| Indhold |
Udvidet geologi og grundvand
Indholdsfortegnelse
Grundvandskvaliteten
Man har i mange år vidst, at grundvandets kemiske sammensætning, grundvandskvaliteten,
i høj grad bestemmes af de kemiske forhold i grundvandsmagasinerne og i den umættede
zone. Nu ved man også, at grundvandets sammensætning kan præges af det mikrobielle liv,
som udfolder sig i den mættede og umættede zone. Grundvandskvaliteten har meget stor
betydning for, om grundvandet kan anvendes til drikkevand. En del af grundvandet i
Danmark indeholder fra naturens side en række stoffer, som smager eller lugter grimt,
eller som kan have en sundhedsskadelig effekt, hvis indholdet er for stort.
Miljøskadelige stoffer
Dertil kommer, at grundvandet i løbet af de sidste 30 til 40 år er blevet tilført
stoffer, som stammer fra de aktiviteter, der foregår på jordoverfladen. En del af disse
stoffer findes ikke i naturen i forvejen og betegnes miljøskadelige stoffer.
1.1 Nedbør og
grundvandets hovedbestanddele
Nedbøren
Der er stor forskel på den kemiske sammensætning af nedbøren og af grundvandet.
Forskellen er især, at nedbørsvand er mere surt og har meget lavere koncentrationer af
opløste stoffer end grundvand.
På sin vej fra overfladen og ned gennem jordlagene reagerer nedbørsvandet med disse,
hvorved nogle stoffer opløses, og andre omdannes af kemiske processer for til sidst at
ende i grundvandet. Herved ændres både vandets og jordlagenes kemiske sammensætning.
Naturlige kemiske bestanddele
Grundvandets naturlige kemiske hovedbestanddele er en række uorganiske komponenter,
men derudover karakteriseres grundvandet ved en række egenskaber affødt af den kemiske
sammensætning. Et flertal af de stoffer, der findes i grundvandet, optræder på
jon-form. At stofferne optræder på jon-form betyder, at de ved kemiske reaktioner
med vandet eller andre stoffer enten har mistet en eller flere elektroner, eller at de har
fået en eller flere elektroner. Det rent praktiske resultat er, at stoffet, når det er
på jon-form, ikke er elektrisk neutralt, men optræder som enten positivt eller negativt
ladet, og dermed vil kunne tiltrække andre joner med den modsatte ladning og frastøde
joner med den samme ladning - fuldstændig som det kendes fra magneter. I vandet vil der
være nogenlunde lige mange positivt og negativt ladede joner, så vandet vil være
elektrisk neutralt.
Hovedkomponenter og sporstoffer
Stofferne i grundvandet opdeles ofte i kategorierne hovedkomponenter og sporstoffer.
Ordet hovedkomponenter anvendes om stoffer, der forekommer i koncentrationer på eller
over 1 milligram pr. liter (mg/l), mens sporstoffer anvendes om stoffer, der forekommer i
små mængder, under 1 mg/l. Nogle stoffer, som fx strontium forekommer sommetider som
hovedkomponent og sommetider som sporstof.
Til hovedkomponenterne regnes også målinger af luftarter, som forekommer i vandet, og
målinger af nogle overordnede egenskaber ved vandet.
På Figur 1 ses en oversigt over komponenter og karakterer.
Danmark har fugtige klimaforhold, hvilket bl.a. betyder, at nedbøren er større end
fordampningen. De øverste jordlag er derfor udsat for en stadig gennemsivning af vand,
som udover udvaskning af opløselige stoffer medfører en gradvis forsuring og oxidation
(iltning) af de øverste jordlag. Udvaskning, forsuring og oxidation benævnes
under et som forvitring.
"Stofnavn" |
|
Kemisk udtryk |
Egenskab |
Surhedsgrad |
egenskab |
pH |
Syrestyrke |
Konduktivitet |
egenskab |
- |
elektrisk ledningsevne |
Inddampningsrest |
fast stof |
- |
vandets indhold af salte og andre faste stoffer |
Calcium |
pos. jon |
Ca++ |
|
Magnesium |
pos. jon |
Mg++ |
|
Kalium |
pos. Jon |
K+ |
|
Natrium |
pos. Jon |
Na+ |
|
Klorid |
neg. Jon |
Cl- |
|
Sulfat |
neg. Jon |
SO4-- |
|
Carbonat |
neg. Jon |
CO3-- |
|
Bikarbonat Hydrogencarbonat |
neg. Jon |
HCO3- |
|
Nitrat |
neg. Jon |
NO3- |
|
Nitrit |
neg. Jon |
NO2- |
|
Ammonium |
pos. Jon |
NH4+ |
|
Fosfat, total |
neg. Jon |
|
|
Ortho-fosfat |
neg. Jon |
PO4-- |
|
Fluorid |
neg. Jon |
F- |
|
Ilt
Oxygen |
luftart |
O2 |
|
Kuldioxid Carbondioxid |
luftart |
CO2 |
|
Aggressiv kuldioxid |
egenskab |
|
|
Svovlbrinte |
luftart |
H2S |
|
Hydrogensulfid |
neg. Jon |
HS- |
|
Methan |
luftart |
CH4 |
|
Permanganattal |
egenskab |
|
|
Jern |
pos. Jon |
Fe++ og Fe+++ |
|
Mangan |
pos. Jon |
Mn++ |
|
Chlor, total |
|
|
|
Chlor, frit |
|
|
|
Chlor, bunden |
|
|
|
Alkalinitet, total TA |
|
|
|
Alkalinitet, phenolphthalin PA |
|
|
|
Hårdhed total |
egenskab |
|
|
Hårdhed permanent |
egenskab |
|
|
Hårdhed, carbonat |
egenskab |
|
|
Kalkfældning |
egenskab |
|
|
Natriumhydrogen-
karbonat |
salt |
NaHCO3 |
|
Kiselsyre |
salt |
H4SIO4 |
|
Restaktivitet |
|
|
|
Figur 1
Grundvandets hovedkomponenter og deres egenskaber.
1.2 Forvitringsfronterne
Fronter
Forsuringen og oxidationen bevæger sig nedefter gennem jordlagene som
"fronter", der egentlig er grænseflader mellem forskellige kemiske miljøer.
Fordi fronterne dannes som følge af forsuring og oxidation, omtales de ofte som hhv. "Den
sure front" og "Redoxfronten". Forsuring og oxidation skyldes primært
naturlige forhold, men kan også påvirkes af menneskelig aktivitet.
Forsuring
Den naturlige forsuring, som hovedsagelig skyldes kuldioxidholdigt vand
("kulsyre"), er flere gange større end den menneskeskabte.
Den menneskeskabte forsuring skyldes fx forurening af luften med svovl- og
kvælstofforbindelser og jordbrugets anvendelse af kvælstofgødninger. Oxidation af
svovlog kvælstofforbindelser medfører dannelse af de stærke uorganiske syrer svovlsyre
og salpetersyre, der kan føre til ekstremt sure forhold (dvs. pH mindre end ca. 4,5).
Sænkning af grundvandsspejlet
En særlig type menneskeskabt forsuring skyldes sænkning af grundvandsspejlet i
jordlag, der indeholder reducerede svovlforbindelser især pyrit (FeS2).
Når luftens ilt får adgang til de tidligere vandmættede jordlag, fx ved for stor
vandindvinding, oxideres pyritten, hvorved der dannes svovlsyre og jernsulfat. Samtidigt
kan der ske en frigørelse af giftige tungmetaller (fx nikkel, bly og arsen), der kan
være bundet i pyritten. Pyritoxidation ved sænkning af grundvandsstanden kan lokalt
medføre en forsuring, som er større end både den naturlige og den forureningsbetingede
forsuring. Sådanne forhold kendes fx i de vestjyske brunkulsområder.
Oxidation
Oxidationen af de øverste jordlag skyldes nedtrængning af atmosfærens ilt i den
umættede zone samt opløst ilt og nitrat i det nedsivende vand. Indholdet af opløst ilt
i det nedsivende vand er af samme størrelsesorden både under skov- og naturarealer og
under dyrkede arealer. Derimod er nitratindholdet meget større i det nedsivende vand fra
dyrkede arealer. Mængden af oxiderende stoffer er ca. fem gange så stort i det
nedsivende vand fra dyrkede arealer som fra tilsvarende skov- og naturarealer.
Kalk og forsuring
Store dele af Danmarks undergrund består af kalk, kridt og andre kalkholdige
bjergarter. Desuden indeholder de øverste jordlag i de unge morænelandskaber nord og
øst for sidste istids hovedopholdslinie oftest kalk (calciumkarbonat), som er
løsrevet af isen fra de underliggende kalkbjergarter og indlejret i istidslagene.
Menneskelige aktiviteter har i de seneste 500 år medført en stigning i forsuring og
oxidation af de øverste jordlag. Men disse aktiviteters betydning for dybden til
beliggenheden af den sure front og redoxfronten er dog ringe. Jordlagene har nemlig været
udsat for den naturlige forvitring i ca. 10.000 år siden sidste istid (Weichsel) i de
unge landskaber nord og øst for sidste istids hovedopholdslinie, og yderligere i 100.000
år siden den sidste interglacialtid (Eem) på bakkeøerne i det vestlige Jylland. Det er
forvitringen gennem disse lange tidsrum, der er hovedårsagen til de nuværende dybder af
forvitringsfronterne.
1.2.2 Vandets hårdhed og
alkalinitet
Hårdhed og hårdhedsgrad
Det nedsivende regnvand og smeltevand fra sne optager kuldioxid fra atmosfæren og
især fra jordluften i rodzonen, hvorved der dannes "kulsyre". Kulsyren kan
foruden kalk opløse magnesiumcarbonat, der findes i mindre mængder i kalken.
Kalkudvaskningen tilfører derfor grundvandet calcium og magnesium. Grundvandets totale
indhold af opløst calcium og magnesium betegnes som hårdheden, idet
en hårdhedsgrad svarer til 10 mg opløst calciumoxid pr. liter, eller ca. 5 mg
opløst magnesiumoxid pr. liter (Figur 2).
Figur 2
Oversigtskort over hardhedsgrader i Danmarks drikkevand.
Figur 3
Eksempel på en af de vigtigste redox-processer i jordlagene.
Processen mod højre viser iltning af det bla ferrojern (Fe2+)
til det røde ferrijern (Fe3+). Iltningen foregar ved, at der
afgives en elektron (e-), hvorved ladningen stiger fra 2+
til 3+. Processen mod venstre viser reduktion af det røde ferrijern
til det bla ferrojern. Reduktionen foregar ved, at der optages en elektron, hvorved
ladningen falder fra 3+ til 2+.
Figur 4
Grundvandskemisk model fra det vestlige Danmark, der angiver udviklingen af
redoxfronten.
Alkalinitet/Forbigående hårdhed, blivende hårdhed og aggressiv kulsyre
Ved opløsningsprocesserne tilføres grundvandet samtidig tilsvarende mængder af bikarbonat
(HCO3-). Koncentrationen heraf benævnes grundvandets alkalinitet.
Den del af hårdheden, der svarer til alkaliniteten, betegnes som karbonathårdheden eller
den "forbigående hårdhed", som forsvinder ved kogning. Den overskydende
hårdhed betegnes som den "blivende hårdhed". Eventuel overskydende
kulsyre betegnes som aggressiv kulsyre.
Den totale hårdhed er med til at bestemme grundvandets hovedklasse, og en høj
hårdhedsgrad er karakteristisk for grundvand i kalkholdige jorder.
En høj andel af blivende hårdhed afspejler en stærk forsuringspåvirkning (høj
forvitringsgrad), som kan findes i grundvand fra såvel kalkholdige som kalkfrie jorde.
Redoxprocesser
Oxidations- og reduktionsprocesser betegnes under et som redoxprocesser.
En redoxproces er egentlig en overførsel af elektroner fra et reducerende stof
(elektrondonor) til et oxiderende stof (elektronacceptor) (Figur 3). Ved oxidation
af kulstof (C) med ilt til kuldioxid (CO2) overføres der eksempelvis 4
elektroner fra kulstofatomet til de to iltatomer, således at den elektrisk neutrale
kuldioxid kan opfattes som en kemisk forbindelse af C4+ og 2 O2-. De
to stoffer, som deltager i processen, kaldes under et for et redoxpar.
Ilt og nitrat
De vigtigste oxiderende stoffer i de øverste jordlag er ilt og nitrat.
De er i stand til at oxidere en række reducerende stoffer som fx organisk stof,
reducerede svovlforbindelser, reducerede kvælstofforbindelser og reducerede
jernforbindelser (ferrojern). Efterhånden som de reducerende stoffer i de øverste
jordlag opbruges, bliver der overskud af oxiderende stoffer (Figur 4).
Redoxpotentialet
Jordlagenes mulighed for at oxidere hhv. reducere betegnes som redoxpotentialet. I
princippet falder redoxpotentialet med dybden i såvel jordlag som
grundvandsmagasiner. Når redoxpotentialet bliver lavere, kan flere kemiske forbindelser
få betydning som oxiderende stoffer. I grundvandsmagasiner med meget lavt redoxpotentiale
optræder fx sulfat som et oxiderende stof i en redoxproces med fx methan eller organisk
stof. Ved denne proces reduceres sulfat til sulfider eller frit svovl, og methan eller
organisk kulstof oxideres til kuldioxid. Processen kaldes normalt sulfatreduktion, og
afspejler sig i grundvandskvaliteten som meget lave sulfatkoncentrationer i de dybe,
reducerede dele af grundvandsmagasinerne.
Stoffers og tilstandsform
Redoxpotentialet i grundvandsmagasinerne bestemmer mange stoffers tilstandsform. I den
øverste oxiderede del af grundvandszonen, hvor der kan være højt redoxpotentiale, kan
vandet indeholde opløst ilt, og kvælstof kan optræde som opløst nitrat. I dette niveau
vil jern og mangan findes som henholdsvis røde eller rødbrune ferri- og sorte
manganiforbindelser, der ikke er opløselige ved de pH-værdier (surhedsgrader), som er
normale for grundvand.
Dybere nede, med lavere redoxpotentiale, indeholder grundvandet ikke opløst ilt, og
kvælstof kan ikke optræde som nitrat, men vil i stedet kunne findes i grundvandet i
reduceret form som luftformigt kvælstof eller som ammonium eller ammoniak. I dette niveau
vil jern og mangan findes som reducerede blå ferro- og manganoforbindelser. Da jern og
mangan er lettere opløseligt i den reducerede form, vil grundvandet indeholde noget
opløst jern og mangan.
Rensning
Når grundvand af denne type pumpes op fra vandværkernes indvindingsboringer, skal det
renses for jern og mangan, og rensningen består netop i en beluftning og dermed
"iltning", hvorved jern og mangan omdannes til den oxiderede form, der udfældes
og frafiltreres som okker ved hjælp af et grusfilter. I naturen kan man se processen,
hvor reduceret grundvand træder frem som kilder, der udskiller okker.
Redoxprocesserne kan, som omtalt ovenfor, være stærkt forsurende, fx ved oxidation af
reducerede svovl- og kvælstofforbindelser til sulfater og nitrater i de øverste jordlag.
1.2.4 Forvitringsgraden
Forvitringsgraden
Sålænge kalkudvaskningen kun er en opløsning af kalk med kuldioxidholdigt
vand, vil der være ligevægt mellem grundvandets hårdhed og alkalinitet
[milliækvivalenter (Ca2+ + Mg2+ / HCO3-) = 1]. Forvitringsgraden
er defineret som forholdet mellem hårdhed og alkalinitet og er (sammen med den totale
hårdhed) med til at bestemme grundvandets hovedklasse. Eksempelvis afspejler en
forvitringsgrad på 1 en grundvandstype, som er et resultat af udvaskning af kalkholdige
jordlag med kulsyreholdigt vand (svagt forvitringspræget).
Når alt kalk er udvasket fra jordlagene af det nedsivende vand, sker der en forsuring,
som medfører opløsning af calcium og magnesium fra lermineraler og andre silikater.
Denne forsuring medfører yderligere forøgelse af grundvandets hårdhed, men uden en
samtidig forøgelse af alkaliniteten.
Forholdet mellem grundvandets hårdhed og alkalinitet forøges dermed
[milliækvivalenter (Ca2+ + Mg2+ / HCO3- > 1].
Forvitringsgraden bliver altså større end 1 og afspejler dermed en grundvandstype, som
er stærkere forvitringspræget.
Syredannelse
På tilsvarende måde ændres forholdet mellem hårdhed og alkalinitet, hvis der
produceres uorganiske syrer i kalkholdige jordlag, fx ved oxidation af pyrit, hvorved der
som nævnt dannes svovlsyre. Ved opløsning af calciumkarbonat med svovlsyre (H2SO4)
bliver kun halvdelen af karbonaten omdannet til bikarbonat (med deraf følgende
formindskelse af alkaliniteten), medens den anden halvdel forsvinder som kuldioxid (CO2)
og vand (H2O). Kalken opløses altså i lige store dele calciumbikarbonat
[Ca(HCO3)2] og calciumsulfat (CaSO4). Dette medfører, at
forvitringsgraden bliver større end 1, og at grundvandet bliver stærkere
forvitringspræget.
Fronternes bevægelse
Den sure front og redoxfronten (forvitringsfronterne) vil under naturlige forhold
bevæge sig gradvist nedad, efterhånden som forvitringen har omdannet de øverste
jordlag. Forvitringsprocessens fremadskriden kan ses som en fuldstændig udvaskning af
kalk fra de øverste jordlag, og som omdannelse af de blå reducerede jernforbindelser til
røde oxiderede jernforbindelser (rødler og rustfarvet sand).
Hastighed
Hastigheden, hvormed fronterne skrider frem, bestemmes dels af forvitringstrykket (som
er størrelsen af nettonedbøren, der bestemmer mængden af det nedsivende vand, samt
koncentrationen af forsurende og oxiderende stoffer i vandet) og dels af jordlagenes
modstandsevne (resistens) mod forvitring, der overvejende er bestemt af indholdet af kalk
og reducerende stoffer.
I sandede områder, som fx i det sydvestlige Jylland, er nettonedbøren stor, og de
sandede jordlag har oprindeligt kun haft et lavt indhold af kalk og reducerende stoffer. I
disse sandede områder er kalken udvasket til langt under grundvandsspejlet, og nitrat- og
iltholdigt grundvand er ofte trængt ned til stor dybde ( > 10 m under
grundvandsspejlet).
Morænelersområder
I morænelersområderne på øerne og i østjylland er nettonedbøren oftest
forholdsvis lav, og morænelerslagene indeholder betydelige kalkmængder og reducerede
jernforbindelser i lermineralerne. I disse områder er kalkudvaskningen ofte kun trængt
1-2 m ned under terræn og sjældent ned til grundvandsspejlet. Redoxfronten vil typisk
ligge 3-8 m under terræn, således at grundvandet i dybere liggende magasiner normalt er
nitratfrit.
Særlige forhold
De omtalte områder repræsenterer hver sin ende af forvitringsskalaen. I mange egne
kan der være tale om varierende geologiske forhold, som repræsenterer forskellige
forvitringssituationer. Særlige forhold findes endvidere fx på Djursland og i egnene
omkring Limfjorden, hvor undergrundslag af kalk og kridt næsten når helt op til
rodzonelaget. Kalken i disse områder udgør en stødpude mod forsuring, og den sure front
har derfor ikke nået grundvandet i disse egne. Da kalken kun har et ubetydeligt indhold
af reducerende stoffer, kan redoxfrontens nedtrængning ses ved udbredt forekomst af
nitratholdigt grundvand til stor dybde. Modsat kan kalkfattige jorde med et højt indhold
af organisk stof (fx tørvejord) have stor resistens mod oxidation, men ringe
modstandskraft mod forsuring.
Figur 5
Klassifikation af det danske grundvand.
Figur 6
Fordelingen af grundvandets hovedklasser indenfor grundvandsovervagningsomraderne.
Hovedklasserne er angivet med farve, sadan at de viser det omtrentlige indbyrdes
mængdeforhold (farveskala Figur 5).
Perspektiv
Nedtrængningen af forvitringsfronterne fortsætter ikke ud i al fremtid. Den vil
forløbe langsommere og langsommere og til sidst gå helt i stå. Årsagen er, at
grundvandets strømningsmønster vil medføre, at en større og større andel af det
afstrømmende vand vil passere allerede forvitrede lag undervejs til vandløbene,
efterhånden som fronterne når dybere ned i grundvandsmagasinerne.
1.3 Grundvandsovervågning
Grundvandsovervågning
Der er i de senere år sket alvorlige forringelser af grundvandskvaliteten. Det kan få
ubehagelige konsekvenser for drikkevandet, vandløbene og havet. For at kunne holde øje
med de forandringer, der sker med grundvandets kemiske sammensætning, blev der i
forbindelse med den store Vandmiljøhandlingsplan iværksat et såkaldt grundvandsovervågningsprogram.
De første spinkle resultater af dette program forelå i 1989, og siden er der årligt
udført ca. 25.000 kemiske analyser fordelt på ca. 80 forskellige stoffer. Ved
bearbejdelse af alle disse analyser er det danske grundvand blevet inddelt i seks
hovedklasser udfra det kemiske særpræg.
Grundvandets hovedklasser
Det grundvand, som analyseres i grundvandsovervågningsprogrammet, stammer
hovedsageligt fra landbrugsarealer og områder i nærheden af de store byer. Der indgår
kun få naturområder og skovområder. Derfor kan det tænkes, at der eksisterer flere end
seks hovedklasser. Hovedklasserne passer dog så godt sammen med tidligere
klassifikationer og dækker så stor en del af det grundvand, der anvendes til drikkevand,
at de kan benyttes til en generel beskrivelse af det meste af det danske grundvand. De
seks hovedklasser dækker tilsammen det ferske grundvand. Salt grundvand er holdt uden for
denne klassifikation.
Opdeling
Opdelingen af grundvandet i hovedklasser er en forenkling, som ikke dækker alle lokale
variationer i grundvandets kemiske sammensætning. Til gengæld giver en sådan opdeling
mulighed for et landsdækkende overblik over hovedtrækkene i grundvandets sårbarhed
overfor forskellige miljøpåvirkninger. Et sådant overblik er nødvendigt som baggrund
for en vurdering af forskellige tiltags egnethed til at beskytte grundvandet mod
forurening fra overfladen eller andre forhold, som kan forringe grundvandskvaliteten, fx
en for stor vandindvinding.
Baggrund for hovedklasser
Opdelingen i hovedklasser er baseret på en statistisk sammenligning af
koncentrationerne af aggressiv kulsyre, sulfat, klorid, magnesium, calcium, og bikarbonat
og forholdet mellem disse. En vurdering af fordelingen i seks hovedklasser har vist, at
det især er grundvandets gennemsnitlige totale hårdhed og dets forvitringsgrad
(forholdet mellem hårdheden og alkaliniteten), som har været afgørende for i hvilken
hovedklasse, det analyserede grundvand falder. Det er derfor også disse to begreber, der
har været anvendt til at karakterisere de seks hovedklasser, som er vist på Figur 5.
Hovedklasse A
Hovedklasse A er udbredt i den øverste del af grundvandsmagasinerne i de sandede egne
i det vestlige Jylland. Grundvandet i klasse A er blødt, fordi bjergarterne i magasinerne
er kalkfrie. Grundvandet er stærkt forvitringspræget, da forsuringen er markant i de
øverste jordlag i området. Af samme grund har grundvandet som hovedregel høje
koncentrationer af aggressiv kulsyre. Endvidere indeholder grundvand i klasse A som
hovedregel opløst ilt og nitrat.
Hovedklasse B
Hovedklasse B findes i de dybere dele af grundvandsmagasinerne i de samme egne som A,
og er desuden udbredt over større dele af Jylland og i sandede områder på
Nordsjælland. Grundvandet i klasse B er middelhårdt, fordi bjergarterne i magasinerne er
kalkfattige, men hovedklassen er i langt mindre grad præget af forvitring end grundvand i
klasse A.
Hovedklasse C
Hovedklasse C forekommer i de øverste grundvandsmagasiner i egne med kalkholdigt
moræneler, typisk på øerne. Grundvand af hovedklasse C er et resultat af oxidation af
pyritholdige jordlag, fx som følge af periodisk sænkning af grundvandsspejlet.
Forvitringspåvirkningen har normalt ikke ført til surt og oxideret grundvand med
aggressiv kulsyre og nitrat, fordi de kalkholdige lerjorder har stor resistens mod
forsuring og oxidation, men har i stedet medført, at grundvandet er meget hårdt med en
relativ stor andel af blivende hårdhed.
Figur 7
Model for den naturlige rensningsproces, der finder sted i jordlagene.
Hovedklasse D
Hovedklasse D findes udbredt i de øvre grundvandsmagasiner i egne med kalkholdigt
moræneler i det østlige Jylland og på øerne. Grundvand af hovedklasse D er hårdt og
præget af forvitring, men i mindre grad end hovedklasse C.
Hovedklasse E
Hovedklasse E findes udbredt i de dybe grundvandsmagasiner i egne med kalkholdigt
moræneler på øerne. Grundvand af denne klasse er hårdt, fordi det er præget af de
kalkholdige bjergarter i magasinerne, men er næsten upåvirket af forvitring fra
overfladen.
Hovedklasse F
Hovedklasse F findes især i de dybe grundvandsmagasiner i de centrale dele af
Sjælland, men kan dog forekomme lokalt andre steder, hvor der er marine sedimenter i
grundvandszonen. Grundvandet er præget af jonbytning, idet en del af grundvandets
opløste calcium og magnesium er ombyttet med natrium.
Marint ler
Marint ler har overvejende natriumjoner bundet til lerkolloiderne (lerpartikler).
Når ferskvand med opløst calcium- og magnesiumbikarbonat kommer i kontakt med det
marine ler, fx efter en landhævning, vil en del af det ferske grundvands calciumog
magnesiumjoner blive ombyttet med natriumjoner, medens indholdet af bikarbonat ikke
berøres. Grundvandet får derved et indhold af natriumbikarbonat, og forvitringsgraden
bliver mindre end 1.
De seks hovedklasser afspejler således en række meget komplekse sammenhænge mellem
den geologiske opbygning, klimaet, arealanvendelsen og de hydrauliske forhold. Blandt
hovedklasserne vurderes det, at hovedklasse A og C er stærkest påvirket af
samfundsmæssige aktiviteter (Figur 6).
1.5 Grundvandets rensning
Naturlig rensning
Den ændring, der sker i den kemiske sammensætning af vand, som siver ned gennem
jorden til grundvandsmagasinet, har også en rensende virkning på nedsivende forurenet
vand. Er vandringsvejen til en indvindingsboring for kort, gennemgår det forurenede vand
ikke i tilstrækkelig grad en naturlig rensning. øverst i jorden bearbejder muldlagets
rige biologiske aktivitet de fleste organiske urenheder fra regn- og overfladevandet. De
fleste tungmetaller og radioaktivt støv bindes også i overfladejorden, så forureningen
ikke når grundvandet. Længere nede i jorden filtreres det meste af resten af de opløste
skadelige stoffer fra. Her kan biologisk aktivitet også nedbryde stoffer som nitrat.
Smittekim nedbrydes ligeledes på vandets vej gennem jorden. Ler og brunkulslag i
undergrunden er særligt gode til at tilbageholde og forsinke forurening på vej til
grundvandet.
Jordens rensningsanlæg kan dog ikke klare alt, og forureninger er trængt dybt ned
mange steder (Figur 7).
Rensningsanlæg
I Danmark er ansvaret for bortskaffelse og rensning af spildevand lagt ud til
amterne. Den største del af spildevandet afledes gennem lukkede rørsystemer til
rensningsanlæg. Rensningsanlæggene er af vidt forskellig konstruktion og udleder renset
spildevand med stærkt varierende kemisk sammensætning. Udledningen sker til vandløb,
søer og havet.
Spildevandsslam
Et afledt forureningsproblem af rensningsanlæggenes drift er bortskaffelsen af spildevandsslam.
Det indeholder store mængder organisk materiale, kvælstof- og fosfatforbindelser og
bliver derfor i en del tilfælde anvendt som jordforbedringsmiddel ved udspredning på
dyrkede jorde. Men spildevandsslam kan indeholde så store mængder tungmetaller, at det
kan blive et problem for anvendeligheden af afgrøder, der optager tungmetallerne. Fx kan
tungmetalindholdet i brødkorn stige til uacceptable koncentrationer. Det kan også
frygtes, at tungmetalindholdet i det udspredte spildevandsslam på længere sigt kan
nedvaskes til grundvandet. Her er der med andre ord risiko for at få etableret et
uhensigtsmæssig kredsløb.
1.7 Miljøfremmede stoffer
Overvågning
Udviklingen inden for den kemiske industri har medført, at der i dag anvendes en lang
række naturfremmede stoffer såvel indenfor jordbruget som i industrien og husholdningen.
I grundvandsovervågningsprogrammet analyseres der for en række af disse stoffer såvel i
overvågningsområderne som i de større vandværkers forsyningsboringer, de såkaldte
råvandsundersøgelser.
1.7.1 Pesticider
Otte pesticider
I overvågningsprogrammet er der i perioden 1990-1995 blevet analyseret for otte pesticider.
Det er alle herbicider, det vil sige ukrudtsbekæmpelsesmidler. Disse otte, der omfatter
fenoxysyrerne Diklorprop, Meklorprop, MCPA og 2,4-D, triazinerne Atrazin og Simazin, samt
fenolmidlerne Dinoseb og DNOC, er udvalgt blandt flere hundrede anvendte stoffer, fordi de
har været anvendt hyppigt gennem en lang årrække og anses for at være relativt mobile.
Fund i grundvandet
Der er analyseret for pesticider i 976 filtre. Filtrene er blevet undersøgt 2.870
gange, og der er påvist pesticider en eller flere gange i 100 filtre svarende til 10%. Grænseværdien
for indhold af pesticider i drikkevand er overskredet i grundvandet i 2,9 % af de
undersøgte boringer. Påvisningsprocenten på 10% er af samme størrelse, som den, der er
fundet ved udenlandske undersøgelser.
Herudover er der indtil efteråret 1995 påvist pesticider i grundvand fra 235 boringer
svarende til 8,4 % af de undersøgte vandværksboringer, og i 3,6 % af de 2.798
undersøgte boringer overskrider pesticidindholdet i grundvandet de fastsatte
grænseværdier for indhold i drikkevand. Det kan således frygtes, at pesticider i
grundvandet kan udgøre et problem for drikkevandsforsyningen.
Forekomsten af pesticider
Indholdet af de forskellige pesticider i kombination med de geokemiske forhold i
grundvandet afspejler arealanvendelsen.
Fenoxysyrerne findes under reducerende forhold og er særligt hyppigt påvist i
det meget hårde forvitringsvand. Triazinerne forekommer såvel under reducerende
som under oxiderende forhold, men er ikke påvist til så stor dybde som fenoxysyrerne.
Fenoxysyrerne er i overensstemmelse hermed især fundet inden for de lerdominerede
områder i østjylland og på øerne, mens triazinerne kan forekomme alle steder, ikke
mindst i tilknytning til områder med unge nåletræsplantager. Fenolmidlerne har
tilsyneladende samme udbredelsesmønster som fenoxysyrerne.
1.7.3 Organiske mikroforureninger
Typer af fund
Analyseprogrammet omfatter i alt 15 stoffer fordelt på hovedgrupperne aromatiske
kulbrinter (hovedsageligt komponenter fra benzin, olie og tjæreforurening), klorerede
opløsningsmidler, fenoler og klorfenoler. For de organiske
mikroforureninger gælder det, lige som for pesticiderne, at analyserne er teknisk
svære at gennemføre på det meget lave koncentrationsniveau, der generelt gør sig
gældende i grundvandsprøver. Datamaterialet må derfor tolkes med stor varsomhed. Efter
de fire første års analyser kan det fastslås, at der har været 49 påvisninger af
aromatiske kulbrinter i seks forskellige overvågningsområder og 42 påvisninger af
klorerede opløsningsmidler i ti forskellige overvågningsområder. Det er vanskeligt at
se et landsdækkende mønster, men påvisningerne af klorerede opløsningsmidler synes
især at koncentrere sig om de store byer, navnlig hovedstadsområdet, mens de aromatiske
kulbrinter er mere spredte.
Problemer
Hele problematikken omkring organiske mikroforureninger er stadig under afklaring. Hvor
alvorligt man skal vurdere fundet af disse stoffer, må blandt andet afhænge af en
nærmere udredning, af hvilke omdannelser, der sker af de fundne stoffer ved naturlige
processer. En lang række af stofferne kan nedbrydes mikrobielt, men de kan også omdannes
til andre, langt farligere stoffer. Således kan der under reducerende betingelser
(iltfrie forhold) ske en omdannelse af det klorerede opløsningsmiddel triklorethylen til
vinylklorid, der er et af de mest giftige stoffer, der kendes. Det har således ikke
været muligt at fastslå en nedre grænseværdi, hvorunder stoffet ikke har
helbredsskadelig virkning.
1.8 Vandanalyser
Boringskontrol
Det er almindelig praksis at undersøge vands egnethed til drikkevand. Normalt vil det
dreje sig om grundvand, men få steder i Danmark anvendes også overfladevand til
fremstilling af drikkevand. Egnethedsundersøgelsen foretages, såvel inden en boring
tages i brug, som løbende under brugen, den såkaldte boringskontrol. Normalt
foretages undersøgelsen af et anerkendt laboratorium, enten på indsendte vandprøver,
eller på vandprøver, som laboratoriet selv udtager.
Analyseresultater
på vandprøve, Vigerslevparken - boring X
Modtaget på laboratoriet 11. august 1994 |
Analysevariabel |
Metode |
Enhed |
Analyseresultat LEKO pr. nr.
6111.94 |
Farve, klarhed, bundfald |
Subjektiv |
- |
hvidlig, uklar |
pH |
DS 287 |
- |
7,3 |
Ledningsevne |
DS 288 |
mS/m |
1720 |
Permanganattal |
DS 275 |
mg KMnO4/l |
9 |
Tørstof (inddampningsrest) |
DS 204 |
mg/l |
1530 |
Calcium |
ICP |
mg Ca++/l |
260 |
Magnesium |
SM 3120, ICP |
mg MG++/l |
28 |
Natrium |
ICP |
mg Na+/l |
94 |
Kalium |
SM 322B |
mg K+/l |
6,3 |
Ammonium |
DS 224 |
mg NH4+/l |
0,21 |
Jern, opløst |
SM 3120, ICP |
mg Fe/l |
0,10 |
Mangan |
SM 3120, ICP |
mg Mn/l |
0,045 |
Bicarbonat |
DS 253 |
mg HCO3-/l |
427 |
Klorid |
DS 239 |
mg Cl-/l |
239 |
Sulfat |
DS 286 |
mg SO4/l |
210 |
Nitrat |
FIA |
mg NO3-/l |
49 |
Nitrit |
DS 222 |
mg NO2/l |
0,007 |
Total fosfor |
DS 292 |
mg P/l |
0,02 |
Fluorid |
DS 218 |
mg F/l |
0,33 |
Ilt |
DS 2206 |
mg O2/l |
1,3 |
Aggressiv kuldioxid |
DS 236 |
mg CO2/l |
0 |
NVOC |
Sjælsø |
mg C/l |
2,91 |
Figur 8
Eksempel på en blanket med en normal kemisk analyse.
Prøvetagning
Hvis man ønsker at indsende vandprøver til undersøgelse på et bestemt laboratorium,
bør man først kontakte laboratoriet, idet laboratorierne ofte har visse krav til måden,
hvorpå prøven skal udtages og emballagen, som prøven skal opbevares i. Alt efter hvor
omfattende en undersøgelse, der skal laves, er der også sommetider visse krav til
forskellige stoffer, som skal tilsættes vandprøven, for at konservere den og undgå, at
vandet ændrer sig under transporten til laboratoriet. Hvis der skal laves en større
undersøgelse, vil det ofte være nødvendigt at tage flere prøver på samme tidspunkt.
Prøvetagning skal foretages efter metoden i ISO 5667 af certificerede laboratorier/
personer ifølge den nyeste bekendtgørelse på dette område fra 1997.
1.9 Analyseblanketten
Blanketten/Administrative oplysninger
Når laboratoriet har afsluttet undersøgelsen, samles resultaterne ofte på en
såkaldt analyseblanket. Analyseblanketten kan have forskelligt udseende alt efter hvilket
laboratorium, der er anvendt, men de fleste analyseblanketter har fælles træk, som
næsten altid fremgår fx
- |
Laboratoriets navn og adresse, datoen for analysernes udførelse eller for
analyseblankettens udskrivning |
- |
Hvad det er for vand, der er undersøgt fx grundvand (som oftest kaldes
ubehandlet grundvand for råvand) eller drikkevand eller et andet slags vand |
- |
Hvad formålet med undersøgelsen har været |
- |
Hvilket omfang undersøgelsen har haft |
I Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 871 er der fastlagt bestemte krav til omfanget af
forskellige undersøgelsestyper, der fx betegnes som begrænset, normal og udvidet
kontrol.
Hvor prøven er udtaget, hvornår den er udtaget, og af hvem, den er udtaget af.
Undersøgelsestyper
Undersøgelsen kan inddeles i forskellige typer. Normalt inddeles undersøgelsen i tre
forskellige typer, nemlig
- Direkte undersøgelse.
Ved den direkte undersøgelse tages der stilling til vandets lugt, smag, farve og klarhed
- Mikrobiologisk undersøgelse.
Ved den mikrobiologiske undersøgelse optælles vandprøvens indhold af bakterier og
eventuelt andre mikrobiologiske parametre.
- Kemiske undersøgelser.
Ved den kemiske undersøgelse bestemmes vandprøvens reaktionstal (pH) og dens indhold af
et mindre eller større antal kemiske stoffer og forbindelser. Undersøgelsens udfald for
et bestemt stof angives ved stofnavnet og den kemiske formel for stoffet samt et
analyseresultat, bestående af et tal og en enhed. Ofte angives også den metode, der er
anvendt, udtrykt som DS plus et nummer. DS refererer til Dansk Standard, som har
udarbejdet standardmetoder til næsten alle undersøgelser. Derudover angiver mange
laboratorier grænseværdien for drikkevand på samme linje som analyseresultatet, så
modtageren af undersøgelsen selv kan se, om det undersøgte vand kan anvendes til
drikkevandsproduktion.
Eksempler på analyseblanketter se på Figur 8 og 9. En oversigt over de
danske grænseværdier for drikkevand kan ses i Bilag 1.
1.10 Litteratur
Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse, 1995: Grundvandsovervågning 1995. -
GEUS, Miljø- og Energiministeriet, 209 sider + bilag.
Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse, 1996: Grundvandsovervågning 1996. -
GEUS, Miljø- og Energiministeriet, 60 sider.
Miljø- og Energiministeriet, 1997: Bekendtgørelse om kvalitetskrav til
miljømålinger udført af akkrediterede laboratorier, certificerede personer mv. Miljø-
og Energiministeriets bekendtgørelse nr. 637 af 30. juni 1997, 53 sider.
Miljøministeriet, 1980: Bekendtgørelse om udførelse af boringer efter grundvand. -
Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 4 af 4. januar 1980.
Miljøministeriet, 2001: Bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med
vandforsyningsanlæg.
Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 871 af 21. september 2001, 29 sider.
Miljøstyrelsen, 1990: Vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg. - Vejledning
fra Miljøstyrelsen, Nr. 3, 72 sider.
Miljøstyrelsen, 1997: Boringskontrol på vandværker. - Vejledning fra
Miljøstyrelsen, Nr. 2, 183 sider.
Figur 9
Eksempel på en blanket med en udvidet kemisk analyse.
Bilag 1.
Grænseværdier for kemiske parametre i drikkevand
Hvor intet andet er anført, er der i tabellerne tale om højst tilladelige værdier.
Drikkevandets hovedbestanddele
Parameter |
Enhed |
Vandkvalitetskrav |
|
|
|
Værdi ved afgang fra vandværk1) |
Værdi ved indgang til ejendom2) |
Værdi ved forbrugers taphane3) |
Bemærk-
ninger |
Farve4) |
mg Pt/1 |
5 |
5 |
15 |
Hvis farven er forårsaget af vandets
humusindhold, kan der tillades op til 10 i farvetal afgang fra vandværk |
Turbiditet4) |
FTU |
0,3 |
0,5 |
0,5 |
|
Lugt
Smag |
Subjektiv bedøm-
desmelse |
|
|
|
Vandet må ikke have en afvigende smag og
lugt, desinfek-
tionsmidler undtaget |
Temperatur |
°C |
|
|
|
Det bør tilstræbes, at vandet er højst
12°C ved taphanen |
pH |
|
7 - 8,5 |
|
|
Vandet må ikke være kalk-
aggressivt |
Ledningsevne |
mS/m |
30 |
30 |
30 |
Minimums-
krav |
NVOC |
mg C/l |
4 |
4 |
4 |
|
Inddamp-
ningsrest4) |
mg/1 |
1.500 |
1.500 |
1.500 |
|
Calcium |
mg Ca/1 |
|
|
|
Indholdet bør ikke overstige 200 mg/l |
Magnesium |
mg Mg/1 |
50 |
50 |
50 |
|
Hårdhed, total °dH |
|
|
|
|
Vandets hårdhed bør ligge mellem 5° og
30°dH |
Natrium |
mg Na/1 |
175 |
175 |
175 |
|
Kalium |
mg K/1 |
10 |
10 |
10 |
|
Ammo-
nium5)6) |
mg NH4/1 |
0,05 |
0,05 |
0,05 |
|
Jern6) |
mg Fe/1 |
0,1 |
0,2 |
0,2 |
|
Mangan6) |
mg Mn/1 |
0,02 |
0,05 |
0,05 |
|
Bikarbonat |
mg HCO3/1 |
|
|
|
Indholdet bør være over 100 mg/l |
Klorid |
mg Cl/1 |
250 |
250 |
250 |
|
Sulfat |
mg SO4/1 |
250 |
250 |
250 |
|
Nitrat |
mg NO3/1 |
50 |
50 |
50 |
|
Nitrit6) |
mg NO2/1 |
0,017) |
0,1 |
0,1 |
Indholdet bør være mindre end 0,5 mg/l
ved desinfektion med kloramin |
Totalt fosfor-
indhold4) |
mg P/1 |
0,15 |
0,15 |
0,15 |
|
Fluorid |
mg F/1 |
1,5 |
1,5 |
1,5 |
|
Ilt4) |
mg O2/1 |
10) |
5 |
5 |
Minimums-
krav |
Aggressiv
kuldioxid4)8) |
mg CO2/1 |
2 |
2 |
2 |
|
Svovl-
brinte4)8) |
mg H2S/1 |
0,05 |
0,05 |
0,05 |
|
Metan4)8) |
mg CH4/1 |
0,01 |
0,01 |
0,01 |
|
Klor, frit og total4)9) |
mg Cl/1 |
|
|
|
Indholdet bør være mindst muligt under
samtidig overholdelse af de mikro-
biologiske krav |
1) |
Prøven udtages fra afgangsledning eller rentvandsbeholder på
vandværket. |
2) |
Prøven udtages ved indgang til bygning (ved vandmåler eller nærmeste
taphane herefter), nar vandet har løbet så længe, at det vand, der står i
installationer og stikledning, er udskyllet, og vandet mindst har løbet 5 minutter |
3) |
Prøven udtages på en af Miljøstyrelsen anvist made. |
4) |
Undersøgelserne foretages efter en af Miljøstyrelsen anvist metode. |
5) |
For at undga overskridelse af nitritgrænseværdien i ledningsnet bør
indholdet i iltet og filtreret vand være mindre end 0,05 mg/l. Ammoniumindhold op til 0,5
mg/l kan accepteres, nar drikkevandet ikke filtreres på vandværket, og ammoniumindholdet
i øvrigt ikke omdannes til nitrit i ledningsnettet. |
6) |
Overskridelser som følge af fornyelse af filtermaterialer kan forekomme,
men bør indskrænkes mest muligt. |
7) |
Såfremt det kan dokumenteres, at grænseværdien ved indgang til ejendom
er overholdt, kan der tillades højere værdi ved afgang fra vandværk dog maksimalt 0,1
mg/l. |
8) |
De angivne grænser svarer til detektionsgrænsen for de anvendte metoder. |
9) |
Eller rest af andet desinfektionsmiddel. |
10) |
Iltindholdet skal være så højt, at minimumsværdien ved indgang til
ejendom på 5 mg/l kan overholdes. |
Uorganiske sporstoffer
Parameter |
Enhed |
Vandkvalitetskrav |
|
|
|
Værdi ved indgang til ejendom2) |
Værdi ved forbrugers taphane3) |
Bemærkninger |
Aluminium |
µg Al/l |
100 |
200 |
|
Antimon |
µg Sb/l |
2 |
5 |
Beregnet gennemsnitsværdi3) |
Arsen |
µg As/l |
5 |
10 |
Beregnet gennemsnitsværdi3) |
Barium |
µg Ba/l |
700 |
700 |
|
Bly |
µg Pb/l |
5 |
10
15 |
Beregnet gennemsnitsværdi3)
Efter henstand 12 timer i forbrugerens installation |
Bor |
µg B/l |
10004) |
1000 |
|
Cadmium |
µg Cd/l |
2 |
5 |
Beregnet gennemsnitsværdi3) |
Krom |
µg Cr/l |
20 |
50 |
Beregnet gennemsnitsværdi3) |
Cyanid |
µg CN/l |
50 |
50 |
|
Kobber |
µg Cu/l |
100 |
2000
|
Efter henstand 12 timer i forbrugerens installation
|
Kviksølv5) |
µg Hg/l |
1 |
1 |
|
Nikkel |
µg Ni/l |
206) |
20 |
Beregnet gennemsnitsværdi3) |
Selen |
µg Se/l |
10 |
10 |
|
Sløv7) |
µg Ag/l |
10 |
10 |
|
Tin |
µg Sn/l |
10 |
1500 |
Efter henstand 12 timer i forbrugerens
installation |
Zink |
µg Zn/l |
100 |
3000
5000 |
Beregnet gennemsnitsværdi3)
Efter henstand 12 timer i forbrugerens installation |
Halogenholdige
omdannelsesprodukter |
Chlorits8) |
µg ClO2 /l |
50 |
50 |
|
Chlorat 8) |
µg ClO3 /l |
50 |
50 |
|
Sum af chlorit og chlorat |
µg/l |
50 |
50 |
|
Bromat9) |
µg BrO3/l |
10 |
10 |
|
Radioaktivitets -
indikatorer |
Tritium10)11) |
Bq/l |
100 |
100 |
|
Total indikativ dosis 10)11) |
mSv/ar |
0,1 |
0,1 |
|
1) |
Prøven udtages ved indgangen til bygning (ved vandmåler eller nærmeste
taphane herefter), nar vandet har løbet så længe, at det vand der står i
installationer og stikledning er udskyllet, og vandet mindst har løbet 5 minutter. Hvis
vandværket kan dokumentere, at der ikke sker en tilførsel af metaller i ledningsnettet,
kan målingen i stedet foretages ved afgangen fra vandværket jf. bilag 6. |
2) |
Prøven udtages af forbrugerens taphane efter en af Miljøstyrelsen anvist
måde. |
3) |
Gennemsnitsværdien bestemmes efter en af Miljøstyrelsen anvist metode. |
4) |
Det bør tilstræbes at levere vand med så lavt et indhold af bor som
muligt og bedst under 300 µg/l. |
5) |
Det bør tilstræbes at levere vand med så lavt et indhold af kviksølv
som muligt og bedst under 0,1 µg/l. |
6) |
Det er tale om en midlertidig grænseværdi, som vil være gældende, mens
Miljøstyrelsen undersøger, hvorledes den præcise fordeling skal være mellem værdi ved
indgang til ejendom og værdi ved forbrugers taphane. |
7) |
Bestemmes kun, hvis der anvendes sølv som materiale eller kemikalie. |
8) |
Nedbrydningsprodukterne er til stede i den anvendte kloropløsning og vil
kunne øges yderligere ved henstand på vandværket. |
9) |
Bestemmes kun ved desinfektion med klor, ozon eller lignende stærkt
iltende stoffer. |
10) |
Målingen foretages på udvalgte stationer på nationalt plan. |
11) |
Målingen foretages på en af Miljøstyrelsen anvist måde. |
Organiske mikroforureninger
Parameter |
Vandkvalitetskrav |
Bemærkninger |
|
Værdi ved afgang fra vandværk1)
µg/1 |
Værdi ved indgang til ejendom2)
µg/1 |
Værdi ved forbrugers taphane3)
µg/1 |
|
Klorholdige
opløsningsmidler |
Flygtige organiske klorforbindelser 4) |
1 |
1 |
1 |
Værdien gælder for hvert enkelt stof |
Sum af flygtige organiske klor-
forbindelser4) |
3 |
3 |
3 |
Sumværdien kan kun anvendes, hvis
koncen-
trationen af enkelt-
stofferne er under 1 µg/l |
Vinylchlorid |
0,3 |
0,3 |
0,5 |
|
Chlorbenzener mono-, di- og tri- |
1 |
1 |
1 |
Værdien gælder for hvert enkelt stof |
Sum af trihalomethaner5) |
25 |
25 |
25 |
Kloringen bør gennemføres, så
indholdet bliver lavest muligt |
Indhold i olieprodukter |
Alkylbenzener6) |
1 |
1 |
1 |
Bestemmes som summen af 1-methyl-
3-ethylbenzen, 1,2,4- trimethyl-
benzen og 1,3,5- trimethyl-
benzen |
Benzen6) |
1 |
1 |
1 |
|
Naftalen6)7) |
2 |
2 |
2 |
|
Methyl-tertiær-
butylether MTBE6) |
2-10 |
2-10 |
2-10 |
Stoffet indgår i benzin-
produkter |
1,2-dibromethan 6) |
0,018) |
0,018) |
0,018) |
Stoffet indgik i de gamle blyholdige
benzin-
produkter |
Total olie6)9) |
5 |
5 |
10 |
|
PAH forbindelser 7) |
Fluoranthen |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
|
Benzo (a) pyren |
0,01 |
0,01 |
0,01 |
|
Sum af benzo (b)
fluoranthen, benzo (k)
fluoranthen, benzo (ghi)
perylen og indeno (1,2,3-cd)pyren |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
|
Pesticider 10) |
Aldrin, dieldrin, heptachlor,
heptachlorepoxid |
0,03 |
0,03 |
0,03 |
Værdien gælder for hvert enkelt
pesticid |
Andre pesticider |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
Værdien gælder for hvert enkelt
pesticid |
Sum af alle pesticider |
0,5 |
0,5 |
0,5 |
|
Fenoler |
Sum af octylphenol og nonylphenol |
20 |
20 |
20 |
|
øvrige fenoler |
0,5 |
0,5 |
0,5 |
Værdien gælder for hver enkel type
fenol |
Klorfenoler |
Pentachlorphenol |
0,0111) |
0,0111) |
0,0111) |
|
øvrige klorfenoler |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
Værdien gælder for hver enkel type
klorfenol |
Phthalater |
Di-ethyl-hexyl-phthalat (DEHP) |
1 |
1 |
1 |
|
Sum af øvrige phthalater |
1 |
1 |
5 |
|
Detergenter |
Anioniske detergenter 9) |
100 |
100 |
100 |
Malt som natrium-
laurylsulfat |
Materiale monomerer12) |
Acrylamid |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
Anvendelse af kemikalier med indhold
heraf bør undgas til vandbe-
handling |
Acrylonitril |
0,05 |
0,05 |
0,1 |
|
Epichlorhydrin |
0,1 |
0,1 |
0,1 |
|
Formaldehyd |
10 |
10 |
50 |
|
Styren |
0,2 |
0,2 |
1 |
|
Vinylchlorid |
0,3 |
0,3 |
0,5 |
|
1) |
Prøven udtages fra afgangsledning eller rentvandsbeholder på
vandværket. |
2) |
Prøven udtages ved indgangen til bygning (ved vandmåler eller nærmeste
taphane herefter), nar vandet har løbet så længe, at det vand, der står i
installationer og stikledning, er udskyllet, og vandet mindst har løbet 5 minutter. |
3) |
Prøven udtages efter en af Miljøstyrelsen anvist metode. |
4) |
Ved flygtige organiske klorforbindelser forstas di-, og trichlormethan,
dichlorethener, 1,2-dichlorethan, trichlorethen og trichlorethaner, tetrachlorethen og
tetrachlorethaner. |
5) |
Ved trihalomethaner forstas summen af det indhold af trichlormethan,
dichlorbrommethan, chlordibrommethan og tribrommethan, som dannes ved kloring af vandets
naturlige indhold af organisk stof. |
6) |
Indikatorer for olie- og benzinprodukter. |
7) |
Indikatorer for tjæreprodukter. |
8) |
Det angivne kvalitetskrav kan ikke bestemmes med en metode, der er
almindelig anvendt i laboratoriet. Der må, indtil bedre teknikker er udviklet, anvendes
en metode, der har en detektionsgrænse på højst 0,05 µg/l. |
9) |
Undersøgelserne foretages efter en af
Miljøstyrelsen anvist metode. |
10) |
Ved pesticider forstås organiske insekticider, herbicider, fungicider,
nematocider, acaricider, algicider, rodenticider og slimicider samt lignende produkter
(bl.a. vækstregulatorer) og deres metabolitter, nedbrydnings- og reaktionsprodukter. |
11) |
Det angivne kvalitetskrav kan ikke bestemmes tilstrækkelig godt med en
metode, der er almindelig anvendt i laboratoriet. Der må, indtil bedre teknikker er
udviklet, anvendes en metode, der har en detektionsgrænse på højst 0,01 µg/l. |
12) |
Det angivne kvalitetskrav henviser til indholdet af monomerer i vandet
beregnet efter specifikationerne for den maksimale migration fra tilsvarende polymere
produkter i kontakt med drikkevandet. |
Mikrobiologiske parametre1)
Parameter |
Enhed |
Vandkvalitetskrav |
Bemærkninger |
|
|
Værdi ved afgang fra vandværk1) |
Værdi ved indgang til ejendom2) |
|
Coliforme bakterier |
Pr. 100 ml |
i.m. |
i.m. |
|
Escherichia coli (E. coli) |
Pr. 100 ml |
i.m. |
i.m. |
|
Kimtal ved 37°C |
Pr. ml |
5 |
20 |
|
Kimtal ved 22°C |
Pr. ml |
50
105) |
200
|
|
Enterokokker |
Pr. 100 ml |
i.m. |
i.m. |
|
Clostridium perfringens, herunder sporer4) |
pr. 50 ml |
i.m. |
i.m. |
|
1) |
Undersøgelserne foretages efter en af Miljøstyrelsen anvist metode. |
2) |
Prøven udtages fra afgangsledning eller rentvandsbeholder på
vandværket. |
3) |
Prøven udtages ved indgangen til bygning (ved vandmåler eller nærmeste
taphane herefter), nar vandet har løbet sa længe, at det vand, der står i
installationer og stikledning, er udskyllet, og vandet mindst har løbet 5 minutter. |
4) |
Parameteren bestemmes kun, hvis vandet hidrører fra eller påvirkes af
overfladevand. |
5) |
Værdien gælder for desinficeret vand. |
i.m. = ikke målelig ved den anviste metode. |
Hvorfor grundvandssænkning?
Grundvandssænkning, som led i bygge- og anlægsarbejder, blev introduceret i
Danmark i 50'erne og har siden udviklet sig til en dagligdags foreteelse. Kompendiet er
baseret på erfaringer, indhentet gennem de seneste 40 år suppleret med viden opnået
gennem udenlandsk litteratur.
Entreprenører kender den situation, hvor et udgravningsarbejde generes af grundvand. I
nogle tilfælde kan problemet løses ved simpel dræning og lænspumpning, men ofte er
konsekvenserne alvorligere, idet den tekniske løsning forudsætter etablering af
grundvandssænkningsanlæg (eller alternative metoder), hvilket medfører såvel
økonomiske som tidsmæssige overraskelser.
I værste tilfælde kan en for sen erkendelse af et grundvandsproblem motivere
drastiske projektændringer, fx fra direkte fundering til pælefundering, såfremt
byggegrubens bund er ødelagt. Hertil kommer, at det kan blive en juridisk opgave at
bedømme, hvorvidt det er bygherren eller entreprenøren, som skal dække merforbruget af
tid og penge. Der er således rigelig motivation til at inddrage grundvandsproblematikken
som et led i forundersøgelser og projektering af bygge- og anlægsarbejder.
Definitioner
Vi er nødt til at starte med nogle definitioner:
- |
Grundvandsspejlet er det niveau, hvor trykket i porevandet svarer
til atmosfærens tryk.
Grundvandsspejlet registreres ved at bestemme vandspejlskoten i et pejlerør. |
- |
Grundvandspotentialet (eller blot potentialet) i et punkt er et
udtryk for grundvandsspejlets beliggenhed i punktet. |
Grundvand strømmer altid fra et punkt med et højere potentiale til et punkt med et
lavere potentiale. Grundvandsstrømmen styres af gradienten og
permeabilitetskoefficienten:
- |
Gradienten defineres som potentialforskellen pr. længdeenhed
|
|
|
- |
Permeabilitetskoefficienten er en materialeegenskab, som udtrykker
jordens evne til at lade vandet passere. Permeabilitetskoefficienten er defineret ved
Darcys lov v = k i, som udtrykker, at vandets hastighed, dvs. forholdet
mellem den vandmængde, Q, som strømmer gennem et givet tværsnit og arealet, A, dette
tværsnit er proportional med permeabilitetskoefficienten, k, og gradienten, i,
|
|
|
Grundvandsbevægelse kan foregå som artesisk strømning eller som fri strømning, jf.
Figur 1.
- |
Artesisk strømning (i et artesisk reservoir) forekommer, hvor
vandet strømmer i en zone, som opad og nedadtil er begrænset af lag med lavere
permeabilitet. |
Figur 1
Artesisk og fri strømning til en boring
- |
Fri strømning (i et frit reservoir) forekommer, hvor vandet
strømmer i en zone, som op ad til er begrænset af grundvandsspejlet og nedadtil af et
lag med lavere permeabilitet. |
Vi har nu det, der skal til for at beskrive grundvandets bevægelse hen mod en brønd,
hvorfra der oppumpes vand.
Vandmængde
Ved at antage idealiserede randbetingelser, hvorved vandet antages at strømme
symmetrisk mod brønden, kan der opstilles følgende 2 udtryk:
I disse udtryk er:
Q, m3/sek. |
den oppumpede vandmængde, |
k, m/sek. |
permeabilitetskoefficienten i det lag, vandet strømmer, |
t, m |
mægtigheden af det lag, hvori vandet strømmer, |
sx, m |
vandspejlssænkningen i afstanden x fra brønden, |
R, m |
grundvandssænkningens rækkevidde (den radius inden for hvilken, der
foretages indgreb i den hydrauliske ligevægt), |
og ved frit reservoir desuden:
H, m |
grundvandsspejlets højde over det underliggende lavere permeable lag
inden pumpning, |
yx, m |
grundvandsspejlets højde over det underliggende lavere permeable lag i
afstanden x fra pumpebrønden under pumpning. |
H-yx, m |
svarer til sx ved artesiske forhold. |
Figur 2
Udgravning under grundvandsspejlet i frit reservoir
Figur 3
Udgravning i ler over sand med artesisk potentiale
Ofte anvendes betegnelsen transmissivitet T = k t for produktet af et lags
permeabilitetskoefficient og mægtighed. Enheden er m2/sek.
I virkeligheden burde tidsrummet fra pumpningens start til sænkningen registreres
også indgå i ovennævnte udtryk, men for ethvert praktisk forhold i forbindelse med
grundvandssænkningsanlæg har dette kun underordnet betydning, og ovennævnte udtryk, som
svarer til en stationær situation ("efter lang tid"), anbefales derfor anvendt
generelt.
Dette er det nødvendige og ofte også det tilstrækkelige grundlag for dimensionering
af grundvandssænkningsanlæg.
Fire situationer
Ved bygge- og anlægsarbejder under grundvandsspejlet kan det vise sig nødvendigt at
kunne kontrollere grundvandsforholdene midlertidigt eller permanent.
De fire situationer, som typisk foreligger er:
- |
Udgravning under grundvandsspejlet i et frit grundvandsreservoir, se Figur
2. |
- |
Sikring af bunden af en udgravning mod løftningsrisiko som følge af
artesiske forhold i et dybereliggende reservoir, se Figur 3. |
- |
Vandtryksaflastning af byggegrubeindfatninger. |
- |
Imødegåelse af udblødning af en byggegrubebund som følge af opadrettet
strømning (gradienter). |
Der er fire principielt forskellige metoder til styring af grundvand i forbindelse med et
bygge- eller anlægsprojekt under grundvandsspejlet:
- |
Man tillader, at vandet siver ind i
udgravningen/konstruktionen og fjerner det ved lænspumpning (eventuelt med dræn). |
- |
Man etablerer en midlertidig eller permanent
grundvandssænkning, hvorved man sænker grundvandsspejlet under
konstruktions/udgravningsniveau. |
- |
Man afskærer grundvandsbevægelsen med tætte vægge, fx
spunsvægge, slidsevægge, frysning, injektion. |
- |
Man holder vandtrykket tilbage med lufttryk, fx i tunneler og
sænkekasser. |
For at kunne vælge metode skal der foreligge tilstrækkelig information om:
- |
jordbundsforholdene |
- |
grundvandsforholdene |
- |
størrelse og dybde af udgravning |
- |
mulig byggegrubeindfatning |
- |
omkringliggende bygninger og disses fundering |
- |
krav til det færdige bygværk |
- |
tidsplan |
- |
eventuel grundvandsforurening. |
Tre Løsninger
Lænspumpning
Lænspumpning er oftest den billigste metode, men kun anvendelig under gunstige
omstændigheder som:
- |
ringe dybde under grundvandsspejlet, |
- |
mulighed for flade skråningsanlæg, |
- |
udgravning i grove materialer (grus), |
- |
udgravning i ler |
- |
udgravning i kalk. |
Grundvandssænkning
Hvis ovennævnte gunstige omstændigheder ikke er til stede, kan der blive tale om
egentlig grundvandssænkning.
Ved egentlig grundvandssænkning etableres et antal boringer eller sugespidser,
hvorfra der pumpes. Pumpningen medfører en sænkning af grundvandsspejlet, og ved rigtigt
valg af boringsantal og -placering samt pumpekapacitet kan man opnå, at grundvandsspejlet
sænkes netop så meget inden for det aktuelle byggefelt, at arbejdet kan gennemføres
uden yderligere grundvandsgener.
Alternative metoder
Som tidligere nævnt kan grundvandsproblemer også løses med andre metoder, fx ved
afskærende vægge, spunsvægge, slidsevægge, frysning, injicering, trykluft mv.
Fælles for disse løsninger er, at de som regel er meget dyrere end
grundvandssænkning og derfor kun bliver aktuelle, såfremt grundvandssænkning ikke kan
gennemføres.
Geoteknisk viden
Forundersøgelserne skal tilvejebringe tilstrækkelig viden om jordbunds- og
grundvandsforholdene til, at:
- |
behovet for grundvandssænkning kan vurderes, |
- |
metoden kan vælges, |
- |
anlægget kan dimensioneres som grundlag for udbud, |
- |
anlægget kan etableres og drives uden væsentlige uforudsete hændelser. |
Figur 4
Lænsning fra byggegrube
De geotekniske undersøgelser opdeles ofte i 2 faser, de indledende undersøgelser
også kaldet placeringsundersøgelser, som skal føres så vidt, at
funderingsmetode, behov for grundvandssænkning samt metodevalg kan vurderes, og
projektundersøgelser også kaldet parameterundersøgelser, som skal kunne danne
grundlag for endeligt valg af tørholdelsesmetode samt for dimensionering af anlæg.
De indledende undersøgelser består normalt af geotekniske boringer med en maksimal
afstand på 15-30 m. Boringerne skal belyse jordbunds- og grundvandsforholdene til
tilstrækkelig dybde.
Tilstrækkelig dybde er et lidt flydende begreb, men som tommelfingerregel bør man
undersøge mindst til en dybde under udgravningsniveau svarende til grundvandsspejlets
højde over udgravningsniveau (i daglig tale benævnt kritisk dybde). Problemet kan da
være, at man hverken kender udgravningsdybde eller grundvandsspejlets beliggenhed på
tidspunktet for de geotekniske undersøgelsers udførelse, og supplerende (dybere)
undersøgelser kan derfor blive nødvendige.
Prøvepumpning
Projektundersøgelserne for et grundvandssænkningsanlæg omfatter typisk supplerende
boringer og prøvepumpning på de relevante vandførende horisonter. Formålet med
prøvepumpningen er at skaffe et tilstrækkeligt grundlag for at dimensionere det
efterfølgende grundvandssænkningsanlæg.
Til prøvepumpning anvendes en filterboring samt et antal pejlerør, fx etableret i de
tidligere udførte geotekniske boringer. Ved prøvepumpning pumpes på filterboringen
under samtidig registrering af oppumpet vandmængde samt vandspejlsændringer i pumpe- og
pejleboringer.
Der er andetsteds redegjort for dataindsamling og bearbejdning af prøvepumpningsdata.
I forbindelse med prøvepumpning bør der udtages en vandprøve til kemisk analyse.
Vandanalysen skal benyttes som grundlag for vurdering af:
- |
særlige korrosions- eller tilstopningsforhold, |
- |
særlige udledningsproblemer, |
- |
generel grundvandsforurening. |
2.4 Afsænkning ved dræn og
pumpesumpe
Dræn
Den mest simple form for grundvandssænkning består i pumpning fra et system af
drænrender og pumpesumpe etableret i udgravningens bund (benævnt simpel lænsning),
se Figur 4.
Uanset at der her er hæftet betegnelsen "simpel" på denne
afsænkningmetode, bør den udføres professionelt. Drænrenderne bør fyldes med et
grusmateriale, som sikrer materialefri vandbevægelse fra jorden ud i drænrenden og frem
til pumpestedet.
Materialet skal som filtergrus være erosionsstabilt samt have tilstrækkelig
permeabilitet. Hvor udgravningsbunden består af ler (moræneler) eller sand, kan normalt
anvendes et groft grusmateriale, fx perlesten 2-8 mm.
Såfremt udgravningens bund består af silt, kan det være hensigtsmæssigt at lægge
en filterdug i rendens bund og sider, inden gruset udlægges.
Pumpesump
Pumpesumpen kan udformes som en 315 mm korrugeret plastbrønd med slidser, som
placeres i en udgravning fyldt med perlesten og med tilslutning til drænstrækningerne.
Som pumpe kan anvendes en eldrevet, dykket lænsepumpe, som vælges i størrelse
efter behov (kan leveres med kapaciteter på op til omkring 100 m3/h). Det kan
hævdes, at den dykkede lænsepumpe er uøkonomisk i drift, idet den arbejder konstant,
uanset hvor lidt vand der strømmer til, men alternativet er en styring med niveauføler,
hvilket kan være svært at få til at fungere tilfredsstillende.
Vandet pumpes normalt væk gennem brandslanger. Vær opmærksom på, at
vandgennemstrømningen fra en pumpesump ikke nødvendigvis er tilstrækkelig til at holde
afgangsslangen frostfri, et problem, som dog kan klares ved at tildække slangerne med
vintermåtter.
Fordele
Grundvandssænkning ved dræn og pumpesumpe er en økonomisk fremgangsmåde, som kan
anvendes ved udgravning til moderat dybde under grundvandsspejlet i frie reservoirer, hvor
de vandførende lag består af sand og grus. Desuden kan metoden anvendes ved udgravning
under grundvandsspejlet i fx moræneler, hvor der ofte træffes vandførende lag af sand
og grus.
Endelig har metoden vist sig særdeles hensigtsmæssig ved udgravninger i kalk, der som
oftest er erosionsstabil selv ved kraftig vandtilstrømning.
Derimod er metoden mindre egnet, såfremt de vandførende lag består af silt.
Metoden kan ikke anvendes til sikring mod grundbrud eller potentialaflastning af
byggegrubeindfatninger.
Sugespids
Sugespidsanlæg etableres ved at spule (eventuelt bore) sugespidser ned til de
vandførende lag og efterfølgende at pumpe på sugespidserne.
En sugespids er typisk et 2" rør, som på nederste 1-2 m er forsynet med
slidser og med en bundventil, som muliggør dels nedspuling dels pumpning uden at trække
materiale ind gennem bunden.
Sugespidspumpe
Sugespidserne kobles med lufttætte, fleksible slanger til stamrør, som atter
tilsluttes specielle sugespidspumper. En sugespidspumpe er en sammenbygget enhed
bestående af en vacuumpumpe i en vandbeholder samt en lænsepumpe (normalt indbygget i
vandbeholderen), se Figur 5.
Sugespidspumper virker ved, at undertrykket i vandbeholderen suger vand op fra
sugespidserne. Da det maksimale undertryk, som kan etableres, svarer til 1 atmosfæres
tryk (~10 m vandsøjle), kan sugespidspumpen maksimalt etablere 10 m undertryk (i praksis
ca. 9 m svarende til 0,9 bars undertryk). Når der yderligere tages hensyn til tryktab i
rør, slanger og sugespidser, er det maksimale undertryk ved sugespidser af
størrelsesordenen 0,7 bar (7 m vandsøjle). Det er grunden til, at sugespidsanlæg har en
begrænset afsænkningskapacitet med et maksimum omkring 5-6 m under pumpens niveau.
Figur 5
Komponenter i sugespidsanlæg
Figur 6
Afsænkning ved filterbrøndsanlæg
Figur 7
Sugespidsanlæg i 2 niveauer
Såfremt der er behov for at etablere større afsænkning, må pumpen placeres lavere,
fx ved at etablere to (eller flere) anlæg i takt med, at udgravningen etableres, se Figur
7.
Normalt kan en sugespidspumpe betjene 15 til 25 spidser.
Filterbrønd
Grundvandssænkning ved filterbrøndsanlæg består i, at der etableres et antal
filterbrønde omkring (og måske inden for) den planlagte byggegrube. Ved at pumpe på
filterbrøndene sænkes grundvandsspejlet, og opgaven er således at sænke
grundvandsspejlet inden for byggegruben tilstrækkeligt til, at udgravningsarbejdet kan
foregå tørt.
Filterbrøndene udføres i princippet som vandforsyningsboringer, men også kun i
princippet. Dybden bestemmes primært af behovet for grundvandssænkning og kun sekundært
af behovet for at anbore stærkt vandførende lag (som måske ligger dybere end kritisk
niveau).
Filterkastning og slidserør dimensioneres ud fra hensynet til, at brønden kan levere
materialefrit vand, men filterkastningen optimeres sjældent med baggrund i detaljeret
bestemmelse af kornfordelingskurven for de gennemborede lag - ofte vælges konservativt
på basis af et kvalificeret skøn. Dette kan være acceptabelt, eftersom filterbrøndens
levetid oftest ligger mellem nogle få måneder op til sjældent mere end 1 år.
Boringsforsegling udføres som ved vandforsyningsboringer, mens boringsafslutningen
oftest er mere primitivt og primært rettet mod den risiko for overlast, som er en
naturlig ingrediens på en entreprenørarbejdsplads.
Centrifugalpumpe
Vandet pumpes op med elektrisk drevne dykkede centrifugalpumper. Disse findes i
kapacitetsintervallet fra 0,5 til 250 m3/h og dækker således alle praktiske
formål. Tidligere anvendte man ejektorpumper i intervallet 0,5 - 5 m3/h,
men disse er på grund af dårlig energiøkonomi blevet overflødiggjort af de små dykpumper.
Vandet fra pumperne ledes til recipient gennem PEH eller PEL slanger.
Det anbefales at anbringe en vandmåler for hver pumpe, således at man på
denne måde kan kontrollere de enkelte boringers funktion.
Ud over filterbrøndene hører der til et filterbrøndsanlæg et passende antal pejlebrønde,
således at der opnås et tilstrækkeligt grundlag for vurdering af
grundvandssænkningsanlæggets funktion.
Svigt af anlæg
Svigt af et grundvandssænkningsanlæg kan have ubehagelige konsekvenser for et
bygge-/anlægsarbejde omfattende oversvømmelse af materiel og delvist færdige
anlægsdele samt risiko for ødelæggelse af funderingsforholdene.
Det er derfor sædvanligt efter en risikoanalyse at udstyre et
grundvandssænkningsanlæg med et overvågnings- og nødstrømsanlæg. Overvågningsanlægget
skal sikre hurtigst mulig alarm i tilfælde af svigt så som strømsvigt, pumpesvigt,
høj vandstand, blokering af afløb etc., således at udbedrende foranstaltninger kan
iværksættes hurtigst muligt, medens nødstrømsanlæg er en forebyggelse mod det
totalsvigt, som kan indtræffe, hvis hovedstrømforsyningen bliver afbrudt.
2.6.2 Dimensionering af
filterbrøndsanlæg
Minimumsdesign
Et grundvandssænkningsanlæg dimensioneres på grundlag af resultaterne fra
forundersøgelserne, primært kendskab til jordbundsforhold, resultater fra pumpeforsøg
samt kendskab til geometrien af den aktuelle udgravning.
Det kan være en fordel at starte med et minimumsdesign, som løbende udbygges på
basis af en vurdering af effekten af de først etablerede brønde. Herved kan opnås et
optimalt design efter et princip, som i udlandet kendes under betegnelsen
"Observational approach" - på dansk "Observationsmetoden".
Dimensionering af et grundvandssænkningsanlæg følger normalt følgende skridt.
På basis af foreliggende pumpeforsøgsresultater beregnes de aktuelle vandførende
lags permeabilitetskoefficient/transmissivitet, og grundvandssænkningens rækkevidde
skønnes/beregnes.
Den nødvendige grundvandssænkning beregnes som afstanden fra det usænkede
grundvandsspejl til det sænkede grundvandsspejl under udgravningen. Det usænkede
vandspejl kendes fra de geotekniske undersøgelser, men skal justeres for at tage højde
for naturlige, forventelige vandspejlsstigninger i byggeperioden.
Nødvendig sænkning
Det afsænkede vandspejl skal ligge i en passende dybde under udgravningsniveauet.
Normalt vælges 0,5 m, men i særlige tilfælde øges den dybde op til 2,0 m for bl.a. at
skabe yderligere sikkerhed mod skader ved svigt af anlæg (længere reaktionstid). Husk
ved fastlæggelse af udgravningsniveau at tage højde for de dybeste konstruktioner så
som fundamenter, pumpesumpe, elevatorskakte mv.
Det er herefter muligt at få et første skøn over den nødvendige oppumpede
vandmængde ved at anvende en af de to formler, som er anført i afsnit 4.1.
Herved antager man, at grundvandssænkningen løses ved hjælp af en filterbrønd, som
er placeret midt i udgravningsfeltet, og som er i stand til at sænke vandspejlet sx
m i en afstand af x m fra brønden. Afstanden x vælges som radius i den cirkel, som har
samme areal som udgravningen.
Skønnede værdier
Såfremt der ikke foreligger tilstrækkelige oplysninger så som
pumpeforsøgsresultater mv., kan dimensioneringen gennemføres med skønnede værdier.
Permeabilitetskoefficienten, k, kan i så fald beregnes empirisk ud fra udtrykket k =
0,01 x d102, hvor d10 er kornstørrelsen svarende til 10%
gennemfald, målt i mm. k bestemmes herved i m/sek.
Hvis der foreligger en geologisk bedømmelse af de gennemborede lag, kan permeabilitetskoefficienten
skønnes ud fra følgende erfaringstal:
Grus |
: |
510-3 |
m/sek. |
Groft Sand |
: |
10-3 |
m/sek. |
Mellemkornet Sand |
: |
510-4 |
m/sek. |
Ret fint Sand |
: |
10-4 |
m/sek. |
Fint Sand |
: |
510-5 |
m/sek. |
Finsand |
: |
210-5 |
m/sek. |
Grovsilt |
: |
10-5 |
m/sek. |
Silt |
: |
10-6 |
m/sek. |
Moræneler |
: |
10-5 til 10-7 |
m/sek. |
Kalk |
: |
10-3 til 10-5 |
m/sek. |
Hvor der er flere permeable lag, erstattes k t i formel (1) med summen af k
t for de aktuelle lag.
Rækkevidden, R, kan ligeledes skønnes ud fra den geologiske beskrivelse. Til
overslagsmæssige beregninger anbefales anvendt:
Formation |
Frit reservoir |
Artesisk reservoir |
Kalk |
300 - 500 m |
1000 - 2000 m |
Grus |
250 - 500 m |
1000 - 2000 m |
Sand |
200 - 400 m |
500 - 1500 m |
Ler og silt |
50 - 150 m |
100 - 300 m |
Brøndplacering
Bemærk, at det i praksis er det groveste gennemgående lag, som betyder mest for
skønnet af rækkevidden.
Når den samlede vandmængde er bestemt, fordeles denne på et passende antal brønde
placeret hensigtsmæssigt langs udgravningens omkreds.
Afstanden mellem brøndene afhænger af jordbundsforholdene (rækkevidden) med kort
afstand (15-20 m) i finkornet materiale voksende til 25-30 m i groft materiale og 40-60 m
i kalk.
Placeringen skal være til mindst mulig gene for øvrige entreprenørers arbejde,
herunder mindst mulig risiko for uagtsom beskadigelse af anlægget.
Når der således er udarbejdet et første udkast til brøndplacering og ydelse pr.
brønd, kan den samlede effekt(sænkning) af anlægget beregnes. Igen anvender vi
standardformlen, idet vi for hvert enkelt punkt i byggegruben beregner den samlede
effekt(sænkning) som summen af effekten fra de enkelte brønde.
I praksis gøres dette med edb-programmer, men det kan også gøres mere traditionelt
ved at udvælge nogle særligt udsatte punkter og gennemføre beregningen manuelt. Vær
opmærksom på, at de enkelte brønde vil interferere, således at der ud over
egensænkningen vil komme bidrag til sænkningen fra de øvrige brønde. Disse bidrag skal
der korrigeres for ved valg af ydelse fra den enkelte boring.
2.7 Filterbrøndsanlæg med vacuum
Lav permeabilitet
Ved grundvandssænkningsanlæg kan man være i den situation, at vandbevægelsen er
langsom og processen derfor tidskrævende, på grund af en lav permeabilitet.
Dette kan man hjælpe på ved at sætte vacuum på filterbrøndene. Udnyttelse af
vacuum forudsætter, at boringen er lufttæt afsluttet foroven, at borehullet uden for
filterrøret forsegles mellem filterstrækningen og terræn i et lavt permeabelt lag.
Vacuum opnås ved at tilslutte en luftpumpe til toppen af filterrøret. Herved kan
opnås et undertryk over vandspejlet i boringen på op til næsten 10 m vandsøjle. Når
lufttrykket over vandspejlet reduceres, reduceres vandtrykket i vandsøjlen tilsvarende,
hvorved gradienten mod boringen og vandbevægelsen accelereres.
Anvendelse af vacuum ved grundvandssænkning med filterbrønde er specielt effektivt i
lavpermeable, finkornede jordarter som silt og meget fint sand.
Man skal være opmærksom på, at muligheden for at anvende vacuum skal være forberedt
ved anlæggets etablering, således at den fornødne forsegling findes.
Ved anvendelse af vacuum øges trykhøjden svarende til det etablerede vacuum, et
forhold, som skal inddrages ved valg af pumpe med tilstrækkelig løftehøjde.
2.8 Sikringsanlæg
Mulige defekter
Det er et krav til et grundvandssænkningsanlæg, at det fungerer uden afbrydelse i
hele den del af bygge-/anlægsperioden, hvor der er behov for grundvandssænkning.
Som ethvert andet teknisk anlæg er det udsat for defekter, som kan reducere anlæggets
effekt. De oftest forekommende er:
- |
reduceret ydelse af en eller flere pumper (tilstopning af filter, pumpe
eller afgangssystem), |
- |
stop af pumpe (fejl i el-tilslutning, defekt i pumpe), |
- |
stop af gruppe af pumper (fejl i el-tilslutning til gruppen), |
- |
stop af hele anlæg (udfald af strømforsyning) |
- |
defekt i sugeledninger ved et sugespidsanlæg. |
Reduktion af risiko
For at reducere risikoen for defekter og de deraf følgende konsekvenser er det
vigtigt:
- |
at anlægget består af kvalitetsprodukter (brønde, pumper, el-system,
afgangsledninger), som er etableret professionelt, |
- |
at anlægget overvåges jævnligt med kontrol af vandstand og pumpeydelse,
tilsyn med afgangsvand etc., |
- |
at anlægget forsynes med et antal automatiske alarmpunkter såsom alarm
for høj vandstand, pumpestop, el-udfald etc., |
- |
at der i passende omfang er reserve, såsom ekstra brønde, reservepumper
og vel mest vigtigt reservestrømforsyning. |
Omfanget af sikringsanlæg skal vurderes i hvert enkelt tilfælde som resultat af en
risikoanalyse, hvori sandsynligheden for defekter samt konsekvenserne af defekter
vurderes.
Konsekvenserne ved hel eller delvis svigt af et grundvandssænkningsanlæg er:
- |
ødelæggelse af byggegrubens bund på grund af opdrift, |
- |
ødelæggelse af byggegrubens sider/skråninger på grund af erosion,
vandtryk på indfatningsvægge mv., |
- |
ødelæggelse af helt eller delvist færdige bygningsdele på grund af
opdrift, |
- |
ødelæggelse af materiel, |
- |
risiko for mandskab. |
Billigste alternativ
Den tekniske/økonomiske løsning af et tørholdelsesproblem vil oftest være en
midlertidig grundvandssænkning. Alternative metoder i form af afskærende vægge,
injicering/ frysning eller trykluft kommer som regel kun på tale, såfremt der er
forhold, som umuliggør grundvandssænkning, fx risiko for følgeskader på naboejendomme,
hensyn til drikkevandsindvinding og lign.
Ved valg mellem de forskellige grundvandssænkningsmetoder vil tørholdelse med dræn
og pumpesumpe være det billigste alternativ og vælges derfor konsekvent, såfremt
metoden vurderes fremkommelig.
Filterbrønde versus sugespidser
Efter således at have valgt de nemme og de vanskelige løsninger fra på objektive
kriterier, tilbagestår valget mellem anlæg baseret på filterbrønde henholdsvis
sugespidser.
Der findes ingen faste kriterier for valget, men af Figur 8 fremgår en række
af de forhold, som har betydning for dette valg.
Kriterium |
Filterbrønde |
Sugespidser |
Afsænkning |
|
mindre end 5 m |
Driftsperiode |
mere end 3-6 måneder |
mindre end 3-6 måneder |
Jordbundsforhold |
Hård, stenet (Moræneler), kalk |
Enskornet Sand |
Lagdeling |
Lagdelt |
Homogen |
Kornstørrelse |
Ingen begrænsning |
d50 > 0,2 mm |
Vandmængder |
1-500 m3/h pr. brønd |
< 1 m3/h pr. spids |
Entreprenørgener |
Små |
Større |
Sikkerhedsniveau |
Højt |
Moderat |
Figur 8
Kriterier for valg af anlægstype
Figur 9
Sammenligning mellem sugespidsanlæg og filterbrøndsanlæg
Grundlaget er primært økonomiske betragtninger, men økonomien er jo et udtryk for
teknikkens effektivitet.
Afsænkning
Sugespidsanlæg er normalt begrænset til afsænkninger svarende til ca. 5 m under
pumpeanlæggets niveau (sugepumper). Ved større afsænkninger kan placeres
sugespidsanlæg i flere niveauer, hvilket imidlertid stiller større pladskrav.
Filterbrønde kan anvendes til afsænkninger uden begrænsning (dykpumper).
Driftsperiode
Sugespidser er normalt økonomiske ved korte driftsperioder (< 3-6 måneder), medens
filterbrønde er økonomiske ved længere driftsperioder (> 3-6 måneder). Dette
skyldes primært forskelle i etablerings- og driftsomkostninger, hvilket er anskueliggjort
på Figur 9.
Jordbundsforhold
Sugespidser er velegnede til anvendelse i homogent, enskornet sand. Hård, stenet jord
(moræneler, kalk) kan vanskeliggøre nedskylning af sugespidser, medens det ikke er
hindrende for nedboring af filterbrønde.
Ved lagdelt jord er der mulighed for tilpasning af filteret ved filterbrønde, medens
en tilsvarende mulighed ikke findes ved sugespidser.
I finsand og silt kan tilbageholdelsen af materialet være vanskeligt at sikre ved
sugespidser, medens der ved filterbrønde kan foretages en kontrolleret gruskastning.
I grove sand- og gruslag vil vandtilstrømningen overstige kapaciteten på et
sugespidsanlæg, hvorimod filterbrøndens kapacitetsgrænse ligger meget højt (over 500 m3/h).
Entreprenørgener
Filterbrøndsanlæg kan for en ringe del af etableringsomkostningerne udformes
således, at de faktiske entreprenørgener bliver minimale. Ved sugespidsanlæg må
entreprenøren sædvanligvis acceptere sugespidser og stamrør (i og) omkring byggegruben.
Figur 10
Byggegrube i frit reservoir (eksempel 2.10.1)
Sikkerhedsniveau
Ved filterbrøndsanlæg vil det være muligt at opnå et meget højt
sikkerhedsniveau (ved automatisk overvågning, nødstrømsanlæg, pumpestedsreserver mv.),
hvorimod det ved sugespidsanlæg, selv med ovennævnte tiltag, kan være vanskeligt at
sikre, at anlægget ikke lider overlast og derved bringes ud af funktion. (Et brud på
sugeledningen indebærer, at anlægget træder ud af funktion).
Problem
Der skal udføres en byggegrube med lodret indfatningsvæg og med et grundareal på 35
70 m2.
Jordbundsforholdene består af mellemkornet sand fra terræn til 12 m under terræn,
hvor der træffes ler. Grundvandsspejlet ligger 1 m under terræn, jf. Figur 10.
Udgravningen skal føres 5 m under terræn, dvs. 4 m under grundvandsspejlet.
Prøvepumpninger har vist, at sandet har en permeabilitetskoefficient på 5 10-4
m/s, og at rækkevidden er 350 m. Lerets permeabilitet skønnes til =10-7 m/s.
Metodevalg
Der er intet i de foreliggende informationer (eks. nabohensyn), som motiverer
alternative løsninger til grundvandssænkning.
Desuden vil det erfaringsmæssigt være umuligt at håndtere en grundvandssænkning
under de givne forhold med dræn og lænspumpning.
Valget står således mellem et anlæg baseret på filterbrønde eller et anlæg
baseret på sugespidser.
Til dette valg skal vi blandt andet have en vurdering af den nødvendige
oppumpningsmængde.
Den nødvendige grundvandssænkning er afstanden fra grundvandsspejlet til byggegrubens
bund plus en sikkerhedsmargin, som vælges til 0,5 m, i alt 4,5 m.
Vi planlægger at placere grundvandssænkningsanlægget i en afstand af 2 m uden for
byggegrubens indfatningsvægge, dvs. i en firkant med dimensionerne 39 74 m2.
Arealet af firkanten er 2.886 m2, og radius i en cirkel med samme areal er 30
m.
Figur 11
Byggegrube over artesisk reservoir (Eksempel 2.10.2)
Der er tale om strømning i et frit reservoir, og vi kan derfor få en første
vurdering af den nødvendige oppumpning ved at anvende udtryk (2).
hvor
k |
= |
5 10-4 m/s |
H |
= |
11 m |
y |
= |
11 - 4,5 = 6,5 m |
R |
= |
350 m |
x |
= |
30 m |
hvilket giver
Q |
= |
0,050 m3/s = 181 m3/h |
Filterbrønde
Valget falder ud til fordel for et anlæg baseret på filterbrønde, bl.a. fordi:
- |
en vandmængde svarende til 0,8 m3/h pr. løbende meter af udgravningens
omkreds er stor for sugespidsanlæg, |
- |
afsænkningen på 5,5 m under terræn er dyb for et sugespidsanlæg, |
- |
det skønnes, at byggeperioden er så lang, at filterbrøndsløsningen er
økonomisk optimal. |
Med baggrund i pumpeforsøgsresultaterne skønnes, at der fra hver enkelt brønd kan
pumpes 25 m2/h svarende til, at et anlæg baseret på 7,3 brønde er
tilstrækkelig.
For kontrol af skønnet, placeres derefter 8 brønde omkring byggegruben, og effekten
af disse 8 brønde beregnes for hvert enkelt punkt af udgravningen, idet kravet er, at
afsænkningen overalt skal være større end eller lig med 4,5 m.
Er kravet ikke opfyldt, må beregningen gentages med et større antal brønde; omvendt
kan en for stor afsænkning motivere, at antallet af brønde reduceres.
Med en forventet ydelse på 25 m3/h vælges en dykpumpe, fx Grundfos SP 27-5
(q = 13-36 m3/h), som har en udvendig diameter på 137 mm og således kan
monteres i et 165 mm PVC-filter-rør placeret i en 10" boring.
Figur 12
Kloakudgravning i frit reservoir (Eksempel 2.10.3)
2.10.2 Byggegrube over
artesisk reservoir
Problem
Jordbundsforholdene fra eksempel 2.10.1 ændres, således at de øverste 6 m består af
ler med k < 10-7 m/sek.
Byggegruben og grundvandsforholdene i øvrigt er uændrede, dvs. at potentialet i
sandet svarer til et vandtryk 1 m under terræn, jf. Figur 11.
På trods af at hele byggegruben skal udgraves i ler med relativ lav permeabilitet, er
det nødvendigt at forebygge problemerne som følge af risikoen for opskydning af
byggegrubens bund (grundbrud).
Som i eksempel 4.10.1 kan vi indledningsvis bortvælge alternative metoder og
lænspumpning, og valget står atter mellem et anlæg med filterbrønde eller et anlæg
med sugespidser.
Da vandtilstrømningen foregår i det artesiske reservoir beliggende 6 til 12 m under
terræn, benyttes formel (1):
som med t = 6 m og s = 4,5 m samt med en skønnet rækkevidde R =
600 m og øvrige værdier som i eksempel 4.10.1 giver:
Q = 0,028 m3/s = 102 m3/h.
Filterbrønde
Med samme argumentation som i eksempel 2.10.1 vælges et anlæg på filterbrønde.
Den enkelte brønds ydelse vurderes ud fra prøvepumpningerne til 15 m3/h og
dermed et samlet behov på 6,8 brønde. Der vælges et anlæg med 8 brønde, som efter
behov øges eller reduceres. Det kontrolleres, at disse 8 pumper giver en tilstrækkelig
effekt (sænkning i ethvert punkt indenfor byggegruppen).
Med en forventet ydelse på 15 m3/h vælges en dykpumpe, fx Grundfos SP 16-5
(q = 10-22 m3/h), som har en udvendig diameter på 131 mm og således kan
monteres i et 165 mm PVC-filterrør placeret i en 10" boring.
2.10.3 Kloakudgravning i frit
reservoir
Problem
Der skal udføres en kloakudgravning til 3 m under terræn. Udgravningen skal have en
bundbredde på 1 m og et skråningsanlæg på 1 svarende til en bredde i terræn på 7 m.
Jordbundsforholdene består af ret fint sand fra terræn til 8 m under terræn, hvor
der træffes ler. Grundvandsspejlet ligger 1 m under terræn, jf. Figur 12.
Som i eksempel 2.10.1 kan vi bortvælge alternative metoder samt lænspumpning og
vælge mellem sugespidser og filterbrønde.
Placeres anlægget 1 m uden for udgravningen, og regnes der med, at der skal tørholdes
en strækning på 30 m, har det tørholdte område et areal på 9 30 m = 270 m2
svarende til en cirkel med radius på 9 m.
Da det er frit reservoir, anvendes formel (2):
hvor
k |
= |
10-4 m/sek. (skøn) |
H |
= |
8 m |
y |
= |
8 - 2,5 = 5,5 m |
R |
= |
200 m (skøn) |
x |
= |
9 m |
Hvilket giver:
|
Q |
= |
0,003 m3/s = 12 m3/h. |
Sugespidsanlæg
Til den aktuelle opgave vælges sugespidsanlæg, bl.a. fordi:
- vandmængden er moderat svarende til 0,4 m3/h pr. meter udgravning,
- afsænkningen er moderat svarende til 3,5 m under terræn,
- anlægstiden er kort, sædvanligvis kun nogle få uger.
Af hensyn til entreprenørarbejdet monteres kun sugespidser på den ene side af
udgravningen, hvor de sættes med en indbyrdes afstand på 2 m, i alt 15 spidser med en
gennemsnitlig ydelse på 0,8 m3/h.
Sugespidserne spules ned til 6 m under terræn og gruskastes over de nederste 2-4 m.
Driscoll, F.G.: Groundwater and Wells. Johnson Division. 1986 (second edition).
Powers, J.P.: Construction Dewatering. John Wiley & Sons, Inc. 1992 (second
edition).
Herth, N. and Arndts E.: Theorie und Praxis der Grundwasserabsenkung, Wilhelm Ernst
& Sohn, 1973.
Hansen, A.: Grundvandssænkning. Fundering. Teknisk Forlag, 1960.
Norm for fundering, DS 415. Teknisk Forlag 1984 (3. udgave).
Ballisager, C.C. et al.: Tørholdelse af byggegruber. Geoteknisk Institut. Technical
Report 14, 1983.
Formål
Hensigten med dette modul er at give en oversigt over de vigtigste geofysiske
kortlægningsmetoder, der især anvendes ved grundvandsrelaterede undersøgelser
(hydrogeologiske) i Danmark fx i forbindelse med udvælgelse af nye borelokaliteter,
bestemmelse af maksimal boredybde, kortlægning af forurening,
beskyttelsesforanstaltninger osv. Endvidere at give en lidt mere detaljeret beskrivelse af
de vigtigste metoder til geofysiske undersøgelser i boringer (borehuls-logging).
Sidstnævnte er især relevante forud for færdigudbygning af en boring eller i
forbindelse med planlægning af renovering af ældre boringer.
Geofysiske metoder
For ikke mere end ca. 10 år siden var der kun een metode på tale, når der blev
diskuteret behov og mulighed for at lade udføre kortlægning af grundvandsmagasiners
optræden og udbredelse ved hjælp af geofysiske målinger på terrænoverfladen, og denne
metode var kendt under navnet "geoelektrik". Nu er situationen en ganske
anden, idet det svirrer i luften med mange andre metodebetegnelser: Gravimetri,
elektromagnetiske sonderinger, slæbegeoelektrik, refleksionsseismik, multi elektrode
profilering, elektromagnetisk profilering, proton magnetiske profiler, georadar osv.
Anvendelsesområder
Geofysiske metoder anvendes ikke alene for at kortlægge forekomsten af
grundvandsmagasinerne, men også med henblik på at vurdere deres sårbarhed mod
forurening fra overfladen, dvs. vurdere den overliggende lagseries mulighed for at yde
beskyttelse mod nedsivning af uønskede stoffer. I specielle tilfælde kan geofysik også
anvendes til lokalisering af forureningskilder og til kortlægning af visse typer
forureninger. Desuden anvendes geofysiske metoder ved kortlægning af råstoffer samt ved
større geotekniske undersøgelser.
Tolkning
Det er næppe sandsynligt, at en brøndborer vil skulle foretage en vurdering af
resultatet af en geofysisk undersøgelse, men det synes relevant for en brøndborer at
have en overordnet ide om de forskellige metoders principgrundlag, hvordan de udføres,
hvilken information de giver, og hvad de ikke kan fortælle, dvs. hvilke begrænsninger de
har. Netop disse forskellige forhold ved metoderne er forsøgt sammenstillet i
nedenstående Tabel 1.
Formål med borehulslogging
Borehulslogging er fællesbetegnelse for geofysiske undersøgelser i en boring ved
hjælp af en målesonde, som nedsænkes i boringen under samtidig måling af en fysisk
parameter. Der findes en række forskellige fysiske parametre, som er af interesse at
måle. Med moderne udstyr udføres målingerne som regel med kombinerede sonder, der kan
måle to-tre parametre samtidig. Målesignalet registreres og optages digitalt sammen med
dybdeplaceringen af målesonden således, at der efterfølgende via computer kan foretages
databehandling og data udtegning af log-kurven mod dybden.
To hovedtyper
Til de forskellige parametre knytter der sig forskellie målemetoder eller logmetoder.
Disse kan inddeles i to grupper efter hovedtypen af den information, der kan udledes fra
de enkelte logmetoder:
- |
Logmetoder, som giver geologisk information, dvs. laggrænser, lagtype og
lagsekvenser. |
- |
Logmetoder, som giver teknisk information, dvs. diameter,
forerørslængde, filterinterval, utætheder i forerør, indstrømningsfordeling i
filterinterval/åbent interval under pumpning, vertikal strømning i boring uden pumpning
(kortslutning), indstrømningszoner med forskellig ledningsevne (forskellig vandkemi) i
driftssituation, lokalisering af saltvand, temperaturforhold. |
Logmetoder
Nedenstående Tabel 2 viser de mest gængse logmetoder med tilhørende fysisk
måleparameter, samt hvilken information man kan opnå. Som det fremgår, giver flere af
metoderne mere end blot een type information.
I forbindelse med beskrivelsen af logging metoderne vil der blive givet særlig
vejledning omkring de metoder, som en brøndborer med fordel selv ville kunne udføre dels
som et led i kvalitetskontrollen af eget arbejde, men også med hensyn til at få flere og
bedre informationer om den gennemborede lagfølge.
Beskrivelse af metoderne
For de enkelte metoder vil der blive fokuseret på:
- |
Hvad er princippet i metoden (måleparameter, måleprincip, tolkning)? |
- |
Til hvilken nytte, dvs. hvilke informationer kan metoden give? |
- |
Hvilke begrænsninger har metoden, dvs. hvilke informationer kan ikke
opnås? |
- |
Hvordan ser et optimalt undersøgelsesprogram ud for en enkelt boring? |
- |
Hvad koster logging undersøgelser? |
- |
Hvem kan udføre underborehulslogging i dagens Danmark? |
De vigtigste og mest anvendte metoder er gamma-log og resistivitets-log. Den
første måler jordlagenes naturlige radioaktivitet, og den anden måler deres specifikke
elektriske modstand (populært sagt: ohmsk modstand per volumen enhed).
Principperne
Gamma-log:
Måleprincippet ved gamma-log er, at der i målesonden anvendes en krystaldetektor, som
er følsom overfor gamma-stråling. Strålingen omsættes i målesonden til
elektriske impulser, hvis antal per tidsenhed (min. eller sek.) giver et mål for
strålingsintensiteten. Variationen af denne ned gennem boringen giver et billede af
lagfølgen, idet lerlag typisk vil have højere stråling end silt, som igen vil have
højere stråling end sand og grus. Sagt på en anden måde, jo større indholdet er af
finkornet materiale, jo højere er gamma-strålingen. For strålingsintensiteten i
kalkaflejringer gælder, at København Kalk (kalksandskalk) har højere stråling end
bryozokalk og skrivekridt, men at de to sidstnævnte generelt viser samme
strålingsniveau.
Strålingsforhold
Årsagen til, at der overhovedet forekommer gamma-stråling fra jordlagene, er de tre i
naturen optrædende radioaktive grundstoffer Uran, Thorium og Kalium (for
sidstnævnte er det i virkeligheden den medfølgende isotop Kalium40, som giver
stråling). De tre stoffer optræder med forskellig koncentration i de forskellige
lagtyper. Der kan ikke gives absolutte tal for strålingsintensiteten i de
forskellige typiske danske aflejringer, idet denne vil afhænge af størrelsen af
målekrystal i detektor samt af boringens diameter, forerør, type af eventuel boremudder,
idet vand- eller boremudder volumet samt rørmaterialet vil dæmpe strålingsniveauet.
Typiske værdier
Typiske værdier optaget med en 25x50 mm detektor krystal fra en 6-8" boring med
forerør til kalken er: 800-2000 impulser/min i moræneler, 400-800 i sand, 400-800 i
København kalk og <400 i bryozokalk. Andre eksempler på strålingsniveauer i
forskellige lagfølgesituationer er illustreret på Figur 1.
Tabel 1
Geofysiske kortlægningsmetoder.
Se her!
Forskelle mellem aflejringer
Ud over de generelle forskelle i gamma-stråling imellem de enkelte lagtyper kan der
indenfor de enkelte lagtyper, eksempelvis i moræneler, smeltevandssand, marint sand,
København Kalk, bryozokalk og i skrivekridt, ses karakteristiske forskelle i såvel
strålingsniveau som i strålingsmønster (dvs. detailvariation) fra et dybdeinterval til
det følgende. Sådanne forskelle indikerer karakteristiske forskelle i fx sammensætning
(indhold af ler, kornfordeling), i porøsitet eller i cementering. Indenfor især
tertiære aflejringer af sand, ler og kalk samt i kridtaflejringerne kan der optræde
enkelte markante horisonter med høj gamma stråling, som betegnes som marker
horisonter. Sådanne horisonter har stor betydning ved sammenligning af logs fra
boring til boring (korrelation) med henblik på at bestemme lagenes udstrækning imellem
boringerne.
Principper
Resistivitets-log:
Måleprincippet ved resistivitets-logging er analogt til den traditionelle
geoelektriske målemetode, dvs. via en strømelektrode på målesonden og en
strømelektrode ved jordoverfladen etableres der et elektrisk felt i jordlagene, som
danner baggrund for måling af jordlagenes tilsyneladende specifikke elektriske modstand
(resistivitet i enhed ohm-meter). Målingen udføres enten imellem to måleelektroder på
sonden (Lateral log) eller mellem een måleelektrode på sonden (Normal log) og en anden
måleelektrode anbragt på jordoverfladen (afstand mellem strøm- og måleelektrode ved
jordoverfladen skal være større end 25 m). Afstanden mellem strøm-elektrode og
måleelektroder er afgørende for størrelsen af det jordlagsvolume, der måles på
(måledybde = indtrængningsdybde og opløsningsevne = detaljeringsgrad). De hyppigst
anvendte elektrodeafstande på logsonderne svarer til de i oliegeologien internationalt
anerkendte standardafstande: 16" Normal, 64" Normal, 16"/48" Lateral
og 32"/ 18'8" Lateral, som giver fra nogle få decimeters til ca. 1 m
indtrængningsdybde og opløsningsevne. En videreudvikling af måleprincippet i form af
symmetrisk kombination af måleelektroder og supplerende strømelektroder omkring en
central strømelektrode midt på logsonden har medført, at der nu kan måles fokuseret
resistivitet med opløsning på 10 cm og samtidig indtrængningsdybde på 1-2 m.
Tabel 2
Logmetoder, måleparameter og information.
Se her!
Begrænsninger
Jævnfør ovenstående skal der via strømelektroden udsendes en strøm, og derfor kan
loggen ikke udføres ovenover vandspejlet i boringen. I en boring med forerør af PVC
eller stål kan der godt udføres målinger nedenunder vandspejlet, men disse giver ingen
mening. I den filtersatte del af en boring kan der derimod godt etableres strømfelt ud i
jordlagene gennem slidseåbningerne, og derfor kan der udmærket opnås meningsfyldte
måleresultater, som dels kan angive præcist åbningsintervallerne og
blændrørsplaceringerne og dels give oplysninger om eventuelle variationer i lagfølgen
udenfor filteret.
Variation i jordlagene
Resistivitetsvariationen ned gennem boringen giver ligesom gamma-strålingen et billede
af lagfølgen, idet lerlag typisk har lavere resistivitet end silt, som igen har lavere
resistivitet end sand og grus. Resistiviteten ned gennem en lagserie varierer således
modsat gamma-strålingen, idet resistiviteten generelt er lavere, jo større indholdet er
af finkornet materiale (se figur 2). Med hensyn til kalkaflejringer vil de hårde
tætte kalklag i København Kalk og i bryozokalk ses som lag (typisk 10-100 cm tykke) med
høje resistiviteter, medens de mere porøse kalklag samt skrivekridt har en forholdsvis
lav resistivitet. Med hensyn til typiske størrelsesordener for forskellige danske
aflejringer henvises til Figur 4.
Se her!
Figur 1
Gamma-logs i forskellige lagfølger. (bemærkninger i Bilag 1).
Salt i porevandet
Ovennævnte forskelle i resistivitet mellem de enkelte lagtyper skyldes hovedsagelig
forskelle i lerindhold eller i porøsitet. Sådanne forskelle kan imidlertid blive
fuldstændig domineret af en tredje faktor, som spiller en afgørende rolle for
jordlagenes resistivitet, og det er mængden af opløste salte i porevandet. I tilfælde
af, at boringen har nået ned i saltholdigt grundvand, ses denne grænse i regelen
tydeligt på en resistivitetslog, idet resistiviteten vil være markant lavere under
grænsen.
Se her!
Figur 2A
Korrelation af gamma-logs og restitivitets-log mellem forskellige boringer i
samme geologi. (bemærkninger i Bilag 1).
Principperne
Induktionslog:
Denne logmetode måler jordlagenes specifikke ledningsevne (konduktivitet) i
stedet for deres resistivitet. Konduktiviteten er det omvendte (reciprokke) af
resistiviteten og måles oftest i enhed mmho per meter, også kaldet milli-Siemens per
meter. Måleprincippet er baseret på etablering af et horisontalt strømfelt i jordlagene
omkring boringen ved induktion af et vertikalt elektromagnetisk felt omkring målesonden
ved hjælp af en senderspole. Dette horisontale strømfelt genererer derefter et
sekundært vertikalt magnetfelt, hvis styrke måles i sonden ved hjælp af en
modtagerspole.
Se her!
Figur 2B
Korrelation af gamma-logs og restitivitets-log mellem forskellige boringer i samme
geologi. (bemærkninger i Bilag 1).
Sidstnævnte magnetfelts styrke vil være større for større ledningsevne, og en
kalibrering af målesonden mod kendte ledningsevneforhold gør det muligt at foretage
målingerne direkte i specifik ledningsevne (mS/m).
Begrænsninger
Fordelen ved denne metode i forhold til resistivitets-log er, at der ikke behøves
elektrodekontakt med jordlagene via vand. Derfor kan der måles ovenover et vandspejl i
boringen samt igennem ledningsevne-neutrale foringsrør af eksempelvis PVC. Foringsrør af
stål vil derimod give en alt for høj ledningsevne. Målemetoden er i det hele taget
meget følsom overfor metalgenstande, og derfor vil centreringsstyr af metal udenfor
PVC-foringsrør og selv metalskruer ved rørsamlinger give store måleudslag.
Variation i jordlagene
Da konduktiviteten er det modsatte af resistiviteten vil konduktiviteten variere med
lagfølgen ned gennem boringen i modfase til resistivitetsvariationen, dvs. variere som
gamma-loggen med høje måleværdier ved lerlag, og faldende måleværdier jo mindre
lagene indholder af finkornet materiale. Ligesom resistivitetsloggen vil induktionsloggen
vise et markant ændret måleniveau ved overgang fra ferskt til saltholdigt grundvand.
Se her!
Figur 2C
Korrelation af gammalogs og induktions-log mellem forskellige boringer i samme geologi.
(bemærkninger i Bilag 1).
Metoder og principper
Andre logmetoder med geologisk information:
Af andre metoder, som giver geologisk information, skal nævnes to radioaktive
logmetoder: Neutron-neutron og gamma-gamma logging. Ved begge metoder er målesonden
udstyret med en radioaktiv kilde (forholdsvis svag og derfor ufarlig ved fornuftig omgang
med sonden), som udsender henholdsvis neutron og gamma stråling.
Se her!
Figur 3
Restitivitetslogs i forskellige lagfølger (bemærkninger i Bilag 1).
Den udsendte stråling dæmpes af henholdsvis ilt og af den samlede mængde stof,
hvorfor en måling af den fra jordlagene tilbagereflekterede neutron og gamma stråling
giver et udsagn om henholdsvis vandindholdet og rumvægten (massefylden) af jordlagene.
Under vandspejlet vil vandindholdet være bestemt ved porøsiteten således, at et øget
vandindhold i samme type aflejring betyder en større porøsitet og dermed en mindre
rumvægt. De to typer log varierer derfor i regelen modsat hinanden ned gennem en
lagserie.
Begrænsninger
De to logmetoder giver ikke meningsfyldte resultater i stålforingsrør, og i PVCrør
kræves der en forholdsvis kraftig strålingskilde til især neutron-neutron loggen for at
kunne få pålidelige måleresultater. De er i øvrigt begge meget påvirkelige af
diametervariationer, og må alt i alt siges at være vanskeligere at udføre og tolke end
de tre forannævnte logmetoder.
Figur 4
Oversigt over typiske restitiviteter for danske aflejringer. (bemærkninger i Bilag
1).
Se her!
Figur 5
Induktionslogs i forskellige lagfølger (bemærkninger i Bilag 1).
Se her!
Figur 6
Gamma- og restivitetslogs ved udbygningskontrol. (bemærkninger i Bilag 1).
3.2.2 Logmetoder, som
giver teknisk information
Metode
Kaliber-log:
Med tre fjederpåvirkede stålarme på en sonde måles diameteren i boringen. Dette
kan have betydning i gamle boringer som kontrol af boringsudbygningen, herunder
identifikation af større utætheder som følge af tæring eller forskubbede/forsatte
rørsamlinger i forerør og af eventuel diameterskifte i filter eller i åbne
kalkboringer. I sidstnævnte vil dybdeintervaller med store diametre på grund af
kalkudfald kunne lokaliseres. Kendskab til diametervariationer er især vigtig for
tolkning af indstrømningsfordelingen ud fra flow-log se Figur 7.
Metode og principper
Ledningsevne-log:
Denne sonde har et specielt arrangement af mikroelektroder, hvormed der måles
ledningsevnen af vandet eller borevæske/mudder i boringen. Ledningsevne måles i
mikroSiemens/cm, milliSiemens/cm eller i milliSiemens/m, og der gælder følgende
indbyrdes relation: 1000 µS/cm = 1 mS/cm = 100 mS/m. Til sammenligning har normalt dansk
drikkevand fra vandhanen en ledningsevne på 30-80 mS/m v 25 C°.
Se her!
Figur 7
Kaliber-logs.
Ledningsevne-log og den nedenfor omtalte temperatur-log måles i regelen samtidigt og
med samme sonde. Den udføres i gamle såvel som nye boringer med henblik på at vurdere,
om der er væsentlige forskelle på ledningsevnen i det filtersatte dybdeinterval og til
sammenligning med ledningsevnen af det oppumpede blandingsvand. Især er det en vigtig log
i områder, hvor der er fare for saltholdigt grundvand.
Resultater
Hvis ledningsevnen over et større filterinterval eller i en åben kalkboring viser
fuldstændig konstante værdier, kan det være en indikation på lodret strømning
(kortslutning) internt i boringen mellem forskellige dele af lagserien, som har
forskelligt vandtryk. Det kan også være mellem en utæthed i forerøret og dele af
filteret, at strømningen sker. Hvis temperatur-loggen (se nedenfor) på samme
dybdeinterval ligeledes viser konstante værdier, er det næsten 100 % sikkert, at der
foregår en intern strømning i boringen (se Figur 8). En sådan intern strømning
kan være uheldig af flere grunde, men især hvis der er tale om opstrømning af
saltholdigt grundvand eller nedstrømning af forurenet grundvand eller øvre grundvand med
en uønsket grundvandskemi. Hvis strømningen har pågået længe, kan det komplicere en
eventuel dybdekontrolleret udtagning af vandprøver fra boringen.
Metode og principper
Temperatur-log:
Temperaturen i vandet eller i borevæske/boremudder ned gennem boringen måles med den
samme sonde, som måler ledningsevnen. Sonden er dertil forsynet med en speciel følsom
temperaturdetektor (termistor). I visse log-systemer er de to typer målinger koblede i et
indbygget beregningsprogram, således at ledningsevnen er temperaturkorrigeret til 25 C°.
Sonderne til de integrerede log-systemer med mange forskellige typer logmetoder kan i
regelen måle temperatur med en nøjagtighed på 1/100 C°, hvorimod de noget billigere
log-systemer til udelukkende temperatur- og ledningsevne målinger måler med en
nøjagtighed på 1/10 C°.
Se her!
Figur 8
Ledningsevne- & temperatur-logs i forskellige strømningssituationer. (bemærkning
i Bilag 1)
Vandets temperaturvariation
I en boring, som ikke er i drift, og hvori der ikke foregår nogen intern strømning,
vil temperaturvariationen typisk være følgende: 10-12 C° øverst (afhængig af årstid
og vandspejlets dybde under terræn), som aftager jævnt til 8-9 C° i en 10-20 m dybde,
hvorefter temperaturen stiger jævnt mod dybden med ca. 0,1-0,2 C° per 10 m dybde (se Figur
8).
Resultater
Det er oftest særdeles nyttigt også at udføre ledningsevne- og temperaturlog under
pumpning fra boringen, dvs. under forhold analog til normal driftssituation, dvs. hvor
strømningen foregår opad mod pumpen. En sådan temperatur-log vil sammenlignet med
tilsvarende uden pumpning indikere, om indstrømningen til boringen er jævnt fordelt over
filterintervallet, eller om der sker lokal indstrømning ved specielt vandførende
horisonter, idet førstnævnte situation vil ses som en logkurve med jævnt faldende
temperatur op mod pumpen, hvorimod sidstnævnte indstrømningssituation vil vise sig ved
trinvis lavere temperatur opad i boringen (se Figur 8).
Saltvand
På tilsvarende vis vil ledningsevne-loggen under pumpning oftest afsløre
karakteren af indstrømningsfordelingen, idet ledningsevnen enten vil være ens, jævnt
faldende eller jævnt stigende i forskellige dybdeintervaller med jævn
indstrømningsfordeling, hvorimod den kan ændre sig springvis ved enkelte
indstrømningszoner i eksempelvis kalk (se Figur 8). Specielt i tilfælde med
saltvand i bunden af en boring er det af betydning at vide, om dette saltvand vil påvirke
det producerede blandingsvand og i givet fald hvor meget og op til hvilken dybde? Kun
derved kan det vurderes, om en afpropning er nødvendig, og i hvilken dybde denne
afpropning skal foretages. En sådan beslutning kan ikke træffes alene på basis af
ledningsevne-log uden pumpning.
Metode og principper
Propel flow-log:
Et mere detaljeret billede af indstrømningsfordelingen under pumpning fra en boring
kan opnås ved hjælp af en propel flow-log sonde, idet propellens antal omdrejninger per
minut stiger med øget hastighed på vandet, der strømmer forbi sonden. Ved integrerede
logsystemer med kontinuert digital dataopsamling udføres denne log ved start fra bunden
og med konstant bevægelse af sonden (typisk 5 m/min) opad. Rotationstallet som følge af
denne bevægelse skal derfor fratrækkes de målte tælletal for at få et billede af den
akkumulerede strømning op gennem boringen, og dermed få et billede af, hvor
indstrømningerne sker, og hvor meget de bidrager med. Ved denne form for flow-logging
(kontinuert) kan der måles strømningshastigheder ned til 30 cm/min. Der kan også fås
et mere enkelt propel flow-log udstyr, hvor propellens omdrejningstal måles med en simpel
batteridreven omdrejningstæller i et tidsrum (typisk 1 minut), som måles på med stopur.
Et sådant udstyr anvendes til diskrete målinger, dvs. sonden holdes i en bestemt
dybdeposition, medens målingen pågår. Intensiteten af målepositioner, typisk per halve
meter, bestemmes ud fra krav til detaljeringsgrad. Ved denne form for flow-logging skal
strømningen være større end 2-3 cm/sek. = 120-180 cm/min, før propellen overhovedet
drejer rundt på grund af gnidningsmodstand i lejerne.
Resultat
Resultatet af en flow-log vises som en log-kurve, der udtrykker den procentvise
strømning i filterintervallet (Figur 9). Hvis pumpen sidder i forerøret ovenover
filteret, vil rotationstallet her repræsentere 100 %. Da ændringer i boringens diameter
vil påvirke strømningshastigheden, eksempelvis sektioner med større diameter i åbne
kalkboringer, eller større diameter ved overgang fra filter til foringsrør, er det
nødvendigt at kende sådanne diameter variationer for at undgå fejltolkninger af
flow-loggen. Derfor er en kaliber-log nødvendig i forbindelse med en flow-log
undersøgelse af en boring, hvis der er tvivl om boringens udbygning og dimensioner.
Resultatet af en flow-log kan også vises som indstrømning i % per halve eller hele meter
filtersektion. (Figur 9).
Regenerering af boring
Sammenholdes en flow-log, som viser filtersatte niveauer uden indstrømning, med de
logs, som giver geologisk information, og det deraf fremgår, at der ikke er nogen
geologisk betinget grund til de manglende indstrømninger, kan det give et fingerpeg om,
hvor en regenerering af boringen især skal sættes ind.
Se her!
Figur 9
Flow-logs i åbne kalkboringer og i filtersat boring. (bemærkninger i Bilag
1).
Ombygning af boringer
I boringer med forringet eller uacceptabel vandkvalitet kan det komme på tale at
vurdere, om problemet kan afhjælpes ved en ombygning af boringen i form af afpropning af
bunden eller afspærring af den øvre del af et filter eller åben boringssektion, eller
eventuel ved etablering af indvinding ved seperationspumpning fra boringen. I sådanne
tilfælde vil det være nødvendigt som et minimum at kende indstrømningsfordelingen og
vandkvaliteten af de væsentligste indstrømningszoner for at kunne vurdere, om en
afhjælpning af problemet er muligt - eller om boringen/ kildepladsen må opgives. I denne
forbindelse vil en flow-log have betydning for vurderingen af den fremtidige
transmissivitet og specifikke ydelse efter ombygningen, dvs. om der kan indvindes en
tilstrækkelig vandmængde fra den resterende del af boringen. En anden vigtig
forudsætning for at løse et vandkvalitetsproblem ved afspærring er, at vandkvaliteten
fortsat forbliver uændret og tilfredsstillende efter ombygningen, dvs. at den
problematiske vandkvalitet i de afspærrede zoner ikke spreder sig til de ikke afspærrede
zoner. De geologiske logs nævnt ovenfor eventuelt suppleret med en pakkertest vil kunne
anvendes til at vurdere, om denne forudsætning kan forventes opfyldt.
Seperationspumpning
I tilfælde, hvor vand med uønsket vandkvalitet optræder i samme magasin som det
uproblematiske vand, og uden at vandtyperne er adskilt ved lavpermeable lag (ler i sand,
ler eller mergel i kalk og kridt, tætte kalkbænke i kalk/kridt), kan den sidste
forudsætning ikke opfyldes. I sådanne tilfælde kan etablering af separationspumpning i
indvindingsboringen være løsningen i stedet for afspærring, dvs. pumpning med to pumper
anbragt og afbalanceret i forhold til hinanden på en sådan måde, at den ene indvinder
fortrinsvis fra zonen med den uønskede vandkvalitet, medens den anden indvinder fra den
resterende del af reservoiret. Også i dette tilfælde er en flow-log vigtig for at kunne
forudsige ydelserne på de to pumper.
Princip
Heat pulse flow test:
Måleprincippet går ud på at måle den tid, der medgår for en udsendt varmepuls at
bevæge sig enten opad eller nedad til to temperaturfølsomme sensorer, som sidder
henholdsvis 5 cm over og 5 cm under en varmetråd, hvorfra pulsen udsendes.
Strømningshastigheden i målepositionen kan derefter ud fra kendskab til boringens eller
rørets diameter omregnes til liter/time, som strømmer enten opad eller nedad i den
pågældende dybde.
Resultater
Denne specielle flow-målemetode er især egnet til diskrete målinger af eventuel
intern strømning i boringen uden pumpning, idet denne sonde har en større følsomhed end
propel flow-sonden, og derfor kan måle strømningshastigheder ned til 10 cm/min. Den
anvendes således til undersøgelse af, om der sker lækageindstrømninger i gennemtærede
foringsrør, ligesom den kan være egnet til kontrol af afspærringer eller afpropninger.
Endvidere finder den anvendelse ved etablering af vandskel mellem to pumper i forbindelse
med udtagning af vandprøver fra bestemte zoner i et filter (Figur 10).
Figur 10
Heat pulse flow test. (bemærkninger i Bilag 1).
Se her!
Figur 11
Eksempel på komplet logging-program. (bemærkninger i Bilag 1).
3.3 Et
optimalt undersøgelsesprogram for en enkelt boring?
Undersøgelsesprogram
Efter ovennævnte gennemgang af de forskellige mest gængse loggingmetoder kan det
være på sin plads at diskutere, hvorledes det optimale program bør se ud for en enkelt
boring, dvs. det mindst mulige loggingprogram, som kan sikre den tilstrækkelige
information, der er nødvendig som beslutningsgrundlag til videre handling. Denne
diskussion vil blive gennemført i samråd med kursusdeltagerne efter, at disse har givet
deres bud, idet udgangspunktet i de enkelte situationer er en angivelse af
problemstillingen i henholdsvis gamle boringer forud for en beslutning om eventuel
renovering/ombygning af boringen, og i nye boringer forud for beslutning om udbygning af
disse, samt efterfølgende til kontrol af en udbygning.
3.4 Hvem kan udføre
borehulslogging i Danmark?
Firmaer
Et fuldt moderne digitaliseret loggingudstyr og med målesonder til de fleste af de
nævnte metoder haves af: RAMBØLL, Geoteknisk Institut/co United Drilling Contractors og
Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse (GEUS). Herudover har Dansk GeoServex A/S
et lidt ældre, men også digitalt loggingudstyr med sonder til de vigtigste metoder
(gamma, resistivitet, induktion, ledningsevne/temperatur og kaliber).
Ellogboring
Derudover findes der en speciel boremetode, hvor der under selve nedboringen med en hul
snegleborestang samtidig måles både en resistivitets-log og en gammalog. Metoden går
under navnet "ellogboring" og er især anvendelig til undersøgelsesboringer i
forholdsvis finkornede aflejringer af sand og ler. Ønskes der udført filtersætning i
forbindelse med ønsket om at anvende undersøgelsesboringen til moniteringsformål, kan
der ikke udføres gamma-log, idet spidsen af sneglen skal kunne bankes ud, og filterrør
indsættes ned gennem den hule borestreng.
Vandprøvetagning
Ellogboring kan i stedet for gamma-log kombineres med niveaubestemt
vandprøvetagning under stop på udvalgte dybdepositioner ved hjælp af et indbygget
prøveog målekammer tæt ved sneglens borespids. Ved denne kombination kan der ikke
bagefter nedsættes filter gennem den hule borestreng, men ved den efterfølgende
genboring efter at borespidsen med prøvetagningsaggregat er udskiftet med normal
borespids. Denne form for kombination af logging og nedboring er patenteret og kan derfor
kun udføres af firmaer med licens (Dansk Geofysik A/S m.fl.).
Program og priser
Prisen for loggingundersøgelser fastsættes i ovennævnte firmaer/institutioner
forskelligt, men vil naturligvis afhænge af loggingprogrammets omfang i den enkelte
boring, af dennes dybde, af antal boringer, der skal undersøges i samme sag, samt af krav
til rapporteringens omfang. Den varierer typisk mellem 10.000 kr. og 25.000 kr. per
boring. Anskaffelsen af et moderne loggingudstyr koster mellem 1/2 og 1 million afhængig
af antal af logtyper/metoder, som der ønskes mulighed for at kunne udføre.
3.6
Hvilke logtyper kunne en brøndborer med fordel selv udføre?
Det er imidlertid også muligt for et brøndboringsfirma selv at kunne udføre visse af
de vigtigste logs uden at skulle foretage en så stor investering, og uden at skulle råde
over specialistekspertise.
Resistivitetsmåleudstyr
For en investering på ca. 20.000 kr. vil man kunne råde over et batteridrevet
resistivitets måleudstyr med eksempelvis 100 m kabel på tromle med glidekontakt til
udførelse af diskrete målinger i stationære dybdepositioner. Derved ville brøndboreren
inden filtersætning kunne kontrollere lagfølgen og laggrænserne med henblik på valg af
den bedst mulige filterplacering og for samtidig at kunne vurdere, om det ville være
hensigtsmæssigt at have mere end een filterkonstruktion, dvs. mere end een
slidsestørrelse.
Propel flow-måleudstyr
For en investering på ca. 25.000 kr. vil man kunne råde over et batteridrevet propel
flow-måleudstyr med eksempelvis 100 m kabel på tromle med glidekontakt til udførelse af
diskret flow-log målinger i stationære dybdepositioner. Derved ville brøndboreren
eksempelvis selv kunne aflevere en dokumentation over indstrømningsfordelingen i filteret
efter færdigudbygning af en ny boring. En sådan flowlog sammenholdt med dels
brøndborerens egen vurdering af det filtersatte sandlags sammensætning og dels en
eventuel resistivitetslog vil kunne give en vurdering af behovet for en eventuel
regenerering (spuling) af hele eller specielle dele af filterintervallet.
Ledningsevne og temperatur måleudstyr
For en investering på ca. 20.000 kr. vil man kunne råde over et batteridrevet
ledningsevne & temperatur måleudstyr med eksempelvis 100 m kabel på tromle med
glidekontakt til udførelse af diskrete målinger i stationære dybdepositioner. Derved
vil brøndboreren dels kunne vurdere, om en eventuel saltvandsgrænse er passeret, eller
om der kan/skal bores dybere inden beslutning om filtersætning. Endvidere vil
brøndboreren ved en ledningsevnelog efter filtersætning kunne få en indikation på, om
der er tale om forskellig vandkvalitet i forskellige dele af filterintervallet.
Det er karakteristisk for disse tre typer af udstyr, at de er forholdsvis robuste og
samtidig simple at udføre.
Sørensen, K., 1989: Ellog boring.- Skov- og Naturstyrelsen, Kortlægningsserien nr. 8.
Bilag 1
Fig. 1 |
Gamma-logs fra en kvartær lagserie (B14, Sekjær), en lagserie i Danien
kalk over skrivekridt (Ø3a, Egholm) samt fra en Miocæn lagserie (B15, Lindknud).
Bemærk, at der kan optræde stor gammastårling Miocæne sandlag, hvilket skyldes
tilstedeværelse af lag med uranholdigt tungsand.
|
Fig. 2A |
Korrelation af gamma-logs og af resistivitets-logs fra boringer i Miocæne
aflejringer ved Lindknud. De fire boringer står på en knækket linie fra sydvest mod
nordøst og afstanden fra B15 til B13 er ca. 3,5 km. Gamma-strålingen i de marine
miocæne sekvenser er generelt højere end i de øverste limniske sekvenser, hvilket
skyldes tilstedeværelse af dels lag af glimmerler og dels indslag af uranholdigt tungsand
i de marine sekvenser. Såvel gamma-logs som resistivitetslogs kan detail korreleres fra
boring til boring i de marine sekvenser, hvorimod log-sekvenserne fra Odderup formationen
kun delvis kan korreleres og kun imellem et par af boringerne.
|
Fig. 2B |
Korrelation af gamma-logs og af resistivitets-logs fra Danien kalk over
skrivekridt (Egholm). Der ses flere gamma-marker horisonter (stor stråling) i den øvre
kalk sekvens, og disse horisonter hører til lag med lav resistivitet. Ligeledes ses der i
samme kalk sekvens flere resistivitets-marker horisonter (stor resistivitet), og disse
optræder i laget lige ovenover de enkelte gamma-marker horisonter. Bemærk i øvrigt de
generelle forskelle i såvel gamma-stråling som i resistivitetsniveau i de tre kalk
sekvenser. Skrivekridtet kan skelnes fra kalken ved en mindre resistivitet.
|
Fig. 2C |
Korrelation af gamma-logs og af introduktions-logs fra samme boringer som
i Fig. 5B. Indukstions-logs viser det modsatte af resistivitets-logs, og sammenhængen
mellem gamma-marker horisonterne i den øvre kalk sekvens og lag med sstor ledningsevne
ses tydelig, ligesom ledningsevne-niveau og -variation i den midterste kalk sekvens har
tilsvarende rolige og lave forløb som gammastrålingen i modsætning til forløbene i den
øvre og i den nedre kalk sekvens.
|
Fig. 3 |
Resistivitets-logs fra en kvartær lagserie (B14, Sekjær), en lagserie i
Danien kalk over skrivekridt (Ø3a, Egholm) samt fra en Miocæn lagserie (B15, Lindknud).
|
Fig. 4 |
Tabel over typiske resistiviteter for danske aflejringer.
|
Fig. 5 |
Induktions-logs fra en kvartær lagfølge over Danien kalk og skrivekridt
(200.4186 Lautrupparken) og fra en Danien kalk over skrivekridt (Ø3A Egholm).
|
Fig. 6 |
Gamma-logs før og efter filtersætning, samt resistivitets-log efter
filtersætning. Sidstnævnte giver kun meningsfyldte målinger ud gennem
slidseintervallet, hvorved filterets nøjagtige placering kan kontrolleres. Gamma-log
efter filtersætning viser generrelt lavere værdier end før filtersætning, hvilket
skyldes at strålingen dæmpes dels af filtermaterialet men især af bagfylds materialet.
Forseglingsintervallet lige over filteret giver sig til kende på gamma-loggen efter
filtersætning ved det højere strålingsniveau, hvorimod den planlagte øvre forsegling
ca. 15 m.u.t. ikke ses på gamma-loggen efter filtersætning, og derfor må formodes ikke
at være blevet placeret.
|
Fig. 7 |
Kaliper-logs fra 2 åbne kalk-boringer, Lautrupparken 200.4186 og Egholm
Ø3A. Ekstra store diametre ses i den øvre del af kalken lige under forerør.
|
Fig. 8 |
Temp.- og ledningsevne-logs før og under pumpning fra to åbne
kalkboringer, Lautrupparken 200.4186 og Egholm Ø3A. Boringen fra Lautrupparken viser
højere temperaturer og ledningsevne under pumpning end før pumpning på grund af bidrag
under pumpning fra indstrømninger også i den nedre del af boringen. Egholm boringen
viser derimod samme temperatur og ledningsevne før og under pumpning, hvilket skyldes at
der også i situationen uden pumpning sker en væsentlig opadgående strømning fra
boringens nedre del til den øvre del. Bemærk ved begge boringer de trinvise ændringer i
temperatur og ledningsevne under pumpning, som er karakteristisk for indstrømninger fra
sprækker.
|
Fig. 9 |
Flow-logs under pumpning fra de samme to åbne kalk-boringer som i Fig. 8,
samt fra en filtersat boring ved Gevninge (24A). Sidstnævnte viser tre enkelte
indstrømningszoner fra sprækker i Grønsandskalken. Boringer ved Lautrupparken viser
hovedsagelig indstrømning i de øverste 5 m under forerøret (ikke vist her, men ses på
Fig. 11). Egholm boringen viser at al indstrømning sker fra flere zoner i den nedre del
af Danien kalken i dybdeintervallet 70-90 m. Den tilsyneladende aftagende strømning
(vandmængde) ovenover 46 m skyldes en større diameter i den øvre del af boringen og i
foringsrøret. Flow-loggen under pumpning i rotationstælletal per minut er sammenlignet
med tilsvarende log uden pumpning, hvorved der ses et basisflow fra samme
indstrømningsinterval 70-90 m og op til zonen lige under forerøret. Tælletallene er
maksimalt ca. 30 Rot/min imod 60 Rot/min. under pumpning med 36 m3/t, d.v.s.
basisflowet er ca. halvdelen af vandmængden under pumpning, 16 m3/t.
|
Fig. 10 |
Eksempel på 3 heat pulse impuls målinger i 50 m dybde og 2 målinger i
60 m dybde i den åbne kalk-boring 192.983 Hørup uden pumpning fra boringen med henblik
på at undersøge om der sker kortslutningsstrømning (basisflow) imellem forskellige
zoner i boringen. Den nedadgående puls ved tidspunktet 13-14 sekuner i 50 m dybde svarer
til en nedadrettet strømningshastighed på 5 cm/13 sek. = 23 cm/min. = 13,8 m/time. I 60
m registreres der ingen pulse og der sker derfor ingen lodret strømning i boringen i
denne dybde.
|
Fig. 11 |
Komplet logging program for en ny boring forinden eventuel
færdigudbygning. Under mergel lagene i skrivekridtet i 105 m dybde viser resistivitetsog
induktions-logs at ledningsevnen i porevandet i skrivekridtet under denne dybde stiger
markant, formodentlig på grund af øget klorindhold. Grænsen mellem skrivekridt og
kalksandskalk i ca. 65 m dybde ses ligeledes tydeligt på disse to logs, idet
skrivekridtet har en væsentlig lavere resistivitet/højere ledningsevne end
kalksandskalken. Flowloggen viser, at hovedindstrømningen (80%) sker indenfor de øverste
5 m under forerøret. Den øvrige indstrømning (20%) sker fra en lang række zoner, som
lettest identificeres på temperatur- og på ledningsevne-loggen under pumpning, idet der
på disse logs sker bratte ændringer ved hver af indstrømningerne. |
|
|