses mønstret.

Den markante overrepræsentation af glyphosat og AMPA i Storstrøms Amt må derfor skyldes lokale geologiske forhold.

BAM er et nedbrydningsprodukt, som stammer fra nedbrydning af herbiciderne dichlobenil (Prefix og Casoron G) og chlorthiamid (Casoron). Chlorthiamid nedbrydes i jord til dichlobenil. Dichlobenil har været anvendt som granulat ved bekæmpelse af ukrudt på udyrkede arealer, især i bymæssig bebyggelse, på gårdspladser, i plantager og under prydtræer og prydbuske i doseringer op til 400 kg/ha med 6,75% aktivstof svarende til 27 kg aktivstof/ha. Dichlobenil blev solgt sidste gang i Danmark i 1997, hvor Miljøstyrelsen forbød anvendelse af stoffet.

Glyphosat har ifølge interviewoplysninger været anvendt i nærheden af 229 anlæg svarende til 37% af de 628 undersøgte, (Brüsch et al. 2004). Opgøres disse anlæg pr. amt findes, at der i Storstrøms Amt er anvendte glyphosat ved 31% af de undersøgte anlæg. I Sønderjyllands og i Viborg Amter er glyphosat anvendt ved henholdsvis 43% og 38% af de undersøgte anlæg, mens der i Københavns Amt er anvendt glyphosat ved 20% af anlæggene. Anvendelsesmønstret for glyphosat kan derfor ikke anvendes til at forklare den hyppigere forekomst af glyphosat i Storstrøms Amt.

BAM blev i 2001 og 2002 fundet hyppigst af de undersøgte pesticider og nedbrydningsprodukter, der blev analyseret for i ca. 625 private anlæg i 4 amter. I 41% af anlæggene blev der fundet BAM, og 28,5% havde fund over grænseværdien for drikkevand. BAM blev i 2001/2002 fundet i 45,7% af de analyserede anlæg i Storstrøms Amt, heraf indeholdt 30,7% af anlæggene BAM over grænseværdien.

Da moderstoffet har været anvendt på befæstede arealer kan stoffet anvendes som indikator for forurening fra disse arealer.

1.3.2 Coliforme bakterier

Coliforme bakterier omfatter en gruppe af morfologisk og biokemisk nært beslægtede bakterier. Coliforme bakterier som gruppe forekommer naturligt i jord, forrådnede planter og overfladevand. Nogle coliforme bakterier er vidt udbredt i jord og overfladevand og kan vokse heri, mens andre - specielt Eschericia coli (E.coli) – anses for at være specifikke tarmbakterier hos varmblodede dyr og mennesker. E.coli kan normalt ikke overleve lang tid i jordmiljøer, og fund af E.coli vil derfor blive anset som en indikator for forurening med spildevand. Da E.coli er en naturlig bestanddel af tarmfloraen hos dyr og mennesker, kan der forekomme E.coli i jord og vand, der er forurenet med afføring fra dyr eller mennesker fx husspildevand, dyregødning, gylle o.lign.

Ved fund af E.coli er der en risiko for at også andre mikroorganismer kan være tilstede. Nogle af disse kan være sygdomsfremkaldende. Fund af E.coli i drikkevand anses normalt for en indikator parameter der indikerer en frisk forurening. Coliforme bakterier bruges ligeledes som indikator for, at der kan findes andre sygdomsfremkaldende bakterier eller vira i vandet.

1.4 Geologi

Udbredelse af den Ungbaltiske moræne og karakteristiske egenskaber for denne er beskrevet af en lang række forfattere fx Houmark-Nielsen, 2003, Kjær et al., 2003, Stokes & Clark, 2001, Jørgensen & Piotrowski, 2003, Christoffersen & Tulaczyk, 2003 og Klint 2001, som beskriver de Ungbaltiske isstrømme og tilbagesmeltningen af disse. Figur 1.1 viser den Ungbaltiske is' udbredelse i perioden 18.000- 17.000 år BP., hvor det ses at Lolland, Falster og Møn var dækket af isstrømmen.

Både geologi og sprækkedannelse i moræneler i Storstrøms Amt er beskrevet detaljeret i bilag 2, for at vurdere forekomsten af de makroporer, hvor der kan ske en horisontal og vertikal transport af infiltrationsvand og grundvand.

Morænen afsat af den Ungbaltiske is har en karakteristiske sammensætning som skyldes det lokale og regionale bagland, som isstrømmen har bevæget sig frem over. Dette bagland er domineret af kalkrige bjergarter, og den lokale till indeholder store mængder kalk.

Det er de lokal egenskaber, som den øvre del af moræneaflejringerne (0-2 meter under terræn) besidder, der er afgørende for morænens sårbarhed overfor hurtig infiltration af vand fra overfladen. Den hydrauliske ledningsevne og sprækkestruktur er styret af en kombination af lokal mineralogi, og af hvilke klimatiske forhold samt bioturbation den øvre del af morænen har været udsat for i postglacial tid. Desuden har den lokale jordbearbejdning, herunder jordpakning (traktose) også betydning for jordtæthed, sprækkestrukturer og bioporer i de øverste 20 til 40 cm. De oprindelige tektoniske sprækker i den øvre del af morænen eksisterer ikke i dag pga. af påvirkning af ormegange, rødder og frost/tø effekt, som dels kan være af recent natur, og i de lidt dybere dele af den øvre moræne også kan stamme fra permafrost. Frost/tø gennem perioden fra afsmeltningen og frem til i dag har dannet både frostsprækker og islinser i det oprindelige lav porøse sediment, som i dag fremstår opsprækket både horisontalt og vertikalt.

En faktor som også kan have lokal indflydelse på en moræneler er forholdene under moræneleret. Såfremt der findes gode afdræningsforhold fra en opsprækket kalk eller et sandlag vil morænelers enheden under isen miste en del af sin plastiske egenskab, og enheden vil være udsat for opsprækning, når den overliggende is bevæger sig. Dette vil særligt være tilfældet i områder som fx Stevns, hvor kalken ligger ganske tæt ved terræn.

Figur 1.1 Paleogeografisk rekonstruktion for den Ungbaltiske is' udbredelse i perioden 18.000- 17.000 år BP. Den maksimale udbredelse dækkede i perioden 19.000-18.000 år BP dele af Østjylland, fra Houmark-Nielsen & Kjær, 2003.

I Storstrøms amt blev der på mange af de besøgte lokaliteter fundet dels kompakteret og lamineret till som antagelig stammer fra recente frost/tø hændelser samt mange lidt større sprækkesystemer som antagelig stammer fra udvikling af frostsprækker, samt desiccation sprækker, der dannes ved udtørring.

Den øvre del af de undersøgte moræner indeholder ikke rester fra den oprindelige struktur, da morænen blev afsat, og sprækkesystemerne afspejler en kompleks påvirkning fra mange forskellige processer, der har forløbet sideordnet efter isen forlod området, herunder også bioturbation af fx orme og rester af dybtgående rødder fra gamle skovbevoksninger og fra afgrøder med dybtgående rødder.

Projektet omfattede udtagning af vandprøver fra drænsystemer, men det var karakteristisk, at det kun i få tilfælde var muligt at finde samlebrønde for dræn nær anlæggene. Dette skyldes ifølge anlægsejerne, at der kun sjældent står vand på markerne, og at det derfor ikke er nødvendigt at gennemføre større vedligeholdelse af eksisterende drænsystemer.

2 Metoder

• 2.1 Udvælgelse af anlæg
• 2.2 Analyse program
• 2.3 Prøveudtagning af vandprøver og jordprøver
  • 2.3.1 1. prøvetagningsrunde
  • 2.3.2 2. prøvetagningsrunde
• 2.4 Sedimentologi og beskrivelse af håndboringer
• 2.5 Interviewundersøgelse
• 2.6 Fotografering af anlæg
• 2.7 PCA og andre analyser
  • 2.7.1 Beskrivelse af principper for PCA, Cluster analyse og PLS-R

I metodeafsnittet er det gennemførte analyse program og prøveudtagnings metoder af jord og vandprøver gennemgået. Beskrivelse af sedimenttyper samt statistiske metoder er nævnt på baggrund af de udarbejdede bilag om emnerne.

2.1 Udvælgelse af anlæg

Der er tidligere ved gennemførelsen af projektet ”Pesticid forurenet vand i små vandforsyninger” fundet 38 små private vandforsyningsanlæg med fund af glyphosat og/eller AMPA, (Brüsch et al. 2004).

Ejerne af disse 38 anlæg blev kontaktet pr. brev. Nogle af ejerne reagerede på brevet, mens resten blev kontaktet telefonisk.

2.2 Analyse program

Alle vandprøver udtaget fra anlæg, brønde og håndboringer er analyseret for glyphosat og AMPA samt for to bakterielle parametre – coliforme bakterier og E.coli. De bakterielle parametre blev analyseret for at undersøge om tidligere overskridelser af bakterielle parameter skyldtes direkte tilstrømning af overfladevand, eller om der var andre kilder til denne forureningstype. Desuden er jordprøver udtaget fra håndboringer og fra bunden af 2 brønde analyseret for glyphosat og AMPA.

Tabel 2.1 Stoffer aftalt analyseret i forbindelse med projektaftale i jord og vandprøver. Ud over disse stoffer blev der desuden analyseret for BAM og en række andre hovedbestanddele. * Glyphosat og AMPA – analysemetode MK2275 – GC/MS. ** E.coli og Coliforme bakterier – analysemetode DS2255. De coliforme bakterier er ikke analyseret med Colilert®-metoden, der er mere følsom.

Ved den nærmere undersøgelse af anlæg med genfund af glyphosat/AMPA blev vandprøver fra anlæg, brønde, håndboringer og dræn også analyseret for en række hovedbestanddele: jern, fosfor, klorid, nitrat, ammonium og calcium, tabel 2.1. Ud over glyphosat og AMPA blev der analyseret for BAM samt følgende hovedbestanddele: NO₂, PO₄, SO₄, Na, K, Mg samt F og Br. Desuden blev pH og ledningsevne målt i vandprøverne.

Analyserne blev gennemført for at kunne beskrivelse den generelle grundvandskemi og transport i de øverste grundvandsmagasiner ved de enkelte besøgte lokaliteter, samt for at kunne sammenholde forskellige grundvandstyper fx på gårdspladser og tilstødende marker.

For yderligere at kunne gennemføre en beskrivelse af grundvandets transportveje blev der analyseret for BAM, fordi BAM's moderstof, dichlobenil, tidligere var godkendt til anvendelse på befæstede arealer som gårdspladser og veje, hvor også glyphosat har været anvendt.

Glyphosat, AMPA og bakterielle parametre blev analyseret af EUROFINS, mens hovedbestanddele og BAM blev analyseret af GEUS.

2.3 Prøveudtagning af vandprøver og jordprøver

2.3.1 1. prøvetagningsrunde

Glyphosat og AMPA analyserne i 1. prøvetagningsrunde blev gennemført, for at identificere de anlæg som stadig indeholdt glyphosat eller AMPA, efter disse stoffer var blevet fundet i anlæggene i 2001/2002.

Ved prøvetagning fra taphaner er taphanerne først renset med 70% ethanol efter vandet i eventuelle ledningssystemet er udskiftet. Efter rensning med ethanol er taphanerne aftørret, og vandet har derefter løbe i nogle minutter. Der er fra vandhanerne udtaget vandprøver til analyse for to bakterielle parametre, AMPA og glyphosat samt for BAM.

Vandprøver udtaget direkte fra brønde (anlæg ude af drift)er udtaget 0,5 til 1 meter under vandspejlet i brønden med den flaske der anvendes til glyphosat analyse. Overskudsvandet i denne flaske er anvendt til den bakterielle vandprøve og til BAM analysen.

Rensede steriliserede flasker (1000 ml til glyphosat, AMPA, 500 ML til de bakterielle analyser) er leveret af EUROFINS. De anvendte flasker(125 ml) til jordprøver i 2. runde er ligeledes leveret af EUROFINS, mens flasker(20 ml) til analyse af vandprøver for BAM og hovedbestanddele er leveret af GEUS.

2.3.2 2. prøvetagningsrunde

Vandprøver fra anlæggene

Vandprøver ved 2. prøveudtagningsrunde er udtaget fra de udvalgte anlæg som beskrevet ovenfor, og der er desuden udtaget vandprøver fra de brønde, hvor der var placeret aktive indvindingsboringer i brøndene. Der blev også udtaget vandprøver til analyse af hovedbestanddele, hvor en delmængde til analyse af fx opløst jern blev filtreret i felten (sprøjtefilter CAMEO 30SS, PES membran, 0,45µm). Som i første prøvetagningsrunde blev der udtaget vandprøver til analyse for BAM.

Højtliggende grundvand

Ved gennemførelsen af håndboringer ved de udvalgte anlæg med fund af glyphosat/AMPA blev grundvandsspejlets beliggenhed i forhold til terræn målt. Der blev gennemført to håndboringer pr anlæg undtaget enkelte tilfælde, hvor det ikke var hensigtsmæssigt at sætte mere end en håndboring. Håndboringerne blev gennemført med sneglebor, der er et modificeret pælebor med forlængere, hvor der kan monteres forskellige sugespidser konstrueret til forskellige sedimenttyper, figur 2.1.

Det allerøverste grundvand blev anboret og der blev udtaget jordprøver til analyse under borearbejdet. I enkelte tilfælde blev der anvendt håndboregrej fra det hollandske firma Eijkelkamp, figur 2.2, når der blev anboret stenlag, hvor stenene skulle presses ud i den omgivende matrix, før fortsat boring med det modificerede sneglebor. Før håndboringerne blev gennemført blev muldlaget gravet bort.

Figur 2.1 Sneglebor monteret forlængerstænger. Billedet til højre viser jordprøve på sneglebor. Modificeret fra almindeligt pælebor af Ole Stig Jacobsen, GEUS.

Figur 2.2 Eksempler på håndboringsgrej fra firmaet Eijkelkamp.

Vandprøverne fra håndboringerne blev udtaget med sugespids påmonteret en slange ført til en slangepumpe (peristaltisk pumpe, producent Ole Dich). Sugespidsen blev sat lidt under grundvandsspejlet, således at vandprøven repræsenterer det allerøverste grundvand. Spidsen blev ikke påmonteret snegl, da det var vanskeligt at sætte sneglen påmonteret sugespids ned i håndboringerne uden at skubbe sediment fra boringernes sider ned i boringen. Da boredybden var lille, var det muligt at sænke sugespidsen ned i det øverste grundvand uden at forurene grundvandet med materiale fra overfladen. Spidsen og slangen blev skyllet med demineraliseret vand før prøvetagning, og slanger og spids blev renset ved gennempumpning af grundvand før prøvetagning ligesom slanger og spids blev tømt for vand efter prøvetagning.

Den anvendte slangepumpe suger kun små mængder vand op og i langt de fleste tilfælde kunne vandprøverne udtages ved kontinuert prøvetagning. Der blev udtaget vandprøver fra alle håndboringer.

Placering af håndboringer i forhold til eksisterende anlæg

Vandprøverne blev udtaget fra håndboringer placeret fra 3 til ca 30 meters afstand fra anlæggene i det højtliggende grundvand opstrøms grundvandets strømningsveje. Lå anlæggene tæt på dyrkningsarealer eller andre arealer, hvor glyphosat var anvendt, blev der udtaget vandprøver fra det højtliggende grundvand mellem anlægget og de behandlede arealer. Nogle håndboringer blev derfor sat i områder, hvor der ikke var anvendt glyphosat, mens andre blev sat på arealer, hvor der var anvendt glyphosat fx på gårdpladser eller i kanten af marker.

Nedsivningsanlæg, drænsystemer og andre brønde

Undersøgelsen omfattede også mulighed for at udtage vandprøver fra et begrænset antal nedsivningsanlæg i forbindelse med drænsystemer, hvor der nedsives drænvand direkte til det højtliggende grundvand, samt fra andre eksisterende brønde tæt ved de undersøgte anlæg. Da drænvand ofte indeholder både glyphosat og AMPA kan nedsivningsanlæg i nogle tilfælde være en direkte forureningskilde.

Imidlertid blev der ikke fundet nedsivningsanlæg eller almindelige drænbrønde ved anlæggene, hvilket skyldtes de undersøgte morænelerstypers høje porøsitet og permeabilitet. Ifølge nogle anlægsejerne står der kun sjældent vand på markerne og det er ofte ikke nødvendigt at gennemføre vedligeholdelse af eksisterende drænsystemer.

Det var heller ikke muligt at finde andre gravede brønde tæt ved de undersøgte anlæg. Der blev kun udtaget vandprøver fra to drænbrønde samt fra en rørlagt grøft, der var rørlagt tæt ved et anlæg.

Figur 2.3 Jordprøve fra sneglebor før afrensning. Alle prøver blev opbevaret i særlige glasflasker fra EUROFINS.

Jordprøver

Jordprøver til analyse for glyphosat og AMPA blev udtaget med håndbor.

Før håndboringen blev gennemført er den øverste del at rodzonen fjernet (30-40 cm), og håndboringen derefter sat i det rensede areal. Da de undersøgte arealer alle var lerede, var det ikke nødvendigt at sætte forerør.

Jordprøverne blev udtaget under de opstrøms arealer nær anlægget, som anlægsejeren udpegede som behandlede med glyphosat samt fra håndboringer sat mellem brønd og arealer behandlet med glyphosat, dvs. under områder hvor der ifølge ejerne ikke var anvendt glyphosat. Enkelte af anlæggene blev undersøgt mere detaljeret og der blev udtaget jordprøver fra profiler under gårdpladser, hvor der var anvendt glyphosat. Figur 2.3 viser en jordprøve før afrensning. Afrensningen sikrer at jordprøven er uforurenet af sedimenter fra andre niveauer i håndboringen.

For at undersøge om der i bundslammet var sorberet glyphosat eller AMPA som måske kunne stamme fra uheld eller tidligere høje koncentrationer i brøndvandet blev der udtaget i alt 4 sedimentprøver fra bunden af to brønde, hvor det ene anlæg var i drift, mens indvindingen af drikkevand fra det andet anlæg var ophørt. Prøverne blev udtaget med en modificeret prøvehenter fra Eijkelkamp, der blev forsynet med en tilbageløbsventil, se figur 2.4. Der blev udtaget 2 prøver fra det øverste slamlag i brøndene og 2 fra sedimenterne under slamlaget.

Figur 2.4 Prøvetager udviklet til udtagning af sedimentprøver fra bunden af to brønde.

2.4 Sedimentologi og beskrivelse af håndboringer

Alle sedimenter, fx moræneler og forskellige sandtyper, i håndboringerne er beskrevet ved at ved at konstruere sedimentologiske logs.

Beskrivelsen (facies beskrivelse) anvendes til systematisere og beskrive sedimenters opbygning og udbredelse i rum og tid, og omfatter fx farve, kornstørrelses fordeling, tekstur, sediment, lagdeling, intern skrålejring, og andre karakteregenskaber som grænseflader mellem forskellige lag, bilag 3.

De enkelte lag beskrives under borearbejdet, hvor grænseflader mellem forskellige lag tegnes på en naturtro måde, og hvor fx slirer og klastre samt rødder, sprækker etc. også medtages.

Nøjagtighed ved beskrivelse af dybdemæssig fordeling af sedimenter er ved håndboringer i cm skalaen.

2.5 Interviewundersøgelse

I forbindelse med anden prøveudtagning er der gennemført et interview af brøndejerne. Som grundlag for interviewet er anvendt et spørgeskema, se bilag 4. Kun en enkelt af deltagerne i 2. runde var aktiv landmand, og det viste sig at kun få af ejerne kunne bidrage med alle de oplysninger som det var planlagt at indsamle, fx pga. ejerskifte. Da langt de fleste ejere ikke opholdt sig på ejendommen, da der blev udtaget vandprøver og gennemført håndboringer, blev interviewet gennemført telefonisk.

Oplysninger om anvendelse af glyphosat nær anlæggene er indsamlet i forbindelse med interview af brøndejerne for om muligt at identificere glyphosat og AMPA kilder nær anlæggene.

2.6 Fotografering af anlæg

Fotos af anlæggenes beliggenhed, overfladebelægninger og af sedimentprøver blev bl.a. anvendt ved den detaljerede beskrives af anlæggene og af håndboringer, bilag 5. Fotografier af anlæggene blev også sammenholdt med fotografier taget i 2002/2001 for at vurdere eventuelle ændringer i forholdene omkring det enkelte anlæg.

2.7 PCA og andre analyser

Den kemometriske undersøgelse er udført på standard PC med programmerne Matlab version 7.0 fra Mathworks inc., med tilføjelses programmet PLS Toolbox fra Eigenvector Research inc.

Der er gennemført en PCA analyse for at undersøge mønstre i rådata og med henblik på at finde ud af om de boringer der er fundet glyphosat og AMPA i er specielle med hensyn til nogen af de øvrige parametre, der er indsamlet i undersøgelsen fra 2001/2002 i Storstrøms amt.

I PCA vil der sædvanligvis blive ekstraheret mere end tre komponenter og det kan derfor være vanskeligt at afgøre, om der eksisterer en underliggende gruppering. Der er derfor kørt en cluster analyse på objekternes koordinater i det reducerede variabelrum, d.v.s. projiceret ind på principal komponenterne for at afsløre om der er underliggende strukturer, der kan gruppere grupper med fund af glyphosat og AMPA sammen med objekter med særlige karakteristika.

Slutteligt forsøges med en PLS regression at klarlægge om der findes umiddelbare sammenhænge mellem koncentrationen af glyphosat og AMPA og fx uorganiske parametre. Denne regression vil vise om der er anlæg med fund der er mere sårbare end andre baseret på de informationer vi har.

Samtlige indsamlede data (inkl. interviewdata) samt data fra det tidligere gennemførte projekt (Brüsch et al., 2004) er indgået i den statistiske analyse. Hvor der ikke er fundet statistiske sammenhænge er data i den videre bearbejdning blevet ekskluderet fra datasættet. På denne måde har den statistiske bearbejdning medvirket til at klarlægge relevansen af de indsamlede data.

2.7.1 Beskrivelse af principper for PCA, Cluster analyse og PLS-R

PCA bruger princippet om at finde kombinationer af variable (faktorer eller såkaldte latente variable) til at beskrive tendenserne i datasættet. Normalt er variable ikke uafhængige og målet er med så få såkaldt latente variable at beskrive den systematiske variation i datasættet. Det svarer til at man i et bivariat datasæt forsøger at lave lineær regression. Ved at gøre dette reducerer man antallet af variable fra to til en. Denne ene variabel er således en latent variabel, der ikke i sig selv kan oversættes til en bestemt egenskab, idet den er en linear kombination af de to variable. Den algoritme man anvender(mindste kvadraters metoder), sikrer at der er mindst mulig fejl på forudsigelserne lavet på modellen (regressionslinien).

I et multivariat tilfælde er det mere kompliceret. Først finder man den retning i variabelrummet der forklarer størst mulig af datasættets variation. Hernæst fortsætter man med en ny retning, idet det kræves at næste retning er orthogonal (det vil sige vinkelret) på den første, samtidigt med at man tilstræber at mest muligt variation i den resterende matrice forklares. Denne forudsætning sikrer at de latente variable, i modsætning til de reelle variable, er uafhængige. Man har en række metoder til at vurdere antallet af latente variable der skal ekstraheres, dels kan man bruge sin sunde fornuft og vurdere residualet eller fejlen i forhold til målesikkerhed, og dels kan man se på modellens evne til at prediktere hver enkelt objekt for hver iteration i forhold til den foregående. Falder modellen prediktive evne, har man taget for mange latente variable med og man stopper med at ekstrahere flere komponenter.

Cluster analyse kan anvendes på samme datastrukturer som fx PCA, det vil sige der skal være en række prøver, objekter, med en tilhørende række variable, og disse skal være bestemt for alle de objekter der skal indgå i cluster analysen. Cluster analyse er et velegnet værktøj til på simpel og visuel måde at finde strukturer i datasæt baseret på de indgåede variable, det vil sige at afgøre hvor godt prøverne ligner hinanden, om der er grupperinger og om der er prøver der er afvigende i forhold til disse grupperinger.

I dette tilfælde anvendes cluster analysen på resultatet fra PCA analysen, det vil sige objekterne projiceres ind i det reducerede variabelrum bestemt af de betydende principal komponenter.

PLS er en optimering af PCA analysen i forhold til at skabe en model der kan forklare en ukendt variabel (y variablen) ved hjælp af en lineær regression. Udvælgelsen af latente variable udføres, således at der både tages hensyn til beskrivelsen af de variable, der indgår i korrelationen (de uafhængige variable, normalt kaldet x matricen), og evnen til at beskrive den afhængige y variabel efter en veldefineret og standardiseret algoritme. Regressions metoden anvendt i dette projekt kaldes for Partial Least Squares Regression og forkortes PLS-R eller blot PLS. Metoden udmærker sig ved at optimere udvælgelsen af latente variable, sådan at de bedst beskriver både det uafhængige datasæt og det afhængige datasæt. Det betyder at korrelationerne ofte kommer til at bestå af færre latente variable end ved andre metoder og dermed bliver mere simple og lette at fortolke. De latente variable i denne metode kaldes for ”PLS-komponenter” analogt med ”principal komponenter” ved principal component regression og analyse. PLS-regressionsmetoden er begrænset til at beskrive lineære sammenhænge. Dette betyder at rådata i situationer med ikke lineære sammenhænge må transformeres, fx ved en log transformation, for at kunne anvende metoden. Er det ikke muligt af finde en passende transformation, kan det være nødvendigt fx at anvende neurale netværk til at beskrive sammenhængen.

3 Resultater

• 3.1 Beskrivelse af anlæg
  • 3.1.1 Belægning, terrænfald og forureningsrisiko
  • 3.1.2 Forurenede grunde
  • 3.1.3 Nedlæggelse af små vandforsyningsanlæg
• 3.2 Interviewundersøgelse
• 3.3 Pesticider: Glyphosat, AMPA og BAM
  • 3.3.1 Glyphosat og AMPA
  • 3.3.2 BAM
  • 3.3.3 BAM, glyphosat og AMPA
  • 3.3.4 Vurdering af BAM og glyphosat i prøver fra forskellige udtagningssteder
  • 3.3.5 Diskussion pesticider
• 3.4 Coliforme bakterier
  • 3.4.1 Diskussion af transport og overlevelse af coliforme bakterier i jord
  • 3.4.2 Håndboringer og coliforme bakterier
• 3.5 Udvalgte hovedbestanddele
• 3.6 Statistiske bearbejdning af resultater
  • 3.6.1 Statistisk bearbejdning af data fra 2001/2002
  • 3.6.2 Statistisk bearbejdning af data fra 2005

3.1 Beskrivelse af anlæg

De undersøgte anlæg indvinder grundvand fra følgende anlægstyper: boring, boring i brønd og brønd. Ved en brønd forstås en gravet brønd som er sat i det øverste grundvand, som derfor indvinder vand fra grundvandsmagasiner ganske tæt ved terræn, mens "boring i brønd" er et anlæg, hvor der er sat en boring i bunden af en eksisterende gravet brønd. Der er udtaget vandprøver fra fungerende drikkevandsanlæg og fra nedlagte anlæg der ikke anvendes til drikkevandsforsyning. De nedlagte anlæg har næsten udelukkende bestået af gravede brønde. Fra fungerende anlæg er der udtaget vandprøver så tæt på hydroforen som muligt. I en række tilfælde har det været muligt at udtage vandprøverne fra haner placeret før hydrofor og eventuelt filter.

Ud af de 38 anlæg der oprindeligt indeholdt glyphosat eller AMPA var 10 anlæg enten nedlagt/ejerne ønskede ikke at deltage, eller det var ikke muligt at kontakte ejerne, tabel 3.1. Der blev således gennem hele projektforløbet udtaget vandprøver fra i alt 28 anlæg.

Tabel 3.1 Der blev i alt udtaget vandprøver fra 28 anlæg. To ejere reagerede ikke på udsendte brev og det var ikke muligt at etablere kontakt til anlæggets adresse til disse 2 ejere. 4 anlæg er nedlagt, og 4 ejere ønskede ikke at deltage. 1 ejer ønskede ikke at deltage i 2. runde. Der blev genfundet glyphosat og AMPA i 15 anlæg ud af 28 undersøgte.

Figur 3.1 viser fordelingen af anlæg med fund af glyphosat/AMPA, samt de anlæg hvor der tidligere blev analyseret for de to stoffer uden fund. Det fremgår af figuren, at der stadig findes en del anlæg med fund af glyphosat/AMPA i Stevns området, mens der ikke blev genfundet nogle af stofferne i den sydøstlige del af Sjælland. På Lolland / Falster blev der genfundet glyphosat/AMPA i de fleste af de anlæg hvor stofferne tidligere blev påvist, mens der på Møn blev genfundet glyphosat i et enkelt anlæg ud af tre. Det ser derfor ud til at de lerede områder ved Stevns og de lerede områder på Lolland Falster er særligt sårbare overfor nedvaskning af glyphosat og AMPA. Fordelingen af de oprindeligt 193 anlæg, der blev prøvetaget i 2001/2002 viser, at der særligt blev undersøgt mange anlæg i Stevns området, mens der blev undersøgt relativt færre på Lolland/Falster, mens andelen af fund til gengæld var høj på Lolland (Brüsch et al. 2004).

Figur 3.1 Anlæg undersøgt i projektet, samt placering af anlæg undersøgt uden fund i tidligere gennemført projekt (prøvetaget i 2001/2002). Anlæg hvor der tidligere er fundet glyphosat eller AMPA, men hvor stofferne ikke blev genfundet i 2005 - ”intet fund”, er vist på figuren. Kategorien "nedlagt/deltager ikke" er ligeledes anlæg, hvor der tidligere er fundet glyphosat eller AMPA.

Af de 28 undersøgte anlæg var de 20 i drift og forsynede de fleste af ejerne med drikkevand. Nogle af disse 20 anlæg blev dog anvendt til andet formål og ejerne var enten tilsluttet et alment vandværk eller hentede drikkevand fra andre lokaliteter. De resterende 8 anlæg var ikke i brug men anlæggene var endnu ikke sløjfet.

Tabel 3.2 viser antal anlæg i drift og antal inaktive anlæg samt fordelingen af fund i anlæggene. Det fremgår, at andelen af inaktive anlæg med fund (75%) af glyphosat/AMPA er større end andelen af aktive anlæg med fund(45%), hvilket formodentlig kan forklares som en følge af at ejerne af anlæg uden indvinding ikke har haft samme motivation til ikke at anvende glyphosat i nærheden af de nedlagte anlæg, som ejere af aktive anlæg, der fra den tidligere undersøgelse har vidst, at der var problemer med netop glyphosatanvendelse ved anlæggene. Det statistiske grundlag er dog meget begrænset da kun 8 ud af de 28 anlæg var inaktive. Desuden blev en del anlæg af de aktive kun anvendt i begrænset omfang til andre formål end drikkevandsindvinding.

Tabel 3.2 Fordeling af de undersøgte anlæg på aktive og ikke aktive anlæg, samt fordelingen af anlæg med fund af glyphosat eller AMPA. Fund over grænseværdien viser, at der en eller flere gange er fundet glyphosat eller AMPA i enten drikkevandet eller i tilknyttede brønde i koncentrationer =0,1µg/l.

Tilsvarende er andelen af anlæg med fund over grænseværdien for drikkevand (≥0,1 µg/l) større i de inaktive anlæg, hvor der er fundet 50% der overskrider grænseværdien, mens andelen i de aktive anlæg er på 30%, tabel 3.2.

Fordelingen af anlæg på anlægstyper viser, at de undersøgte anlæg med fund af glyphosat/AMPA domineres af anlæg, der indvinder grundvand fra gravede brønde, hvor 70% af de undersøgte anlæg indeholdt glyphosat eller AMPA, heraf 50% over grænseværdien, mens der blev fundet glyphosat/AMPA i 40% af anlægstypen ”boring i brønd”, tabel 3.3. Denne fordeling minder meget om hvad der blev fundet i den tidligere undersøgelse, hvor der dog var medtaget en lang række andre pesticider og metabolitter, og fordelingen afspejler alene anlæggenes sårbarhed i forhold til hvilket niveau grundvandsindvindingen sker fra.

Den gennemsnitlige dybde for de besøgte anlæg viser, at brønde indvinder vand fra højere niveauer end både boringer og boringer sat i brønde. Det samme er tilfældet for anlæg med fund af glyphosat/AMPA, hvor der dog kun er to boring sat i bunden af brønde, hvor det ikke var muligt at pejle boringsdybden pga. af forsegling af forerøret i brøndene, tabel 3.4. Den gennemsnitlige koncentration af de målte maksimumskoncentrationer i de tre forskellige anlægstyper viser tilsvarende, at de højeste koncentrationer bliver fundet i gravede brønde, mens koncentrationen er mindst i boringen placeret i en brønd. Dette er i overensstemmelse med anlæggenes sårbarhed.

Tabel 3.3 Fordeling af glyphosat/AMPA fund i forskellige anlægstyper i de undersøgte 28 anlæg. "med fund" medtager alle anlæg, hvor stofferne er fundet, mens "fund ≥0,1 µg/l" er en delmængde af denne.

Tabel 3.4 Dybde af forskellige anlægstyper og gennemsnitlig koncentration for glyphosat/AMPA. * der er her medregnet dybden af to brønde, hvor to boringer er sat i bunden, da det ikke var muligt at pejle disse boringer pga. forsegling. Den gennemsnitlige dybde for boringer i brønde er derfor større end vist i tabellen.

3.1.1 Belægning, terrænfald og forureningsrisiko

For at undersøge sammenhængen mellem belægningen omkring de enkelte anlæg og fund af glyphosat blev der indsamlet oplysninger om belægninger ved de enkelt anlæg og alle anlæg blev fotograferet i 2. runde. Disse oplysninger viste, at stort set alle anlæggenes omgivelser var forskellige og belægningstyperne varierede fra staudebed, græsplæne, grus under halvtag, cementdække, perlegrus, jord under træterrasse, fliser, grus eller stabil grus over gamle brolægninger og forskellige mellemformer som fx perlegrus med græs og andre planter. Det var derfor ikke muligt at sammenkæde de indsamlede oplysninger om belægningstyper omkring de enkelte anlæg på en meningsfuld måde.

Opgøres terrænfaldet ved de undersøgte 28 anlæg, tabel 3.5, findes ingen sammenhæng mellem terrænfald mod eller bort fra anlæggene. Ved enkelte af anlæggene var tilstanden så dårlig at selv den mindste vand stuvning ved brønden ville betyde en direkte indtrængning af overflade vand til brøndvandet. I de fleste af de besøgt anlæg var der dog ikke denne direkte risiko (der blev kun i et enkelt tilfælde observeret et terrænfald hen mod brønden).

Ved besøg på de enkelte anlæg i 2001/2002 (Brüsch et al., 2004) blev forureningsrisikoen vurderet i tre kategorier: lille, mulig og stor. Tabel 3.6 viser, at det ikke ved besøget var muligt på forhånd ved en visuel bedømmelse at forudsige om der kunne findes pesticider i råvandet fra anlæggene, hvor der i kategorien med stor vurderet forureningsrisiko er stort set lige mange anlæg med og uden fund. Bedømmelsen blev foretaget i 2002, og ved besøget i 2005 blev vurderingen testet.

Tabel 3.5 Terrænfald ved de undersøgte anlæg opdelt på antal anlæg med fund og antal anlæg uden fund af glyphosat/AMPA. N=28

Tabel 3.6 Forureningsrisiko vurderet ved besøg ved anlægget. Antal anlæg i den enkelte kategori for henholdsvis anlæg med og anlæg uden fund af glyphosat/AMPA.

Tilstrømningsrisikoen blev ligeledes vurderet, og denne vurdering falder lidt bedre ud, da der er en klar overvægt af anlæg uden fund i kategorien ”ikke sandsynlig”, mens andelen af anlæg uden fund i kategorierne ”Mulig” og ”Stor” tilstrømningsrisiko er relativ stor. Det er derfor ikke muligt, med denne parameter alene, at udelukke anlæg uden fund, tabel 3.7.

Tabel 3.7 Tilstrømningsrisiko vurderet ved besøg på 28 ejendomme med tidligere fund af glyphosat/AMPA i 2002.

3.1.2 Forurenede grunde

Alle lokaliteter med fund af glyphosat og AMPA er sammenholdt med kortlægningsmateriale for forurenede grunde i Storstrøms Amt for kortlægning på vidensniveau 1 og 2 samt kortlægningsmateriale for slagger. Der blev ikke fundet et sammenfald mellem de registrerede affaldsdepoter og vandforsyningsanlæggene. Af samtlige undersøgte anlæg med fund af glyphosat/AMPA lå den nærmeste registrering, et slagge depot, ca. 5-600 meter fra anlægget. Det undersøgte kortlægningsmateriale giver ikke grund til at antage, at der er en sammenhæng mellem de undersøgte anlæg og registrering af depoter og slagger.

3.1.3 Nedlæggelse af små vandforsyningsanlæg

Ud af de 28 anlæg som blev prøvetaget i 2005 anvendes 8 anlæg ikke i dag til drikkevandsformål, svarende til ca. 30%. Den store andel nedlagte anlæg viser, at mange ejere vælger at nedlægge den private vandforsyning, når der konstateres forurening med pesticider og bakterier i drikkevandet.

En del anlæg havde skiftet ejer, og næsten alle disse anlæg var nedlagt. Dette betyder at en del private anlæg formodentlig vil blive nedlagt ved ejerskifte, når der er konstateret forurening i drikkevandet.

3.2 Interviewundersøgelse

Efter 1. prøvetagning blev 12 ejere interviewet om forbrug af glyphosat på deres ejendomme og på arealer nær deres anlæg. Da der manglede prøveudtagning fra tre anlæg i 1. runde, blev der også indsamlet interviewoplysninger fra disse 3 anlæg. En enkelt ejer ønskede ikke at deltage i de fortsatte undersøgelser, da interviewet blev forsøgt gennemført.

Resultater fra interviewundersøgelsen, bilag 6, er anvendt ved gennemgangen af de enkelte anlæg i bilag 5, hvor der er udarbejdet kort over ejendommene med brøndenes placering, områder behandlet med glyphosat samt placering af håndboringer mm.

Ved anvendelse af interviewundersøgelser skal der tages forbehold overfor de indsamlede oplysninger, da nogle af ejerne måske ikke husker, eller har kendskab til, alle detaljer om pesticidanvendelse på eller nær ejendommene.

Der var 8 anlæg som lå tæt på marker, hvor der var anvendt glyphosat, mens to af ejerne ikke vidste, om der var anvendt glyphosat på de nærliggende marker. Det blev dog oplyste, at markerne var blevet sprøjtet i efteråret 2004. Et anlæg lå ikke i nærheden af marker, men i forbindelse med en meget stor gårdplads, hvor ejeren oplyste at gårdspladsen blev sprøjtet mindst en gang hvert år. Nogle af ejendommene har dog skiftet ejer indenfor de seneste år, og disse ejere kendte ikke de forrige ejeres brug af glyphosat.

Tabel 3.8 Udvalgte resultater fra interviewundersøgelse. Der er i tabellen medtaget 4 andre anlæg – et hvor ejeren ikke ønskede at fortsætte i undersøgelsen, og 3 der blev prøvetaget første gang ved 2. prøvetagning. Ud af disse sidstnævnte 3 anlæg blev der fundet glyphosat/AMPA i to. Se også bilag 5, hvor de enkelte anlæg er gennemgået i detaljer, og hvor placering af brønde og behandlede arealer er vist samt bilag 6 –som viser resultater fra interviewundersøgelsen. Landbr. – landbrug som hovederhverv. Glyp. anv. – glyphosat anvendt på ejendom. Gårdspl – gårdsplads. Ant. pr - antal prøver.

Anlæggene lå i langt overvejende grad i forbindelse med private ejendomme uden landbrugsproduktion og kun på to ejendomme havde ejerne landbrug som hovederhverv. Den ene af disse ønskede ikke at deltage i den opfølgende undersøgelse. Blandt de 12 anlæg som blev undersøgt detaljeret var der således kun en ejendom, hvor ejeren havde landbrug som hovederhverv.

Nogle af ejendommene var dog tidligere landbrugsejendomme, som i dag anvendes til privat beboelse.

Ud af de 12 anlæg der blev undersøgt detaljeret oplyste ejerne fra 6 anlæg, at der var anvendt glyphosat på ejendommen, mens 4 oplyste at der var anvendt glyphosat ved anlæggene, tabel 3.8. Ved de sidste to anlæg blev oplyst, at glyphosat var anvendt på en gårdsplads og i indkørslen nedstrøms anlægget, mens der på den anden ejendom kun var anvendt glyphosat i meget små mængder under elhegn ved hestefolde.

Ved 5 anlæg var der ikke anvendt glyphosat på matriklen, mens der ved et anlæg muligvis var sprøjtet i en indkørsel.

Hvor der var anvendt glyphosat på ejendommen var 3 anlæg i drift, og der blev i disse tre tilfælde oplyst:

1. at der ikke var sprøjtet med glyphosat tæt ved anlægget, men under et elhegn ved en fold ca. 20 meter fra anlægget (anvendes til drikkevand).
2. at der var anvendt glyphosat på en gårdplads og i indkørslen på ejendommen. Anlægget anvendes ikke til drikkevand, men udelukkende til andet formål.
3. at glyphosat var anvendt i små mængder på fliser tæt ved anlægget (anvendes til drikkevand).

9 ejere oplyste, at der ikke var anvendt glyphosat ved anlæggene, og 11 ejere oplyste, at der var anvendt glyphosat (eller sprøjtemidler, formodentlig glyphosat) om efteråret på nærliggende marker. Der kan derfor, i nogle tilfælde, være tvivl om glyphosat har været anvendt på marker nær anlæggene.

Den tidligere interviewundersøgelse (Brüsch et al. 2004) omfattede også spørgsmål om brug af pesticider inklusiv glyphosat. Ved den tidligere undersøgelse blev oplyst, at der ved 5 af 15 anlæg med fund havde været anvendt glyphosat på ejendommene. På de samme 5 ejendomme blev der i denne undersøgelse oplyst, at der havde været anvendt glyphosat efterfølgende, bortset fra en ejendom med en ny ejer, der oplyste at der ikke var anvendt glyphosat i den mellemliggende periode.

3.3 Pesticider: Glyphosat, AMPA og BAM

3.3.1 Glyphosat og AMPA

I hele projektforløbet blev der genfundet glyphosat/AMPA i 15 ud af de 28 analyserede anlæg svarende til 54%. Alle 28 anlæg indeholdt i 2001/2002 glyphosat eller AMPA. Ud af de undersøgte 28 anlæg blev der fundet glyphosat eller AMPA i vandprøver udtaget fra enten selve anlægget eller fra tilknyttede brønde i koncentrationer ≥ 0,1 µg/l i 10 anlæg svarende til ca. 36%, bilag 7.

Da små private vandforsyningsanlæg ofte indvinder højtliggende grundvand som kan bevæge sig flere hundrede meter horisontalt pr. år, var det forventet at nogle anlæg, hvor der tidligere var fundet glyphosat eller AMPA ikke i 2005 indeholdt disse stoffer.

Figur 3.2 A - Glyphosat og AMPAkoncentrationer mod anlæggenes dybde målt i meter fra terræn til anlæggenes bund (bund af gravet brønd eller bund af boring). Der er kun medtaget analyser gennemført i 2005. B - glyphosat/AMPA maksimumkoncentration i vandprøver mod prøvetagningsdybden / grandvandspejlets beliggenhed i håndboringer og brønde.

Der blev fundet glyphosat/AMPA i vandprøver udtaget fra to brønde, hvor der var sat en boring i bunden af brøndene, men der blev dog kun fundet glyphosat/AMPA i den ene boring. Dette betyder, at gravede brønde er langt mere sårbare overfor glyphosatforurening end anlæg, der indvinder fra større dybder. Dette er ikke overraskende, da brønde indvinder det øverste grundvand.

3.3.1.1 Koncentration mod dybde

De maksimale fundkoncentrationer mod anlæggenes dybde for glyphosat og AMPA viser ingen markant fordeling med faldende fundkoncentrationer mod dybde. Dette er forventeligt på grund af anlæggenes udformning, hvor der indvindes vand fra de øverste grundvandsmagasiner, og hvor forurenet vand fra disse vil blive opblandet med grundvand, der strømmer mod anlæggene fra dybere niveauer, figur 3.2A. Det fremgår dog at AMPAkoncentrationerne generelt er højere end glyphosatkoncentrationerne.

Glyphosat og AMPAkoncentrationen mod dybden til grundvandsspejlet i håndboringer/ brønde er vist i figur 3.2B, hvor koncentrationerne viser tendens til at falde med stigende afstand til vandspejlet.

3.3.2 BAM

Der er udtaget vandprøver til analyse for BAM fra de samme 28 anlæg der er analyseret for glyphosat og AMPA. Alle vandprøver fra anlæggene, tilknyttede brønde og håndboringer er ligeledes analyseret for BAM, bilag 7.

Der er fundet BAM i 18 anlæg eller i håndboringer ved anlæggene, svarende til at der er fundet BAM i 64 % af de undersøgte anlæg. Der er dog nogle anlæg hvor der kun er fundet BAM fx i håndboringerne sat ved anlægget.

I eller ved 9 af anlæggene blev der fundet BAM i koncentrationer større end grænseværdien for drikkevand, svarende til 32% af de undersøgte 28 anlæg.

3.3.3 BAM, glyphosat og AMPA

Figur 3.3 viser glyphosat og AMPA koncentrationer mod BAMkoncentration i alle vandprøver udtaget fra de besøgte anlæg og fra de gennemførte håndboringer. Detektionsgrænsen er 0,01µg/l for glyphosat, mens detektionsgrænsen for BAM er 0,02µg/l. Der ses ingen klar tendens mod, at høje BAMkoncentrationer medfører høje glyphosat eller AMPAkoncentrationer. Undersøges de maksimalt fundne koncentrationer for glyphosat/AMPA og BAM for de 28 anlæg ses dog en svag tendens til, at anlæg med høje BAMkoncentrationer er mere belastet af glyphosat/AMPA, figur 3.4.

Opdeles i anlæg med fund og i anlæg uden fund af glyphosat/AMPA, og sammenholdes disse kategorier med BAM fund (i eller ved anlægget) findes, at der i ca. 90% af anlæggene med fund af glyphosat/AMPA også er fundet BAM (i 14 ud af 15 anlæg), mens der i anlæg uden fund af glyphosat/AMPA er fundet BAM i 4 anlæg svarende til ca. 30%, figur 3.5.

Dette kan, med baggrund i anvendelsesmønstret for BAM's moderstof, indikere at anvendelse på gårdspladser vil medføre en øget risiko for fund af glyphosat og AMPA i vandprøver udtaget nær ved eller fra anlæggene. Gennemgangen af de enkelte anlæg viser dog, at hvert anlæg har sin egen forklaringshistorie, hvor det ikke er sikkert at BAM's moderstof og glyphosat har været anvendt på samme arealer, se bilag 5, hvor de enkelte anlæg og anvendelse af glyphosat på nærliggende arealer er beskrevet.

Figur 3.3 BAM, glyphosat og AMPAkoncentrationer fra 71 vandprøver udtaget i og ved 28 anlæg. Detektionsgrænsen er 0,02 µg/l for BAM og 0,01 for glyphosat/AMPA. Den stiplede linie viser detektionsgrænsen for BAM.

Figur 3.4 Målte maksimumkoncentrationer for BAM, glyphosat/AMPA i vandprøver udtager i eller ved 28 anlæg – der er medtaget den størst målte koncentration for hvert anlæg for BAM og for glyphosat/AMPA. Detektionsgrænsen er 0,02 for BAM mens den er 0,01 for glyphosat/AMPA. Den stiplede linie viser detektionsgrænsen for BAM.

Figur 3.5 Anlæg med fund af BAM og anlæg uden fund, opdelt efter andelen af anlæg med og uden fund af glyphosat eller AMPA. 28 anlæg. N = antal anlæg i hver kategori.

3.3.3.1 Diskussion af transport og sorption for BAM og glyphosat

Forskel på forekomstmåde af BAM og glyphosat betyder dog ikke, at der nødvendigvis er en sammenhæng mellem transportmåde og infiltration af de to stoftyper, der er meget forskellige mht. binding og nedbrydning. Glyphosat bindes normalt ret hårdt til jordens indhold af jernhydroxider og i et vist omfang til andre mineraler (Kjær et al. 2005), og moderstof og metabolit nedbrydes normalt relativt hurtigt i rodzone jord, mens BAM sorberes i mindre omfang af organisk stof og kun i ringe grad nedbrydes af mikrobiel aktivitet i både underjord og rodzonejord.

Denne markante forskel på stofgruppernes fysiske/kemiske egenskaber kan derfor først og fremmest i dette projekt anvendes som et redskab til at forklare dannelseshistorien af det højtliggende grundvand ved de enkelte anlæg.

Fx blev der ved et inaktivt anlæg spredt Præfix (BAMs moderstof) under en træterrasse hvorunder brønden lå, mens en gårdplads på den modsatte side af huset blev sprøjtet med glyphosat. Ganske tæt ved brønden og terrassen lå også to marker, der var sprøjtet med glyphosat. I brøndvandet blev der fundet både BAM og glyphosat/AMPA samt coliforme bakterier.

Netop dette inaktive anlægs indhold af glyphosat/AMPA kan kun forklares ved at grundvand fra enten gårdspladsen på den modsatte side af huset er strømmet under huset, eller ved at glyphosat/AMPA stammer fra grundvand dannet under de nærliggende opstrøms marker, og at grundvandet er transporteret forbi/gennem brønden.

3.3.4 Vurdering af BAM og glyphosat i prøver fra forskellige udtagningssteder

Der er udtaget vandprøver fra en række forskellige prøveudtagningssteder:

• aktive anlæg
• brønde
• håndboringer sat i højtliggende grundvand ved aktive og inaktive anlæg
• dræn
• og i et enkelt tilfælde fra en grøft

Opgøres antallet af forskellige prøveudtagningssteder i to kategorier:

1) prøver med fund af BAM og 2) prøver uden fund af BAM, ses at mere end 50% af de udtagne vandprøver fra håndboringerne indehold BAM, mens næsten 70% af de undersøgte vandprøver fra gravede brønde indeholdt BAM, tabel 3.9.

Vandprøverne fra de undersøgte anlæg indeholdt i ca. 40% af de undersøgte vandprøver BAM.

Tabel 3.9 Vandprøver analyseret for BAM udtaget fra v – vandprøve fra anlæg, v brønd - gravet brønd, v dræn – drænudløb i samlebrønd, v hb – højtliggende grundvand fra håndboring, v grøft – vandprøve udtaget opstrøms anlæg. Prøver er opdelt i prøver med fund af BAM og i prøver uden fund af BAM. gns – gennemsnit af alle positive fund, maks – den største målte koncentration.

Tabel 3.9 viser også de gennemsnitlige koncentrationer for hver vandprøvetype og den maksimale målte BAMkoncentration. Den højeste målte gennemsnitlige koncentration på 0,9 µg/l blev målt i håndboringerne, mens koncentrationen i brønde var lidt lavere – 0,7 µg/l. I vandprøver udtaget fra anlæggene var den gennemsnitlige koncentration 0,36µg/l. Denne fordeling stemmer godt overens med den fortynding, som man ville forvente i dels brøndene og i vandprøver fra anlæggene som indvinder vand fra flere dybder.

Gennemføres samme opdeling for glyphosat og AMPA findes et andet mønster, tabel 3.10. De højeste gennemsnitlige koncentrationer for både glyphosat og AMPA blev fundet i vandprøver udtaget fra brøndene og fra de to dræn, mens koncentrationerne var noget mindre i vandprøverne udtaget fra anlæggene. Glyphosat og AMPA blev kun fundet i 5 ud af 19 analyserede prøver fra håndboringerne, selv om håndboringerne var sat opstrøms anlæggene og ofte ganske tæt på brønden, hvor der blev fundet glyphosat/AMPA.

Tabel 3.10 Vandprøver analyseret for glyphosat og AMPA udtaget fra j – jordprøve fra håndboring, v – vandprøve fra anlæg, v brønd - gravet brønd, v dræn – drænudløb i samlebrønd, v hb – højtliggende grundvand fra håndboring. Prøver er opdelt i prøver med fund af glyphosat/AMPA og i prøver uden fund af glyphosat/AMPA. gns – gennemsnit af alle positive fund, maks – den største målte koncentration.

Dette skyldes formodentlig, at vandprøverne er udtaget fra det allerøverste grundvand efter en periode med tørke i forårsmånederne, hvor grundvandet var sænket i forhold til normalt, og fordi den efterfølgende nedbør har lejret sig over den del af grundvandet, der indehold glyphosat/AMPA.

Nogle håndboringer er også placeret på arealer, hvor der er ikke er anvendt glyphosat, fx i haver, mellem vandforsyningsanlæg og de arealer der er behandlet med glyphosat. Det er derfor ikke er forventeligt at nydannet infiltrationsvand (højtliggende grundvand) fra disse arealer, der ikke er sprøjtede, vil indeholde AMPA eller glyphosat. At glyphosat og AMPA må forekomme i grundvandet i lidt dybere niveauer underbygges af, at samtlige anlæg også ved anden prøvetagning indeholdt glyphosat og AMPA, og at der blev fundet relativt høje koncentrationer i de gravede brønde, hvor vandet udskiftes i takt med at grundvandet strømmer gennem og forbi brøndene.

Der kan dog også nævnes en række andre mulige transportveje for glyphosat /AMPA, ud over transport gennem sprækker og makroporer i moræneler fx:

• Gamle dræn og afløbssystemer, hvis placering ikke er kendt i dag.
• Gamle stendræn i lerområder, der er etableret ved den oprindelige skovrydning af Danmark. Efter skovrydningen blev sten på overfladen fyldt ned i de oprindeligt meget fint forgrenede vandløbs/grøftsystemer, som siden blev fyldt endeligt op med jord. Sådanne gamle ”naturlige” afdræningssystemer kan stadigvæk være aktive, og systemernes placering kendes ikke, Ernstsen et al, 1990.

Der blev som nævnt ovenfor fundet glyphosat/AMPA i ca. 25% af de undersøgte vandprøver fra håndboringerne, og efterfølgende undersøgelser bør derfor omfatter udtagning af vandprøver fra flere niveauer i det øverste grundvand, særligt når de klimatiske forhold har givet anledning til store vandspejlsvariationer og pålejring af rent grundvand ovenpå forureningsfaner.

I de udtagne jordprøver blev der fundet glyphosat/AMPA i ca. 16% af de udtagne jordprøver (fra 5 anlæg). Dette var forventeligt, da der også blev udtaget jordprøver fra de håndboringer, der var placeret mellem anlæggene og de opstrøms arealer, hvor der var anvendt glyphosat.

Der blev fundet glyphosat og AMPA ved tre anlæg, hvor stoffet var anvendt på jordoverfladen.

Glyphosat/AMPA i en jordprøve udtaget ved et anlæg stammer formodentlig fra en glyphosatholdig rørlagt grøft få meter fra brønden, der trak vand ind fra grøften. Dette anlæg lå placeret i en have hvor der ikke var anvendt glyphosat i en lang årrække.

Ved det sidste anlæg blev jordprøven udtaget fra en håndboring sat nedstrøms anlægget i en udsivningsfront langs en skræntfod, hvor det udsivende vand stammede fra markerne og gårdspladsen opstrøms anlægget. Arealet ved skræntfoden havde vedvarende græs.

De største koncentrationer af glyphosat og AMPA blev fundet ved anlæg, der ikke var i drift eller som ikke mere anvendes til drikkevandsforsyning, og hvor glyphosat var anvendt på gårdspladserne, hvor brøndene var placeret.

Der blev kun udtaget vandprøver fra to drænbrønde, en der drænede et haveanlæg, og en der drænede en mark der lå umiddelbart ved siden af et drikkevandsanlæg. I begge drænbrønde blev der fundet glyphosat/AMPA, men også BAM.

Samtidig med at anlæggene blev undersøgt, blev der ledt efter drænbrønde nær anlæggene, og ejerne blev også i forbindelse med interviewet spurgt om dette. Der lå dog kun to drænbrønde i nærheden af de undersøgte anlæg, hvilket kan skyldes at næsten alle de besøgte lokaliteter var karakteriseret af stærkt opsprækket moræneler, hvor ejerne ofte ikke var bekendt med, at der stod vand som pytter på jordoverfladen efter regn.

Nogle områder var ifølge ejerne drænet, men drænene var ført direkte til nærliggende vandløb, og den nøjagtige placering af drænene var ikke kendt.

Der blev ikke fundet nedsivningsbrønde for drænvand, hvor drænvandet infiltreres direkte til underliggende kalk, grus og sandlag.

Stort set alle de undersøgte anlæg var karakteriseret af samme morænelerstype, domineret af bjergartsfragmenter fra Østersøen fx sorte afrundede skifferfragmenter, hvilket viser, at morænen i hele det undersøgte område er afsat under den Ungbaltiske isstrøm.

3.3.4.1 Sedimentprøver fra bunden af to brønde

Der blev udtaget 4 sedimentprøver fra bunden af to brønde. Det ene anlæg var i drift, mens indvindingen af drikkevand fra det andet anlæg var ophørt. Prøverne blev i begge brønde udtaget fra det øverste slamlag der var op til ca. 10 cm tykt og fra sedimenterne under slamlaget. I begge tilfælde bestod sedimentet under slamlaget af uforstyrret reduceret moræneler.

Ingen af de analyserede prøver udtaget fra bunden af brøndene indeholdt glyphosat eller AMPA.

De to brønde var henholdsvis 5,8 og 5,45 meter dybe, og de maksimale koncentrationer for glyphosat/AMPA var 0,14µg/l AMPA i brøndvand fra det inaktive anlæg, og 0,2µg/l AMPA i brøndvand fra det aktive anlæg. De manglende fund af glyphosat og AMPA i både slamlag og i den underliggende moræne viser, at der ikke i disse to anlæg er bundet glyphosat eller AMPA til bundsedimenter, selv om brøndvandet har indeholdt glyphosat/AMPA i alle de vandprøver, der er udtaget gennem en periode på 4 år i koncentrationer der overstiger grænseværdien for drikkevand.

Der blev dog ikke udtaget vandprøver fra 2002 til 2005, og det kan ikke udelukkes at brøndene i perioder ikke har indeholdt glyphosat/AMPA.

De manglende fund af glyphosat/AMPA i sedimenter fra bunden af brøndene kan formodentlig skyldes:

1. at der er en opad rettet vandtransport gennem brøndbunden med grundvand der ikke indeholder de to stoffer
2. at glyphosat/AMPA trænger ind gennem brøndsiderne i et lidt højere niveau og at brøndvandet i disse to brønde ikke opblandes
3. at der ikke sker en diffusion af glyphosat eller AMPA gennem slamlaget som i begge tilfælde havde en meget fed konsistens.

3.3.5 Diskussion pesticider

Fra varslingssystemet for pesticidudvaskning, VAP, er kendt, at glyphosatkoncentrationerne allerede efter en kort periode bliver mindre i vandprøver udtaget fra dræn, mens AMPAkoncentrationerne stiger og vedvarede findes i drænene, selv efter en lang periode på mere end 3 år efter glyphosat blev anvendt på testmarkerne (Kjær et al. 2003, 2004 og 2005). At AMPA findes hyppigere i vandprøver udtaget fra brønde og i højere koncentrationer kan derfor afspejle, at glyphosat i overvejende grad fastholdes og nedbrydes i rodzonen, mens AMPA i større grad udvaskes kontinuert.

Undersøgelser af drænvand (Kjær et al. 2005 og 2004) viser fund af glyphosat og AMPA i tilsvarende koncentrationer i vandprøver udtaget fra drænsystemer i lerede oplande, mens undersøgelser af overfladevand (Bach et al. 2005) viser, at der i vandløbsvand findes AMPA i næsten ca. 90% af de undersøgte vandprøver, og at glyphosat findes i mere end 80%. I denne opgørelse er det dog ikke muligt at vurdere kilderne til glyphosat og AMPA i vandløbsvandet, som kan stamme fra tilførsel af drænvand fra marker eller fra gårdspladser, hvor grundvand afdrænes til vandløb via eksisterende drænsystemer samt fra punktkilder eller vinddrift.

En undersøgelse fra Ringkøbing amt, 1997, viste en stor forskel på pesticidindhold i vandløb med lerede og sandede oplande. I de drænede og lerede oplande blev fundet langt flere pesticider, end i vandløb der modtog vand fra sandede oplande. Vandløbsvand i de sandede oplande er domineret af grundvand, hvor der er en langsom transport gennem sandlag i grundvandsmagasinerne, mens vandløb i de lerede oplande i hovedsagen er domineret af afstrømning via dræn. Undersøgelsen omfattede dog ikke glyphosat eller AMPA, men undersøgelsen viser, at der i lerede oplande er en hurtig respons på anvendelse af pesticider i oplandet og fund af pesticiderne i vandløb.

Analyseresultater fra et landovervågningsopland ved Lillebæk viste høje glyphosat og AMPAkoncentrationer i grundvand udtaget under rodzonen, og der blev konstateret en hurtig transporttid af vand med bromid fra et infiltrationsbassin placeret mellem to dræn til drænsystemet(Nilsson et al, 2000). En udgravning viste, at morænen var gennemsat af store åbentstående makroporer hvorigennem transport nærmest skete øjeblikkeligt ved mættet strømning.

På et seminar afholdt i december 2005 gennemgik Mehrsheikh fra Monsanto, glyphosats skæbne og transportvej, og Mehrsheikh 2005, konkluderede bl.a., at der kan forekomme transport af glyphosat på suspenderede jordpartikler til højtliggende grundvand.

Jacobsen og Kjær, 2005, konkluderede, at drænvand med fund af glyphosat og AMPA i nogle tilfælde kan anvendes som indikator for forekomst af de to stoffer i højtliggende grundvand i opsprækket moræneler. Hvor der også forekommer horisontale sprækker udviklet ved issegmentering vil horisontal transport derfor kunne forekomme i dette sprækkesystem.

Iversen og Jacobsen, 2004, målte den mættede hydrauliske ledningsevne i prøver fra 4 danske morænelokaliteter og fandt, at den vertikale hydrauliske ledningsevne generelt er højere end den horisontale ledningsevne, men at der i situationer, hvor der i morænen visuelt kan ses horisontale sprækker ikke er forskel på den morænens evne til transportere vand i horisontal eller lodret retning.

Ved indvinding af grundvand fra opsprækkede bjergarter vil hovedparten af grundvandet strømme gennem sprækker og makroporer mod den boring eller brønd, hvorfra der indvindes grundvand. I brønde der indvinder grundvand fra opsprækket moræneler vil transporttiden i sprækkesystemerne være afhængig af naturlige gradienter, af indvindingen og dermed af hvor meget grundvandsspejlet bliver sænket.

Den naturlige vandrette strømningshastighed i moræneler er målt under danske forhold i et opland med en lille horisontal gradient til ca 10 meter pr år, mens den nedadrettede strømningshastighed blev målt til ca 500 til 1000 meter pr år, (Harrer & Nilsson, 2001). McKay et al, 1993 har undersøgt transport af bakterier, der mht størrelsesforhold sammenlignes med kolloider, i opsprækket moræneler under naturlige forhold, og fundet transporthastigheder på fra 2 til >5 meter/døgn. Erfaringer fra tracerforsøget ved Lillebæk (Nilsson et al, 2000), viser en høj horisontale strømningshastighed mellem dræn. 3 timer efter bromidinfiltration mellem to dræn blev stoffet målt i en samlebrønd nedstrøms marken. Den horisontale strømningshastighed på mindst 2 til 3 meter pr time er ikke enestående, og Villholt, Jensen & Fredericia, 1998, har vist lignende hurtige responstider.

Strømningshastigheden omkring brønde, der i princippet fungerer som lodrette dræn, kan formodentlig sammenlignes strømningshastigheden mellem dræn. Såfremt denne antagelse er korrekt vil en horisontal transporthastighed på ca 50 meter pr dag kunne forekomme, såfremt gradienten mod brønden er tilstrækkelig. Dette betyder, at transporttiden for grundvand under et areal placeret 10 meter fra et vanindvindingsanlæg er mindre end et døgn. Transporttiden kan dog ikke sidestilles med den tid, det vil tage at transportere opløste eller kolloidbundne stoffer gennem et sprækkesystem, men den hurtige transport viser, at der i opsprækket moræneler findes strømningsveje med hurtig grundvandstrømning.

Figur 3.6 Fund af glyphosat og AMPA fra den tidligere undersøgelse i 4 amter og fra denne undersøgelses. Alle analyser er vist mod prøvetagningstidspunkt. Detektions grænsen er på 0,01µg/l og den altovervejende del af værdierne på 0,01 µg/l er målinger under detektionsgrænsen. Storstrøm ny – analyser fra anlæg som blev besøgt i 2005.

3.3.5.1 Prøvetagningstidspunkter

I den tidligere undersøgelse blev hovedparten vandprøverne fra anlæggene i Storstrøms amt udtaget i perioden fra slutningen af september til starten af december 2001, mens der blev udtaget nogle kontrolprøver i november-december 2002 (Brüsch et al., 2004). I de tre andre amter blev vandprøverne udtaget på andre tidspunkter, fx blev vandprøverne i Sønderjylland udtaget juni til september/oktober 2001, mens vandprøverne i Viborg blev udtaget i perioden december 2001 til juli 2002.

Vurderes prøvetagnings tidspunktet (og de fundne koncentrationer), findes, at de mange fund i Storstrøms amt netop er fra vandprøver taget i efterårsperioden, hvor glyphosat ofte anvendes på markerne, figur 3.6, mens indsamlingen af vandprøve i de øvrige amter var spredt mere over året. Dette kunne indikere, at de mange fund af glyphosat og AMPA i Storstrøms Amt skyldes prøvetagningstidspunktet. Dette kan dog ikke bekræftes, da vandprøverne udtaget i ved genbesøg i Storstrøms amt i 2005, blev udtaget i januar og april måned, se også figur 3.7, hvor alle de udtagne vandprøver er vist i forhold til prøveudtagnings måned.

Figur 3.7 viser, at langt de fleste fund af glyphosat/AMPA i det tidligere projekt er sket i vinterhalvåret, men også at der i Storstrøms amt er genfundet mange anlæg med glyphosat/AMPA i forårsmånederne, hvor glyphosat ikke anvendes. Dette tyder på, at der er er særlige forhold i amtet, som betyder at de undersøgte stoffer forekommer særligt hyppigt i højtliggende grundvand, fx de geologiske forhold. Hvis prøveudtagningstidspunktet alene var afgørende for fund af glyphosat og AMPA i Storstrøms amt ville der ikke være genfundet anlæg med glyphosat og AMPA i både januar og april måned. Glyphosat anvendes hyppigst i efterårsmånederne bl.a. når der sprøjtes på stub efter høst, men stoffet anvendes også på andre arealtyper i foråret og i sommerhalvåret.

Figur 3.7 Udtagning af vandprøver analyseret for glyphosat og AMPA fordelt på måneder. Figuren har medtaget resultater fra den tidligere undersøgelse og resultater fra de genanalyserede anlæg i Storstrøms Amt. Storstrøm ny – analyser fra de anlæg som blev besøgt i 2005.

Sammenholdes to afbildninger i figur 3.6 ses, at glyphosat forekommer oftest i oktober/november, mens AMPA forekommer lidt hyppigere og i lidt større koncentrationer, også lidt senere på året. En forsinket udvaskning af AMPA er typisk for udvaskning til drænniveau, Kjær et al., 2005, 2004, 2003, Vereecken 2005. Det er derfor formodentlig ikke direkte nedvaskning til anlæggene i Storstrøms Amt (som ville være domineret af høje glyphosatkoncentrationer), der er afgørende for fund af stofferne i de private anlæg, men snarere nedvaskning gennem en porøs og opsprækket moræneler, hvor en del af glyphosaten er omsat i rodzonen. Såfremt der var tale om en direkte nedvaskning af glyphosat fra selve terrænoverfladen omkring anlæggene ville glyphosat formodentlig dominere i vandprøverne. Glyphosat omsættes i de øverste cm af jordsøjlen og en udvaskning fra disse lag vil bidrage med AMPA. Transporten fra de øverste cm vil dog være nedadrettet mod det højtliggende grundvand.

3.4 Coliforme bakterier

Ud af i alt 71 vandprøver blev der fundet coliforme bakterier i 58 prøver svarende til ca. 80%, mens der blev fundet E.coli i 35 prøver svarende til ca. 50%, bilag 8. Sammenholdes både E.coli og coliforme bakterier ses, at samtlige analyser med fund af E.coli er indeholdt i de prøver, hvor der er fundet coliforme bakterier, tabel 3.11 og figur 3.8. Der blev i alt fundet coliforme bakterier og E.coli ved/eller i 18 anlæg ud af 28, svarende til ca. 65% af de undersøgte anlæg.

I det tidligere gennemførte projekt blev der i 2001/2002 fundet coliforme bakterier i ca. 35% af de undersøgte anlæg, der på dette tidspunkt alle var aktive.

Tabel 3.11 Vandprøver analyseret for E.coli og coliforme bakterier. I alt 71 prøver blev analyseret for E.coli og for coliforme bakterier. Prøverne blev udtaget fra: v – vandprøve fra anlæg; v brønd - gravet brønd; v dræn – drænudløb i samlebrønd; v hb – højtliggende grundvand fra håndboring. Prøver mærket ”v brønd” stammer alle fra prøvetagning fra brønde mens prøver mærket "v" i overvejende grad stammer fra aktive anlæg, eller anlæg der anvendes til andet end drikkevandsforsyning, samt fra brønde der ligger i forbindelse med ikke aktive anlæg, hvor det ikke var muligt at udtage prøver fra ledningssystemet. Grænseværdi for drikkevand er for begge bakterielle indikatorparametre er < 1.

15 anlæg indeholdt glyphosat/AMPA og kun ved et af disse anlæg blev der ikke fundet bakterier i eller ved anlægget. I de resterende 13 anlæg, hvor der ikke blev fundet glyphosat/AMPA ved første prøvetagningsrunde, blev der fundet bakterier i vandprøver udtaget fra 5 anlæg. Der ser derfor ud til at være en sammenhæng mellem fund af glyphosat/AMPA og forekomst af coliforme bakterier.

Tabel 3.12 Vandprøver analyseret for E.coli og coliforme bakterier og gennemsnitlig forekomst i forskellige vandprøver med fund. I alt 71 prøver blev analyseret for E.coli og for coliforme bakterier. Prøverne blev udtaget fra: v – vandprøve fra anlæg; v brønd - gravet brønd; v dræn – drænudløb i samlebrønd; v hb – højtliggende grundvand fra håndboring. Prøver mærket v brønd stammer alle fra prøvetagning fra brønde mens prøver mærket "v" i overvejende grad stammer fra aktive anlæg eller anlæg der anvendes til andet end drikkevandsforsyning samt fra brønde der ligger i forbindelse med ikke aktive anlæg, hvor det ikke er muligt at udtage prøver fra ledningssystemet. Grænseværdi for drikkevand er for begge bakterielle indikator parametre er <1.

Opdeles prøverne efter prøveudtagningssted findes flest vandprøver med coliforme bakterier i brønde og i håndboringer sammenholdt med anlæggene, hvor der er fundet færrest bakterier.

Der er også udtaget en vandprøve fra en grøft og to fra dræn, og alle 3 indehold både E.coli og coliforme bakterier, tabel 3.11.

Det gennemsnitlige antal coliforme bakterier og medianantallet for E.coli, tabel 3.12, for de forskellige prøveudtagningssteder viser, at der er talt mange coliforme bakterier i vandprøver udtaget fra håndboringerne, mens der kun er fundet få E.coli i de samme håndboringer. Den gennemsnitlige forekomst af bakterier i vandprøver udtaget fra anlæggene og fra de tilknyttede brønde ligger på samme niveau, dog er det medianantallet for E.coli i prøver med fund udtaget fra anlæggene lidt større. Et mindre antal vandprøver indeholder mange E.coli, mens 48 vandprøver indeholdt 1 eller ingen E.coli, bilag 8.

Figur 3.8 Andel vandprøver med fund af E.coli og coliforme bakterier. 71 prøver udtaget fra: v – vandprøve fra anlæg, v brønd - gravet brønd, v dræn – drænudløb i samlebrønd, v hb – højtliggende grundvand fra håndboring.

3.4.1 Diskussion af transport og overlevelse af coliforme bakterier i jord

De mange fund i vandprøver udtaget fra håndboringer er overraskende. Boringerne er gennemført efter den overliggende rodzone er bortgravet, og prøverne er udtaget på en skånsom måde, som ikke forurener prøverne med materiale fra rodzonen.

Vollertsen et al., 2002, skriver i en undersøgelse om udsivning af spildevand fra afløbssystemer (bl.a. kloak ledninger), at coliforme bakterier under nogle forhold kan overleve i længere perioder i koldt grundvand, og særligt under anaerobe forhold: ” Transporten af bakterier bliver påvirket af jordens egenskaber samt bakteriernes egenskaber. Miljøstyrelsen, 1979, refererer undersøgelser af spildevand spredt på agerjord, der tyder på, at coliforme bakterier kun bevæger sig få meter ned i jorden, og at selv i groft sand og grus bevæger disse bakterier sig højest 50-60 meter. Tilledes spildevand i høje koncentrationer som fx ved nedsivningsbassiner for husspildevand, kan bakterier transporteres og overleve væsentligt længere, idet anaerobe forhold fremmer visse bakteriers overlevelse”.

Netop i moræneler er det kendt, at der opstår anaerobe forhold i sprækker ved vandmætning efter timer/ minutter, og særligt disse geokemiske forhold kan måske spille en rolle for om der kan infiltreres coliforme bakterier til højtliggende grundvand, og for om disse kan overleve ved lave temperaturer gennem længere tid. Kan bakterierne overleve, vil de kunne transporteres ved horisontale transport i den øvre del af moræneleret, der er karakteriseret af mange horisontale makroporer.

Vollertsen et al., 2002 skriver videre at: ”på grund af cellernes størrelse har filtrationen en større betydning i forhold til transporten af miljøfremmede stoffer. Filtration bliver en vigtig mekanisme, hvis udstrækningen af cellen er større end 5% af middeldiameteren af jordpartiklerne (Herzig et al., 1970). Dermed kan bakterierne også bliver udelukket fra mikroporer, som miljøfremmede stoffer muligvis vil diffundere ind i. Bakterier bliver mindre under næringsfattige forhold og kan så transporteres længere (Newby et al., 1999)”.

Ifølge McKay et al. (2000) findes der en optimumstørrelse for kolloidtransport, der lå mellem 0,5 og 1 µm i deres undersøgelser. Herbold-Paschke et al., 1991, konstaterede, at bakterier blev transporteret gennem sand hurtigere end opløste stoffer. De opløste stoffer har højere diffusionskoefficienter og vil dermed diffundere hurtigere ind i immobilt porevand i den finkornede matrix. Forekomsten af en optimumstørrelse svarer til kolloid filtrationsteori, udviklet for granulære medier (Yao et al., 1971).”

og ” De fleste humanpatogene organismer er tilpasset varmblodede dyrs temperatur og har en nederst vækstgrænse ved ca. 10°C.”, og

”Härig, 1991; Mull et al., 1992, giver en oversigt over nogle bakteriers og viras overlevelse ved 10°C. Teutsch et al., 1991, rapporterer dog en overlevelse af patogene bakterier i grundvand ved 10 °C på mere end 1.000 dage. Härig, 1991, beregnede transporten af E.coli og S.typhi i grundvandet til henholdsvis 50 m og 7 m, under antagelse af et bakterietal på 3×10⁴ ml^-1, en udsivningsrate på 0,25 l ^s-1, en hydraulisk ledningsevne på 10⁴ m/s og en strømningshastighed på 100 m/år.

Figur 3.9 Forskellige transportmåder for bakterier fra terræn til grundvandsmagasiner, fra Azadpour-Keeley et al., 2005.

Generelt oprettes en beskyttelseszone omkring indvindingsbrøndene, der er baseret på en transporttid i grundvandet på 50 dage (Teutsch et al., 1991).”

Nevecherya et at, 2005 har fundet at E.coli kan overleve i underjord (og i grundvand) i op til 250 dage ved temperaturer på 10⁰ C, og noget mindre ved højere temperaturer, mens Entry og Farmer, 2001, beskriver transport af coliforme bakterier i opsprækket basalt og i et sandmagasin, hvor de finder hurtig transport gennem sprækkerne, men til gengæld en lang opholdstid i sandmagasinet. Stoddard et al., 1998, skriver at potentialet af en forurening med coliforme bakterier afhænger mere af jordens struktur og vandtes strømning gennem denne end af de coliforme bakteriers overlevelse på jordoverfladen, og rapporterer om en overlevelses på 60 dage efter tilførsel af husdyrgødning, mens Unc og Goss, 2003, skriver at makroporer er afgørende for transport af fækale bakterier. McKay et al., 1993, undersøgte lateral transport af kolloider og bakterier i en opsprækket moræneler og fandt meget høje transporthastigheder på mellem 2 og 5 meter pr dag, mens en tracer som bromid blev tilbageholdt pga. diffusion. Jacobsen, 2001, har undersøgt transport af bakterier under umættede forhold i forskellige danske jordtyper, heriblandt opsprækket lerjord, og fundet at bakterier kan transporteres meget hurtigt fra pløjelaget og ned gennem sprækker til det øverste grundvand, mens Gagliardi og Karns, 2000, har vist, at E.coli og coliforme bakterier kan overleve mindst 2 måneder efter udbringning af gylle.

Azadpour-Keeley et al., 2004, viser forskellige transportveje for bakterier fra terræn til højtliggende grundvand og særligt transport gennem sprækker og ved kanalisering er relevant i forhold til moræneler, figur 3.9. Lateral transport af grundvand i opsprækket moræneler er desuden undersøgt af D’Astous et al., 1989; Herzog et al., 1989; McKay et al., 1998.

Da der i moræneler er vist en hydrauliske ledningsevne under mættede forhold i den øverst del af moræneler, der er større end sands (Iversen & Hørbye, 2004), og da transporten sker gennem makroporer i et koldt grundvandsmiljø, hvor temperaturen i grundvandet i vinterhalvåret vil være omkring 5 grader C, er det ikke er usandsynligt at kunne finde forskellige coliforme bakterier i vandprøver udtaget under bl.a. marker, hvor der fx er anvendt gylle, eller hvor de naturligt til stede værende coliforme bakterier er infiltreret gennem forskellige typer makroporer i opsprækket moræneler. Pga. af den store hydrauliske ledningsevne i fissile zoner under den bioturberede og recent klimatisk påvirkede øvre moræne, vil det være muligt at kunne transportere bakterier, og andre opløste stoffer, over lange afstande tæt ved terræn.

I dybere niveauer af moræneleret vil antallet af sprækker aftage hurtigt, og den primære transportvej vil være langsom og vertikal, med mindre der findes "geologiske vinduer", hvor det øverste grundvand hurtigt kan trænge ned mod dybere niveauer i grundvandsmagasinerne. Det vil dog være usandsynligt at coliforme bakterierne overlever en langvarig transport mod de dybere dele af grundvandsmagasinerne.

Vandværkernes råvandskontrol af vandprøver udtaget fra indvindingsboringer viser således næsten aldrig fund af de bakterielle indikator parametre. Den udbredte forekomst af coliforme bakterier i både håndboringer og brønde viser, at der på de undersøgte lokaliteter kan transporteres coliforme bakterier fra overfladen og ned til det højtliggende grundvand, og at der kan ske en transport af de coliforme bakterier horisontalt gennem sprækker mod brøndene. Forekomst af coliforme bakterier skyldes derfor ikke nødvendigvis, at de coliforme bakterier stammer fra en direkte forurening fra overfladen pga dårligt vedligeholdte anlæg, men også at de coliforme bakterier kan stamme fra det højtliggende grundvand, hvor de transporteres horisontalt over betydelige afstande i det højtliggende grundvand.

3.4.2 Håndboringer og coliforme bakterier

Alle vandprøver fra håndboringerne blev analyseret for de to bakterielle indikator parametre, BAM, glyphosat og AMPA samt en række hovedbestanddele. Tabel 3.13 viser en række udvalgte parametre. Af tabellen fremgår at der i de 19 håndboringer er fundet coliforme bakterier/ E.coli i de 18. Der er i mange af håndboringerne fundet mange coliforme bakterier, mens E.coli er fundet i færre boringer og i mindre antal. Det er desuden i overvejende grad boringer med vandspejlet ganske tæt ved terræn, hvor der er fundet mange E.coli. I de samme boringer er der desuden også fundet mange coliforme bakterier. Der er ikke en dybde relateret tendens for de coliforme bakterier, figur 3.10.

Der er ingen sammenhæng mellem kloridkoncentrationer og forekomst af bakterier, men en enkelt af håndboringerne har et ekstremt højt indhold af klorid og af kalium, sulfat og et mindre indhold af nitrat. Der er ikke sivebrønd eller kloak i nærheden af boringen, og den eksakte placering af afløbssystemet er kendt.

Tabel 3.13 Fund af coliforme bakterier og E.coli i vandprøver udtaget fra 19 håndboringer, samt fund af BAM, glyphosat og AMPA og udvalgte hovedbestanddele. 160 coliforme bakterie svare til >160. *boring kunne først prøvetages efter 5 døgn pga. langsom tilstrømning af vand via sprækker. Gly – glyphosat, amp – AMPA, hb- håndboring.

Figur 3.10 Håndboringer – fund af coliforme bakterier og E.coli mod dybde til vandspejlet i håndboringer. Maksimumsgrænsen for talte bakterie er 160/ 100ml.

Kloridindholdet varierer meget, også ved lokaliteter, hvor der er sat to håndboringer. Dette er ikke overraskende, da netop det øverste grundvands kemi er stærkt varierende og præget af aktiviteten umiddelbart over prøvestedet. Det er dog bemærkelsesværdigt, at det er mere end en faktor 10, som skiller de laveste fra de højeste koncentrationer i håndboringerne, figur 3.11.

De laveste kloridkoncentrationer ledsages ikke altid af tilsvarende lave kalium, nitrat og sulfatkoncentrationer og høje ammoniumkoncentrationer, som fx kunne indicere kanaliseret nedsivning af regnvand fra overfladen.

Nogle af de laveste koncentrationer kan dog kun stamme fra infiltreret regnvand, der har tilsvarende lave koncentrationer.

Der kan ikke umiddelbart konkluderes generelt ud fra de viste parametre i tabel 3.10. De enkelte lokaliteter diskuteres i bilag 5, hvor de viste parametres forklaringskraft kan anvendes lokalt, og i sammenhæng med områdernes historie. Tabel 3.10 og de statistiske analyser viser, at der i håndboringerne ikke findes nogen direkte overordnet sammenhæng mellem BAM, glyphosat og AMPAindhold og indholdet af coliforme bakterier og E.coli.

Figur 3.11 Coliforme bakterier og E.coli mod kloridindhold i håndboringer. Hypotese: et lavt kloridindhold vil vise infiltration af regnvand -> medrivning af bakterier fra overflade. Maksimumsgrænsen for talte bakterie er 160 100/ml.

3.5 Udvalgte hovedbestanddele

De analyserede hovedbestanddele er anvendt ved tolkning af forekomsten af glyphosat/AMPA i forhold til arealer, hvor glyphosat har været anvendt. Hovedbestanddelene er også anvendt til at be- eller afkræfte transport af glyphosat/AMPA fra marker mod brønde.

Fx i vandforsyningsanlæg A4, se bilag 5, hvor der blev sat to håndboringer ved en gravet brønd. Den ene af disse håndboringer blev sat ud mod en mark, hvor der var anvendt glyphosat, og den anden blev sat mellem brønden og en rørlagt grøft. I boringen mellem brønden og marken blev der fundet markant højere klorid, natrium, kalium, sulfat og calciumkoncentrationer i forhold til de koncentrationer, der blev fundet i brønden, hvilket betyder at vandet fra marken på prøveudtagningstidspunktet ikke prægede vandet i brønden. Da ejeren havde været bortrejst i en længere periode, hvor der ikke var indvundet grundvand, kan det dog ikke udelukkes at der trækkes vand ind fra marken, når der indvindes drikkevand fra brønden. Dette vil dog ikke vil ændre ved konklusionen for anlægget: den primære kilde til glyphosat og AMPA i drikke- og brøndvand stammer fra vand, der er trukket over i brønden fra den rørlagte grøft.

De analyserede vandprøver indeholder generelt ret små nitratkoncentrationer, bilag 9, og ca. 24% af de undersøgte vandprøver overskred grænseværdien for drikkevand på 50 mg/l.

Der er ikke fundet nogen sammenhæng mellem stigende/faldende nitratkoncentration og glyphosat/AMPAkoncentration, figur 3.12.

Figur 3.12 Nitrat mod glyphosat/AMPAkoncentration. Der er anvendt den maksimale glyphosat/AMPAkoncentration i den enkelte vandprøve. gly/amp - Vandprøver med fund af glyphosat eller AMPA ; uden fund - vandprøver uden fund. Detektionsgrænsen for glyphosat/AMPA er 0,01 µg/l.

Et højt indhold af klorid kan stamme fra gylle eller fra handelsgødningstyper der tidligere er anvendt i jordbruget. Handelsgødningstyper med et højt kloridindhold har dog ikke har været anvendt i en årrække. Desuden kan et højt kloridindhold stamme fra spildevand. Som tidligere nævnt varierer kloridindholdet meget for alle prøver, men også indenfor de enkelte lokaliteter, tabel 3.14. Figur 3.13 viser kloridindhold mod glyphosat/AMPAkoncentration, og der ses at de to højeste glyphosat/AMPAkoncentrationer er fundet i vandprøver med et lavt kloridindhold. Dette kan skyldes, at der er transporteret glyphosat eller AMPA ned gennem sprækker og åbentstående makroporer med regnvand.

Da både glyphosat og AMPA indeholder en fosfor-lignende gruppe kan det måske antages, at fosfor og glyphosat/AMPA bindes på samme måde som fosfor, Jacobsen og Helweg, 2003, og at man derfor vil kunne finde høje glyphosat/AMPA koncentrationer i vandprøver med høje fosforkoncentrationer. Figur 3.14A viser ikke en sådan tendens. De fleste af de undersøgte vandprøver indeholder meget høje fosforkoncentrationer som normalt ikke findes i dybereliggende grundvand.

Figur 3.14B viser, at fosforkoncentrationerne er høje i det øverste grundvand, og at koncentrationerne bliver mindre med stigende dybde.

Tabel 3.14 Udvalgte hovedbestanddele og maksimale glyphosat/AMPAkoncentrationer i de enkelte vandprøver. Hvor der ikke blev detekteret glyphosat/AMPA er prøverne sat til 0. Prøverne blev udtaget fra: v – vandprøve fra anlæg; v brønd - gravet brønd; v dræn – drænudløb i samlebrønd; v grøft – vandprøve fra grøft; v hb – højtliggende grundvand fra håndboring. Se også bilag 9.

Figur 3.13 Kloridkoncentration i mg/l mod glyphosat AMPAkoncentrationer i µg/l. Der er anvendt den maksimale glyphosat/AMPAkoncentration i den enkelte vand prøve. gly/amp - Vandprøver med fund af glyphosat eller AMPA; uden fund – vand prøver uden fund.

Figur 3.14 A - Glyphosat og AMPAkoncentration mod PO₄koncentrationer. Der er anvendt den maksimale glyphosat/AMPAkoncentration i den enkelte vandprøve. gly/amp - vandprøver med fund af glyphosat eller AMPA; uden fund - vandprøver uden fund. B – Fosfor mod dybde i prøver med og uden fund af glyphosat/AMPA.

Figur 3.15A viser, at der ved stigende glyphosat og AMPAindhold i de udtagne vandprøver ses et faldende Caindhold. Samme tendens ses for Mgindholdet i vandprøverne. Der er tilsyneladende ingen sammenhæng mellem pH værdierne i de udtagen vandprøver og Caindholdet. Denne sammenhæng kan skyldes at vandprøver, der har et lavt indhold af Ca og Mg er udtaget fra højtliggende grundvand, hvor kalken er mere eller mindre udvasket. Man ville derfor forvente at Caindholdet stiger med stigende prøvedybde. Figur 3.15B viser, at der findes høje Cakoncentrationer i det højtliggende grundvand i intervallet o til 3 meter, men også at der er en tendens mod, at Cakoncentrationerne stiger med stigende dybde i intervallet 4 til 10 meter.

De høje Cakoncentrationer i det højtliggende grundvand kan skyldes, at jordbruget anvender kalk som jordforbedrende middel.

Tabel 3.15 viser de gennemsnitlig koncentrationer for en række udvalgte hovedbestanddele i forskellige prøvetyper i henholdsvis prøver med fund af glyphosat/AMPA, og i prøver uden fund samt den gennemsnitlige dybde til grundvandsspejlet i de undersøgte anlæg, håndboringer og brønde. Dybden af dræn er sat til 1 meter under terræn. Det fremgår af tabellen at Ca indholdet er højest i håndboringerne, mens indholdet er lavest i brøndene. Dette kan forklares ud fra grundvandets transportveje, hvor grundvandet i brøndene transporteres gennem sprækker, hvor Ca indholdet i den tilstødende matrix er udvasket, mens vandprøverne fra håndboringerne måske også stammer fra lokale sprækkesystemer, hvor opholdstiden er større.

Figur 3.15 A - Glyphosat og AMPAkoncentration mod Mg og Caindhold. Der er anvendt den maksimale glyphosat/AMPAkoncentration i den enkelte vandprøve.
B – Cakoncentration i prøver med/uden fund af glyphosat mod prøvedybde.

Tabel 3.15 Den gennemsnitlige koncentration for udvalgte hovedbestanddele i vandprøver med og uden fund af glyphosat opdelt på prøvetype samt den gennemsnitlige dybde til vandspejl i brønde og håndboringer. For vandprøver udtaget fra anlæg er anvendt den gennemsnitlige brønddybde/dybde af boringer. v – vandprøve fra anlæg; v brønd - gravet brønd; v dræn – vandprøve taget fra samlebrønd; v grøft – vandprøve fra grøft; v hb – højtliggende grundvand fra håndboring. * - gennemsnitlig dybde af vandspejl.

Nitratindholdet i håndboringer med fund af glyphosat/AMPA er væsentligt større end i anlæggene og brøndene, og nitratindholdet i håndboringer uden fund af glyphosat er mindre. Dette viser formodentlig, at det er de helt lokale forhold, der er styrende for vandprøvernes kvalitet i håndboringerne, og at brøndene og anlæggene er præget af grundvandet fra et større område. De meget høje kloridindhold skyldes delvist de meget høje koncentrationer der er fundet i enkelte boringer, tabel 3.14.

Glyphosat og AMPA er fundet i anlæg med en gennemsnitlig dybde til vandspejlet på ca. 4,9 meter, mens den gennemsnitlige dybde i anlæg uden fund er 34,7 meter tabel 3.12. Denne store forskel skyldes at et anlæg uden fund indvinder grundvand fra en boring med indtag i stor dybde.

3.6 Statistiske bearbejdning af resultater

Klassifikation, notation af prøver og en detaljeret gennemgang af principper og udvalgte statistiske bearbejdninger er vist i bilag 10 ” Statistisk bearbejdning af resultater fra Storstrøms Amt. Principal komponent analyse, Cluster analyser og partial least squares regression”.

3.6.1 Statistisk bearbejdning af data fra 2001/2002

Der er anvendt en strategi hvor alle variable, der ikke umiddelbart har noget med forurening at gøre, undersøges. Det vil sige oplysninger om vandforsyningen, dybde til grundvandsspejl etc. og de uorganiske parametre, der kan fortælle, hvilken grundvandstype der er prøvetaget. Derimod bruges pesticiddata ikke og data om bakteriologiske parametre, idet det formodes at disse har noget med den almindelige forureningstilstand at gøre, og ikke udgør forklaringsparametre der er relevante.

I PCA testene kunne der ikke med de valgte kombinationsmuligheder og med de anvendte data identificeres grupperinger af fund gruppen i forhold til "ikke fund" gruppen, og dermed kunne der heller ikke peges på egenskaber ved anlæggene eller vandets kemi, der kan forklare hvorfor nogle anlæg i 2001/ 2002 var forurenet med glyphosat/AMPA og andre ikke.

Dette kan skyldes en række årsager:

• Interviewdata er upræcise og/eller at der er ikke er anvendt samme kriterier for vurderingerne på anlæggene. Det er dog samme interviewer og prøvetager, der har indsamlet alle vandprøver og oplysningerne til det første interviewskema. Ved genbesøget i 2005 blev der ikke fundet forkerte oplysninger i de oplysninger, der tidligere blev indsamlet. Oplysningerne indsamlet i 2001 må derfor anses som præcise og sammenlignelige.
• Den ranking, der er anvendt i testene er ikke korrekt i forhold til rækkefølgen med hensyn til sårbarhed. Dette er meget sandsynligt og bekræftet i PLS analysen.
• De egenskaber, der har betydning for om glyphosat og AMPA udvaskes, er ikke identificeret. Dette undersøges i den statistiske bearbejdning af analysedata indsamlet i 2005, idet en nærliggende årsag kunne være geologiske forhold.
• Grunden til at glyphosat og AMPA findes i anlæggene skyldes uhensigtsmæssig adfærd, hvilket kan være endog meget vanskelig at identificere. Dette understøttes også af, at der i de anlæg, hvor der i dag stadig indvindes grundvand, er fundet en langt mindre andel med fund af glyphosat eller AMPA end i de anlæg der i dag er inaktive. Dette kunne tyde på, at ejere af aktive anlæg har ændret adfærd efter den første undersøgelse, hvor der blev fundet glyphosat/AMPA i drikkevandet fra deres anlæg.

Korrelationsanalysen, der viser sårbarheden indenfor gruppen med fund i brønde, indikerer at den måde belægningens betydning vurderes, samt de kriterier der har været anvendt til en vurdering af sårbarheden, herunder også terrænfald, har været forkerte. Dette har i dette projekt givet anledning til en nærmere undersøgelse af disse forhold blandt de brønde, der har haft fund i 2005, hvor der blev indsamlet oplysninger om forholdene omkring de enkelt anlæg. Det var dog ikke muligt at identificere betydende sammenhænge mellem belægning og forhold omkring de enkelte anlæg. De indsamlede oplysninger og foto dokumentation viser, at de besøgte anlæg har meget varierende belægninger, og belægningstyperne varierede fra staudebed, græsplæne, grus under halvtag, cementdække, perlegrus, jord under træ terrasse, fliser, grus, perlegrus, eller stabil grus over gamle brolægninger og mellemformer, som perlegrus med græs og andre planter.

Endelig tyder korrelationsanalysen på, at der er en betydning fra parametre, der har betydning for glyphosat og AMPA’s bindingsevne til jordpartikler samt til grundvandets sammensætning. Disse indikationer er beskrevet i næste afsnit.

3.6.2 Statistisk bearbejdning af data fra 2005

Ved den statistiske bearbejdning af analyseresultater indsamlet i 2005 er der anvendt de vandprøver, hvor der er analyseret for glyphosat, AMPA, BAM og for hovedbestanddele. Desuden er anvendt andre indsamlede oplysninger som vandspejlets beliggenhed i de brønde, boringer og håndboringer, hvorfra vandprøverne er udtaget, samt prøvetype.

En sammenligning af vandprøver med fund af AMPA og vandprøver uden fund viste, at der ikke var forskel på de to grupper. Dette kunne forventes, da det formodentlig er anvendelsen af glyphosat, der er styrende for, om der kan genfindes AMPA i de undersøgte vandprøver.

Figur 3.16 viser betydningen af variablene på AMPAkoncentrationen i vandprøver, hvor der er fundet valide sammenhæge i fundgruppen. Variable med lille eller ingen indflydelse i modellen er fjernet, og der er således kun medtaget betydende variable. Der er fundet en gruppe variable, der korrelerer positivt, og en gruppe variable der korrelerer negativt - dels findes stigende AMPAkoncentrationer ved relativt højt indhold af Na, Cl, Ca, og PO₄ og pH, mens AMPAindholdet er lavt ved stigende dybde til vandspejlet i brønde og håndboringer, stigende milliækvivalent og ledningsevne.

Dette stemmer godt overens med, at fundstederne er lokaliteter hvor, der hurtigt kan transporteres vand fra overfladen til det højtliggende grundvand, og at dette grundvand er karakteriseret af højt PO₄indhold og lav ledningsevne. AMPAindholdet korrelerer positivt med høje calciumkoncentrationer i det højtliggende grundvand, hvilket kan skyldes, at jordbruget anvender kalk som jordforbedrende middel. Dette er der imidlertid ikke konkret viden om.

Den positive sammenhæng mellem PO₄ og AMPA stemmer godt overens med, at der findes høje PO₄koncentrationer i de øverste jordlag og at AMPA og PO₄ formodentlig følger samme transportveje.

Den negative sammenhæng mellem stigende afstand til grundvandsspejlet og et faldende AMPAindhold stemmer overens med at både glyphosat og AMPAkoncentrationer falder med stigende dybde.

Den modsatrettede sammenhæng mellem AMPA og henholdsvis Cl og Na på den ene side og ledningsevnen på den anden skyldes, at vandprøverne er præget af hvilke transportveje og hvilken alder de enkelte vandprøver har. Der kan derfor skelnes mellem "tyndt" og "tykt" vand, hvor det tynde vand kan være regnvand, der hurtigt infiltreres til det højtliggende grundvand via makroporer.

Det er bemærkelsesværdigt at indholdet af coliforme bakterier ikke korrelerer med AMPA. Desuden korrelerer AMPA negativt med BAM, og der er fundet en sammenhæng mellem lave AMPA og høje BAMkoncentrationer. Dette skyldes formodentlig, at BAMforureningen er af ældre dato, og at BAM derfor også vil kunne findes i dybere niveauer i grundvandsmagasinerne (hvor AMPAindholdet er lavt), selv mange år efter brugen af BAM's moderstof.

Desuden må AMPA's forekomst også være styret af anvendelsen af glyphosat på tilgrænsende arealer

Figur 3.16 De uafhængige variables indflydelse på korrelationens evne til prædiktion af de afhængige variable. Betydning af variablene på koncentrationen af AMPA i vandprøver fra Storstrøms amt. Ved stigende AMPAkoncentrationer ses en god overensstemmelse med fx Na, mens der ved lave AMPAkoncentrationer ses en god overensstemmelse med stigende dybde til vandspejlet.

Der er også gennemført forskellige test (PCA og efterfølgende cluster analyse) for at undersøge, om der er forskel på om vandprøverne er udtaget fra håndboringer, brønde, anlæg, grøfter etc. i relation til uorganiske parametre. Figur 3.17 viser, at udtagningssted og procedurer ikke grupperer sig i klare grupper, og at der ikke er større forskel på vandprøverne, hvad enten disse er udtaget fra håndboringer i opsprækket moræneler, dræn, brønde, eller fra anlæggene end der er vandprøverne imellem generelt. Dette var også forventeligt, da både brønde og anlæg er i direkte forbindelse med makroporerne i den opsprækkede moræneler, og vandet fra de højtliggende magasiner præger derfor vandkvaliteten i både brønde og anlæg.

Figur 3.17 Vandtyper fra forskellige udtag i forhold til hovedbestanddele, AMPA og BAM.

4 Tværgående sammenstilling af resultater

I dette afsnit anvendes sammenstillede resultater fra beskrivelserne af anlæggene i bilag 5 og resultater fra tidligere afsnit. I bilag 5 beskrives anlæggenes placering, håndboringers placering, geologiske logs, anvendelse af glyphosat, analyseresultater, hovedbestanddele, bakterier og andre oplysninger om de enkelte lokaliteter.

Ved interviewundersøgelsen oplyste anlægsejerne om og hvor der var sprøjtet med glyphosat på deres ejendom eller om der var andre tilstødende arealer, der var behandlet med glyphosat. Ved besøget på de enkelte ejendomme blev afstanden fra anlægget til de behandlede arealer målt, og det/de behandlede arealer beskrevet.

Den efterfølgende databehandling har fundet de sandsynlige kilder til glyphosat/AMPAforureningen i de enkelt anlæg, bilag 5, og en sammenstilling af resultaterne er vist i tabel 4.1.

Tabel 4.1 Sandsynlige kilder til forurening, gennemsnitlig koncentration for den største glyphosat/AMPAkoncentration der er fundet ved/i anlæg. Gns afstand – gennemsnitlig afstand til mulig kilde, N= 14. konc i µg/l, afstand i meter.

I 5 ud af 14 anlæg vurderes glyphosat og AMPAindholdet i brønd eller anlægsvand at stamme fra tilstødende marker som i gennemsnit ligger ca. 10 meter fra anlæggene, bilag 5. Ved 4 anlæg var kilden gårdspladsforurening, hvor der var sprøjtet rundt om anlæggene, mens kilderne til fund i de øvrige anlæg var af forskellig karakter: Sprøjtning af fliser og gårdsplads på modsat side af beboelse; indtrængning af vand fra rørlagt grøft; indkørsel og parkeringsplads på nabogrund; under hæk på nabomatrikel og en lokalitet hvor påvirkningen formodentlig stammer fra gårdsplads og måske fra en nærliggende mark.

I de fleste tilfælde lå kilderne til forureningen tæt på anlæggene.

Den gennemsnitlige koncentration for vandprøver udtaget i anlæggene eller i brønde var 1,66 µg/l i anlæg, hvor kilden er gårdspladsforurening, mens den gennemsnitlige koncentration i anlæg som modtog vand fra nærliggende marker var 0,41µg/l. En forklaring på de ret høje koncentrationer i anlæg der modtager vand fra nærliggende marker kan være at 4 ud af 5 anlæg indvinder grundvand, mens et ikke er aktivt, tabel 4.3. At anlæggene er aktive betyder, at grundvandsspejlet sænkes i brøndene, når der indvindes vand, og at grundvandet derfor vil blive trukket horisontalt gennem makroporer og sprækker i moræneleret mod brøndene.

Alle de undersøgte anlæg, eller de brønde som boringerne står i, indvinder grundvand fra den opsprækkede øvre del af morænen. Der er således ikke i denne undersøgelse gennemført håndboringer ved anlæg som indvinder grundvand fra en boring, med mindre denne er sat i bunden af en gravet brønd. Dette skyldes at der ikke er genfundet glyphosat eller AMPA i de enkeltstående boringer som tidligere indeholdt de to stoffer.

I tabel 4.2 er de enkelt anlæg gennemgået og de primære kilder er beskrevet. Af tabellen fremgår at kun en af anlægsejerne driver landbrug. Alle øvrige deltagere har enten bortforpagtet jorden eller anvender ejendommene til privat beboelse.

Tabel 4.2 Mulige kilder til forurening af små vandforsyningsanlæg. Sammenstilling af data fra de enkelte anlæg, se bilag 5. Landb – landbrug som hovederhverv.

Sammenholdes de enkelte koncentrationer i alle vandprøver med fund af glyphosat og AMPA udtaget fra anlæg eller brønde ses at koncentrationerne generelt falder med stigende afstand, figur 4.1. Anlægget, hvor kilden ligger ca. 20 meter fra brønden indvinder vand fra en opsprækket moræneler på en skråning, hvor vandspejlet i brønden stiger hurtigt efter nedbør, og hvor transporthastigheden gennem den opsprækkede moræneler må være meget stor. Tages dette i betragtning, viser figur 4.1 en væsentlig bedre sammenhæng mellem afstand til kilder og koncentrationer. Anlæg der ligger på gårdspladser der er behandlet med glyphosat er sat til en afstand på 0 meter.

Figur 4.1 Vandprøver med fund af glyphosat og/eller AMPA udtaget fra brønde og fra indvindings anlæggene. Koncentration mod afstand til formodet kilde. Detektionsgrænsen for både glyphosat og AMPA er 0,01µg/l, og alle markeringer i diagrammet med en koncentration på 0,01 µg/l er "ikke fund". De åbne symboler stammer fra et anlæg placeret på en skråning.

Tabel 4.3 De undersøgte anlæg med fund af glyphosat og AMPA. Afstanden til kilder, aktivt ikke aktivt anlæg, og glyphosat forbrug er vist.

Figur 4.2 Glyphosat og AMPAkoncentrationer i vandprøver udtaget fra samme anlæg eller brønd i 2005 og i 2001/2002. Detektionsgrænse er 0,01 µg/l.

Glyphosat og AMPAkoncentrationer målt i 2001 og 2002 er sammenholdt med vandprøver analyseret for de samme to stoffer i 2005, figur 4.2, hvor det fremgår, at det er tilfældigt om glyphosat og AMPAkoncentrationerne er steget eller faldet i de enkelt indtag i perioden fra 2002 til 2005. Dog ligger de største AMPAkoncentrationer tæt på hinanden.

Figur 4.3 BAMkoncentrationer målt i samme anlæg i 2005 og 2001/2002. Detektionsgrænse er 0,01µg/l.

For BAMkoncentrationerne er mønstret lidt anderledes, da der omtrent er fundet de samme koncentrationer i de undersøgte anlæg i 2001/2002 og i 2005, figur 4.3. Dette viser at BAM stadig nedvaskes i samme koncentrationer, mens det er andre forhold som fx anvendelse på de tilgrænsende arealer, der har betydning for udvaskning af glyphosat og AMPA ved fund af mindre koncentrationer. De høje glyphosat/AMPAkoncentrationer stammer fra behandlede gårdspladser, hvor der ofte sprøjtes med glyphosat hvert år.

Tabel 4.4 Geologiske karakteregenskaber for de gennemførte håndboringer. Isseg. – issegmentering / heterolitisk lagdeling af moræne; Højtl. Grv. Transport – Transport af højtliggende grundvand sker gennem fx ML(moræneler), Kilde - Kilde til glyphosat og AMPA i anlæg, HB – dybde af håndboringer – der er anvendt den største boredybde når der gennemført to håndboringer. Maks. - maksimumkoncentration at glyphosat/AMPA i anlæg. Aktiv-inaktiv – aktiv hvis anlægget anvendes til indvinding af drikkevand. ML – moræneler, MS – morænesand,.

Ingen af de gennemførte håndboringer anborede faststående kalk eller kalkflager mellemlejret moræneler, tabel 4.4. Da håndboringerne er gennemført for at udtage vandprøver fra det højtliggende grundvand betyder dette ikke, at nogle anlæg ikke indvinder grundvand fra den underliggende kalk.

Alle de undersøgte anlæg er etableret i forbindelse med gravede brønde og kun ved to af de aktive anlæg er der etableret en boring i bunden af brønden. Derfor vil alle anlæg/brønde være præget af grundvand der strømmer gennem moræneler, og i 5 tilfælde også af det grundvand, som strømmer gennem sand- og siltlag mellemlejret morænen, tabel 4.4.

Kun i et tilfælde var morænen svagt opsprækket i den øvre del, men ved dette anlæg blev der under den svagt opsprækkede moræne fundet en fissil zone i en meters dybde. Ved 7-8 af anlæggene blev der fundet højporøse fissile zoner under den øverste moræne, som var i direkte forbindelse med de undersøgte gravede brønde. Ved 7 af anlæggene blev der fundet flere åbentstående bioporesystemer ved anlæggene, mens der ved de resterende 5 blev fundet åbentstående ormegange.

De undersøgte anlæg er alle præget af, at anlæggene er sårbare overfor horisontal transport af grundvand i den øverste moræne, og transport gennem den opsprækkede moræne vil kunne ske meget hurtigt, når/hvis grundvandsspejlet sænkes i brøndene i forbindelse med indvinding af grundvand.

5 Diskussion

• 5.1 Analyser
• 5.2 Brøndtyper og deres indretning
• 5.3 Geologiske forhold
• 5.4 Interviewundersøgelsen
• 5.5 Statistiske bearbejdning af data indsamlet i 2005
• 5.6 Usikkerheder, de anvendte metoders egnethed

5.1 Analyser

Det gennemførte analyseprogram har været tilstrækkeligt til at gennemføre en vurdering af vandtyper og grundvandstransport ved de undersøgte anlæg. Særlig forekomsten af BAM er interessant, da BAM's moderstof har været forbudt i en årrække, og da forekomsten af BAM kan indicere anvendelse på befæstede arealer, hvor også glyphosat anvendes.

Der har ikke været problemer med at gennemføre analyserne, når der ses bort fra de bakterielle indikator parametre i vandprøver fra 1. prøvetagningsrunde, hvor nogle af prøverne ikke viste de faktisk talte antal bakterier, men et minimumsantal. Da der senere blev udtaget vandprøver til analyse for bakterielle parametre fra de anlæg, hvor der blev fundet glyphosat og AMPA i 1. runde, er betydningen af denne fejlanalyse dog minimal.

5.2 Brøndtyper og deres indretning

Der blev i alt besøgt 28 anlæg, hvorfra der blev udtaget vandprøver. Der var 10 anlæg, der enten var nedlagt (4 anlæg er sløjfet), eller hvor det af andre årsager ikke var muligt at udtage vandprøver.

Undersøgelse af belægninger ved anlæggene, indretning af anlæggene, terrænforhold eller andre forhold viste, at disse ikke kunne anvendes til at identificere anlæg med fund. En tilsvarende undersøgelse gennemført i forbindelse et tidligere gennemført projekt viste tilsvarende, at der ikke var sammenhæng mellem anlæggenes omgivelser og forekomst af pesticider i drikkevandet (Brüsch et al. 2004).

5.3 Geologiske forhold

Der blev ikke fundet kalkflager eller faststående kalk i de håndboringer som blev sat ved 12 anlæg med glyphosat/AMPA fund. Da håndboringernes formål var at udtage vandprøver fra det allerøverste grundvand, var disse sjældent dybere end 3 meter. Særligt i Stevns området vil det kunne forventes, at finde højtliggende kalk eller mellemlejrede kalkflager i lidt dybere niveauer.

Den geologiske gennemgang viste, at amtet er domineret af moræneaflejringer afsat af den Ungbaltiske isstrøm og både håndboringer, og andre undersøgelser fra området gennemført i forbindelse med KUPA, Iversen & Hørbye, 2004, viste at der i amtet findes en horisontalt opsprækket del af moræneleret (fissil zone) som underlejrer den øvre del af morænen. Den øvre del af morænen er i dag er præget af nutidige biologiske processer og sprækkedannelse. Den fissile zone er dannet i forbindelse med issegmentering i Yngre Dryas for ca. 11.000 år siden, og segmenteringen har oprindeligt strakt sig fra terræn til en dybde på ca. 2,5 meter under terræn. Dybden af den fissile zone er bestemt af lokale forhold, og zonen er overpræget af bioturbation og mere nutidige frost/tø hændelser samt tørkesprækker. Dette betyder at de oprindelige tektoniske sprækker i lerprofilerne først kan ses under den fissile zone.

De 12 undersøgte anlæg er etableret i forbindelse med gravede brønde og kun ved to anlæg er der etableret en boring i bunden af brønden. Derfor var alle anlæg/brønde præget af grundvand, der strømmer gennem moræneler, og 5 anlæg også af grundvand, som strømmer gennem sand- og siltlag mellemlejret morænen, bilag 5, bilag 2.

Kun i et tilfælde var morænen svagt opsprækket i den øvre del, men ved dette anlæg blev fundet en fissil zone i en meters dybde. Ved 7-8 af anlæggene blev der fundet højporøse fissile zoner under den øverste moræne, som var i direkte forbindelse med de undersøgte gravede brønde. Ved 7 af anlæggene blev der fundet flere åbentstående bioporesystemer i moræneleret ved anlæggene, mens der ved de resterende 5 blev fundet åbentstående ormegange.

De undersøgte anlæg var alle sårbare overfor horisontal transport af grundvand i den øverste moræne, og transport gennem en subhorisontalt opsprækket moræne, hvor transport af grundvand vil kunne ske hurtigt, når/hvis grundvandsspejlet sænkes i brøndene i forbindelse med indvinding af grundvand. Den udbredte forekomst af coliforme bakterier og E.coli i de gennemførte håndboringer viser, at der i de undersøgte områder må ske en transport af vand fra overfladen og ned til det højtliggende grundvand gennem vertikale sprækkesystemer og derfra en videre transport horisontalt.

Forekomsten af glyphosat og AMPA samt bakterier i brønde viser betydningen af, at renovere boringer sat i gravede brønde, hvilket er beskrevet af Otterstrøm et al. 2004, der viser, at det er muligt at forbedre vandkvaliteten i brønde med boringer, når der gennemføres en hensigtsmæssig opfyldning af brøndene med bentonit og en forlængelse/renovering af forerør og andre anlægsdele. En sådan renovering af boringer i brønde vil kunne afhjælpe både bakteriel forurening samt forurening med pesticider, der stammer fra de højtliggende grundvandsmagasiner.

De mange fund af bakterier i både brønde og håndboringer viser en meget stor sårbarhed for anlæg som udelukkende indvinder grundvand fra gravede brønde, hvor bakterierne kan stamme fra højtliggende grundvandsmagasiner og i nogle tilfælde fra direkte forurening fra overfladen. På grund af transporttider og geokemiske miljøer anses det ikke som sandsynligt, at de coliforme bakterier kan genfindes i de dybereliggende primære grundvandsmagasiner.

5.4 Interviewundersøgelsen

Den gennemførte interviewundersøgelse viste, at det var svært at få besvaret en række af de spørgsmål, der var indeholdt i interviewet, da nogle af ejendommene havde skiftet ejer siden undersøgelsen i 2002 blev gennemført. En række af anlægsejerne oplyste, at de ikke havde anvendt glyphosat på deres ejendomme, men at glyphosat var anvendt på nærliggende marker.

Kun en interviewet ejer var aktiv landmand, og ejerne var i de fleste tilfælde ikke til stede på ejendommene, da vandprøverne blev udtaget. Dette betød at interviewet måtte gennemføres via telefon og at eventuelle opklarende spørgsmål måtte stilles ved efterfølgende kontakt. En række af ejerne havde dog kendskab til, at nærliggende arealer/marker var behandlet med glyphosat, men nogle kunne ikke med sikkerhed sige, at der var sprøjtet med glyphosat, men kun at arealerne var behandlet om efteråret.

De indsamlede oplysninger anses for sikre mht. hvilke arealer ejerne selv havde behandlet med glyphosat, og hvornår arealerne var behandlet. De ejere som oplyste, at der var anvendt glyphosat på ejendommen, eller nær anlæggene, kunne i detaljer beskrive, hvor og hvornår der var sprøjtet. Det kan dog ikke udelukkes at nogle ejere ved interviewundersøgelsen ikke huskede alle detaljer korrekt, eller undlod at oplyse om brug af glyphosat på arealer nær anlæggene.

Ingen ejere havde kendskab til uheld eller nedgravet affald, men dette kan i nogle tilfælde skyldes, at nogle ejere først indenfor de seneste år havde overtaget ejendommene.

Belægninger og forhold omkring de enkelte anlæg blev undersøgt ved besøg på de enkelte ejendomme og sammenholdt med den tidligere gennemførte interviewundersøgelse. Der blev ikke fundet afvigelser fra den tidligere undersøgelse bortset fra enkelte anlæg, hvor der var gennemført en renovering af de omkringliggende arealer.

Da kun en af ejerne var aktiv landmand, var det svært at få nøjagtige oplysninger om forbrug og sprøjtetidspunkter på de nærliggende marker fra de øvrige brøndejere, og det må konkluderes, at der ved tilsvarende fremtidige projekter afsættes tid til at besøge de landmænd som ejer eller forpagter markerne nær anlæggene.

5.5 Statistiske bearbejdning af data indsamlet i 2005

Den gennemførte statistiske bearbejdning af data viser, at der i det højtliggende grundvand kan skelnes mellem to forskellige vandtyper, som er karakteriseret af hvilken opholdstid vandet har haft i de højtliggende grundvandsmagasiner og af:

• transporten gennem makroporer
• opholdstider
• dybden til vandspejlet

som er de mest betydende faktorer, når sårbarheden af en AMPAforurening skal bedømmes.

Der kunne ikke skelnes mellem forskellige vandtyper i forhold til, hvor vandprøverne er udtaget, fx håndboringer og brønde. Dette viser, at grundvand fra højtliggende grundvandsmagasiner i ler, vil være præget af en vandkvalitet svarende til vandkvaliteten i makroporer og dræn.

En sammenligning af vandprøver med fund af AMPA og vandprøver uden fund viste, at der ikke var forskel på de to grupper, hvilket ikke er overraskende, da det er anvendelsen af glyphosat, der er styrende for, om der kan genfindes AMPA, og fordi alle vandprøverne er udtaget ved anlæg, hvor der er fundet enten glyphosat eller AMPA.

5.6 Usikkerheder, de anvendte metoders egnethed

Metode til udtagning af vandprøver, prøvetagningsdybden og -tidspunkt vil ofte være en begrænsende faktor, når de indsamlede oplysningers kvalitet skal bedømmes, og når de indsamlede resultater skal vurderes. Der er udtaget en række forskellige typer jord- og vandprøver fra forskellige kilder, hvor glyphosat, AMPA, BAM, bakterielle parametre og en række hovedbestanddele er analyseret. Den statistiske vurdering af de indsamlede data viser, at der kan skelnes mellem forskellige vandtyper, og at en række parameter har mindre eller ingen betydning for den samlede tolkning af resultaterne. Desuden kan man indenfor den enkelte lokalitet sammenholde vandkvaliteten på en meningsfuld måde.

Vandprøver fra brønde og anlæg er alle indsamlet på samme måde, og i brøndene fra samme dybde under vandspejlet. Enkelte brønde er prøvetaget i flere dybder, og der er fundet en lagdeling af vandsøjlen i nogle brønde.

Med hensyn til jordprøver er der fundet spor af glyphosat og AMPA i relativt få prøver udtaget under arealer, hvor der er anvendt glyphosat, hvilket (om ikke andet) viser, at prøverne ikke er blevet forurenet med rodzonejord, som kan indeholde absorberet glyphosat eller AMPA. Det kan dog ikke forventes, at finde glyphosat eller AMPA i jordprøver fra håndboringer sat i ikke sprøjtede arealer mellem de undersøgte brønde der indeholder glyphosat/AMPA, og de arealer ejerne havde oplyst var sprøjtede. Det har været overraskende, at der kun er fundet få jordprøver fra lidt dybere niveauer med glyphosat/AMPA under gårdspladser, hvor ejerne har oplyst, at der er sprøjtet regelmæssigt. Dette kan skyldes, at mange jordprøver er udtaget for dybt under rodzonen eller de øverste sedimentlag, hvor glyphosat og AMPA normalt sorberes, og at strategien med kun at udtage jordprøver under rodzonen var forkert.

De mange fund af bakterier i vandprøver fra håndboringerne er overraskende og gennemgangen af coliforme bakterier og E.coli i afsnit 3.4 viser, at bakterierne kan forekomme dels naturligt i rodzonen samt tilført via fx organisk gødning eller på anden måde. Da boringerne er gennemført som håndboringer, kan der være en risiko for, at vandprøver er forurenet af materiale fra rodzonen. Rodzonen blev dog fjernet før håndboringerne blev gennemført, og boringerne kun blev ført ned til det øverst grundvand. Forureningsrisikoen må derfor anses for at være begrænset, hvilket understøttes af, at der i næsten alle brønde, også de brønde der er godt vedligeholdte, ofte blev fundet coliforme bakterier og E.coli.

Indsamlingen af geologiske oplysninger fra håndboringerne viste, at der kunne gennemføres en række tolkninger, som meningsfuldt kan forklare transportveje gennem særlige sprækkesystemer i moræneleret, og det må anbefales, at der ved andre undersøgelser af forekomst af pesticider i moræneler gennemføres detaljerede sedimentologiske beskrivelser og beskrivelser af makroporesystemer, da transporthastigheden for grundvand og opløste stoffer vil være stor i sådanne.

Prøvetagningstidspunktet og nedbørsforhold vil formodentlig også være af afgørende betydning, når stoffer som glyphosat og AMPA skal undersøges. Længerevarende tørke situationer, som i foråret 2005, har givet en effekt på forekomsten af glyphosat og AMPA i det højtliggende grundvand. Da der ved de 12 detaljeret undersøgte anlæg ved 2 prøvetagninger blev genfundet glyphosat/AMPA i brøndvandet, men ofte ikke i det allerøverst grundvand, må glyphosat og AMPA være trukket lidt længere ned i den opsprækkede fissile moræneler under de ikke sprøjtede arealer ved de anlæg, hvor der ikke blev fundet glyphosat/AMPA i håndboringerne. Glyphosat og AMPA kan også være trukket ind mod brøndene fra en anden retning, hvis grundvandstrømningens retning er vurderet forkert. Desuden kan det ikke udelukkes, at der ved nogle anlæg findes gamle dræn og stendræn, der ikke er kortlagt.

6 Konklusion

I 38 ud af 193 undersøgte små vandforsyningsanlæg i Storstrøms Amt blev der fundet glyphosat og/eller AMPA i 2001/2002.

28 af anlæggene med fund blev undersøgt igen i 2005.

I 15 ud af de 28 undersøgte anlæg blev der genfundet glyphosat eller AMPA, heraf var grænseværdien for drikkevand på 0,1 µg/l overskredet i 10 tilfælde. Glyphosat/AMPA blev fundet i 14 gravede brønde, mens der blev fundet glyphosat/AMPA i 1 boring sat i bunden af en gravet brønd. Der var ikke fund i regulære boringer. Dette bekræfter, at gravede brønde er langt mere sårbare overfor glyphosat forurening end anlæg, der indvinder fra større dybder.

Ejerne af 6 anlæg oplyste, at der var anvendt glyphosat på selve ejendommen. Ud af disse 6 oplyste 4, at der var anvendt glyphosat tæt ved anlæggene på gårdspladser eller fliser, 1 ejer oplyste at glyphosat var anvendt på en gårdsplads/i en indkørslen nedstrøms anlægget, og en ejer oplyste, at der på ejendommen var anvendt små mængder glyphosat under elhegn. Ved 5 anlæg var der ifølge ejernes oplysninger ikke anvendt glyphosat på matriklen. Ved yderligere ét anlæg var der muligvis sprøjtet i en indkørsel opstrøms anlægget.

8 ejere oplyste, at der var anvendt glyphosat på de nærliggende marker, mens to ejere ikke have viden om dette, men disse oplyste dog, at markerne havde været sprøjtet efteråret 2004.

12 detaljeret undersøgte lokaliteter med fund af glyphosat eller AMPA ligger alle i områder, hvor morænen er afsat under samme isfremstød. Anlæggene ligger både i områder med tynde og tykke morænelerslag. Ved 7-8 anlæg blev der fundet horisontalt opsprækket fissile zoner i direkte forbindelse med de undersøgte gravede brønde, og det kan ikke udelukkes, at den samme zone ville kunne findes ved de øvrige anlæg. Ved 7 anlæg blev der fundet flere åbentstående makroporesystemer, hvor de åbentstående porer kan være op til ca. 5 mm. Ved de resterende 5 anlæg blev der fundet åbentstående ormegange, hvoraf mange var lodrette og i forbindelse med sprækkesystemer. Vandet i de 12 brønde er bl.a. præget af det grundvand, der strømmer gennem den øverste opsprækkede moræneler. Undersøgelsen viste således, at der i alle anlæg kunne påvises mulighed for makropore transport til indvindingen.

Glyphosat og AMPA blev fundet i 5 ud af 19 analyserede vandprøver fra håndboringer, selv om håndboringerne var sat opstrøms anlæggene og ofte ganske tæt på de brønde, hvor der blev fundet glyphosat/AMPA. De få fund skyldes sandsynligvis, at nogle vandprøver er udtaget fra det allerøverste grundvand under arealer, hvor der ikke er anvendt glyphosat, efter en periode med tørke i forårsmånederne, hvor grundvandet var sænket i forhold til det normale grundvandsspejls beliggenhed.

Med baggrund i interviewundersøgelsen og forholdene omkring de enkelte anlæg vurderes det, at der er påvist lokale transportveje, hvor grundvand kan transporteres via sprækkesystemer i moræneleret fra de mulige kildeområder, hvor glyphosat har været anvendt. Der kan dog også forekomme andre mulige transportveje, som gamle stendræn eller gamle dræn/afløbssystemer, hvis placering ikke er kendt i dag. Der kunne derfor ikke med sikkerhed fastslås en sammenhæng mellem fund og anvendelse af glyphosat i nærmiljøet omkring  alle brøndene.

Der er fundet BAM i 18 anlæg eller i håndboringer ved anlæggene, svarende til at der er fundet BAM ved 64 % af de undersøgte anlæg. Der ses ingen klar tendens mod at høje BAMkoncentrationer medfører høje glyphosat eller AMPAkoncentrationer. Gennemgangen af de enkelte anlæg, bilag 5, viser, at hvert anlæg har sin egen forklaringshistorie, hvor det ikke er sikkert at BAM's moderstof og glyphosat har været anvendt på samme arealer. Der er desuden ikke nødvendigvis en sammenhæng mellem transportmåde og infiltration af de to stoftyper, der er meget forskellige mht. binding og nedbrydning.

Der blev fundet coliforme bakterier i 14 ud af 15 anlæg med fund af glyphosat /AMPA, og der er fundet bakterier i højtliggende grundvand udtaget fra håndboringer placeret langt fra brøndene, hvilket bekræfter at der findes et hydraulisk aktivt sprækkesystem, der kan transportere bakterier og dermed partikler fra overfladen til det øverste grundvand og formodentlig lateralt i det øvre grundvand.

De gennemførte statistiske tests viser, at transport gennem makroporer, transporthastighed/opholdstider og dybden til vandspejlet er de mest betydende faktorer, når sårbarheden af en AMPAforurening skal bedømmes, bilag 10.

Gennemgangen af de enkelte anlæg viser, at kilderne til glyphosat og AMPA indholdet i vandprøver fra brønd- eller anlægsvand i 5 anlæg sandsynligvis er tilstødende marker. Ved 4 anlæg var kilden gårdspladsforurening, hvor der var sprøjtet rundt om anlæggene. Kilderne til fund i de øvrige anlæg var af forskellig karakter. Det skal understreges at der ved nogle anlæg ikke blev fundet glyphosat/AMPA i håndboringerne, og at vurderingen derfor bygger på ejernes oplysninger om, at der ikke har være anvendt glyphosat mellem de behandlede arealer og brøndene, hvilket i nogle tilfælde er sandsynliggjort ved gennemgang af arealerne omkring anlæggene.

Sammenholdes afstanden til de mulige primære kilder med koncentrationen i de enkelte anlæg, findes at glyphosat/AMPAindholdet falder med stigende afstand til kilden.

Der blev i Kapitel 1 opstillet 4 hypoteser for mulige årsager til fund af glyphosat og AMPA. De 4 hypoteser er besvaret på følgende måde:

1. De geologiske forhold i Storstrøms Amt er præget af en opsprækket moræneler med både vandrette og horisontale sprækker i de øverste meter. Disse sprækkesystemer i den Ungbaltiske Isstrøms aflejringer vurderes som mulige og hurtige transportveje for grundvand fx med glyphosat og AMPA, når der indvindes vand fra gravede brønde, hvor vandkvaliteten også er præget af grundvand fra disse sprækkesystemer. Der blev ikke i den øvre del af moræneleret fundet mellemlejrede kalkflager i håndboringerne, men ofte mellemlejrede sand/gruslag.
2. Der blev ikke fundet infiltrationsbrønde, hvor der nedsives drænvand til det højtliggende grundvand nær de undersøgte anlæg, og det var ikke muligt at finde andre gravede brønde tæt ved anlæggene som mulige kilder til glyphosat eller AMPA.
3. Gennemgangen af anlæggene viste, at anlægges udformning, beliggenhed og placering i terrænet ikke adskilte sig fra andre anlæg, der tidligere er undersøgt i amtet samt i tre andre amter.
4. Ingen anlæg lå i nærheden af kendte punktkilder, og behandlingsmønstret for glyphosat ved de undersøgte anlæg var ikke anderledes end i de tidligere undersøgelser i 4 amter.

7 Perspektiver

• 7.1 Videnskabelige
• 7.2 Administrative

7.1 Videnskabelige

I forbindelse med den geologiske beskrivelse af de enkelte lokaliteter er der ofte fundet horisontalt opsprækkede zoner underlejret ca. 1 til 1,5 meter moræne, der er påvirket af bioturbation, rødder og frost-/tørke sprækker i perioden efter sidste isfremstød. Den horisontalt lagdelte (fissile)zones nedre begrænsning er i de undersøgte område op til ca. 2,5 meter under terræn, og den hydrauliske ledningsevne er formodentlig større end den hydrauliske ledningsevne i sand. Brøndenes konstruktion tilsigter, at grundvand fra hele brøndens indtag udnyttes, og ved en sænkning af grundvandsspejlet, vil der derfor hurtigt kunne transporteres vand fra nærliggende arealer, horisontalt gennem dette sprække system, hvor der formodentlig er svagt anaerobe forhold, og generelt temperaturer under 10°C.

Identifikation af de primære kilder til forurening bygger i en række tilfælde på oplysninger fra ejerne af anlæggene, da det i en række tilfælde ikke var muligt at genfinde glyphosat/AMPA i det højtliggende grundvand, selv under arealer hvor der var sprøjtet med glyphosat. Dette betyder, at en række af de primære kilder ikke er fundet med vha. håndboringerne. Fremtidige undersøgelser af glyphosat og AMPA i højtliggende opsprækket moræneler bør derfor omfatte udtagning af vandprøver fra dybere niveauer i opsprækket moræneler og bør foretages tættere på udbringningstidspunktet. Det vurderes at de indsamlede oplysninger fra ejerne i kombination med de geologiske beskrivelser og bakterielle målinger sandsynliggør mulige transportveje gennem opsprækket moræneler. Ved fremtidige projekter bør der udtages vandprøver fra flere og lidt dybere niveauer i de øverste grundvandsmagasiner.

Den mest overraskende i undersøgelsen er de mange fund af coliforme bakterier og E.coli i det højtliggende grundvand, hvor bakterierne blev fundet i brønde, og i håndboringer sat i det allerøverste grundvand. Forekomsten viser dels, at der kan ske en hurtig transport fra terræn og ned til grundvandet via sprække og poresystemer, men også at mange fund af bakterier i brønde, ikke nødvendigvis skyldes dårligt vedligeholdte brønde med en direkte forurening fra terræn, men at bakterierne også kan stamme fra højtliggende grundvand.

Da de issegmenterede fissile zoner er dannet i forbindelse med en kuldeperiode for ca. 11.000 år siden må det formodes, at disse kan genfindes i moræneler med samme mineralogi som den øverste del af den Ungbaltiske moræneenhed.

7.2 Administrative

Undersøgelsen af forekomst af glyphosat og AMPA i de private vandforsyningsanlæg i denne undersøgelse viser at:

1) Gravede brønde sat i opsprækket moræneler er sårbare overfor glyphosat og AMPAforurening, bakterier og andre pesticider (fx BAM's moderstof dichlobenil) anvendt i oplandet til indvindingen.

2) Der er ikke genfundet glyphosat/AMPA i egentlige boringer. Dybere liggende grundvand vurderes ikke sårbart overfor glyphosat og AMPA nedvaskning, med mindre der lokalt forekommer geologiske vinduer i moræneleret, hvor en hurtig transport af grundvand mod større dybder kan ske.

Forekomst af glyphosat og AMPA i brønde viser, at glyphosat og AMPAforureningen er knyttet til de øverste grundvandsmagasiner i opspækket ler. Dele af det grundvand der indvindes fra gravede brønde, og boringer sat i gravede brønde, svarer i princippet til vand, der har samme kvalitet som drænvand. Da der også indvindes grundvand fra større dybde i brøndene, vil der ske en fortynding af eventuelle pesticidkoncentrationer i brønde, hvorfra der sker en indvinding.

Der er overensstemmelse mellem faldende koncentrationer af glyphosat og AMPA og stigende afstand til mulige forureningskilder, og der er i denne undersøgelse ikke fundet anlæg, hvor der er transporteret grundvand fra sprøjtede arealer, der ligger længere end 20 meter fra anlægget.

Hovedkilderne til glyphosat og AMPA i de undersøgte anlæg var grundvand og formodentlig også overfladevand, der stammer fra behandlede gårdspladser og fra behandlede marker.

Derudover var der en række andre kilder, som fx sprøjtning af fliser, under en hæk, en rørlagt grøft samt sprøjtning af indkørsel. Fund af glyphosat i brønde placeret på gårdspladser, der er behandlet med glyphosat viser, at det bør anbefales, at undlade at behandle arealerne omkring de små vandforsyningsanlæg.

Undersøgelse af de enkelte lokaliteter viste, at morænens karakter har stor betydning for vurdering af forureningsrisiko ved gravede brønde. Denne risiko gælder ikke kun for glyphosat og AMPA, men også for andre pesticider og metabolitter som kan nedvaskes fra arealer, hvor moderstofferne anvendes. Det formodes at, moræneler med fissile zoner er mere sårbart end andre lertyper. Dette skyldes, at de fissile zoner er horisontalt opsprækkede, og at disse giver mulighed for en horisontal grundvandsstrømning, der pga. lagets geologiske oprindelse kan have en stor lokal udbredelse.

Det forventes ikke at finde tilsvarende sårbarhed for brønde sat i sandede områder, med mindre der er tale om direkte overfladisk tilstrømning af forurenet vand til brønde fra fx gårdspladser og andre arealer i umiddelbar tilknytning til anlægget. I sandede sedimenter vil nedsivningen ske langsommere og ikke gennem en meget lille del af sedimentet, som i moræneler, hvor strømningen fortrinsvis sker gennem sprækker og makroporer. Glyphosat og AMPA vil i sand tilbageholdes ved binding til fx jernhydroxider, (Kjær et al. 2005, Piccolo et al., 1994, Gerrritse et al. 1996, de Jonge et al. 2001).

Der er fundet coliforme bakterier og E.coli i det højtliggende grundvand i opsprækket moræneler. Dette viser betydningen af, at renovere boringer sat i gravede brønde. Der kan med fordel gennemføres renovering af sådanne anlæg, hvor forerøret tætnes/forlænges, og brønden derefter fyldes med ekspanderende ler som fx bentonit. En sådan renovering vil kunne afhjælpe både bakteriel forurening samt forurening med pesticider, der stammer fra de højtliggende grundvandsmagasiner.

De mange fund af bakterier i brønde og håndboringer viser en stor sårbarhed for anlæg som udelukkende indvinder grundvand fra gravede brønde, hvor bakterierne kan stamme fra de højtliggende grundvandsmagasiner, hvor de forekommer naturligt. På grund af transport-, overlevelsestider og geokemiske miljøer anses det ikke som sandsynligt, at de coliforme bakterier kan genfindes i de dybereliggende primære grundvandsmagasiner.

8 Ordliste

AMPA – Nedbrydningsprodukt fra glyphosat.

BAM – Nedbrydningsprodukt fra dichlobenil, et pesticid som blev anvendt ved total afrydning fx på befæstede arealer som veje, gårdspladser etc.

Befæstede arealer – Områder med fast belægning som asfalt, stabilgrus, brolægning cement etc. fx veje, parkeringspladser, gårdspladser.

BP - Before present – Antal år før 1950

Boring – En boring indvinder ofte vand fra større dybder end brønde og normalt fra dybereliggende grundvand. Boringer kan også være placeret i bunden af gravede brønde og disse boringer kan være påvirket af det vand der er i brønden.

Brønd – Gammeldag gravet brønd, hvor der indvindes overfladenært grundvand. Brønde er konstrueret med utætte sider og er normalt op til ca 10 meter dybe. Ofte omkring i meter i diameter. Brønde er oftest placeret tæt ved den ejendom hvor vandet skal anvendes fx på en gårdsplads eller i haven.

Dryas, Yngre – tidsperiode under afsmeltningen i sidste istid – ca 11.000 år før nu.

Facies – De egenskaber forskellige sedimenter besidder, fx strukturer, grænser mellem forskellige lag, indhold af fossiler, trækul etc.

Fissil – Horisontal lagdeling i en ler bjergart dannet som følge af udfældning af islinser.

Forerør – Ved boring af en vandforsyningsboring anvender brøndboreren ofte et borerør som forhindrer de omgivende sedimenter i at synke sammen. Før borestammen trækkes op sættes et slidset rør inden i borestammen, og der gruskastes omkring dette rørs slidser. Dette rør kaldes normalt for et forerør. I kalk er det ikke nødvendigt at sætte forerør, fordi bjergarten ikke synker sammen.

Glyphosat – Pesticid der anvendes ved bekæmpelse af ukrudt. Handelsproduktet kan fx være RoundUp.

Håndboring – Boring der sættes med håndboregrej. Afhængig af sedimenter kan en sådan boring sættes op til 8 meter under terræn. I moræne hvor der ofte er indlejret store sten der den maksimale boredybde 3- 4 meter.

Infiltrationsbrønd – I drænede områder med lille afstand til underliggende vel afdrænede vandførende lag infiltrerede man tidligere nogle steder drænvand direkte til det højtliggende grundvand via gravede brønde.

Infiltrationsvand – Vand der bevæger sig lodret fra terrænoverfladen mod grundvandet. Når infiltrationsvandet når grundvandet vil vandets bevægelse i langt de flest tilfælde være mere horisontalt.

Makroporer – Summen af alle større porer og sprækker i en bjergart, fx tørkesprækker, ormegange tektoniske sprækker etc.

Moræne – Usorteret ler afsat under eller foran en ismasse, fx den Ungbaltiske isstrøm.

PCA, Cluster og PLS-R – statistiske analyse redskaber der anvendes til at systematisere et stort datamateriale.

Sediment - En bjergart afsat i floder, søer, havet, af en ismasse etc. Hver sedimenttype afsat i forskellige miljøer besidder særlige karakteregenskaber.

Små private indvindingsanlæg – Et vandindvindingsanlæg der forsyner en enkelt husstand eller op til 9 husstande.

Sprække – Sprækker kan have mange oprindelser fx tørke, skrumpning, tektonik som følge af isbevægelse mm.

9 Referencer

Azadpour-Keeley A., Faulkner1 B. R. & Chen, J., 2005 (from www.EPA.us): Movement and Longevity of Viruses in the Subsurface. United States Environmental Protection Agency Ground Water Issue

Bach, H., Christensen, N., Gudmundsson, H., Jensen, T.S. & Normander, B. (red.) 2005: Natur og Miljø 2005. Påvirkninger og tilstand. Danmarks Miljøundersøgelser. Faglig rapport fra DMU nr. 550.

Benson C. H. & Othman M. A., 1993: Hydralic conductivity of compacted clay frozen and thawed in situ. Journal of goetechnical Engineering, 119, 2, 276- 294.

Bentzon C.H., Abichou T. H., Olson M. A. & Bosscher P. J., 1995: Winter effects on Hydraulic Conductivity of Compacted Clay, Journal of Geotechnical Engineering, vol. 121, No. 1, 1995.

Brereton, 1992, Multivariate pattern recognition in chemometrics, illustrated by case stories.

Brüsch W., Stockmarr J., Platen-Hallermund F., Kelstrup N. & P. Rosenberg, 2004: Pesticidforurenet vand i små vandforsyninger. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse rapport 2004/9

Chris R. Stokes & Chris D. Clark, 2001: Palaeo-ice streams. Quaternary Science Reviews 20, 2001 1437-1457.

Christoffersen, P. & Tulaczyk, S., 2003: Signature of palaeo-ice-stream stagnation: till consolidation induced by basal freeze-on. Boreas, Vol. 32, pp. 114–129.

D’Astous, A.Y., W.W. Ruland, J.R.G. Bruce, J.A. Cherry, and R.W. Gillham. 1989. Fracture effects in the shallow groundwater zone in weathered Sarnia-area clay. Canadian Geotech. Jour., 26, 43-56.

De Jonge H. L.W., Jacobsen O. H., Yamaguci T. and Moldrup P., 2001: Glyphosate sorption in soils of digfferent pH and Phosphorus content. Soil Sci. 166: 230-238.

Entry J.A. & Farmer N: 2001, Movement of Coliform Bacteria and Nutrients in Ground Water Flowing through Basalt and Sand Aquifers. J. Environ. Qual. 30:1533–1539.

Ernstsen, V., P. Gravesen, B. Nilsson, W. Brüsch & J. Fredericia, 1990: Transport og omsætning af N og P i Langvad Å's opland. NPo-forskning fra Miljøstyrelsen. Nr. B6. Miljøministeriet. 63 p.

Esbensen, K.H. 2002, Multivariate data analysis - in practice. 5^th. edition. CAMO Process AS, Oslo, Norway.

Gagliardi J.V. & Karns J.S., 2000: Leaching of Escherichia coli O157:H7 in Diverse Soils underVarious Agricultural Management Practices. Appl. Environ. Microbiol., Vol. 66, No. 3, p. 877–883.

Gerritse R. G., Beltran J., and Hernandez F., 1996: Adsorption of atrazine, simazine and glyphosate in soils of the Gnagara Mound, Western Australia. Aust. J. Soil Res. 34: 599-607.

Härig, F. & Mull, R., 1992: Undichte Kanalisationssysteme – die Folgen für das Grundwasser. gwf-Wasser / Abwasser 133 (4), 196-200

Harrar, Bill og Bertel Nilsson, 2001: 3D strømning og transport i sprækket moræne. Vand & Jord, Nr. 4, 8. årgang December 2001, 136-141.

Herbold-Patschke, K., Straub, U., Hahn, T., Teutsch, G. & Botzenhart, K., 1991: Behaviour of pathogenic bacteria, phages and viruses in groundwater during transport and adsorption. Wat. Sci. Tech. 24 (2), 301-304.

Herzig, J. P., Leclerc, D. M. & LeGolf, P., 1970: Flow of suspension through porous media – application to deep filtration. Ind. Eng. Chem. 62, 8-35.

Herzog, B.L., R.A. Griffin, C.J. Stohr, L. R. Follmer, W.J. Morse and W.J. Su. 1989. Investigation of failure mechanisms and migration of organic chemicals at Wilsonville, Illinois. Ground Water Monitoring and Review, 9, 82-89.

Houmark-Nielsen M., 1987: Pleistocene Stratigraphy and glacial history of the Central part of Denmark. Bull. Geol. Soc. Denmark, 36, 1-189.

Houmark-Nielsen M. & Kjær K. H., 2003: Southwest Scandinavia, 40-15 kyr BP: Paleogeography and environment change. Journal of Quaternary Science (2003) 18(8), 769-786.

Jacobsen O. H. & Kjær J., 2005: Is drainage water representative of root zone leaching of pesticides. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse, 2005.

Iversen B.V & Jacobsen O. H., 2004: Hydrauliske undersøgelser – Laboratorieundersøgelser. I: Ernstsen V.(ed.), 2004: Koncept for udvikling af pesticidfølsomme arealer, KUPA. Afprøvning af undersøgelsesmetoder med henblik på at etablering af et zoneringskoncept for danske lerjorde: Statusrapport. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse 2004.

Jacobsen, O.H. & A. Helweg. 2003. Glyphosat og fosfor i drænvand og lysimetervand som indikator for indhold af glyphosat i det dybereliggende grundvand. DJF rapport, Markbrug 93, 24 pp.

Jacobsen, O.S. 2001: Leaching and transport of bacteria in unsaturated soils. ISME-9 Symposium. Interactions in the Environment. Amsterdam. 26-31 August, 2001. International Society for Microbial Ecology. Proceedings of the International Symposium on Microbial Ecology, p220. Samt data fra Poster.

Jørgensen F. & J. A. Piotrowski, 2003: Signature of the Baltic Ice Stream on Funen Island, Denmark during the Weichselian glaciation. BOREAS 32, 2003, 242-255.

Kjær J., Ullum M., Olsen P., Pia Sjelborg, Helweg A., Bügel Mogensen B., Plauborg F., Jørgensen J. O., Vangsø Iversen B., Fomsgaard I. S. & B. Lindhardt, 2002: The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme. Monitoring results May 1999 - June 2001 Second report. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse.

Kjær J., Ullum M., Olsen P., Sjelborg P., Helweg A., Bügel Mogensen B., Plauborg F., Grant R., Fomsgaard I. S.& W. Brüsch, 2003: The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme. Monitoring results May 1999 - June 2002 Third report. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse.

Kjær, J., Olsen, P., Barlebo, H. C., Juhler, R. K., Plauborg, F., Grant, R., Gudmundsson, L. & Brüsch W., 2004: The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme: Monitoring results, May 1999-July 2003, Geological Survey of Denmark and Greenland, 2004.

Kjær, J., Olsen, P., Ullum, M. & Grant, R., 2005: Leaching of glyphosate and Amino-Methylphosphonic Acid from Danish Agricultural Field Sites, J. Environmental Quality, 34, 608-630.

Kjær K. H., Houmark-Nielsen M. & Richardt N., 2003: Ice-flow patterns and dispersal of erratics at the southwestern margin of the last Scandinavian Ice Sheet: signature of paleo-ice Streams. Boreas(2003) vol. 32, 130-148.

Klint K. E. S., 2001: Fractures in glacigene diamict deposits; Origin and distribution. Pd.D. Thesis 2001. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse.

Klint, K. E. S., 2004: Undersøgelse af de geologiske forhold ved ved Gjorslev, Højstrup, Mammen og Grundfør. I: Ernstsen V.(ed.), 2004: Koncept for udvikling af pesticidfølsomme arealer, KUPA. Afprøvning af undersøgelsesmetoder med henblik på at etablering af et zoneringskoncept for danske lerjorde: Statusrapport. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse 2004.

McKay, L. D., Sanford, W. E. & Strong, J. M., 2000: Field-scale migration of colloidal tracers in a fractured shale saprolite. Ground Water 38 (1), 139-147.

McKay, L.D., D.J. Balfour, and J.A. Cherry. 1998. Lateral chloride migration from a landfill in a fractured clay-rich glacial deposit. Ground Water, 36, 988-999.

McKay L. O., Cherry J. A., Bales R. C., Yahya M. T. & Gerba C. P., 1993: A Field Example of Bacteriophage as Tracers of Fracture Flow. Environ. Sci. Technol., 27, 1075-1079.

Mehrsheikh A., 2005: Environmental fate. Seminar on glyphosate and Water. Foredrag fra "Agenda seminar on glyphosate and water" Bryssel 30 november og 1 december 2005. Arrangør: Monsanto.

Miljøstyrelsen, 1979: Jord som recipient for spildevand. Statusrapport vedrørende anvendelse af jord som recipient for spildevand. April 1979.

Miljøstyrelsen, GEUS, Dansk Vand- og Spildevandsforening, Foreningen af vandværker i Danmark, 2003: Notat fra arbejdgruppe til vurdering af større sprøjtefrie zoner omkring vandindvindingsboringer. ”300 meter udvalget” December 2003.

Mull, R., Härig, F. & Pielke, M., 1992: Groundwater Management in the Urban Area of Hanover, Germany. J. of Water and Environ. Management 6 (2).

Nevecherya I. K., Shestakov V. M., Mazaev V. T., and Shlepnina T. G., 2005,: Survival Rate of Pathogenic Bacteria and Viruses in Groundwater, Water Resources, Vol. 32, No. 2, pp. 209–214.

Newby, D. T., Pepper, I. L., Maier & R. M.,1999: Microbial Transport. In: Maier, R. M., Pepper, I. L., Gerba, C. P. (1999): Environmental Microbiology. Academic Press, San Diego, USA.

Nilsson B,., Brüsch W., Morthorst J. Vosgerau1 H., Abildtrup C., Pedersen D., Jensen P. & Clausen E. V., 2000: Undersøgelse af landovervågningsboringerne DGU nr. 165. 295-165 297 i LOOP område 4, Lillebæk, Fyns amt. GEUS rapport nr. 47.

Otterstrøm T., Boeck M. & H. Schmidt; 2004: Projekt om renovering af mindre vandforsyningsanlæg. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, 4/2004

Piccolo A., Mirabella A. M.; Arienzo M. and Celano G. A.,1994: Adsorption and desorption of glyphosate in some European soils. J. Environ. Sci. Health Part B B29: 1105-1115.

Ringkjøbing Amt, 1997: Undersøgelse for pesticider i vandløb og i Ringkjøbing Amt. Notat 8.56-32-3-96.

Stoddard C.S., Coyne M.S. & Grove J.H., 1998: Fecal bacteria survival and infiltration through a shallow agricultural soil: Timing and tillage effects, J. Environmental Quality 27 (6) 1516-1523, Nov-Dec.

Teutsch, G., Herbold-Paschke, K., Tougianidou, D., Hahn, T. & Botzenhart, K., 1991: Transport of microorganisms in the undergound – processes, experiments and simulation models. Wat. Sci. Tech. 24 (2), 309-314.

Torp, S., 2004: Undersøgelser af de pedologiske forhold ved Gjorslev, Højstrup, Mammen og Grundfør. I: Ernstsen V.(ed.), 2004: Koncept for udvikling af pesticidfølsomme arealer, KUPA. Afprøvning af undersøgelsesmetoder med henblik på at etablering af et zoneringskoncept for danske lerjorde: Statusrapport. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse 2004.

Unc A. & Goss M. J., 2003: Movement of Faecal Bacteria Through the Vadose Zone, Water, Air, and Soil Pollution 149: 327–337.

Vereecken, H., 2005 in press: Review. Mobility and leaching of glyphosate: a review. Pest Management Science, in press.

Viklander, P., 1998: Permeability and volume changes in till due to cyclic freeze/thaw. Can. Geotech. J. 35: 471-477 (1998).

Villholth, K., Jensen, K.H. and Fredericia, J. (1998). Flow and transport processes in a macroporous subsurface-frained glacial till soil. I: Field investigations. J. Hydr. 207, 98-120.

Vollertsen J., Vorkamp K., Hvitved-Jacobsen T. & Jensen N. Å., 2002: Udsivning af spildevand fra afløbssystemer. Miljøprojekt Nr. 685 2002. Miljøstyrelsen.

Wise Barry M. & Galagher Neal B., 1998, PLS toolbox tutorial.

Yao, K. M., Habibian, M. T. & O’Melia, C. R., 1971: Water and waste water filtration: Concepts and applications. Environ. Sci. Technol 5 (11), 1105-1112.

Bilag 1

Resultater fra tidligere undersøgelser

Udvalgte pesticider

Alle vandprøver er udtaget fra anlæg der var aktive i 2001/2002.

Udvalgte hovedbestanddele

analyseret i vandprøver udtaget fra drikkevand i aktive anlæg i 2001 og 2002. der er kun medtaget de anlæg som blev prøvetaget i 2005. Alle de viste tal og koncentrationer er de maksimale målt i det enkelte anlæg. Der er også medtaget de maksimale glyphosat/AMPA koncentrationer der blev fundet i det enkelte anlæg i 2005.

Bilag 2

Geologisk beskrivelse og sprækkedannelse i til

• 1.1 Den Ungbaltiske morænes udbredelse og karakter
• 1.2 Fissile lag, sprækkesystemer og makroporer

1.1 Den Ungbaltiske morænes udbredelse og karakter

Udbredelse af den Ungbaltiske moræne og karakteristiske egenskaber for denne er beskrevet af en lang række forfattere f.eks. Houmark-Nielsen, 2003, Kjær et al, 2003, Stokes & Clark, 2001, Jørgensen & Piotrowski, 2003, Christoffersen & Tulaczyk, 2003 og Klint 2001, som beskriver de Ungbaltiske isstrømme og tilbagesmeltningen af disse.

Figur 1 Isens hovedstrømningsretninger i perioden 28.000 til 15.000 år BP, fra Kjær et al 2003.

Figur 1 viser isens strømningsretninger i den sydvestlige del af det sidste skandinaviske isdække, Kjær et al 2003, hvor det ses at Lolland, Falster og Møn var dækket af den Ungbaltiske isstrøm. Morænen afsat af denne har en karakteristiske sammensætning som skyldes det lokale og regionale bagland som isstrømmen har bevæget sig frem over. Dette bagland er for den Ungbaltiske isstrøm domineret af kalkrige bjergarter og den lokale till indeholder store mængder kalk. Under tilbagesmeltningen har isstrømmen i pauser i smelteforløbet afsat en række lobeformede randmoræner som er markante i det recente landskab, figur 2. Disse lobers placering fremgår også af landskabets recente udformning på land og i de tilgrænsende havområder. Platen-Hallermund og Klint (mundtlig kommunikation) har udarbejdet et kort som viser de lokale randmoræner i Danmark og figur 3 viser et udsnit af dette kort.

Figur 2 Retninger for de enkelte fremstøds retninger og is lobernes placering. Fra Kjær et al 2003.

Figur 3 Overfladeformer, der viser opholdslinier fra den Ungbaltiske isstrøms tilbagetrækning. Udarbejdet af Frants von Platen-Hallermund og Knud Erik Klint. De enkelte lober placering ses som markante buer i Bælthavet.

Den Ungbaltiske moræne er generelt i Storstrøms amt opdelt i flere aflejringsenheder, hvor det kun er den øvre enhed, der er undersøgt i dette projekt. Figur 4 viser, hvor stort et område der i perioden 18.000 til 17.000 år BP var dækket Ungbalten, og som derfor må formodes at have de samme udgangsegenskaber for den afsatte till. Christoffersen & Tulaczyk, 2003, viser et tematisk kort, hvor Ungbaltens udbredelse omfatter en del af Østjylland.

Figur 4 Paleogeografisk rekonstruktion for den Ungbaltiske is' udbredelse i perioden 18.000- 17.000 år BP. Den maksimale udbredelse dækkede i perioden 19.000-18.000 år BP dele af Østjylland, fra Houmark-Nielsen & Kjær, 2003.

Det er dog de lokale egenskaber, som den øvre del af moræneaflejringerne (0-2 meter under terræn) besidder, der er afgørende for morænens sårbarhed overfor hurtig infiltration af vand fra overfladen. Disse egenskaber (hydrauliske ledningsevne og sprækkestruktur) er styret af en kombination af lokal mineralogi og af hvilke klimatiske forhold samt bioturbation den øvre del af morænen har været udsat for i postglacial tid.

De oprindelige tektoniske sprækker i den øvre del af morænen eksisterer ikke i dag pga. af ormegange, rødder og frost/tø effekt, som dels kan være af recent natur, og i de lidt dybere dele af den øvre moræne også kan stamme fra periglaciale frost- tø hændelser. Frost/tø gennem perioden fra afsmeltningen og frem til i dag har dannet både frost sprækker og islinser i det oprindelige lavporøse sediment. Det vil derfor være lokale klimatiske forhold kombineret med morænens mineralogi, der vil være afgørende for hvilke sprækkesystemer og egenskaber den lokale moræne besidder. Klint, 2001 har beskrevet forskellige sprækkesystemer og frost/tø processen som er af fundamental betydning for dannelsen af sprækker i periglaciale miljøer, hvor der kan skelnes mellem en række forskellige processer og sprækkesystemer. Særligt vil dannelsen af mikrosprækker og frostsprækker være knyttet til områder der gennemgår årstidsbestemt frost/tø hændelser. Mikrosprækker som følge af frost/tø skyldes, at der i sedimentet under frysning dannes mindre rene islinser ved issegretionsprocesser, som under ekspansionen skaber en til tider laminær struktur, hvor en ellers tæt till opnår en langt større hydraulisk ledningsevne under samtidig kompaktion af de enkelte laminæ. Omfanget af issegretionsprocesserne vil afhænge af hvilke lertyper den lokale till indeholder og af disses evne til binde/frigive vand. I Danmark er denne form for sprækker fundet i den øvre del af stort set alle undersøgt till lokaliteter, hvor der typisk ses at hyppigheden aftager med dybden og stopper ved overgangen mellem brunt/rødligt oxideret og gråt/blåligt reduceret moræneler. Desuden vil helt lokale forhold som snedække også have indflydelse på hvilke sprække systemer der udvikles og det vil kunne forventes at marker, hvor sneen blæser væk vil være langt mere udsat for dannelse af både frostsprækker og issegretion. Dette er også vist i laboratorie forsøg, Benson & Othman, 1993, Viklander, 1998, der ved at udsætte kolonner af massiv ler for gentagne frost/tø hændelser skabte en hydraulisk ledningsevne, der var 10 til 100 gange større end i det oprindelige sediment.

En faktor som også kan have lokal indflydelse på en moræneler er forholdene under morænelersenhederne. Såfremt der findes gode afdræningsforhold fra en opsprækket kalk eller et sandlag vil morænelersenheden under isen miste en del af sin plastiske egenskab og enheden vil være udsat for opsprækning når den overliggende is bevæger sig. Dette vil særligt være tilfældet i områder som f.eks. Stevns, hvor kalken ligger ganske tæt ved terræn. Tilsvarende områder vil kunne findes i den nordlige del af Jylland nær Limfjorden og i områder hvor underliggende saltdiapirer bevæger sig opad og samtidig skubber kalken op mod terræn. Morænens kalkindhold har også en indflydelse på hvordan sprækker udvikler sig og et højt kalkindhold vil formodentlig betyde at morænen vil være mere opsprækket.

I Storstrøms amt blev der på mange af de besøgte lokaliteter fundet dels kompakteret og lamineret till som antagelig stammer fra recente frost/tø hændelser samt mange lidt større sprækkesystemer som antagelig stammer fra udvikling af frostsprækker, samt desiccation sprækker, der dannes ved udtørring. Den øvre del af de undersøgte moræner indeholder formodentlig ikke rester fra den oprindelige struktur, da morænen blev afsat, og sprækkesystemerne afspejler en kompleks påvirkning fra mange forskellige processer der har forløbet sideordnet efter isen forlod området, herunder også bioturbation af f.eks. orme og rester af dybtgående rødder fra gamle skovbevoksninger og fra afgrøder med dybtgående rødder.

Projektet omfattede også en mulighed for at kunne udtage vandprøver fra eksisterende drænsystemer, men det var karakteristisk, at det kun i få tilfælde var muligt at finde samlebrønde for dræn, og at det ikke var muligt at finde nogle af de nedsivningsbrønde som er beskrevet fra netop disse områder. Dette skyldes ifølge ejerne af anlæggene, at der kun sjældent står vand på de undersøgte arealer og at det derfor ikke er nødvendigt at gennemføre større vedligeholdelse af eksisterende drænsystemer. Denne observation kan forklares som en følge af de lokale morænes stor porøsitet.

1.2 Fissile lag, sprækkesystemer og makroporer

Figur 5 viser et eksempel på hvordan de gennemførte håndboringer blev beskrevet. Alle de gennemførte håndboringer er vist i bilag 1. Af figuren fremgår at moræneleret er gennemsat af forskellige sprækkesystemer, og at den nedre del af boringen er karakteriseret af en moræneler der er porøs og som tilsyneladende er horisontalt lamineret(fissil zone). Denne lamination skyldes formodentlig sprækker dannet som følge af frost/tø og er formodentlig dannet i en basal till i Yngre Dryas (11.000 år siden), mens de øvre sprækker kan skyldes recente tørke og frostgenererede sprækker, hvor både orme- og rodkanaler ofte følger de rød imprægnerede sprækkesystemer. Da den fissile zone er genfundet i en række andre håndboringer tyder dette på at den basale till allerede i Yngre Dryas var stærkt præget af tø/frost hændelser og at den fissile zone på det tidspunkt strakte sig fra terræn og ned til en dybde af 2 til 2,5 meter under terræn. Denne zone blev senere overpræget af processer som bioturbation og mere nutidige frost/tø hændelser.

Netop denne type moræneler er karakteristisk for næsten alle de besøgte lokaliteter.

Figur 5 Eksempel på beskrivelse af håndboring gennemført i Stevns området a3-1852 hb1. Se afsnit 2.3 for signaturforklaring samt bilag 1.

I forbindelse med beskrivelse af en udgravning ved Højstrup i Stevns området, Torp, 2004, blev Højstrup profilet beskrevet som: "rødder til 130 cm; typisk roddybde 100 cm; ”og” "humusforede lodr. ormegange; porer og ormegange findes koncentreret i sprækkeflader(grå)" og "jorden er gennemsat af mikro porer. Torp, 2004 beskriver jorden pedologisk og nævner i C(g) horisonten (85-150cm) de markante udfældninger af jernoxider og hydroxider, og at der næsten sammenfaldende med sprækkefladerne er pseudogley striber. Torp tolker at begge systemer er en del af et gammelt sprækkesystem dannet af isen.

Figur 6 Tværprofil fra Højstrup, hvor forskellige enheder af morænen er opmålt, læg mærke til den fissile zone i ca. 2 meters dybde. Fra Klint, 2004.

Klint, 2004, har beskrevet samme profil geologisk og beskriver den samme fissile zone, som ved Højstrup forekommer i en dybde fra ca. 1,5 mut til ca. 2,5 mut, figur 6. At morænen er fissil betyder at strukturerne er dannet efter aflejringen af morænen og at sprækkerne ikke oprindeligt har været en del af de sedimentære strukturer. Moræneleret kan klassificeres om en bassal till og fremstødet korreleres til det såkaldte Ungbaltiske fremstød, Klint 2001 og Houmark-Nielsen, 1987. Klint, 2004, beskriver et markant skift i silt indholdet under tre meters dybde og giver en mulighed for at den baltiske till kan opdeles i to underenheder, men ændringen af siltindhold kan også skyldes en ændring i de hydrauliske forhold under isen i forbindelse med afsætning af till enheden. Makropore fordelingen ved Højstrup profilet viser at der optræder mange rodgange og ormehuller i den øverste meter (300-500/m² i 0.75 meters dybde og aftagende fra 1 til 1,4 mut). I den øvre del af profilet og aftagende ned til 2 mut optræder vertikale udtørringssprækker og der optræder desuden to sprækkesystemer:

1. systematisk orienterede stejlt hældende sprækker bestående af to konjugerende sæt, hvor det ene hælder ca. 70-80 grader mod Ø-NØ, mens det andet er mere vertikalt. Sprækkerne optræder systematisk i profilet og har en afstand på ca. 12 cm i 2 meters dybde aftagende til ca. 50 cm i 4 meters dybde og til ca. 2 meter i 5 meters dybde.
2. subhorisontale sprækker med vekslende afstand. Specielt imellem 1,8 til 2,3 meters dybde optræder disse sprækker meget tæt med en afstand på 1 til 4 cm. Længere nede øges afstanden i disse sprækker til 2-8 cm og under 3,7 meter i profilet er till' en næsten massiv.

Bilag 3

Principper bag beskrivelse af sediment prøver, facies beskrivelse

Facies beskrivelser er et almindeligt værktøj som bruges indenfor sedimentologi, når profiler, sedimenter eller boringer beskrives. Sedimentologisk facies beskrivelse anvendes til at systematisere beskrivelse af sedimenters opbygning og udbredelse i rum og tid. Beskrivelsen af de enkelte sedimentære enheder omfatter f.eks. farve, kornstørrelses fordeling, tekstur, sediment, lagdeling, intern skrålejring, og andre karakteregenskaber som grænse flader mellem forskellige lag (set grænser).

Ved beskrivelsen af håndboringer der er sat for at udtage vandprøver fra det øverste grundvand nær de udvalgte anlæg kan de sedimentologisk logs bl.a. omfatter følgende egenskaber, som suppleres afhængig af hvilke sediment lag der gennem-/anbores. Almindelige variable parametre der anvendes ved beskrivelse af sedimentprøver i felten:

• Lagtykkelse af de enkelte lag (herunder også registrering af om lagene er homogene/heterolittiske – det sidste ses ofte i marine sedimenter og i flodaflejringer med varierende vandføring).
• Farve (her anvender man i laboratoriet den almindelige farveskala og farvekort, mens man i felten ikke skelner så detaljeret). Farven i moræneler viser om leret er oxideret (rødligt), og hvor lang ned i sedimentet oxidationen er nået. Ældre sprækker og porer vil også kunne erkendes pga. farveforskelle.
• Kornstørrelse (dansk standard udviklet efter den oprindelige norske kornstørrelses fordeling, hvor der defineres bestemte kornstørrelses intervaller sten, grus, groft, mellem og fin sand, groft silt, ler og så selvfølgelig de rent organiske sedimenter som tørv og gytje). En beskrivelse af et tyndt sandlag kan være –> Sand, mellemkornet, velsorteret, subrundet, olivengrå, svagt siltet og leret, svagt fintsandet, enkelte 4 til 5 cm store angulære sten bestående af bjergartsklastre, horisontalt lagdelt, (lagdelingen dannes af) tynde pålejrede lerslirer, intern ribbe skrålejring, enkelte recente rødder, grenfragment dia 2 cm længde mindst 5 cm. Nedre set grænse erosiv (dette vil fremgå af loggen). Evt. DS/KV hvilket er smeltevandssand/Kvartær.
• Sedimenttyper – der kan normalt skelnes mellem følgende sedimenttyper – ler (f.eks. moræneler, smeltevandsler), silt, sand (her skelnes mellem fint, mellem og groft sand og der kan skelnes mellem f.eks. smeltevandssand, morænesand, ferskvandssand, marint sand etc.), grus og sten. Organiske sedimenter forekommer ofte mellemlejret i kvartære aflejringer. Disse kan omfatte forskellige tørvetyper, kalk-, ler- og sø gytje. I Storstrøms amt vil der også kunne forventes at finde kalk. Kalkbjergarter er do oftest af en betydelig hårdhed og det vil formodentlig ikke være muligt at kunne beskrive disse nærmere.
• Mineralogi – Der gennemføres ikke i dette projekt en beskrivelse af de enkelte lags mineralog, men større bjergarts klastre bestemmes hvis muligt.
• Rundingsgrad – i velsorterede sand og gruslag beskrives kornenes rundingsgrad.
• Kornstørrelses fordeling i det enkelte lag – om sedimenterne bliver finere opad eller nedad. Registreres grafisk og i tekst ved siden af log.
• Set grænser/ grænseflader – lagenes afgrænsning mod hinanden beskrives – erosive flader, pålejring etc.
• Indlejrede sand/ler slirer i det enkelte set og beskrivelse af disse.
• Indhold af afvigende sten, klaster herunder f.eks. indhold af underliggende materiale som kan stamme fra erosion i de underliggende lag.
• Strukturer i det enkelte lag. F.eks. vil sand/lerlag næsten altid indeholde strukturer som særlig i profiler vil kunne vise hvilket aflejringsmiljø sedimenterne er dannet i) I forbindelse med håndboringer i ler sand vil det formodentlig være svært at få tilstrækkeligt uforstyrrede prøver til at kunne beskrive strukturer.
• Sprækker – herunder beskrivelse af de enkelte sprækker i de gennemborede lerlag – f.eks. farveforskelle, belægninger, apertur etc. Sprækkernes orientering markeres på log. I håndboringer vil det ikke være muligt at gennemføre opmåling af tilstrækkelig mange sprækker i ler der kan anvendes til at vurdere istryk retninger eller genese.
• Bioturbation – herunder ormegange mm. Linings etc. beskrives såfremt der er afvigelser. Bioturbation vil særligt kunne findes i marine sedimenter og i organiske sedimenter.
• Rødder – dybde og størrelse beskrives. Der skelnes mellem recente og sub fossile/fossile rødder, Hvis rodkanalerne er åbentstående beskrives dette.
• Gren/træfragmenter – Særligt i forbindelse med organiske sedimenter kan der findes mange grenfragmenter, men også i sandlag kan der særligt i postglacialt ferskvandsand findes mange grenfragmenter. Fordeling og orientering af disse beskrives. De organiske fragmenters lejrings mønster og tilsand kan i nogle tilfælde vise, om de er alloctone eller autochtone.
• Klaster – f.eks. indhold af transporterede eller lokalt oparbejdede klastre fra underliggende lag- ofte lerklastre i sand og lerlag eller kalk klastre i moræneler. Disse viser om der er sket en syn sedimentær erosion i f.eks. flodaflejringer eller om der er sket en lokal oparbejdning af underliggende kalk.
• Fossil indhold– Findes der f.eks. makroskopiske ferskvandsmuslinger indlejret i sø- og flodaflejringer beskrives.

De enkelte lag beskrives under borearbejdet på den almindelige accepterede internationale metode. Dette vil sige som en log, hvor f.eks. setgrænser tegnes på en naturtro måde, og hvor f.eks. slirer og klastre samt rødder etc. også tegnes. (den øverste del af profilet beskrives også f.eks. rodzone / fyldlag / belægning).

Når der gennemføres en systematisk undersøgelse i et område, vil det ofte være muligt at udarbejde detaljerede geologiske modeller som beskriver et områdes opbygning i rum og gennem tid. Det vil dog kræve, at der skulle gennemføres langt flere håndboringer end dette projekt omfatter.

Boremetoden vil også have stor indflydelse på hvor meget man beskrive i felten. Erfaringsmæssigt kan man, ved håndboringer i bløde sedimenter erkende de fleste strukturer. Nøjagtighed ved beskrivelse af dybdemæssig fordeling af sedimenter er ved håndboringer i cm skalaen. Figur 2.5 viser hvile symboler der er anvendt ved beskrivelsen af de håndboringer der er gennemført i forbindelse med projektet.

Figur 2.5 Signatur forklaring for symboler anvendt i forbindelse med sedimentologiske profiler og facies beskrivelse.

Bilag 4

Udvidet spørgeskema vedr. glyphosat

          DGUnr
Ejer
Adresse

Glyphosat anvendt på arealer nær anlæg og privat beboelse

Handelsprodukter med glyphosat indhold: Zeppelin, Roundup, Thouchdown, Folar, Roxxon Glyphonova, Dan-Kvik, Glyphogan, All Out Bio + produktnavne fra SM

Hvornår blev stoffet anvendt sidst:
Hvilken dosering er anvendt:
Hvilket middel og hvilken sprøjteteknik:
Hvor mange l/ml der anvendes pr. fyldning af rygsprøjte:
hvor mange m² der kan behandles med en tankfuld/rygsprøjte:
Hvor mange gange sprøjtes der pr. sæson:
Hvor tæt på anlægget sprøjtes der:

Har glyphosat været anvendt på nærliggende marker (mange af anlæggenes ejere er ikke landmænd)

Er glyphosat anvendt tidligere og hvornår:

Glyphosat er anvendt på

Gårdsplads		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Vejanlæg		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Gangstier		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Køkkenhave		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Have		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Behandling af tagflader		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..
Hvordan bortledes tagvand   ……
Andre arealer nær bolig		Hvilke   …..
		afstand fra anlæg i m   …	behandlet areal i m²   …..

Er der sprøjtet tæt ved/over brønd            ja         nej  

Er der anvendt andre pesticider på ejendommen:

Er der kendskab til uheld           
Beskrivelse

 

Andre mulige punktkilder              F.eks. nedgravet affald, spild mm
Hvilke
 

Beskrivelse:

 

Tegning af behandlede arealer i forhold til anlæg (anvend bagside)

NOTE: Tidligere udfyldt skema medbringes og mangler forsøges udbedret.

Glyphosat anvendt på befæstede arealer

 

Belægning på behandlet areal
Grus		Sten
Stabilgrus		Asfalt
Cement

Anden belægning (f.eks. perlegrus/sten på stabilgrus):

 

Muldlag/biologisk aktiv zone er fjernet før pålægning af belægning           
Beskrivelse og sediment beskrivelse:

 

Er der afløb fra behandlede arealer?
Beskrivelse

 

Er der mulighed for afstrømning af nedsivningsvand på overside af f.eks. stabilgrus pålagt anden belægning(f.eks. rus/sten) og hvor sker nedsivning af dette vand:

 

Behandlet areal i m²:

Eventuel tegning af befæstede arealer (anvend bagside)

Glyphosat anvendt i forbindelse med erhverv:

Hvornår blev stoffet anvendt sidst:

 

Stoffet blev anvendt i forbindelse med:

		Landbrug
Frugtavl		Vinter korn
Træer		Vår korn
Buske		Græs/kløver i omdrift
Jordbær		Roer
Planteskole		Ærter
Pyntegrønt/juletræer		Vinter raps
Golf/fodbold anden fritid		Vår raps
Skov		Andre frø
Naturareal/Hede		Majs
Brakareal		Kartofler
Villabebyggelse		Grøntsager
Andet:…………………………………………………………………………………………..

Er glyphosat anvendt tidligere, hvornår og til hvad:

 

Hvordan ligger behandlede arealer i forhold til indvindingsanlægget:

 

Er der sprøjtet tæt ved/over brønd                   ja        nej

Det behandlede areals størrelse:

Hvilken jordtype består arealet af:

 

Er der særlige forhold på marken f.eks. dannelse af pytter etc.:

 

Er arealet drænet:

 

Foreligger der drænplaner for marken:

 

Er der samlebrønde for dræn og andre bortlednings systemer:

 

Findes der "nedhældningsbrønde" hvor drænvand og andet vand nedsives:

 

Er der anvendt andre pesticider på ejendommen:

 

Hvilken dosering er anvendt
Hvilket middel og hvilken sprøjteteknik:

Hvor mange l/ml der anvendes pr. fyldning:

hvor mange m² der kan behandles med en tankfuld:

Hvor mange gange sprøjtes der pr. sæson:

Hvor tæt på anlægget sprøjtes der:

Rengøring/påfyldning
Fyldes/rengøres marksprøjten i nærheden af brønden:

Hvor stort er det areal der sprøjtes med glyphosat på bedriften:

Anvendt mængde pr. år:

Sprøjtens tankvolumen:

Er sprøjterest udtømt/er blevet udtømt på gårdspladsen:

Udtømmes fortyndet sprøjterest eller om fortyndet sprøjterest i marken:

Hvor mange gange vaskes sprøjten udvendigt på arealet:

 

Tegning af areal i forhold til anlæg (anvend bagside)

Opbevaring af glyphosat: …………………………..

Opbevaring af tom emballage:

	Under tag
	Udendørs
	Ved boring/brønd
	Andet: ……………………………………………………………………………..

Hvor ske påfyldning og vask af sprøjteudstyr

Påfyldning sker ved……..

Udstyr rengøres ved …….

Vaskeplads:	………… m	Bund befæstet		Ubefæstet
Andet: …….………….……………	………… m

 

Disse oplysninger er tidligere indsamlet og indsamles en gang til i forbindelse med prøvetagning i begge runder:

Prøvetagning	Prøvetagningssted
	Placering af taphane:
	Før hydrofor/filter        Ja Nej
	Udendørs
	Stald
	Udhus
	Bryggers
	Køkken
	Andet ……………………………
Brønddybde: ……………..… m.u.t. (én decimal)
Vandspejl: ……………….….. m.u.t. (én decimal)
Brøndkarm: ………………….. cm o.t.
Boring i brønd
Vandspejl i boring: ……………….…..	m.u.t. (én decimal)
Brøndkarm eller mp : …………………..	cm o.t.
Vandspejl i brønd: ……………….…..	m.u.t. (én decimal)
Brøndkarm eller mp : …………………..	cm o.t.

 

Andre forhold vedrørende prøvetagning

 

Liste over handelsprodukter

Bilag 5

Detaljeret beskrivelse af anlæg med fund af glyphosat eller AMPA

I bilaget beskrives de enkelte anlæg med fund af glyphosat eller AMPA detaljeret.

Der er under hvert anlæg medtaget:

• Tabeller med resultater fra de analyserede vand og jordprøver
• Situationsplan med placering af anlæg, håndboringer og af arealer der er behandlet med glyphosat
• Sedimentologisk beskrivelse af de gennemførte håndboringer

Samt resultater fra interview og andre oplysninger indsamlet ved besøg på de enkelte lokaliteter

• 1.1 Anvendte symboler i de sedimentologiske profiler fra håndboringer
• 1.2 A1
• 1.3 A2
• 1.4 A3
• 1.5 A4
• 1.6 A5
• 1.7 A7
• 1.8 A8
• 1.9 A9
• 1.10 A10
• 1.11 A12
• 1.12 A13
• 1.13 A14
• 1.14 A15
• 1.15 A16
• 1.16 Sammendrag af konklusioner fra de enkelte anlæg

1.1 Anvendte symboler i de sedimentologiske profiler fra håndboringer

1.2 A1

Brønden, hvorfra der tidligere blev indvundet grundvand, ligger under en træterrasse i have. Belægning omkring anlæg: jord under træterrasse. Anlægget er ikke aktivt. Nærliggende marker er behandlet med glyphosat, figur 1, men også en gårdsplads på modsatte side af beboelseshus er behandlet med glyphosat. Gårdspladsen ligger dog ikke ifølge topografiske kort opstrøms brønden. Afstanden fra brønden til de behandlede marker er 10 til 20 meter, og der er ca. 5 meter til gårdspladsen. Glyphosat er anvendt på tilstødende mark i efteråret 2004 mod kvik, og på gårdspladsen for ca. 2-4 år siden. Der er anvendt rygsprøjte, RoundUp, dosering som på mærkat ved tidligere sprøjtning af gårdsplads. De nærliggende marker tilhører ejendommen, men er bortforpagtet. Arealet under træterrassen er ikke behandlet med glyphosat, men jorden er tidligere behandlet med dichlobenil som granulat der er spredt under træterrassen.

Grundvandets transportretning skønnes at være fra sydvest til vestsydvest. Transportvejen er her, og på de øvrige lokaliteter, bestemt ud fra terræn og ved hjælp af Målebordsblade 1:20.000 fra perioden 1842-1899 og nyere 4 cm kort.

Tabel 1 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver fra a1-523.

Tabel 2 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver fra a1-523.

Figur 1 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer, hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Der er sat to håndboringer i kanten af marken. HB1 er sat i det grundvand som strømmer ind under haven, mens HB2 er sat lidt længere mod nordøst hvor terræn ligger lidt lavere.

Der blev fundet næsten samme glyphosat, AMPA og BAM indhold i de to prøver udtaget fra brønden med ca. 3 måneders mellemrum, tabel 1 og 2, hvor der også blev målt et meget højt fosfat og kalium indhold, men som kan stamme fra anvendelse af gødning på de tilstødende marker. BAM indholdet var højt i brøndvandet, ca.1,7 til 1,5 µg/l. Der blev ikke fundet BAM i HB1, men små koncentrationer af AMPA. I HB1 blev der fundet høje PO4 og K koncentrationer og Cl koncentration var lav. Dette tyder på at denne boring er sat i grundvand af samme type, som vandet i brønden, der dog også modtager vand fra dybere niveauer i grundvandet. I HB2 blev der ikke fundet glyphosat eller AMPA men til gengæld en ret høj BAM koncentration, og høje koncentrationer af K, Cl, Na, og PO4

Indholdet af coliforme bakterier var højt i vandprøven fra brønden i februar, mens der ikke blev målt coliforme bakterier eller E.coli i maj måned. Ved første prøvetagning blev der observeret mus ved brønden som ikke var dækket af tætsluttende dæksel, og det kan derfor ikke udelukkes at der er faldet en eller flere ned i brønden. I så fald ville vandet dog nok også indeholde bakterier ved 2. prøvetagning. Overraskende indeholder begge vandprøver fra håndboringen et stort indhold af coliforme bakterier. Disse kan stamme fra gylle udbringning og forrådnede plantemateriale. Der blev fundet enkelte E coli. E coli kan stamme fra tarmkulturen hos varmblodede dyr som kvæg, fugle, svin og mennesker. Særligt vandprøven fra HB2 viser en kraftig forurening som formodentlig stammer fra enten gylle udbringning eller fra husspildevand.

Konklusion:

Glyphosat kan stamme fra to kilder, men den mest sandsynlige er, at grundvandet stammer fra de tilstødende marker, da det er 2-4 år siden gårdspladsen blev behandlet. De mange coliforme bakterier viser, at vandet fra overfladen kan transporteres hurtigt ned til grundvandet, hvor det transporteres vertikalt i den opsprækkede moræneler. I HB1 er der beskrevet en moræneler, der er heterolitisk, kompakt og stærkt opsprækket, hvilket formodentligt skyldes issegmentering og dannelsen af en fissil lertype, som er stærkt porøs. De undersøgte till lag indeholder stærkt forvitrede bjergarts fragmenter og skiffer, der er karakteristisk for Ungbaltiske aflejringer. Den øvre del af morænen er karakteriseret af recente klimapåvirkninger og af recente makroporer, der har overpræget de oprindelige sprækkesystemer.

Der blev udtaget to sedimentprøver fra bunden af brønden: en fra det øverste slamlag og en fra den uforstyrrede till under slamlaget. Der blev ikke fundet glyphosat eller AMPA i de to jordprøver.

Muldlag, sortbrun, sandet, leret, recente rødder. Muldlag fjernet før prøvetagning

Moræneler, brun oliven grå, sprækker med røde jernudfældninger, blød. St. sandet med sand konc i slirer.
Rødder og ormegange. Enkelte sten og afrundede skifferstykker. Både sandsten og granit ekstremt forvitret og fremtræder som sandklastre.
ML , rødbrun, fed leret og meget hård, opsprækket, mange rødder og ormegange, Alle makroporer er med kraftig udfældning af jernhydroxider. I større klumper er matrix oliven grå i midten af klast. Forvitrede sten.
Mellemlejrede sandslirer, velafgrænsede.

Stenlag med sten i samme størrelse – minder om en glacial brolægning.
ML, rødbrun, st. sandet, nærmest heterolitisk kompakt men stærkt opsprækket, mange ormegange, rødder og enkelte åbentstående rodkanaler der følger sprækkesystemerne.

Forvitret bjergartsfragment med højt indhold af pyrit

Moræneler med sprækker, lodret snit. Læg mærke til rødfarvede sprækker der dykker ind i billedet samt den lodrette sprække prøven er brækket langs. Prøven fremtræder skørnet.

Muld, sortbrun, sandet, leret, recente rødder. Muldlag fjernet før prøvetagning

Moræneler, gulbrun/rød, sandet siltet, med grus og sten. Hård.
En del små sand linser og slirer.
Recente rødder og ormegange. St. opsprækket med røde udfældninger langs sprækker.

ML, grå med røde jernhydroxyd udfældninger langs sprækker, stenet og gruset, , hård, falder let fra hinanden langs mindre sprækker. 0,9 mut til 1,8 mut

ML do, mere grå med markante røde udfældninger Grundvandet løber til i sprækkerne, gvsp 1,47 mut.

Moræneler 1,2 mut, grå m. røde udfældninger, foto viser en vandret brudflade

1.3 A2

Brønd beliggende på gårdsplads.

Anlægget er ikke i drift.

Anlæg er kun prøvetaget en gang pga. fastfrosne dæksler ved første prøvetagningsrunde. Der har været anvendt glyphosat på gårdspladsen og på de omkringliggende marker i efteråret 2004. Anlægget er dækket af to dæksler i niveau med grusbelægning, og der er derfor stor risiko for tilstrømning af overflade vand. Der er anvendt almindelig håndbåret sprøjte, og dosering er som anbefalet på mærkat. Der er anvendt Roundup.

Tabel 13 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Der er fundet relativt små koncentrationer af AMPA, glyphosat og BAM. Antallet af coliforme bakterier er ret højt, mens antallet af E.coli er lavt.

Konklusion:

Formodentlig gårdspladsforurening.

1.4 A3

Brønden er beliggende på gårdsplads med grus med hurtig tilstrømning af grundvand fra opsprækket ML opstrøms. Anlægget er aktivt. Der har ikke været anvendt glyphosat omkring brønden og kun sparsomt under elhegn mellem fold og marker for at friholde strømførende hegn for planter. De tilstødende marker er sprøjtet i efteråret 2004, figur 2. Terræn falder fra HB1 mod brønden, og grundvandet skønnes at bevæge sig mod sydvest - sydsydvest. Der dyrkes ikke landbrug på ejendommen. Afstanden til de glyphosat behandlede arealer er ca. 20 meter. Det vides ikke, om der har været anvendt glyphosat eller andre midler før den nuværende ejer overtog ejendommen for ca 3 år siden. Dosering af glyphosat under hegn som anvist på dunk, formodentlig RoundUp. Der blev anvendt håndsprøjte.

Tabel 3 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 4 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Der har været et mindre fald i glyphosat og AMPA indholdet fra februar til maj i de to prøver der blev udtaget fra drikkevandet. Antallet af coliforme bakterier er det samme, men antallet af E.coli faldt fra >160 til <1. I begge prøver blev der fundet små BAM koncentrationer.

Da det havde regnet om natten før prøvetagning af HB1 blev brønden pejlet igen, og det viste sig, at vandspejlet var steget med 0,2 meter i løbet af natten, og det var muligt at iagttage hvordan højtliggende grundvand langsomt løb ned i brønden fra murværket over vandspejlet i brønden. Der blev derfor udtaget endnu en prøve fra det øverste brøndvand, som indeholdt næsten samme koncentrationer, som den første prøve fra brønden.

Ejerne oplyste, at vandspejlet i brønden varierer voldsomt efter regn, at vandspejlet efter regn hurtigt stiger næsten op til terræn, og at hydroforen derfor var blevet tøjret.

Vandprøven fra brønden indehold noget mere AMPA og glyphosat end den vandprøve, der blev taget fra anlægget, mens indholdet af coliforme bakterier var det samme. Der blev ikke fundet E.coli ved 2 prøvetagning. Vandprøven fra anlægget indeholder mere Cl, og væsentlig mindre nitrat end brøndvandet, og tilsvarende et højere indhold af SO4, hvilket tyder på at anlægsvandet er blandingsvand der stammer fra flere niveauer i lermagasinet, og at nitrat omsættes ved denitrifikation via pyrit i de dybere del af grundvandsmagasinet.

Der blev hverken fundet glyphosat eller AMPA i den håndboring, der blev sat opstrøms anlægget. Dette skyldes måske en tørke periode, før anlægget blev prøvetaget. Det var derfor også svært at få vand ud af leret, og HB1 blev prøvetaget dagen efter boringen blev sat, således at grundvandet kunne løbe til boringen. Også i HB1 blev der fundet coliforme bakterier, men ikke E.coli. Der er ikke mulighed for forurening med husspildevand, og bakterierne må derfor stamme fra nedvaskning fra overfladen.

Nitrat, klorid, sulfat, kalium og magnium indholdet i håndboringen var tilsvarende størrelse som indholdet i brønden. Ca indholdet var lidt større, hvilket kan skyldes anvendelse af jordbrugskalk på markerne opstrøms HB1.

HB1 var karakteriseret af en fissil horisontal lamineret zone og morænen var stærkt opsprækket. Der var ikke vandførende sandlag, og kalken blev ikke anboret, selvom denne ligger tæt på terræn i området.

Konklusion:

Der har ikke været anvendt glyphosat omkring anlægget i mindst 3 år og efterfølgende kun i begrænsede mængder på ejendommen. De tilstødende opstrøms marker er behandlede og den stærkt porøse og fissile moræne samt de momentane vandspejlsændringer i den undersøgte brønd tyder på, at glyphosat transporteres til brønden fra de tilstødende marker. Det kan dog ikke udelukkes at der tidligere har været anvendt glyphosat på gårdspladsen, og at de fundne stoffer stammer fra en sådan anvendelse.

Figur 2 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Muld, sortbrun, rødder og ormegange

Moræneler, olivengul, fed, men hård og kompakt. Røde udfældninger langs sprækker, og bioporer. Svagt sandet, siltet, sv gruset enkelte sten. Rødder og ormegange.
Do – gul og opsprækket.

Sandslirer

Moræneler, grågul, sandet siltet, mere leret, enkelte sten og blød. Sprækker med røde jernudfældninger. Med tynde slirer af sand.
Do med mere porøs og stærkt opsprækket med klare gule og røde farver. Falder let fra hinanden ved svagt tryk.

Do.

Stenlag formodentlig glacial brolægning
Do. Vand strømmer meget langsomt til boring via sprækker og vandspejlet måles næste dag efter nedbør om natten.

Hb1 er placeret på mark opstrøms brønden der ligger på gårdsplads mellem husene. Ved nedbør sker en hurtig tilstrømning til brønden hvor vandspejlet i brønden stiger momentant.

Moræneler med sprækker 0,6 mut og 1,2 mut. Lodret snit. I nederste prøve ses udfældning af jernforbindelser langs sprække diagonalt i billede. Sprækker i øverste foto er dannet under boring.

1.5 A4

Brønd i have mellem skov og marker. Anlægget er aktivt. Ejer har haft ejendommen i 34 år, ejeren oplyste at der aldrig har været anvendt glyphosat på ejendommen, der anvendes til beboelse. Brønden er placeret i en have og ligger mellem et skovområde og marker, der blev sprøjtet 3 uger før første prøvetagning, figur 3. Der løber en grøft langs skoven som afvander både skoven og de tilgrænsende marker. Grøften er rørlagt langs skellet mellem have og skov. Afstanden mellem brønden og de sprøjtede marker er ca 20 meter.

Vandet i grøften løber mod sydøst, mens grundvandets strømning omkring brønden formodentlig i høj grad styres af indvindingens størrelse.

Tabel 5 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 6 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Da ejer var bortrejst i en længere periode før 2. prøvetagning, var det ikke muligt at gentage prøveudtagning af en vandprøve fra anlægget ved 2. prøveudtagnings runde.

Prøven fra brønden og fra anlægget indeholdt henholdsvis AMPA og glyphosat i små koncentrationer, samt coliforme bakterier og E.coli. Der er ikke fundet BAM i hverken anlæg, håndboringer eller grøftvand.

Glyphosat/AMPA blev fundet i grøftvandet og i en jordprøve fra HB1, der ligger mellem den rørlagte grøft og brønden, men ikke i vandprøver udtaget fra håndboringen. Den nøjagtige placering af den rørlagte grøft er ikke kendt, men afstanden mellem rørlagt grøft og brønd kan næppe være større end 5-7 meter.

Nitrat indholdet er lavt i alle udtagne vandprøver, mens Cl, SO4, K og Na indholdet er højt i HB2, der ligger mellem marken og brønden.

Grøftvandets sammensætning minder meget om ion indholdet i vandprøven der er udtaget fra brønden.

Der er i ca en meters dybde fundet et finkornet sandlag mellemlejret opsprækket moræneler og i ca 1.5 meters dybde, er der fundet et markant horisontalt lagdelt silt lag med sprækker, formodentlig udtørrings/frost sprækker.

Konklusion:

Analyserne tyder på at brønden trækker vand ind fra lidt dybere niveauer der stammer fra marken, men det er uden tvivl indtrængende vand fra den rørlagte grøft, som dominerer vandkvaliteten i brønden og i anlægget. Vandet trænger formodentlig frem til brønden gennem de fundne sandlag og de markante sprækkesystemer, der er fundet i den stærkt opsprækkede till. Dog viser hovedbestanddelene, at der trænger vand med en anden kvalitet ind mod brønden fra marken, der ligger øst for brønden, og da anlægget ikke havde været i brug i en periode kan grundvandet fra marken også være med til at præge vandkvaliteten i brønden, når anlægget er i drift.

Figur 3 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Der blev udtaget to sedimentprøver fra bunden af brønden. Analysen for glyphosat og AMPA vise ingen forekomst, hverken i slamlaget eller i den underliggende uforstyrrede till.

Muldlag og fyld, brunsort, blød konsistens. Stenet sandet og leret med stort indhold af organisk materiale. Mange recente rødder og ormegange.

Oversigtsbillede. Fra brønd ud mod marker. Der er netop udtaget prøver fra bunden af brønden der forsyner en husstand med drikkevand. Hb2 er placeret på græsplænen ca. 1 meter fra stenkant.

Oversigtsbillede. Hb1 er placeret mellem brønd og skovbryn. En grøft langs skovbrynet er rørlagt gennem haven, men åben opstrøms og nedstrøms. Strømningen i grøften er ud af billedet.

Muld, sortbrun, recente rødder og ormegange med invånere.

Moræneler, gulbrun med røde udfældninger ved ormegange og sprækker, stenet, leret, siltet sandet. Stærkt opsprækket, rødder og ormegange, klastre er hårde men ML hænger dårligt sammen ML do, flere sprækker, virker "porøs". Prøver falder let fra hinanden langs sprækkeflader ved let tryk. Moræneler virker næsten lamineret.
ML do, dog mere leret, åbentstående rodkanaler.

Sand finkornet, velsorteret, med røde flammestrukturer der viser hvor vandet siver gennem laget.

ML do dog mere sandet, ingen eller få rødder.

Silt, rød, horisontalt lagdelt med tydelige sprækker der er rødfarvede.

Moræneler, 0,5 mut. Læg mærke til de to sprækker med jernudfældninger der løber langs sedimentprøven. Der kan også ses en del rødder.

Åbentstående rodkanal, hvor resterne af roden ligger i bunden af den 2-3 mm åbne sprække. Læg mærke til hvor let lerprøven falder fra hinanden langs større og mindre sprækker.

1.6 A5

Anlægget er beliggende på flisegang langs hus i tilknytning til flisebelægning i have. Anlægget er aktivt. Glyphosat har været sparsomt anvendt under prydbusk pga. skvalderkål tæt ved anlæg, og formodentligt også på flisebelægning. De tilstødende marker er bortforpagtet, og markerne har været sprøjtet med glyphosat. På markerne er dyrket hvede og frøgræs. Der er også anvendt glyphosat på gårdsplads på modsatte side af huset, figur 4. De behandlede arealer er sprøjtet året før med almindelig sprøjte, og med dosering som anbefalet på dunk. Anlægget består af en boring sat i bunden af en gravet brønd, og der er sat en dykpumpe ned ved siden af forerøret i brønden, for at forhindre at brøndvandet løber ned i forerøret.

Ud fra terræn og det generelle afløbsmønster i området vil anlægget trække vand ind fra området mod vest, men der er etableret et drænsystem, som afdræner den nedre del af haven, hvor der er etableret en samlebrønd i skel mod mark. Drænsystemet ligger ret dybt og afdræner vandet fra haven mod vest.

Tabel 7 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Der er i drikkevandet fra anlægget fundet små koncentrationer AMPA i samme størrelsesforhold ved begge prøvetagninger, og der er ikke fundet glyphosat. I brønden er der fundet lidt større AMPA koncentrationer, samt glyphosat. Der er fundet coliforme bakterier i anlægsvandet, men kun få E.coli. Da pumpning direkte fra brønden sænker grundvandsspejlet under huset, kan der trækkes vand ind under huset (fra gårdspladsen på den modsatte side af huset), hvor kloak systemet ligger, og hvor spildevandet afdrænes mod nordøst.

Tabel 8 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Hovedbestanddelene i brøndvandet og anlægsvandet ligner hinanden meget, men der er ikke målt så stort et K og nitrat indhold i anlægsvandet. Der er fundet mange E.coli i brøndvandet, men ikke i anlægsvandet.

Der blev ikke fundet glyphosat eller AMPA i de to håndboringer eller i jordprøven som blev udtaget 0,4 mut i et bed, der er behandlet med glyphosat.

Der er fundet BAM i alle vandprøver fra det højtliggende grundvand, men ikke i anlægsvandet.

Indholdet af hovedbestanddele i vandprøven fra HB1 (som ligger ganske tæt på brønden) har stort set samme indhold af hovedbestanddele som brøndvandet, mens vandprøven fra HB2 (som ligger på marken mod øst) har et markant højere Cl, SO4 og Ca indhold. Grundvandet fra HB2 ligger derfor formodentlig ikke i brøndens oplandsområde, der dog er fundet BAM i begge håndboringer dog mest i den boring der ligger tættest ved anlægget. Indholdet af coliforme bakterier er højt i begge vandprøver fra håndboringerne, og der er ikke fundet E.coli.

Der er etableret et drænsystem som afdræner haven, og der blev udtaget en vandprøve fra samlebrønden i skellet ud mod de tilstødende marker. I denne blev der fundet spor af AMPA, men høje koncentrationer af BAM, som også blev fundet i begge håndboringer, hvor der så til gengæld ikke blev fundet glyphosat eller AMPA. Indholdet af hovedbestanddele i drænvandet var tilsvarende HB2.

Den gennemborede moræne er opsprækket og der er mange åbentstående bioporer. Morænen virker knust og falder let fra hinanden i små framenter, hvilket kan skyldes issegmentering. I håndstykkerne kan man se vandet i sprækkesystemet, og vandet løber til boringerne via sprækker. Morænen er meget porøs, og der vil kunne transporteres grundvand til brønden via sprækkesystemerne, når grundvandsspejlet i denne sænkes.

Figur 4 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Konklusion:

Der er ikke fundet indicier på, at glyphosat eller AMPA er transporteret fra de tilstødende marker til brønden. Glyphosat og AMPA indholdet i både brønd og anlægsvand stammer formodentlig fra enten gårdspladsen på den modsatte side af huset, eller fra flisebelægningen rundt om brønden. Da der pumpes vand op fra brønden for at friholde forerørets top fra brøndvandet, er det sandsynligt, at grundvandet trækkes ind under huset fra gårdspladsen gennem den opsprækkede moræne.

Muld, sortbrun. Rødder og

Moræneler, blød, gulbrun. Ormegange, rødder, og røde okker udfældninger. Fed leret, siltet, sandet og Sandslirer 1-3 cm

ML mere fed, blød, gul med okkerudfældninger langs åbentstående bioporer 2-3
ML do, matrix olivengrå, store partier omkring sprækker. Moræne virker knust og hinanden langs sprækkerne i små

Mere grå i indre af blokke, mange markante løber til boring via

Oversigtsfoto. Brønd ligger ved gavl under Hb1 ligger ved græsplæne mens hb2 ligger bag

Moræneler, ca. 0,8 mut. Vandret flade med sprækker med røde okkerudfældninger og ormegange og

Muld, brunsort, rødder og ormegange

Moræneler, gul, fed blød. Siltet, sandet og med store sten. Opsprækket med røde okker udfældninger langs sprækker, men ikke i samme grad som hb1.

ML do.

ML do, gul federe mange sprækker

Stenlag, formodentlig glacial brolægning

vandspejl

Moræneler gul, fed og blød. Moræneler virker homogen i den indre del af blokke.

Sprækker med udfældning af okker, lodretstående i moræneler, 0,6 mut. Sprækkerne er særligt i højre side af billede ret kun få millimeter tykke mens sprækkerne i højre side har en større udfældning af okker.

Hb2 er placeret ca. 2 meter fra skellet mellem have og mark. Hb1 er placeret i have til højre for fotografi. Drænbrønden hvorfra der er udtaget en vandprøve er placeret i selve hegnet ca. halvvejs langs læhegnet. Drænbrønden afdræner have.

1.7 A7

En gravet brønd der ligger på meget stor gårdsplads med grusbelægning over gammel brolægning. Gårdsplads er behandlet med glyphosat med en rygsprøjte, hvor væske er taget fra tank, der blev anvendt ved sprøjtning af omkringliggende marker. Gårdsplads har ikke været sprøjtet med glyphosat før anlægget blev nedlagt. Pladsen er sprøjtet efteråret 2004 og ikke før 2003. Der er sprøjtet umiddelbart omkring brønden. Anlægget er ikke aktivt, og de omkringliggende marker dyrkes landbrugsmæssigt, figur 5. Der er tidligere indvundet vand fra en boring sat i bunden af brønden. HB1 er sat tæt ved brønden, mens HB2 er sat nedstrøms gårdspladsen, for om muligt at genfinde det vand, der stammer fra gårdspladsen.

Tabel 9 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 10 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Indholdet af glyphosat og AMPA i brønden er stort – fra ca. 0,5 til 5,6 µg/l, og indholdet steg fra 1. prøvetagning i februar til 2 prøvetagning i maj. BAM er faldet voldsomt fra 4,7 til 0,07µg/l.

Cl indholdet i den 2. prøve fra brønden er kun 3,7mg/l, hvilket viser at der ret sikkert er strømmet rent regnvand til brønden, hvilket også forklarer det meget lille BAM indhold i brønden i maj. Na, Ca, Mg og SO4 indholdet er tilsvarende meget lavt og PO4 indholdet større. Tabel 9 og 10.

Der er fundet relativt få coliforme bakterier i brøndvandet og kun få E.coli.

Vandprøverne fra HB1 som ligger få meter fra brønden har relativt lavt Cl indhold svarende til hvad der normalt findes under naturarealer langt fra vestkysten. Dette tyder på at brønden er påvirket af regnvand ved 2 prøvetagning, og at BAM indholdet her er en indikator for at der er tale om en grundvandspåvirkning ved første prøvetagning. Der er fundet små koncentrationer af både glyphosat og AMPA i en jordprøve udtaget over den gamle brolægning i HB1. I vandprøven fra HB1 er der fundet ret høje BAM koncentrationer, men ikke noget glyphosat eller AMPA. HB2 ligger lidt nedstrøms gårdspladsen i kanten af en mark, og her er der også fundet BAM, dog i noget lavere koncentrationer. Der fundet er mange coliforme bakterier i vandprøven fra HB2 ved marken mens der ikke er fundet coliforme bakterier i HB1 tæt ved brønden. Fundet af E.coli i HB2 kan skyldes anvendelse af husdyrgødning. HB2 indeholder noget støre koncentrationer for samtlige hovedbestanddele, undtaget nitrat, hvor der under gårdspladsen blev fundet ca. 60 mg nitrat/l, mens der ved marken kun blev fundet 2,2 mg/l.

Figur 5 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

De to håndboringer viste, at der under gårdspladsen findes en opsprækket fragmenteret till, underlejret af groft morænesand. Samme morænesand er genfundet i HB2. Der er ikke fundet drænbrønde nær ejendommen, og ejeren oplyste at der ikke står vand på markerne, der skråner mod det nærliggende vandløb. Markerne er drænet, men drænene vedligeholdes ikke. Jorden afdrænes formodentlig via morænesandet.

Konklusion:

De indsamlede analyser viser, at der er tale om en gårdspladsforurening, og at overfladevand ved regnskyl kan strømme direkte til brønden. Dog viser den første vandprøve udtaget fra brønden et højt BAM indhold som kun kan stamme fra det omkringliggende grundvand.

Grus/ stabilgrus
Brolægning og fyld

Moræneler, gråbrun, st sandet og sliret, øverste del måske fyld.
Gravegange, rødder og ormegange, sprækker med rødfarvninger, omsatte bjergarts fragmenter.

Do, federe, jernudfældninger ved sprækker

Do gråbrun, federe, gruset, Hård men fragmenteret struktur gør ML porøs. Mange sprækker med røde udfældninger på sprække og i matrix. Sand slirer/lag.
Do, st sandet og meget hård

Morænesand, rødbrun, leret, sandet, gruset, stenet. Sprækker med jernudfældninger

Placering af brønd og hb1 på gårdsplads.

Moræneler, 0,7 mut. Sprækker med jernudfældninger. Læg mærke til åbentstående bioporer bl.a. øverst til venstre. Dele af sprækker følger mere grovkornede slirer/ forvitrede bjergartsfragmenter. Lodret snit.

Muld, brunsort, løs og let muld. St sandet, leret, mer rødder og ormegange. Meget tykt muldlag med gradvis overgang til moræneler.

Moræneler, nærmest heterolittisk i overgang mod muldlag, grå med røde partier, mere sort går mod bund, porøs, st sandet, ormegange med jernudfældninger, løs struktur, men mere fed og hård mod bund.

Morænesand, rødgrå, med grå partier, grover opad, usorteret, gruset stenet.

Moræneler, gulbrun, sandet, slirer m sand der gør ML porøs, velafgrænsede sprækker med rustudfældninger.

Do, st sandet, porøs og med sten.

Vandspejl 2,3 mut – er usikkert da vand løber langsomt til via sprækker.
Stenlag og sand slirer.

Moræneler fra hb2, 0,8 mut. Læg mærke til udfældning af jern på lodret sprække som kan følges gennem prøven samt spættet udseende.

Placering af hb2 nedstrøms gårdsplads. Denne placering er vagt da der i dette tilfælde formodentlig er tale om en lokal kilde (gårdspladsen).

1.8 A8

Brønden ligger op til et beboelseshus, og der er marker tæt ved brønden. Anlægget er kun prøvetaget en gang, da ejer var bortrejst ved 1. prøvetagningsrunde, og der er derfor ikke gennemført håndboringer.

Anlægget er aktivt.

Der er ikke anvendt glyphosat på ejendommen, men ejeren kan ikke udelukke, at der er anvendt glyphosat i indkørsel, før ejerne overtog ejendommen for ca. 7 år siden. Der har været anvendt glyphosat på marken, der ligger ca 5 meter fra brønden.

Der er fundet ret store AMPA koncentrationer, små glyphosat koncentrationer, men intet BAM. Der er fundet mange coliforme bakterier og E.coli.

Cl indholdet virker ret lavt, men dette kan skyldes, at den nærliggende mark p.t. dyrkes som græsmark med græsning.

Tabel 11 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver. Vandspejl i brønd er målt til 1 meter under terræn, mens anlæg dybde er 3,5. Da vandprøve er udtaget fra anlæg anvendes indtags dybde i brønd ved data sammenstilling.

Tabel 12 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Konklusion

Kilden er formodentlig den nærliggende mark, men det kan være andre kilder, hvilket dog ikke er sandsynligt, da der ikke har været anvendet glyphosat på ejendommen i mindst 7 år.

1.9 A9

Brønd, der ligger midt på lille gårdsplads med grus.

Anlægget anvendes kun i perioder og ikke til drikkevandsformål.

Der har tidligere været cementbelægning på gårdspladsen, som er fjernet i forbindelse med renovering af ejendommen, hvorefter der er lagt grus på pladsen. Brønden er ligeledes renoveret, og der er ikke mulighed for overfladisk tilstrømning. Der har ikke været anvendt glyphosat på ejendomme i de sidste 7 år, men i perioden før, er der anvendt forskellige sprøjtemidler herunder glyphosat. Der har i efteråret 2004 været anvendt glyphosat på den tilstødende mark, der er bortforpagtet fra ejendommen. Marken ligger ca. 12-14 meter fra brønd, figur 6.

Ejendommen ligger tæt ved en markant skrænt der skråner ned mod et inddæmmet område, og der ses grundvandsudsivning ved skræntfoden. Grundvandets strømmer mod sydvest, men der må være et vandskel på den tilgrænsende mark, der afvandes via et drænsystem, hvor drænvandet afledes mod nordøst /øst. Dette drænsystem modtager formodentlig spildevand.

Tabel 14 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver. *Indtag i brønd.

Tabel 15 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Samtlige vandprøver fra brønden og anlægget indeholder glyphosat/AMPA og BAM. Der er udtaget en vandprøve fra anlægget (som p.t. kun anvendes til støbearbejde), som indeholdt noget mindre glyphosat og AMPA men til gengæld et større indhold af BAM. Tabel 14 og 15. Der e fundet mange coliforme bakterier, mens antallet af E.coli er <1.

Cl indholdet er meget lille i brøndvandet i modsætning til i anlægsvandet. Samme forhold gør sig gældende for alle øvrige hovedbestanddele, hvilket antyder at der er strømmet ikke opkoncentreret regnvand til brønden, og at vandet i brønden er lagdelt i et øvre niveau med "friskt" stagnant vand. Da anlægsvandet indvindes ved bunden af brønden kunne dette godt tyde på, at regnvandet har mulighed for at kunne strømme hurtig frem til brønden gennem den opsprækkede till, der har store åbentstående bioporer i HB1, der ligger ud mod marken. Anlægget anvendes kun periodevis til støbearbejde og det er muligt, at vandet i den nedre del af brønden ikke udskiftes i samme takt som vandet nær vandspejlet.

Vandprøven fra HB1 indeholdt også ret små mængder Cl, men meget høje nitratkoncentrationer, samt 0,016 µg/l AMPA. HB1 er sat mellem marken og den renoverede gårdsplads på et areal der tidligere har været anvendt som oplagsplads og kørselsareal, hvilket kan forklare den stor BAM koncentration på 2,3 µg/l. Der er fundet relativt få coliforme bakterier i HB1 og ingen E.coli.

En vandprøve er udtaget fra en drænsamlebrønd der lå lidt nedstrøms beboelsen (som bl.a. afdræner dele af marken ved huset) viste høje glyphosat og AMPA koncentrationer, et lavt BAM indhold, og forekomst af E.coli. Klorid og K indholdet var højt (105 mg Cl/l).

Der er ikke anboret større sandlag i HB1 og morænen er karakteriseret af mange sprækker samt store åbentstående bioporer. Sedimentet er porøst og stedvist heterolitisk til en dybde på mere end 2 meter.

Konklusion:

Vandet i brønden er lagdelt og den dybere del af vandsøjlen i brønden udskiftes formodentlig kun langsomt. Da der ikke har været anvendt glyphosat på ejendommen i 7 år er kilden til glyphosat og AMPA med stor sikkerhed vand infiltreret under marken som afdrænes mod skrænten, hvor grundvandet træder frem. Morænen er dog så porøs at regnvand der strømmer til brønden gennem åbentstående porer hurtigt kan præge den øverste del af brøndvandet.

Figur 6 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Fyld/muld

Moræneler, gulbrun, fed, sv siltet, gruset og sandet, virker fed. Rødder heraf en del åbentstående, ormegange. Indeholder mange mindre sprækker og ML virker porøs. Falder let fra hinanden ved tryk. 3-4 mm åbentstående bioporer
ML do, jernudfældninger på sprækker og i matrix omkring disse.
Stenlag, formodentlig glacial brolægning.
ML/MS stærkt sandet, heterolittisk, gruset, stenet, ormegange, virker porøs.

2-3 cm tykt sandlag/slire

ML, gulbrun, sandet stenet og gruset. Sten er forskellige bjergartsfragmenter, f.eks. skiffer. Veludviklede sprækker med rødlige oxidationsflader. Blød og porøs.

ML do.

hb1 er placeret 11 meter fra brønd på gårdsplads ud mod marker bag fotograf.

Åbentstående biopore (3-4mm) i ML.0,75 mut. Læg mærke til polygonagtig placering sprækker og oxidationszoner omkring disse.

A - HB1 Moræneler (ML) porøs, gruset, 2 mut. Prøver falder fra hinanden ved let tryk.
B - Udtagning af vandprøve fra drænbrønd. Brønden afdræner bl.a. marken der ligger ved det undersøgte anlæg. Anlægget ligger ved det hvide hus, og det ses at marken skråner ned mod drænbrønden. Huset ligger tæt ved en markant skråning ud mod en afvandet fjord, og i denne skråning ses, hvordan grundvandet afdrænes langs skræntfoden i et grøft/drænsystem. Det må derfor anses som overvejende sandsynligt at vandet i ejendommens grøft stammer fra marken.

1.10 A10

Brønd beliggende på gårdplads med græsbevoksning. Anlægget er ikke aktivt i dag og anlægget er under nedlæggelse. Nuværende ejer har overtaget beboelsen i 2004 og har i anvendt glyphosat efterfølgende. Ejeren ved ikke, om der tidligere har været anvendt glyphosat på ejendommen, men fotos fra december 2001 viser, at gårdspladsen også på dette tidspunkt var med græsbevoksning.

Huset er en gammel smedje og arealet/marken sydøst for matriklen består af opfyldt materiale med potteskår etc. over till. Det vides ikke om marken mod sydøst er sprøjtet med glyphosat, men ejeren har oplyst, at marken er sprøjtet i efteråret 2004. Matriklen ligger ved en ca 1,5-2 meter høj skrænt mod nordvest, og grundvandet træder frem ved basis af denne skrænt. Nedenfor skrænten ligger et mindre engareal/vådområde med organiske sedimenter. Grundvandet bevæger sig mod nordvest til vest nordvest, og der blev sat en håndboring ud mod marken og en nedenfor skrænten, hvor grundvandet fra matriklen træder i dagen.

Brønden er meget dyb og ved den tidligere indvinding faldt vandspejlet i brønden næsten 10 meter, hvilket viser, at grundvandet stammer fra sprækker i moræneleret. Ved besøget blev brønddybden målt til at være 13 mut, hvilket er det samme som målt i 2001, hvor vandspejlet blev målt til at være 10,4 mut. I 2005 var vandspejlet 1,6 mut.

Tabel 16 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver. * prøveudtagningsdybde.

Der er i de vandprøver, der er udtaget fra brønden fundet små koncentrationer AMPA og der er ikke fundet BAM.

Der er udtaget to vandprøver fra brønden ca. 0,5 meter under vandspejlet, hvor den første udtaget i februar 2005 indeholdt 0,04 µg/l AMPA, mens den anden vandprøve udtaget i maj indeholdt 0,039 µg/l.

Der blev også udtaget en vandprøve fra 10 meters dybde, som indeholdt lidt mindre AMPA (0,021µg/l), og lidt højere Cl, nitrat og SO4 koncentrationer. Der blev fundet mange coliforme bakterier i det højtliggende brøndvand, samt en del E.coli. Prøven fra februar viser et minimums E.coli tal. Der blev fundet væsentligt færre coliforme bakterier i 10 meters dybde og ingen E.coli. Brønden er dårligt afdækket og der er stor mulighed for overfladisk tilstrømning af overflade vand, og for at mus etc. kan falde ned i brønden.

Tabel 17 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Figur 7 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

I håndboring HB1 løb grundvandet kun meget langsom til, og prøven blev først udtaget 4 dage efter boringen var sat. Prøven indeholdt ikke glyphosat/AMPA, en smule BAM, men til gengæld store koncentrationer Cl, sulfat, nitrat og en ekstremt høj K koncentration. Der blev også her fundet coliforme bakterier (i ca. 3 mut) samt et mindre antal E.coli i kanten af marken opstrøms beboelsen, hvor der ikke er mulighed for forurening fra sivebrønde etc.

I HB2, en kort boring sat nedstrøms beboelsen i kanten af vådområdet blev der fundet AMPA svarende til indholdet i brønden og små koncentrationer BAM. Boringen var sat ved foden af en lille skrænt, hvor grundvandet bliver tvunget op mod terræn, og grundvandet svarer derfor til det højtliggende grundvand i brønden. Indholdet af hovedbestanddele svarer stort set til indholdet i grundvandet i brønden bortset fra lave nitrat koncentrationer og en meget lav SO4 koncentration på 1,7 mg/l. Denne lave værdi kan skyldes udfældning af frit svovl i den underliggende tørv hvor der også er mulighed for denitrifikation. Der blev fundet både glyphosat og AMPA i små koncentrationer i jordprøven udtaget fra HB2.

Den øverste meter af HB1 bestod af fyld opblandet affald fra den gamle smedje.

Den underliggende moræne indeholdt mange åbne bioporer og sprækker som dog aftager i antal mod dybden hvor morænen bliver fed og tæt. Vandet vil derfor formodentlig strømme horisontalt af over denne del af morænen. Der var ikke drænbrønde i området.

Konklusion:

Der er fundet glyphosat og AMPA i jordprøve og vandprøve udtaget fra HB2, der ligger nedstrøms anlæg. Der er formodentlig tale om en gammel gårdspladsforurening eller om recent tilstrømning i lidt dybere niveauer end der er prøvetaget. Det stærkt varierende vandspejl kan godt indikere at grundvandet meget hurtigt kan genopbygges ved nedbør, og at glyphosat derfor ved lav grundvandsstand kan transporteres fra terræn og ned i 2-3 meters dybde hvorfra grundvandet strømmer sideværts.

Muld, sortbrun, rødder ormegange.

Fyld, ler og sand brungrå, olivengrå, mellemsandet, siltet, gruset. Indeholder organisk materiale og sedimentet virker rodet. Mange potteskår, flaskeskår etc. Virker "let" og blød.

Mange jernfragmenter, som formodentlig stammer fra en gamle smedje

Sand, grå, finkornet, svagt lagdelt. Formodentlig ikke opfyld materiale.
Moræneler, olivengrå, meget fed. Gruset, sv sandet, sv siltet, rødder, åbenstående sprækker og bioporer med jernudfældninger. Falder let fra hinanden i små blokke langs jern imprægnerede sprækker ved let tryk. Sv lagdelt.
Do stenet og gruset
Do olivengrå, gruset, meget fed, hård, få rødder kun få sprækker med jernudfældninger

Do, gruset, rødfarvning omkring sprækker mere velafgrænset

ML blågrå, fed, blød, kalkholdig, sv gruset. Strukturløs kun få sprækker der kun har en lille oxidations zone mod matrix. Moræneler virker tæt og vand stuver formodentlig op på blåleret.

Oversigtsfoto. Brønd ligger til venstre for gul bygning mens hb1 ligger på opfyldt områder ved skel mellem græsplæne og mark. Hb2 ligger til højre for det gule hus ved skræntfoden af en lille skrænt mod grusvejen.

Muld sort, sv sandet

Tørv, sort, leret, rødder, filtet og autotont henfaldet organisk materiale. Horizontal lagdeling.

Lergytje olivengrå. Meget fed, blød, sv siltet og sandet, gruset, enkelte sten. Rødder. Sprækker med jernudfældninger.

Moræneler, olivengrå, blød, stenet, sandet og siltet, sprækker formodentlig tørke genereret.

moræneler fra hb1, 1,8 mut, med åbentstående biopore. Prøven er brækket over og snittet er lodret. Læg mærke til at den oprindelige rodkanal har fulgt en zone i moræneleret med større indhold af mellemkornet sand.

Prøvetagning af vandprøver fra gravet brønd. Brønden er 13 meter dyb og der blev udtaget vandprøver fra vandet i 1 meters dybde og fra 10 meters dybde. Bemærk grusbelægningen der støder op til en smal cementkant. Brønden er ikke aktiv og under nedlæggelse.

1.11 A12

Brønd beliggende i hjørne mellem bygninger, hvor der er etableret et betondæk. Betondækket hælder væk fra brønden, og der har ikke været grund til at sprøjte omkring brønden.

Anlægget anvendes ikke til drikkevandsforsyning, men i mindre omfang til vanding etc.

Den nuværende ejer har overtaget boligen (der anvendes som fritidshus) for ca. 7 år siden, og har ikke anvendt pesticider. Der har tidligere været anvendt både dichlobenil og glyphosat i indkørsel. Der er anvendt glyphosat på nabomatrikel ved hæk ca. 10 meter fra brønden. Grundvandet strømmer formodentlig mod nordøst i området, men da byen er kloakeret vil strømningsforløbet formodentlig være præget af, i hvilken grad kloakeringen er tæt.

Tabel 18 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 19 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

I den første prøve fra brønden blev der fund 0,1 µg AMPA/l, mens der ikke er fundet spor af hverken glyphosat eller AMPA i de vandprøver eller jordprøver som blev udtaget fra HB1 og brønden i maj måned. Der er dog fundet relativt høje BAM koncentrationer i vandet fra brønden i februar og i maj, mens BAM koncentrationen i vandprøven fra HB1 var 10 gange højere end de målte koncentrationer i brønden.

Nitrat indholdet var ca. 53 mg/l i brønden, mens indholdet i HB1 var ca. 3 mg/l. Omvendt var kloridindholdet dobbelt så stort i HB1 og K indholdet var ekstremt stort i både brønd og HB1. Der er fundet en del coliforme bakterier i både brønd og i HB1, men kun få E.coli i både brønd og HB1.

De gennemborede sedimenter var i ca. 1- 1,5 meters dybde var stærkt horisontalt lagdelt og fissilt, med en porøs struktur. Den fissile zone er formodentlig hydraulisk aktiv og vil være i stand til at transportere vand horisontalt, når vandspejlet i brønden sænkes.

Konklusion:

Da anlægget kun anvendes periodevis kan en forklaring på den manglende genfinding af glyphosat/AMPA være, at anlægget har ligget stille i en længere periode, og at der defor ikke er trukket vand ind mod brønden fra nabomatriklen. Brønden kan eventuelt tømmes/renpumpes og derefter prøvetages, men det bliver svært at finde kilden, der kan stamme fra andre beboelser i villaområdet eller fra en hestefold opstrøms anlægget, Sidstnævnte mulighed er dog ikke sandsynlig. Kilden er formodentlig anvendelse af glyphosat nær/under hæk på nabomatrikel.

Figur 8 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Grus, perlegrus og stabilgrus

Muld, sort, hård. Gruset. Rødder og ormegange.

Muld, sortbrun, sandet gruset, mange rødder. Hård.

Moræneler, gulbrun. St. sandet mod top, ellers leret, sandet, gruset, sv siltet og sten. Mange rødder fra træ i nabohave. Kun få røde udfældninger. Porøs

ML, do, mere leret, og federe, men stadig porøs struktur. Sprækker op langs horisontal lagdeling. Mange sprækker, mulige disintergrationssprækker? dannet af tørke. Vandrette sprækker er dannet ved snegleboring eller frost/tø sprækker

Moræneler, gulbrun, stenet og m stenlag, sandet, gruset, siltet. Enkelte recente rødder fra nærtstående træ. Kun svagt opsprækket uden tydelige røde udfældninger. Sandslirer. Denne moræne ligner ikke de andre anborede morænelerstyper.

Oversigtsbillede. Hb1 ligger foran bil, mens brønd ligger til højre mellem de to røde bygninger i lille gård.

Moræneler, 0,9 mut, semihorisontalt snit. Læg mærke til de mange recente rødder, der kun er få sprækker der skærer lerprøven.

1.12 A13

Anlægget består af en boring placeret i bunden af en gravet brønd. Anlægget er aktivt. Brønden ligger ca. 4 meter inde i haven målt fra hæk og brønden er placeret i græs/staudebed under en busk. Ejeren af matriklen har haft ejendom i 20 år og har ikke anvendt glyphosat i denne periode. Den nærliggende mark er sprøjtet i efteråret 2004, men det vides ikke med sikkerhed, om det blev sprøjtet med glyphosat. Den behandlede mark ligger ca 9-10 meter fra brønden. Arealet er meget fladt og grundvandets strømningsveje kan vanskeligt bestemmes uden at sætte nivellerede pejleboringer i området. Vandet løber dog formodentlig mod nordøst hvor det afdrænes gennem åbentstående og rørlagt grøfter, som munder ud i et vandløb lidt nord for ejendommen, hvor vandet strømmer mod vest og vestsydvest. Figur 9.

Tabel 20 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 21 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Der blev i februar 2005 ikke udtaget en vandprøve fra anlægget, men fra brønden fordi anlægget ved pga. en misforståelse blev anset som ikke aktivt. I prøven fra brønden blev der fundet både glyphosat og AMPA over grænseværdien. I den ny vandprøve fra brønden fra maj blev begge stoffer genfundet i samme koncentrationer. Prøven fra anlægget udtaget i maj 2005, hvor vandprøven stammer fra boringen i brønden, indeholdt ikke glyphosat eller AMPA, og kun en enkelt coliform bakterie. Boringen er meget dyb, 93 meter, og fund af glyphosat eller AMPA i vand boringen ville formodentlig stamme fra brøndvandet.

Ejeren har gennemført en tætning af boringens top, således at der ikke kan trænge vand fra brønden ned i boringen og denne tætning har tilsyneladende virket.

Håndboringen HB1 blev sat mellem marken og brønden, mens HB2 blev sat opstrøms ejendommen ved markskellet. Der blev ikke fundet glyphosat eller AMPA i de to håndboringer eller i jordprøverne udtaget fra disse.

Antallet af coliforme bakterier var ganske lavt i alle vandprøver undtagen i vandprøven udtaget fra brønden i februar.

Særlig kloridindholdet på 30 mg/l i vandprøven fra boringen adskiller sig fra indholdet i brønden, hvor klorid indholdet var 117mg/l. Men også de øvrige hovedbestanddele i vandprøven fra boringen lå generelt under indholdet i brøndvandet, mens sammensætningen af brøndvandet og vandprøverne fra HB1 og HB2 ikke adskilte sig væsentligt fra hinanden; dog blev der fundet noget mere PO4 i brøndvandet.

De gennemborede lag i håndboringerne viste en porøs till der i HB1 i de dybere dele var stærkt opsprækket. I HB2 blev den porøse till genfundet og en fissil lignende zone blev gennemboret før et fintsandet sandlag blev anboret ca 1,6 mut. Dette sandlag var vandførende og i direkte kontakt med de overliggende sprækker.

Brønden modtager både vand fra sandlaget og fra den opsprækkede till, da vandspejlet i brønden ligger tæt ved terræn (0,53 meter under terræn)

En tømning af brønden og etablering af en håndboring med et dybere placeret filter måske kunne finde den kilden til glyphosat og AMPA indholdet i brønden.

Konklusion:

De indsamlede oplysninger fra ejeren, og anlæggets placering viser, at forureningen kun kan stamme fra de nærliggende marker. Glyphosat og AMPA er formodentlig trukket ned i dybere niveauer.

Figur 9 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Det vides ikke med sikkerhed om markerne er behandlet med glyphosat, men markerne er sprøjtet i efteråret 2004. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Muld / fyld (mulig opfyldning fra grusvej) brunsort, rødder og ormegange.

Moræneler, gulbrun, spættet udseende m rødlige udfældninger/Måske ikke primært leje i øverste del. Sandet gruset enkelte sten. Mange små sprækker, rødder og ormegang. Prøver virker porøse.
Do, gulbrun m røde udfældninger

Do, federe, mere markante sprækker med udfældninger og rødfarvning af matrix omkring sprækker.

Hb1 ligger på græsrabat ved hæk ind mod have, hvor brønd er placeret 4-5 meter fra hækken.

Moræneler, 0,4 mut, spættet udseende, bemærk åbentstående bio pore.

Muld, sortbrun, rødder og ormegange

Moræneler, gul med røde udfældninger på og omkring sprækker. Porøs – falder let fra hinanden ved svagt tryk. Sandet, siltet, sv gruset m få sten. Rødder og ormegange, og mange sprækker inc et ekstra sæt der skærer de mindre sprækker, formodentlig tørkesprækker, dog uden indfyldning af grovere materiale.

Do, mere rødlig og st sandet. Sneglebor får prøver til at sprække op horisontalt, virker porøs og let, mere gruset nedad.

DS, smeltevandssand, gråoliven, fint sandet, siltet, velsorteret, homogen, uden rødder eller ormegange. Ingen fortsættelse af sprækker eller farvninger ved sprækker ned i sandet.

Brønd ligger i have ved græsplæne i staudebed

Hb2 ligger placeret i skel mellem have og mark.

1.13 A14

Der indvindes vand fra en gravet brønd, der ligger mellem bygninger under overdækning, og der er ikke risiko for forurening med overfladevand. Anlægget er aktivt og anvendes til drikkevand. Belægningen består af grus, og brønd og dæksel er tæt ved og over terræn. Brønden ligger nedstrøms en stor LGV parkeringsplads, og der er en indkørsel ved ejendommen, som formodentlig er behandlet med glyphosat. Der er ikke anvendt glyphosat på området ved selve anlægget. Der er formodentlig anvendt glyphosat på det tilstødende parkeringsareal (oplysning fra ejer) og på markerne omkring matriklen, hvor der er sprøjtet i efterårsperioden. Afstanden til sprøjtede arealer er ca. 10 meter og opad, figur 10. Grundvandet bevæger sig formodentlig mod vestsydvest/sydvest.

Tabel 22 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 23 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Der er fundet små AMPA koncentrationer i både anlæg og i brøndvand ved begge prøveudtagninger, og der er fundet BAM i lille koncentration i vandprøven udtaget fra anlægget i februar, men ikke i prøven fra maj, tabel 22 og 23. Der er fundet et lille antal coliforme bakterier i vand fra anlægget, og i vand fra brønden, mens der ikke er fundet E.coli i den øverste del af brøndvandet, og der er kun talt få E.coli i HB1.

Vandprøven fra brønden er (som alle øvrige vandprøver fra brønde der er undersøgt i dette projekt) taget ca. 0,5 meter under vandspejlet i brønden, og der er kun fundet 19 mg Cl/l og et lavt nitratindhold. Dette kunne antyde en tilstrømning af en anden vandtype til brøndens øvre del, fordi vandprøven fra anlægget har et klorid indhold på ca. 45 mg/l. Indtaget til anlægget er placeret i bunden af brønden (der er smuk og bevaringsværdig) og brønden har et endog meget stort volumen, pga en klokkeformet opbygning af brønden. Brøndvandet er derfor formodentligt stratificeret mht. grundvandskemi. Dette kan formodentlig skyldes en hurtig tilstrømning efter nedbør.

Da det ikke var muligt at sætte en håndboring på den asfalterede parkeringsplads blev der sat en boring ca. 10 m nedstrøms anlægget for at kunne spore en eventuel glyphosat fane. Der blev ikke fundet glyphosat eller AMPA i HB1, men antallet af coliforme bakterier var stort i den udtagne vandprøve. Selve håndboringen blev afbrudt pga. et meget kraftigt og vedvarende regnvejr d. 10. maj, og boringen blev først genoptaget og prøvetaget d. 12. maj. Boringen havde dog været afdækket med en gummimembran, og boringen blev renset grundigt op før udtagning af vandprøve. Der blev ikke udtaget vandprøver fra denne håndboring. Cl og nitrat koncentrationen var større i HB1 end i anlæg og i brønd, mens PO4 indholdet er langt mindre, hvilket også viser at højtliggende grundvand strømmer til brønden via sprækkesystemer og makroporer i den øvre del af morænen. De øvrige målte hovedbestanddele er alle lidt større i HB1.

Der blev fundet mange coliforme bakterier i HB1 og nogle få E.coli, hvilket kan skyldes den kraftige nedbørshændelse.

Morænen under muldlaget virker hård og morænen har mange sprækker samt store åbentstående rodkanaler. Bjergartsklastre er stærkt forvitrede.

Konklusion:

Det var ikke muligt at finde kilden til glyphosat forureningen, men forureningen stammer formodentlig fra indkørsel og parkeringsanlæg. De ret små koncentrationer af Cl, SO4 og Na og de høje koncentrationer af K og PO4 i det øverst brøndvand, hvor der også blev fundet spor af AMPA, tyder på en meget lokal kilde som udvaskes ved regnhændelser gennem opsprækket moræneler. Det er dog også ret sandsynligt, at det dybere liggende grundvand stammer fra parkeringspladsen.

Figur 10 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er placeret nedstrøms anlægget.

Muld, sortbrun, rødder og ormegange, leret.

Moræneler, gulbrun. Sandet, siltet, sv gruset, enkelte sten, sprækker, rødder og ormegange. ML er skør og falder fra hinanden under borearbejdet. Tynde sandlag i top. Øverste del måske udskred eller fyld.
ML, gulbrun, hård. Leret, siltet, sv sandet og sten, hvoraf nogle er forvitrede. Sten, f.eks. granit, falder fra hinanden ved tryk. Rødder og ormegange samt sprækker med jernudfældninger, åbentstående rodkanaler.

Stenlag

ML, gulbrun med grå partier, hård og fed. Sten, sandet siltet og gruset. Opsprækket med røde udfældninger, ikke recente rødder, hvoraf nogle er åbentstående 1 til 3 mm i diameter.

Stenlag, formodentlig glacial brolægning

Vand i sprækker
ML do. gulbrun, hård, virker tør. En del sprækker, men ingen
rødder. Enkelte sten

Brønd, beliggende under halvtag ved hus. Brønden er klokkeformet og vandet indvindes fra et større "kammer" ca. 4 meter under terræn. Vsp ca. 3 mut.

Hb1. Rester af rodtrevler med grå udfældninger samt åbentstående rodkanal med sorte organiske rester, 1,8 mut. Lodret snit.

1.14 A15

Brønd der ligger midt for beboelseshus placeret på 2 meter bredt cementdække, der støder op til en meget stor gårdsplads med grus over sten/brolægning. Brønden anvendes ikke til drikkevandsformål, men i forbindelse med indvinding af vand til påfyldning af marksprøjter. Gårdspladsen behandles hvert år med glyphosat, og desuden behandles også tilstødende kørselsarealer, figur 11. Der er ingen nærliggende marker – altså en oplagt gårdspladsforurening. Der anvendes marksprøjte og Roundup doseret som anbefalet på mærkat. Der er ikke den store mulighed for at overfladevand trænger direkte ned i brønden. Sprøjtes cementdækket langs huset vil der dog være en stor chance for at der kan transporteres glyphosat direkte ned i brønden. Arealet er stort set fladt.

Tabel 24 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver. * indtags placering i brønd.

Tabel 25 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Der er fundet ret ens koncentrationer glyphosat og AMPA i både anlægsvand og vandprøve fra brønd. Koncentrationerne for både AMPA og glyphosat var dog lidt højere i februar, hvor den første vandprøve blev udtaget fra anlægget. Der blev fundet mange coliforme bakterier og E.coli i brøndvandet, mens antallet var noget mindre i vandprøverne fra anlægget. Vandprøverne fra anlægget (indtaget er placeret i bunden af brønden) og fra brønden har næsten samme indhold af hovedbestanddele, dog er klorid indholdet væsentligt større i vandprøven der er udtaget fra toppen af brønden.

Der er kun udtaget en vandprøve fra HB2 i kanten af gårdpladsen, fordi der var mulighed for ramme forskellige rør/ledninger midt på pladsen. I prøven fra HB2 blev der fundet lidt AMPA og ret høje BAM koncentrationer, mens der ikke blev fundet spor af glyphosat eller AMPA i de udtagne jordprøver.

Cl og sulfat koncentrationen er meget høj, hvilket kan skyldes saltning eller marine aflejringer, da kalium koncentrationen er ekstremt høj.

Morænen under gårdspladsen er meget hård, og morænen sprækker op horisontalt i lidt dybere niveauer. Morænen går nedad over i en lergytje, og den nedre del af morænen indeholder lokalt oparbejdede gytje klastre som lugter af svovlbrinte. Gytjen er tæt og vil virke vandstandsende. Det meste af infiltrationsvandet på gårdspladsen vil derfor afdrænes horisontal, og ved sænkning af vandspejlet i brønden vil der ske en tilstrømning via fissile sprækker.

Selvom der er tale om en oplagt gårdspladsforurening er der kun fundet svage AMPA koncentrationer i det højtliggende grundvand. Dette må betyde, at glyphosat/AMPA må befinde sig på et dybere niveau i det højtliggende grundvandsmagasin.

Konklusion:

Forureningen skyldes anvendelse af glyphosat på gårdsplads og kørselsarealer.

Figur 11 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.

Perlegrus
Brolægning
Fyld, gulbrun, ler, sandet, siltet, stenet, gruset, hård, med mange sprækker med røde udfældninger.

Teglrør – boring flyttes.

Oversigtsfoto. Brønd ligger på cementdække ved hus. Hb1 er placeret mellem fotograf og brønd.

Fyld, lodret snit, 0,4 mut.

Hb2, fyld med recent rod i ormegang, læg mærke til prøvens "rodede" struktur. 0,5 mut.

Perlegrus
Brolægning
Fyld/opblandet materiale, gulbrun/sort, ekstrem hård, med sprækker og okker udfældninger langs disse, fed leret, sandet gruset, siltet med få sten, rødder og ormegange. Nedre grænse er usikker.

Formodentlig moræneler, gulbrun, fed, meget hård, sandet, sv gruset få sten, sprækker op horisontalt, lodrette sprækker med okker udfældninger. Sandslirer.

ML do, sv sandet og blød. Silt og finsandsslirer. Marint præg.

Gytje klumper/klastre, brungrå og sorte, rullet ind i ler med grus i ML, der er sandet, st siltet, gruset. Gytje klastre lugter af svovlbrinte

Lergytje, brungrå, blød.

hb2 er placeret ved kant af gårdsplads. Til venstre for hb2 i græsbevoksning vokser et stort træ.

Gytjeklast i moræneler, hb2, ca. 1,8 mut. Læg mærke til silt og finsands slirer der er vandmættede. Klasten består dels af en sort del med organisk findelt material og under denne del ses en grå del bestående af lergytje uden organisk findelt materiale. Denne del af hb2 består af oparbejdet matriale fra underliggende gytjelag der er indarbejdet i den nedre del af lerlaget.

1.15 A16

Brønd på gårdsplads placeret ved gammel lade. Anlægget er ikke i drift og er i dårlig tilstand. Ny ejer har overtaget ejendom for et par år siden. Ejeren har anvendt glyphosat på gårdpladsen og omkring anlæg i sommeren 2004. Der er også anvendt glyphosat på de nærliggende marker, se figur 12.

Tabel 26 Pesticider og bakterier i vand- og jordprøver.

Tabel 27 Udvalgte hovedbestanddele i vandprøver.

Koncentrationer i brønden varierer lidt fra februar til maj, og de højeste AMPA koncentrationer e fundet i februar, men koncentrationerne er på samme niveau for både glyphosat og AMPA. Der er fundet lidt BAM i prøven fra februar, mens der ikke blev fundet BAM i prøven fra maj. Der er talt mange coliforme bakterier i brøndvandet men kun få E.coli.

Glyphosat og AMPA er fundet i både en jordprøve og i en vandprøve fra håndboring HB1, der er placeret tæt ved brønden, mens der ikke er fundet glyphosat eller AMPA i HB2, der er placeret ved den tilstødende mark (hvor der dyrkes ærter). Vandprøven fra HB2 er karakteristisk ved et ekstremt højt indhold af både Cl, K og sulfat, og vandet i brønden stammer ikke fra denne mark.

Her er et eksempel på, at en brønd er påvirket af brug af glyphosat på gårdspladsen i et område med stærkt opsprækket moræneler og mellemlejrede og underlejrede sandlag.

Morænen går nedad over i et mellemsandet gruset sandlag, der er vandførende. Det er formodentlig dette sandlag brønden har afdrænet, da der tidligere blev indvundet drikkevand fra anlægget.

Konklusion:

Indholdet i brønden stammer fra en lokal gårdspladsforurening. Der er dog bemærkelsesværdigt at de målte koncentrationer for glyphosat og AMPA i en vandprøve fra anlægget i 2001, (0,028 og 0,99 µg/l), er af samme størrelsesorden som koncentrationerne i prøven, der blev udtaget fra brønden i februar 2005.

Figur 12 Placering af brønd og af håndboringer. HB - håndboring. Alle arealer hvor der er indsamlet oplysninger om brug af glyphosat er vist på skitse. Håndboring/håndboringer er tilstræbt placeret opstrøms anlægget.