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

Pesticidtruslen mod grundvandet fra pesticidpunktkilder på oplandsskala

Bilag D

Risikovurderingsværktøj - brugermanual

1 Introduktion til brugermanual

• 1.1 Baggrund og indhold

2 Brugeradgang og systemkrav

• 2.1 Adgang
• 2.2 Log ind
• 2.3 Systemkrav
• 2.4 Terminologi

3 Trin ved brug af risikovurderingsværktøj

4 Oprettelse af en lokalitet

• 4.1 Oprettelse af en lokalitet
  • 4.1.1 Lokalitetsdata - Stamdata
  • 4.1.2 Lokalitetstyper
  • 4.1.3 Data fra andre databaser
  • 4.1.4 Visning på kort
• 4.2 Indtastning af forureningsdata
  • 4.2.1 Grundvandsforurening
  • 4.2.2 Overfladespild
  • 4.2.3 Jordforurening

5 Risikovurdering

• 5.1 Opsætning af risikovurdering
• 5.2 Vælg af opland
• 5.3 Opsætning af kildestyrker for lokaliteter i et opland
• 5.4 Arkiv over tidligere vurderinger
• 5.5 Den vertikale transport
• 5.6 Oversigt over de valgte kildestyrker
• 5.7 Den horisontale transport
  • 5.7.1 Diagrammer og tabeller
  • 5.7.2 Kort
  • 5.7.3 Kun koncentrationsbidrag i boringer
• 5.8 Eksport af data til Excel og GIS
  • 5.8.1 Eksport af data fra diagrammer til Excel
  • 5.8.2 Eksport af kort til GIS

6 Følsomhedsanalyse

7 Begrænsninger

8 Problemløsning

• 8.1 Generelt
• 8.2 Indtastning af lokalitet
• 8.3 Lokalisering af lokaliteten i et opland
• 8.4 Opsætning af kildestyrke
• 8.5 Vertikal transport
• 8.6 Horisontal transport

9 Referencer

1 Introduktion til brugermanual

1.1 Baggrund og indhold

Nærværende manual er en brugerorienteret gennemgang af et risikovurderingsværktøj, der er en del af første fase af et projekt under Teknologiprogrammet jord- og grundvandsforurening, finansieret af Miljøstyrelsen, Fyns Amt og Amternes Videncenter for jordforurening. Denne projektfase omfatter i øvrigt udarbejdelse af en pesticiddatabase.

Risikovurderingsværktøjet består af to delelementer, lokalitetsdata og risikovurdering, der sammen med en pesticiddatabase udgør et overordnet værktøj til vurdering og prioritering af punktkilder til pesticidforurening af grundvandet.

Det overordnede formål med risikovurderingen af pesticidpunktkilder har været at udarbejde et værktøj, således at en bruger kan udarbejde en troværdig, dynamisk, oplandsbaseret risikovurdering for indvindingsoplandet til et vandværk. Risikovurderingen skal dog kunne gennemføres på én dag med udgangspunkt i eksisterende viden (varierende fra detaljeret viden om nogle lokaliteter til overordnet generelt kendskab til andre lokaliteter). Brugeren skal blot have et generelt kendskab til pesticidpunktkilder og adgang til MapInfo og oplands-GIS temaer.

Risikovurderingsværktøjet er oplandsbaseret, dvs. at der foretages en vurdering af pesticidtruslen fra potentielle pesticidforurenede lokaliteter i et opland. Risikovurderingsværktøjet er desuden baseret på forureninger fra punktkilder og ikke fra diffus jordforurening eller fladekilder. Data fra pesticiddatabasen indhentes automatisk efter behov i forbindelse med risikovurdering.

Risikovurderingen er baseret på bearbejdede GIS-lag, som typisk ligger i regionsregi. Anvendelse af risikovurderingsværktøjet kræver derfor, at man er oprettet som bruger med login-adgang til de fornødne bearbejdede GIS-lag, som skal være indlagt på web-serveren.

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

De enkelte trin er nærmere beskrevet i kapitel 3 og 4. Adgang og log ind til værktøjet er beskrevet i kapitel 2. Følsomhedsanalyse er beskrevet i kapitel 6 og programmets begrænsninger i kapitel 7. I kapitel 8 er almindelige forekommende problemer og løsninger beskrevet.

Hver bruger får mulighed for at ændre og oprette nye lokaliteter samt for at gemme opsætninger og resultater for en risikovurdering. Dette betyder, at der alt efter brugerens interesseområde kan foretages en række følsomhedsberegninger under forskellige forhold.

I forbindelse med en risikovurdering kan der indhentes default-værdier for kildestyrken, der er baseret på erfaringer fra undersøgelse af pesticidpunktkilder, samt foretages beregninger af den vertikale transport fra jordoverfladen til grundvandet og af den horisontale transport i grundvandsoplandet. Beregninger af den horisontale transport foretages over tiden, hvorved den fremtidige forureningsflux kan skønnes. Såfremt der mangler detaljerede oplysninger om kildestyrken ved potentielle kilder, er der i risikovurderingsværktøjet givet forslag til en række default-værdier i forbindelse med opsætning og udførelse af en risikovurdering.

Baggrunden for de forskellige valg, der er truffet i disse beregningsmoduler, er nærmere beskrevet i projektrapporten (Bay et al., 2006).

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

2 Brugeradgang og systemkrav

2.1 Adgang

Programmet til risikovurderingsværktøjet kan downloades via et weblink hos Videncenter for Jordforurening, www.pesticiddata.dk. I forbindelse med installationen skal værktøjet tilknyttes til en række bearbejdede GIS-lag, som typisk ligger i regions regi. Installationsvejledning er givet i bilag F til miljørapport /Bay et al., 2006/. Risikovurderingsværktøjet kan evt. åbnes via et weblink hos en bruger, f.eks. en region.

Demosiden kan indtil januar 2008 ses via http://nhr.niras.com/p_strat.

Figur 2.1 Opstartssiden

Anvendelse af risikovurderingsværktøjet er forbeholdt udvalgte brugere med særlig adgang til de fornødne GIS-lag og lokalitetsdatabasen. Brugere vil typisk være regionerne eller kommunerne samt deres rådgivere.

Ved brug af risikovurderingsværktøjet skal man af hensyn til sikkerheden bruge et brugernavn og et password, der giver adgang til de overnævnte GIS-lag og lokalitetsdatabasen. Desuden fås direkte adgang til pesticiddatabasen, ikke adgang til registrering af nye stoffer eller redigering af oplysninger for eksisterende stoffer.

Såfremt man gerne vil downloade data til Excel skal man har Excel installeret på PC´en. På nogle maskiner vil browseropsætninger forhindrer downloade af regnearket via Java/Ajax og for at løse dette, skal man under Internetindstillinger / Sikkerhed tilføje webstedet, som en side man har tillid til, og eventuelt aktivere kørsel af scriptlets og Active-X objekter for websteder, man har tillid til.

Ligeledes er det en god idé, at der under Funktioner (tools)/ Internetindstillinger (internet options)/ Avanceret (advanced) vælges “Slet mappen Temporary Internet files, når webbrowseren lukkes”(Empty Temporary internet files folder when browser is closed) eller at disse filer fjernes manuelt regelmæssigt.

2.2 Log ind

Ved at klikke på log ind til højre på forsiden åbnes et vindue til indtastning af Bruger og Password. Disse indtastes og der trykkes log ind. Hermed gives der efter en kort ventetid adgang til værktøjet. Vælges Fortryd, returneres til værktøjets forside.

Figur 2.2 Log ind

I demoversion er både Bruger og Password: treer

Herefter fremkommer værktøjets 4 delelementer: Pesticiddata, Lokalitetsdata, Risikovurdering og Vejledning.

Figur 2.3 De fire delelementer

Pesticiddatabasen er frit tilgængelig for alle brugere, mens de andre elementer er forbeholdt brugere med adgang til lokalitetsdata og regions GIS-temaer. Brug af pesticiddatabasen er beskrevet i en anden brugermanual

Fanebladet Lokalitetsdata vælges, såfremt der skal oprettes en ny lokalitet, og Risikovurdering såfremt der skal foretages en ny beregning af risikoen, eller resultaterne af en tidligere risikovurdering ønskes vist.

2.3 Systemkrav

Systemet er udviklet at understøtte drift på maskiner med Windows XP som styresystem og Internet Explorer 6.0 SP2 som browser. Såfremt tidligere versioner anvendes kan det være nødvendigt at foretage opdateringer og installere Java Runtime Environment Version 5.0 Update 9, som kan hentes på http://www.java.com/en/download/index.jsp.

Før der kan arbejdes med risikovurderingsværktøjet, skal der foretages en opsætning til de fornødne GIS-lag. Specifikationerne til denne er beskrevet i bilag G i projektrapporten (Bay et al. 2006).

2.4 Terminologi

I risikovurderingsværktøjet er tekstfelter (knapper) med en tilkoblet funktion (ved tryk på teksten) angivet med blå, understreget skrift. Den tilkoblede funktion kan være en hjælpetekst eller en aktion, f.eks. slet oplysninger.

Overskrifter på faneblade og tekstbokse er angivet med fed skrift.

Ved brug af “tabulator tast” på tastaturet kan man navigere fra en tekstboks til den næste. Ved at indtaste det første bogstav af det ønskede ord eller et tal kan man hoppe ned i en rullemenu – ved gentagne tast eller ved at holde et bogstav nede eller brug af pil bevæger man sig ned af listerne.

I manualen anvendes følgende terminologi:

3 Trin ved brug af risikovurderingsværktøj

I figur 3.1 er vist et oversigtsdiagram om brug af risikovurderingsværktøjet.

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

Under trin 2 er det muligt at gemme eller hente kildestyrkeopsætninger for lokaliteterne, dvs. forskellige forudsætninger for risikovurdering, således at der kan foretages følsomhedsberegninger af konsekvenserne af disse.

Figur 3.1 Oversigtsdiagram over risikovurderingsværktøjet

4 Oprettelse af en lokalitet

4.1 Oprettelse af en lokalitet

4.1.1 Lokalitetsdata - Stamdata

Fanebladet Lokalitetsdata og lokalitetsregistrering vælges.

Figur 4.1 Oprettelse af en lokalitet

Lokalitetsdata kan indtastes i brugerfladen ved tryk på Indtast ny lokalitet, hvorefter der kan indtastes oplysninger i de blanke felter. Der skal indtastes navn, adresse og postnr., som vælges fra en rullemenu, samt lokalitets-koordinater (euref 89), f.eks. x: easting ETRS89 602.466 og y: northing ETRS89 6099.610.

Der kan indtastes matrikelnr. og kommentarer vedrørende lokaliteten. Desuden kan der fra en rullemenu vælges en af de fire standarddefault lokalitetstyper, se afsnit 4.1.2. Andre oplysninger og registrering af andre lokalitetstyper eller arealanvendelser kan indtastes i kommentarfeltet.

Der skal indtastes en dato for start af driftsperioden, mens sluttidspunktet kan stå blankt, såfremt lokaliteten stadig er i drift. Data skal gemmes ved tryk på Opdatér databasen, før man begynder indtastningen af forureningsdata. Såfremt ny lokalitetsdata ikke er gemt, fås en fejlmeddelelse.

Lige efter at en lokalitet er gemt, vil navnet blive placeret i bunden af rullemenuen men efter opdatering af web-siden fremkommer navnet i den alfabetiske liste.

En tidligere indtastet lokalitet kan hentes via den øverste rulle menu: Vælg en lokalitet, som indeholder en liste over alle lokaliteter i databasen. Herefter kan data revideres via knappen Opdatér databasen, eller lokaliteten kan slettes via knappen Slet.

Registrering af data bekræftes med beskeden “Lokaliteten er registreret”, jf. figur 4.2.

Figur 4.2 Gem eller opdater lokalitetsstamdata

4.1.2 Lokalitetstyper

Oplysninger om arealanvendelse og lokalitetstype, f.eks. frugt- eller granplantage, kan indtastes i kommentarfeltet. Herudover kan der vælges fire standardlokalitetstyper fra en rullemenu. For disse fire lokalitetstyper findes defaultværdier for kildestyrken i grundvand, og såfremt der mangler konkret viden om forureningsforhold, kan disse anvendes i risikovurderingsværktøjet. Grundlaget for defaultværdier er beskrevet i kapitel 8 i hovedrapporten for projekt (Bay et al., 2006). De fire lokalitetstyper er som følger:

• Lossepladser/fyldpladser
• Opfyldte mergelgrave eller vandhuller
• Landsbrugsbedrifter (gårdspladser og vaskepladser)
• Gartnerier og planteskoler

Ved valg af f.eks. landbrugsbedrifter i rullemenuen åbnes en menu til højre, hvor der kan indtastes yderligere oplysninger om landbrugsbedriften, jf. figur 4.3. Disse oplysninger anvendes til at sortere frem til de default-værdier, der passer til de historiske oplysninger, jf. kapitel 7 i hovedrapporten (Bay et al., 2006). I figur 4.4 vises flowdiagram for valg af default-værdier for lokaliteter med forskellig historik. F.eks. vil en landbrugsbedrift på 50- 100 ha med en vaskeplads og en driftsperiode, som er påbegyndt i perioden 1975-1995 og hvor der anvendes skylletank, men ikke afskærende dræn have en anden forureningsbelastning end en landbrugsbedrift på kun 25 ha med en gårdplads, hvor driften er ophørt før 1975.

Figur 4.3 Specifikation af aktiviteter mv. for landbrugsbedrifter

Klik her for at se Figur 4.4

Figur 4.4 Flowdiagram, som viser, hvilke faktorer, der påvirker udvælgelsen af default-værdier på bedrifter

Blandt de faktorer, som har betydning for forureningsniveauerne, er anvendelse af skylletanke og tilstedeværelse af afskærende dræn fra vaskepladser.

Skylletank

På moderne sprøjter er der udover selve tanken til sprøjtevæsken, monteret to beholdere til rent vand. Den ene beholder er en rentvandsbeholder, som anvendes til at vaske hænder m.v., og den anden er skylletanken, som ligeledes indeholder rent vand. Vandet fra skylletanken anvendes til at skylle sprøjten indvendigt efter endt sprøjtning. Tanken skylles flere gange indvendigt og skyllevandet sprøjtes ud på afgrøderne. Anvendes skylletanken korrekt, betyder det en markant nedbringelse af mængden af aktivt stof i restvæsken efter endt sprøjtning. Skylletanken er indført omkring 1990, men den er først blevet standard på nye pesticidsprøjter sidst i 90´erne.

Afskærende dræn fra vaskepladser

I 2000 er det kortlagt, at ca. 80% af danske vaskepladser er ubefæstede eller befæstede og uden afløb. De sidste 20% af vaskepladserne er indrettet som bio bede, befæstede vaskepladser med opsamling, eller befæstede vaskepladser med afløb til kloak eller recipient. Dette kan typisk ske via afskærende dræn, eller evt. via olieudskiller. En sådan indretning har naturligvis ikke nogen rensende effekt på det bortledte vand, men afløb f.eks. i form af afskærende dræn vil minimere risikoen for grundvandsforurening med pesticider.

4.1.3 Data fra andre databaser

Databasen kan ligeledes indeholde lokalitetsdata fra GeoGis-databasen eller fra et bearbejdet GIS-lag i JAR-databasen. Men dette kræver naturligvis, at et sådant lag eller overførsel er udarbejdet. Fanebladet Lokalitetsdata og lokalitetsregistrering vælges, hvorefter lokaliteten vælges fra rullemenuen.

Herefter kan der tilføjes flere oplysninger om lokaliteten, se afsnit 4.1.1. Data kan selvfølgelig indtastes direkte.

4.1.4 Visning på kort

De lokaliteter, som allerede findes i lokalitetsdatabasen, vises på et GIS-kort ved at klikke på Risikovurdering og Opland, se afsnit 5.2.

4.2 Indtastning af forureningsdata

På samme side som lokalitetsdata ses tre menuer til indtastning af henholdsvis Grundvandsforurening, Overfladespild eller Jordforurening. Disse anvendes på lokaliteter, hvor der er kendskab til en faktisk forurening.

4.2.1 Grundvandsforurening

Pesticidnavn vælges fra en rullemenu omfattende alle stoffer i pesticiddatabasen. Oplysninger om en konstateret grundvandsforurening skal beskrives med tre værdier, en minimum-, en gennemsnits- og en maksimumværdi, som repræsenterer forureningen i et givet areal. Dette betyder, at brugeren aktivt skal tage stilling til og vurdere det sandsynlige omfang af forureningen i grundvandet og ikke kun anvende en enkelt måleværdi. Koncentrationen angives i µg/l.

Figur 4.5 Indtastning af data om grundvandsforurening

Desuden skal der angives en dato for anvendelsesperioden for hvert af de fundne pesticider.

Dette er nødvendigt, fordi forbrugsperioderne for pesticider er forskellige, og datoerne anvendes til at beregne, hvornår et pesticid vil nå frem til en indvindingsboring, og hvornår et eventuelt bidrag vil ophøre. Anvendelsesperioden vil dog ofte svare til driftsperioden, men visse pesticider, f.eks. bentazon, hexazinon, isoproturon og glyphosat er dog først introduceret fra midten af 70´erne, jf. tabel 7.4 i hovedrapporten (Bay et al., 2006), som gengives her i tabel 4.1.

Tabel 4.1 Forbrugsperiode (fra tabel 7.4 i (Bay et al., 2006)

Sluttidspunktet for anvendelsesperioden kan stå blankt, såfremt lokaliteten stadig er i drift eller der vurderes, at der forsat sker udvaskning af stoffet fra lokaliteten, jf. indtastning for adicarb i figur 4.6.

Figur 4.6 Anvendelsesperioden

For hvert fundne stof kan der tilknyttes en kommentar. Ved at klikke på Gem stof gemmes oplysningerne, og der vises en besked om, at dataene er gemt. De registrerede data vises i tabellen under indtastningsfeltet, jf. figur 4.7.

Figur 4.7 Gem forureningsdata

Ved at klikke på nr. i venstre side, kan de indtastede data hentes ind i indtastningsfeltet og redigeres eller slettes, jf. figur 4.8.

Figur 4.8 Oversigt over gemte data og redigering

Ved sletning eller redigering af data fås en bekræftelse, jf. figur 4.9 og 4.10.

Figur 4.9 Bekræftelse ved sletning

Såfremt man gemmer uden at udfylde de nødvendige felter, fås en advarsel, jf. figur 4.10. Desuden kan man hente hjælpetekst ved at klikke på Koncentration, µg/l eller Anvendelsesperiode.

Figur 4.10 Advarsel ved manglende data

4.2.2 Overfladespild

Pesticidnavn vælges fra en rullemenu omfattende alle stoffer i pesticiddatabasen. Oplysninger om et overfladespild skal beskrives med tre værdier, en minimum-, en gennemsnits- og en maksimumværdi, som repræsenterer mængder spildt pr. år over et givet areal, jf. figur 4.11. Mængden angives som antal kg/år over det angivne areal.

Figur 4.11 Indtastning af overfladespild

I kapitel 7 i hovedrapporten (Bay et al., 2006), er der angivet metoder til at beregne spild ved forskellige aktiviteter på landbrugsbedrifter, gartnerier og planteskoler. For lossepladser og mergelgrave er der for 7 udvalgte pesticider desuden givet forslag til typiske mængder, som kan udsive pr. år. Typisk eksisterer der dog ingen oplysninger om udsivende mængder pr. år eller tidshorisonter for udsivning.

Som for grundvandsforurening, skal der for hvert af de fundne pesticider angives en dato for anvendelsesperioden. Såfremt man gemmer uden at udfylde de nødvendige felter, fås en advarsel, jf. figur 4.10. Desuden kan man hente hjælpetekst ved at klikke på Mængde, kg/år eller Anvendelsesperiode.

4.2.3 Jordforurening

Pesticidnavn vælges fra en rullemenu omfattende alle stoffer i pesticiddatabasen. Oplysninger om jordforureningen skal beskrives med tre værdier, en minimum-, en gennemsnits- og en maksimumværdi, som repræsenterer niveauet for jordforurening i mg/kg TS i den øverste meter jord over et givet areal.

Figur 4.12 Indtastning af data om jordforurening

Som for grundvandsforurening skal der for hvert af de fundne pesticider angives en dato for anvendelsesperioden. Såfremt man gemmer uden at udfylde de nødvendige felter fås en advarsel, jf. figur 4.10. Desuden kan man hente hjælpetekst ved at klikke på Koncentration, mg/kg TS eller Anvendelsesperiode.

5 Risikovurdering

5.1 Opsætning af risikovurdering

Som første trin i en risikovurdering skal der vælges et opland. Herefter skal kildestyrken for hvert pesticid på hver enkelt lokalitet i oplandet defineres. Kildestyrken anvendes til beregning af den tidsmæssige udvikling af den potentielle belastning af både vandressourcen og de individuelle vandværksboringer i oplandet. Den anvendte kildestyrke kan gemmes med navn og dato og herefter redigeres, således at der kan udføres følsomhedsberegninger af ændringer i vilkår, f.eks. ændringer i kildestyrken fra en maksimumværdi til en minimumværdi eller ophør af udsivning af pesticider på en udvalgt dato (oprensning af kilden). Disse aspekter er beskrevet i de følgende afsnit.

5.2 Vælg af opland

Figur 5.1 Oversigt over oplande.

Fanebladet Risikovurdering vælges og herefter Opland.

Det GIS-kort, som brugeren har adgang til, vises. Afprøvning af risikovurderingsværktøjet er sket hos Fyns Amt og oplandskorter fra Fyn vises som eksempler. Der kan zoomes ind på kortet eller navigeres rundt med pile, men reaktionen er langsomt, jf. figur 5.1 og 5.2.

Figur 5.2 Valg af opland.

Et opland kan vælges ved at klikke på kortet, idet navnene ses når musen bevæger sig henover oplandene, eller ved at vælge et oplandsnavn fra rullemenuen i venstre side, jf. figur 5.2.

Såfremt et nyt oplande skal loades eller et oplande skal genloades, skal man tryk på (tilbage til hovedkort) et par gange, hvorved der zoomes ud til hovedkort. Herefter kan det nye opland vælges.

Når oplandet er valgt, vises de registrerede lokaliteter, der befinder sig i oplande til højre for kortet, jf. figur 5.3. Ved at klikke på de enkelte lokaliteter med musen kommer deres navne frem til venstre for kortet, jf. figur 5.4.

Klik her for at se Figur 5.3

Figur 5.3 Skærmbillede af oplandskort og centerlinier samt signaturforklaring.

Figur 5.4 Skærmbillede, der viser at, ved klik på den grønne lokalitet fremkommer lokalitetsnavnet til venstre for kortet.

Lokaliteterne vises som grønne punkter på potentialekortet. Grundvandsstrømningsretningen fra lokaliteten til vandværksboringerne (blå punkter) eller grænsen til oplandet er på kortet vist som grønne centerlinier. Centerlinien er defineret ved en linie, der som udgangspunkt er vinkelret på potentialelinierne. Den kan imidlertid ikke overskride en oplandsgrænse. Centerlinien afbøjes mod indvindingen, når den rammer en borings indfangningszone, jf. afsnit 9.2 i projektrapporten (Bay et al., 2006). Inden for indfangningszonen vil retningen svare til den korteste afstand til boringen.

Indfangningszonen omkring boringerne er defineret ved, at en forurening, som rammer en given zone omkring en boring, vil blive flyttet til boringen – svarende til at forureningen under naturlige forhold fanges i sænkningstragten omkring boringen og derved strømmer til boringen. Såfremt en centerlinie ikke rammer en indfangningszone, vil den fortsætte til oplandsgrænsen, jf. figur 5.5. Såfremt der fremkommer en zone uden yderligere fald i potentiale (en udstrømning fra magasinet), vil centerlinien stoppe, jf. figur 5.6.

Figur 5.5 Opland med centerlinier som rammer henholdsvis en indvindingsboring og kanten af oplandsgrænse.

Figur 5.6 Opland med lokaliteter opstrøm et område med laveste potentiale.

5.3 Opsætning af kildestyrker for lokaliteter i et opland

Efter valg af opland under fanebladet Risikovurdering og Opland vælges Lokaliteter.

Der fremkommer en liste over lokalitetsnavne og deres respektive ID-nr. Såfremt der tidligere er foretaget en kildestyrkeopsætning, vises sidste kildestyrkeopsætning i de centrale felter.

Figur 5.7 Oversigt over lokaliteter og kildestyrkeopsætninger.

Den nyeste kildestyrkeopsætning i figur 5.7 for Føns-losseplads vises med et nr. (101), et navn (testjaf-3), et brugernavn (treer) og det tidspunkt hver kildestyrkesættet er gemt (2006-10-27 17:05:11).

Såfremt der ikke tidligere er foretaget en kildestyrkeopsætning eller der ønskes et blankt opsætningsfelt, klikkes på lokalitetsnavn i venstre side for at åbne indtastningsfelterne. I figur 5.8 vises et blankt opsætningsfelt for lokalitet “FP-larsen-ihn”.

Figur 5.8 Opsætning af et kildestyrkesæt for en lokalitet.

Fordi der i lokalitetsdata for denne lokalitet er indtastet en række forureningsdata for grundvand, spild og jordforurening, er disse værdier (minimum- (min), gennemsnits- (mid.) og maksimumværdi (max.) vist i oversigten i figur 5.8.

Desuden vises tre kolonner med default-værdier for grundvandskoncentrationer, som er baseret på erfaringer fra den pågældende lokalitetstype (gartneri).

I oversigtstabellen vises op til 12 forskellige værdier for hvert pesticid. Ved at klikke på en af værdierne, overføres den til kolonnen med kildestyrken i højre side. Værdien vises sammen med oplysninger om hvorvidt der er en grundvandsforurening (GV), et spild (Spild), en jordforurening (Jord) eller en default-værdi (DEF). Desuden vises, om det er en minimum-, (min.) gennemsnits- (mid.) eller maksimumværdi (max.), samt arealet af forureningen, som ligeledes hentes fra lokalitetsdata, eller fra tabellen med default-værdier, såfremt en default-værdi er valgt. Når alle stoffer og værdier er valgt, kan der indsættes et navn for kildestyrkeopsætningen og sættet kan gemmes, jf. figur 5.9.

Figur 5.9 Gem kildestyrkesæt.

For alle stoffer, hvor der er valgt en kildestyrke, vises til venstre et ID-nr med fed skrift. Såfremt der klikkes på stofnavn kan kildestyrkeopsætningen på stoffet nulstilles ved at klik på OK i følgende boks.

Figur 5.10 Nulstilling af kildestyrken for atrazin

Såfremt man gerne vil vurdere andre stoffer, som ikke er indtastet i lokalitetsdatabasen eller findes som default-værdier kan man vælge et stof i Tilføj stof fra rullemenuen, hvorefter det ses i kolonne til højre (BRUG - bruger), og man kan herefter indtaste den forventede koncentration i grundvandet under ejendommen og det forventede forurenede areal, jf. figur 5.11.

Figur 5.11 Der kan tilføjes andre stoffer fra pesticiddatabasen og indtastes et forventede forurenede areal.

Herudover kan man i kolonnen til højre overskrive værdierne for kildestyrken og arealet, som er hentet fra lokalitetsdatabasen eller default-værdier, således at disse kan gemmes og anvendes i den horisontale beregning. Ved en ny opsætning af kildestyrkerne vil det dog være de oprindelige værdier fra lokalitetsdatabasen der hentes. Såfremt der hentes et tidligere gemt kildestyrkesæt, vil evt. skønnede værdier indtastet af brugeren dog hentes frem.

5.4 Arkiv over tidligere vurderinger

Ved at klikke på hent under Hele arkivet vises en liste over de tidligere gemte kildestyrkeopsætninger.

Figur 5.12 Tidligere kildestyrkeopsætninger kan hentes og revideres.

Ved at klikke på et sæts ID nr., f.eks. 101 hentes en tidligere opsætning (testjaf-3, som kan redigeres og gemmes igen under samme eller nyt navn, jf. figur 5.12.

Herudover kan man fravælge lokaliteter i den efterfølgende beregning ved at fjerne flueben fra kolonnen – Medtag - til venstre, jf. figur 5.12.

Beregningen af den horisontale transport under fanebladene Kildestyrker og Horisontal transport sker kun for de seneste gemte kildestyrkesæt og for de lokaliteter, som er medtaget i kolonnen til venstre.

5.5 Den vertikale transport

Såfremt der vælges en værdi for spild eller jordforurening under opsætning af kildestyrkerne, vil der dog fremkomme et vindue, hvor den vertikale transport igennem det øverste jordlag beregnes og omregnes til en grundvandskoncentration, jf. figur 5.13.

Figur 5.13 Data hentes fra pesticiddatabasen til den vertikale transportberegning.

Alle data overføres til vinduet og risikovurderingsværktøjet henter det bedste bud for stoffets K_oc i muldjord og halveringstiden (DT₅₀) under aerobe forhold i muldjord. Brugeren skal blot indtaste jordens indhold af sand, ler og organisk indhold i den øvre horisont (0-30 cm) samt sand- og lerindhold i den nedre horisont (30-100 cm). Som eksempel er angivet teksturdata for tre standardjorde, jf. tabel 5.1. I kapitel 8 i projektrapporten er det vertikale beregningsgrundlag og overvejelser om valg af standardjordtyper beskrevet nærmere (Bay et al., 2006). Værdierne for K_oc, DT₅₀, areal og mængde kan overskrives med nye tal, men man skal være opmærksom på at de oprindelige værdier hentes på ny ved næste beregning.

Der findes hjælpetekst til flere af de blå knapper., jf. figur 5.14.

Figur 5.14 Beregning af den vertikale transport.

Tabel 5.1 Eksempel på teksturdata for moræneler, morænesand og smeltevandssand med A-horisont (rodzone).

Herefter trykkes Udfør beregning, og når resultatet vises Overfør resultat. Værdien overføres til kildestyrkesættet og vinduet lukkes, jf. figur 5.13 og 5.15.

Figur 5.15 Kildestyrken i grundvand beregnes og resultatet fra den vertikale transportberegning overføres som kildestyrke.

5.6 Oversigt over de valgte kildestyrker

Efter opsætningen af de kildestyrker, som skal vurderes i risikovurderingsværktøjet, vælges fanebladet Kilderstyrker.

Her vises en oversigt over de valgte kildestyrker.

Figur 5.16 Oversigt over lokaliteter og det valgte kildestyrkesæt. Transmissivitet –Tmid - kan overskrives midlertidigt.

I den øverste linie vises de parametre, som indlæses fra oplandstabellen (en GIS-tabel). Disse parametre er følgende:

Desuden vises for hver lokalitet kildestyrkesætsnr., grundvandsgradient fra lokaliteten langs centerlinien og afstanden fra lokaliteten til centerliniens slutpunkt, jf. figur 5.15. Centerliniens slutpunkt er således enten centerliniens endepunkt i en indvindingsboring eller skæringspunktet med oplandet. Såfremt der fremkommer en zone uden yderligere fald i potentiale, vil centerlinien slutte i denne zone.

I kapitel 9 i projektrapporten (Bay et al., 2006) er parametre og ligninger for beregning af den horisontale transport beskrevet. I tabel 5.2 er angivet standardparametre for de tre bjergart (magasintyper).

Tabel 5.2 Standardværdier for bjergarter.

For hver lokalitet vises ID for det anvendte kildestyrkesæt, grundvandsgradienten ved lokaliteten og længden af centerlinien frem til vandværksboringer eller oplandsgrænser.

Ved at klikke på pilen til venstre åbnes / aktiveres lokalitetsdata, således at den horisontale transport kan beregnes (datasæt skal åbnes og vises), jf. figur 5.16.

Kun aktiverede (åbnede) datasæt, som vist i figur 5.17 for “F.P larsen-ihn”, vil blive beregnet i den horisontale transport. Dette betyder, at man kan frasortere lokaliteter, der ikke ønskes medtaget.

Klik her for at se Figur 5.17

Figur 5.17 Oversigt over data, der anvendes i risikovurdering.

Figur 5.17 vises oversigten fra brugerfladen, hvor der for hver lokalitet og hvert stof vises følgende parametre:

I kapitel 9 i projektrapporten (Bay et al., 2006) er der udført en beskrivelse af parametre og ligninger for beregning af den horisontale transport.

En række felter kan overskrives, men de nye værdier indtastet af bruger anvendes alene i den efterfølgende horisontale transportberegning og kan ikke gemmes. Disse funktioner kan bruges til at foretage følsomhedsberegninger.

5.7 Den horisontale transport

Efter udpegning af kildestyrker under fanebladene Risikovurdering og Kildestyrker vælges Horisontal transport.

Under Periode- og typevalg er der forskellige muligheder for at vælge om Alle slutpunkter skal medtages i beregningen eller kun centerlinier, som rammer vandindvindingsboringer (Kun boringer). Derfor kan centerlinier, som ikke ender i en vandværksboring, f.eks. centerlinier, der rammer en oplandsgrænse, jf. figur 5.18, frasortes.

Når “Kun boringer” vælges, kan det også vælges, om forureningsflux i tabellerne skal vises som flux (mg/år) eller som en koncentration i indvindingsboringen (µg/l), dvs. at fluxen (mg/år) divideres med den årlige indvinding i vandindvindingsboringen (m³/år), jf. afsnit 5.7.3.

Figur 5.18 Muligheder for datapræsentationer.

Herefter vælges på rullemenuen for hvilken årrække (periode) beregningen skal foretages og i hvor mange afstandspunkter centerlinien skal opdeles ifm. visning på kort, f.eks. 1, 4, 10, 20 eller 25 afstandspunkter. Såfremt der ønskes at eksportere kortet, centerlinier og data til anvendelse med GIS-programmer vælges Eksportér kort, men det betyder at kortdannelsen er meget langsomt, da der også skal dannes et cab-fil, jf. afsnit 5.7.2 (op til 60 sekunder).

Der anbefales, at der for en indledende vurdering af en belastning anvendes en periode på 10 - 20 år og med 4 afstandspunkter.

Beregningerne foretages ved at trykke på Opdatér output. Jo højere antal lokaliteter, afstandspunkter og år, jo længere tid er værktøjet om at beregne output filen (på 10 sek. op til 1 min.). Der vises en grøn animerede linie, når programmet arbejde.

Resultatet af risikovurderingen kan vises under Diagrammer og tabeller eller Kort, men det anbefales, at der foretages en indledende vurdering under diagrammer, før fremvisning med kort vælges.

5.7.1 Diagrammer og tabeller

Under Diagrammer og tabeller kan der vælges mellem følgende muligheder:

1. Flux/koncentrationsbidrag ved slutpunkter i oplandet opdelt efter stoffer.
2. Flux/koncentrationsbidrag ved slutpunkter i oplandet opdelt på lokaliteter.
3. Flux/koncentrationsbidrag i oplandet opdelt efter slutpunkter, f.eks. mængderne i en vandværksboring opdelt efter stoffer.
4. Flux/koncentrationsbidrag i oplandet opdelt efter slutpunkter, f.eks. mængderne i en vandværksboring opdelt efter bidrag fra forskellige lokaliteter.
5. Udvikling i stofmængden langs centerlinien fra lokalitet til slutpunkt opdelt i det valgte antal afstandspunkter, f.eks. 1, 4, 10, 20 eller 25 afstandspunkter.

Ad 1. Flux/koncentrationsbidrag ved slutpunkter i oplandet opdelt efter stof

Ved denne visning samles den samlede stofmængde ved slutpunkterne for alle centerlinier fra lokaliteterne i oplandet. Den samlede stofmængde vises for den valgte periode, f.eks. 2000 - 2010. De individuelle bidrag fra forskellige pesticider kan vises i form af både graf og tabel.

Klik her for at se Figur 5.19

Figur 5.19 Diagramtype 1 - den samlede flux i oplandet opdelt i henhold til stoffer.

Som det ses af figur 5.19, er det samlede bidrag af pesticider til oplandet i perioden efter 2004 ca. 22.000 mg/år. I den forudgående periode er det samlede bidrag væsentligt højere.

Ved at klikke på et af stofferne til højre for figuren vises bidraget i form af en flux (mængde/år) for de enkelte lokaliteter, jf. figur 5.20 - 5.23.

Figur 5.20 Mængde/år af Bentazon fra lokaliteter i oplandet.

Figur 5.21 Mængde/år af isoproturon fra lokaliteter i oplandet.

Figur 5.22 Mængde/år af mechlorprop fra lokaliteter i oplandet.

Figur 5.23 Mængde/år af BAM fra lokaliteter i oplandet.

Ad 2. Flux/koncentrationsbidrag ved slutpunkter i oplandet opdelt på lokaliteter

I denne visning samles den samlede stofmængde ved slutpunkterne for alle centerlinier fra lokaliteterne i oplandet for den valgte periode. De individuelle bidrag fra forskellige pesticider kan desuden vises i tabelform.

Figur 5.24 Diagramtype 2 - den samlede stofmængde ved slutpunkter i oplandet opdelt i henhold til lokaliteter.

Figur 5.24 viser det individuelle bidrag fra lokaliteterne, se listen til højre for diagrammet. Ved at klikke på disse, fremkommer tabeller, som viser bidragene fra de enkelte lokaliteter, jf. figur 5.25 og 5.26

Figur 5.25 Diagramtype 2 - Flux (mg/år) fra lokalitet 11 opdelt efter pesticidbidrag.

Figur 5.26 Mængde/år af pesticider fra lokalitet 7 opdelt efter pesticidbidrag.

Ved at ændre på perioden kan fås en mere nuanceret oversigt over bidragene fra kilderne.

Ad 3. Flux/koncentrationsbidrag i oplandet opdelt efter slutpunkter, f.eks. mængderne i en vandværksboring opdelt efter stoffer

Her kan der foretages en opdeling af stofmængden, sorteret i henhold til de slutpunkter, der modtager forureningen. Såfremt centerlinierne fra lokaliteterne ledes til forskellige slutpunkter, er diagrammet identisk med diagramtype 2. Såfremt centerlinierne fra flere lokaliteter når frem til det samme slutpunkt, f.eks. en indvindingsboring, samles bidragene fra disse lokaliteter til ét bidrag.

Klik her for at se Figur 5.27

Figur 5.27 Kort som viser, at forurening fra Føns losseplads og Fyrhøj forventes, at nå den samme indvindingsboring. Signaturforklaringen er vist til højre for kortet.

Som det ses af figur 5.27, strømmer forurening fra Føns losseplads og Fyrhøj til den samme indvindingsboring benævnt vandværk B, mens vand fra de andre to lokaliteter strømmer til henholdsvis vandværk A og oplandsgrænsen.

I diagramtype 3 kan vi beregne de individuelle pesticidbidrag i de tre slutpunkter, men der kan ikke ved denne visning generes entydige navne på slutpunkter, da et slutpunkt ofte er et geografisk punkt uden navn, jf. figur 5.28. Der er kun pesticidbelastning ved ét af slutpunkterne (554448,17,6143517,76ja), f.eks. fluxen for bentazon på 1363,6 mg/år frem til 2006, herefter 1503,0 mg/år.

Klik her for at se Figur 5.28

Figur 5.28 Diagramtype 3 – diagram og tabeller over de enkelte pesticidflux (mg/år) ved de tre slutpunkter.

I diagramtype 1 kan vi se den samlede bentazonflux i oplandet og bidragene fra Føns losseplads og Fyrhøj på henholdsvis 1363,6 og 139,44 mg/år, jf. 5.29. Desuden vil bidraget fra Fyrhøj først når frem i 2006, svarende til et samlet bidrag fra 2006 på 1503,0 mg/år – hvilket er i overensstemmelse med bidraget beregnet ved diagramtype 3.

Klik her for at se Figur 5.29

Figur 5.29 Diagramtype 1 - tabeller over bentazonflux (mg/år) fra lokaliteter i oplandet.

Diagram 3 er derfor meget nyttigt, såfremt en indvindingsboring medtager bidrag fra flere lokaliteter, idet det samlede pesticidbidrag i en vandværksboring kan aflæses direkte.

Ad 4. Flux/koncentrationsbidrag i oplandet opdelt efter slutpunkter, f.eks. mængderne i en vandværksboring opdelt efter bidrag fra forskellige lokaliteter

Her kan der som i diagramtype 3 foretages en opdeling af stofmængden sorteret i henhold til de slutpunkter, der modtager forurening. Det samlede bidrag i et slutpunkt kan dog yderligere opdeles på de enkelte bidragsgivende lokaliteter. I eksemplet ovenover kan det belyses, hvilke lokaliteter, der bidrager med forurening til indvindingsboringen og den samlede stofmængde fra disse lokaliteter, jf. figur 5.30.

I diagramtype 4 kan vi beregne de samlede pesticidbidrag fra hver lokalitet og se, hvilke lokaliteter der bidrager til belastning af en vandindvindingsboring, som f.eks. Føns losseplads og Fyrhøj, jf. figur 5.30.

Klik her for at se Figur 5.30

Figur 5.30 Diagramtype 4 - Bidrag fra de enkelte lokaliteter til den samlede stofmængde i ét slutpunkt.

Ad 5. Udvikling i stofmængden langs centerlinien fra lokalitet til slutpunkt opdelt efter det valgte antal afstandspunkter

Her vælges en lokalitet og et slutår, hvorefter der vises en figur, der afbilleder mængderne af de enkelte pesticider i det valgte antal afstandspunkter langs en centerlinie, jf. figur 5.31. Under periode og typevalg kan vælges, om der skal vises 1, 4, 10, 20 eller 25 afstandspunkter på centerlinien, hvorefter der skal blot klikkes på opdatér output.

Klik her for at se Figur 5.31

Figur 5.31 Diagramtype 5 - Flux (mg/år) langs centerlinien i 1996. centerlinien er efter valg opdelt i 10 afstandspunkter. Punkt 1 er tæt på lokaliteten og punkt 10 er slutpunktet. Fluxen er højst tæt på kilden og falder under transporten frem til slutpunktet.

5.7.2 Kort

Under periode- og typevalg vælges en periode og under opdatér output beregnes flux langs centerlinien opdelt på det ønskede antal afstandspunkter.

Vælges kort, vises centerlinierne for det sidste år i perioden med det valgte antal intervaller, f.eks. for periode 1990 – 2010 genereres et kort for flux langs centerlinien i 2010. Med musen peges på ét af punkterne langs en af centerlinier, hvorved der fremkommer en tabel over den samlede flux (mg/år) i punktet, jf. figur 5.32.

Såfremt man ønsker at downloade kortet skal man vælge Eksportér kort jf. afsnit 5.7.1 og figur 5.18. I så fald kan dannelsen af kortene tage op til 60 sekunder, da der ligeledes dannes en cab-fil til eksport af GIS-lagene, jf. afsnit 5.8.2. Kortdannelsen er væsentlig hurtigt, hvis man ikke vælger Eksportér kort.

Klik her for at se Figur 5.32

Figur 5.32 Skærmbillede fra risikovurderingsværktøjet visende centerlinierne opdelt i 10 afstandspunkter. Den samlede pesticidflux i 1976 er beregnet. Ved klik på et punkt på centerlinien til højre vises en tabel, hvor fluxen i de 10 punkter på centerlinien er vist sammen med afstanden fra lokaliteten (afstandspunkt 0) og frem til oplandsgrænsen (afstandspunkt 10). I det viste eksempel er forureningsspredningen startet i 1969, men fronten af forureningsfanen er i 1976 kun nået 313 m væk fra lokaliteten. Se figur 5.3 for signaturforklaring.

5.7.3 Kun koncentrationsbidrag i boringer

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

Når der under Periode- og typevalg vælges “Kun boringer”, kan der vælges, om forureningsflux i tabellerne skal vises som flux (mg/år) eller som en koncentration i indvindingsboringen (µg/l), dvs. at fluxen (mg/år) divideres med den årlige indvinding i vandindvindingsboringen (m³/år)., jf. figur 5.33.

Figur 5.33 Valg af boringer og koncentrationsbidrag.

Herefter kan der vælges fra de 5 diagramtyper, og både diagrammer og tabeller viser pesticidkoncentrationen i µg/l, jf. figur 5.34, som er identisk med figur 5.28, men værdierne er i µg/l. Ifølge figur 5.28 er bentazonfluxen i 2002 1336,6 mg/år. Vandindvindingsmængden er på 124,998 m³, som medfører en koncentration på 0,0109 µg/l, jf. figur 5.34. Beregningen kan kun udføres af risikovurderingsværktøjet, såfremt der foreligger indvindingsdata for boringerne og såfremt centerlinierne når frem til boringerne. I modsat fald skal bruger foretage manualberegning af koncentrationer ude fra de beregnede flux.

Figur 5.34 Diagramtype 3 - med visning af pesticidkoncentrationen i indvindingsboring.

5.8 Eksport af data til Excel og GIS

5.8.1 Eksport af data fra diagrammer til Excel

Data fra diagrammerne kan eksporteres til Excel ved at der under diagrammet klikkes på download data.

5.8.2 Eksport af kort til GIS

De anvendte GIS-lag med opland, centerlinier, afstandspunkter og data kan eksporteres som et cab-fil til brug i GIS-programmer ved at der vælges Eksportér kort, jf. afsnit 5.7.1 og figur 5.18, og at der under kortet klikkes på Download kort, jf. figur 5.32.

6 Følsomhedsanalyse

Konceptet bag værktøjet er at bevare en simpel modelopbygning, som sikrer overblik, og samtidig giver muligheder for at udføre følsomhedsberegninger. Ved at udføre følsomhedsberegninger får brugerne ikke blot indsigt i, hvilke lokaliteter, der udgør den største trussel mod vandværkerne, men også en forståelse for, hvordan usikkerhederne i et datagrundlag kan have konsekvenser for beregningerne. Risikovurderingsværktøjet kan derfor anvendes ved såvel planlægning af dataindsamling i et område som ved vurdering af de indsamlede data.

Det er muligt at ændre, gemme eller hente kildestyrkeopsætninger for lokaliteterne, dvs. forskellige forudsætninger for risikovurdering med minimum- eller maksimumværdier, således at der kan foretages følsomhedsberegninger af konsekvenserne af disse, jf. afsnit 5.3 og 5.4.

Det er muligt at indtaste potentielle forurenende stoffer og forurenede arealer under opsætningen af kildestyrkerne, jf. afsnit 5.3. Der er muligt at beregne det forventede vertikale bidrag fra spild og jordforurening for diverse stoffer ved at vælge disse stoffer fra kildestyrkeopsætninger eller ved at overskrive K_d og halveringstid, DT₅₀, i den vertikale beregning, jf. afsnit 5.5.

Det er muligt at overskrive grundvandsmagasinets transmissivitet og pesticidets K_d og halveringstid, DT₅₀, samt anvendelsesperioden i den horisontale beregning og valg af kildestyrker, jf. afsnit 5.6.

Det er muligt at bestemme transport fra lokaliteter både i de tidligere år, da pesticider først blev indført og frem til 2099.

Eksempel med ændringer af halveringstiden

I kapitel 10 i projektrapporten (Bay et al., 2006) er beregnet konsekvenser ved ændringer af halveringstiden (DT₅₀) for mechlorprop. Det bedste bud på halveringstiden under anaerobe forhold i et grundvandsmagasin er 10.000 dage, idet der i flere danske undersøgelser ikke er observeret nedbrydning. Følsomhedsberegninger viser, at der for halveringstider på 250, 2.500 og 10.000 dage beregnes en flux på henholdsvis 684, 1.392 og 1.477 mg/år. Fluxen i et slutpunkt er afhængig af transporthastigheden frem til slutpunktet og halveringstiden. Jo kortere afstand, jo mindre tid er der til nedbrydning. Ved høje halveringstider sker der desuden mindre nedbrydning.

I figur 6.1 vises tre diagrammer af bentazon-fluxen langs centerlinien med forskellige halveringstider.

Eksempel med ændringer af transmissivitet

I figur 6.2 vises tre diagrammer af bentazon-fluxen langs centrelinien beregnet efter minimum-, gennemsnits- og maksimumværdien for grundvandsmagasinets transmissivitet.

Figur 6.1 Diagramtype 5 - med visning af pesticidkoncentrationen langs centerlinen med forskellige halveringstider.

Figur 6.2 Diagramtype 5 - med visning af pesticidkoncentrationen langs centerlinen beregnet i henhold til minimum-, maksimum- og gennemsnitsværdien for grundvandmagasinets transmissivitet.

7 Begrænsninger

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

8 Problemløsning

8.1 Generelt

Systemet er udviklet at understøtte drift på maskiner med Windows XP som styresystem og Internet Explorer 6.0 SP2 som browser. Såfremt tidligere versioner anvendes kan det være nødvendigt at foretage opdateringer og installere Java Runtime Environment Version 5.0 Update 9, som kan hentes på http://www.java.com/en/download/index.jsp.

Såfremt risikovurderingsværktøjet ikke anvendes vil der med tiden ske et system “time-out”, dvs. siden skal genloades eller genfriskes med ny log ind.

Man skal ikke anvende · eller “backspace” knap til navigere tilbage en tidligere visning.

8.2 Indtastning af lokalitet

Lige efter at en lokalitet er gemt, vil navnet blive placeret i bunden af rullemenuen og vil efter opdatering af web-siden eller eventuelt ved ny log ind blive placeret i den alfabetiske liste

Såfremt web-siden forbliver inaktiv, eller meddelelsen vises på den nederste venstre del af siden, skal siden genloades med ny log ind. Såfremt de tidligere indtastede data er gemt/opdateret, vil disse stadig findes i databasen.

8.3 Lokalisering af lokaliteten i et opland

På oplandskort vises kun de lokaliteter, der er inden for det givne opland. Centerlinierne vises kun frem til en oplandsgrænse. Såfremt der er overlap mellem flere oplande og centerlinien kan antages at fortsætte i det nye opland, vises den ikke, med mindre lokaliteten også findes i oplandet.

Såfremt et nyt opland skal loades eller et opland skal genloades, kan det være nødvendigt at trykke på , efterfulgt af eller , hvorved der zoomes ud til hovedkort. Herefter kan det nye opland vælges.

Såfremt web-siden forbliver inaktiv, eller meddelelsen vises på den nederste venstre del af siden, skal siden genloades med ny log ind. Herefter skal opland vælges på ny.

8.4 Opsætning af kildestyrke

Såfremt det under opsætning af kildestyrke under menuen Risikovurdering / Lokaliteter ønskes at nulstille et valg, kan dette gøres ved at trykke på stofnavn, jf. afsnit 5.3.

Kildestyrkeopsætning og sætnr. opdateres umiddelbart efter at der er trykket Opdatér, mens brugernavn og -dato kun opdateres efter at siden er opdateret.

8.5 Vertikal transport

Såfremt man ønsker at anvende standardtekstur data og de ny værdier ikke hentes for den valgte jordtype, når disse vælges fra rullemenuen, vælges blot en anden jordtype og herefter på ny den ønskede jordtype.

Såfremt web-siden forbliver inaktiv, eller meddelelsen vises på den nederste venstre del af siden, skal siden genloades med ny log ind.

8.6 Horisontal transport

Såfremt en lokalitet ligger så tæt på en oplandsgrænse eller en vandværksboring, at centerlinen ikke krydser en potentialelinie, kan programmet ikke beregne gradienten (som vises som nul), og den horisontale beregning derfor ikke gennemføres. Såfremt man alligevel vælger at aktivere denne lokalitet under menuen Risikovurdering / kildestyrer vil det påvirke de andre visninger under den horisontale transport.

Såfremt web-siden forbliver inaktiv, eller meddelelsen vises på den nederste venstre del af siden, skal siden genloades med ny log ind. Kildestyrkeopsætninger er dog blevet gemt og derfor skal det ønskede opland igen vælges og de ønskede lokaliteter “aktiveres”, før den horisontale beregning kan fortsættes med under menuen Risikovurdering / kildestyrker,

Opdatering af outputfilen, som anvendes af den horisontale beregning til diagrammer og tabeller kan tage fra 5-30 sekunder afhængig af hvor mange kildestyrker, intervaller og år, der skal beregnes. Mens beregningen udføres, vises musen som et timeglas.

9 Referencer

Bay, H.; Møller Christensen, P; Dali, J.; Falkenberg, J.A., Fog, C.; Reinhold Kildeby, M.; Mortensen, A.P.; Persson, B.; Ravn Jensen, A., Rügge, K., Spliid, N.H. og Terkelsen, M. (2006). Pesticidtruslen mod grundvandet fra punktkilder på oplandskala. Pesticiddatabase og risikovurdering. Miljøstyrelsen, Fyns Amt og Videncenter for jordforurening Miljørapport nr. XXX.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.