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

Pesticider i dansk grundvand - Grumo- og boringskontroldata

5 Modelkørsler

• 5.1 Ide
• 5.2 Modellen
• 5.3 Simulering af phenoxysyrer
• 5.4 Triaziner
• 5.5 Simulering af BAM

Der udført en række generelle modelsimuleringer af forskellige pesticider under forskellige grundvandsforhold og sammenhængen mellem opholdstid og nedbrydningskonstanter for de undersøgte pesticider. Simuleringerne er udført med henblik på at kunne afklare, hvilke forhold der er styrende for de "Fund" og den fordeling af "Fund", der ses i moniteringsdata fra GRUMO- og BK-databaserne.

5.1 Ide

Ideen med at anvende modellen er:

• At teste om der er overensstemmelse mellem kendte kildetyper og kildestyrker, og om modellen derved kan genskabe de "Fund", der ses i virkeligheden
• At fremskrive udviklingen for de enkelte stoffer
• Om muligt at beregne nedbrydningskonstanter for specifikke pesticider
• At indikere om den eksisterende viden om stofferne er i overensstemmelse med det de faktiske forhold, som ses i databaserne.

Simuleringerne er udført i en af NIRAS tidligere opstillet Danmarksmodel, der anvendes til risikovurdering og fremtidsscenarier for forskellige stoffer i grundvandsmiljøet.

5.2 Modellen

Modellen er opstillet i Visual Modflow med MT3D99 som stoftransportmodul. Princippet i modellen er, at den er en skematisk Danmarksmodel med 4 typiske geologiske scenarier, som er opstillet og udvalgt, så de samlet er repræsentative for de geologiske forhold ved ca.80 % af de danske vandforsyninger.

De geologiske scenarierne er følgende:

• Område 1: Frit vandspejl til terræn og oxiderede forhold i de øverste ca. 25 m (hedeslette)
• Område 2: Morænelersdæklag på ca. 25 m med underliggende sand- eller kalkmagasiner og reducerede forhold (dele af Sjælland, Fyn, Østjylland)
• Område 3: Tyndt morænelersdæklag på 5 til 10 m og oxiderede forhold fra 5 til 10 m med underliggende reducerede kalk og sandmagasiner (dele af Sjælland, Nordjylland)
• Område 4: Dybt primært magasin med et overliggende sekundært magasin med dæklag og reducerede forhold (dele af Sjælland, Østjylland, Fyn)

Hvert område dækker 22.500 Ha og er inddelt i celler på 4 Ha. I hvert område er der placeret et byområde nær kysten med en vandforsyning med en årlig indvinding på 500.000 m³. I det åbne land er der placeret landbrug med gårdspladser og en vandforsyning med en årlig vandindvinding på 100.000 m³.

I alle områder er indsat fuldt integrerede vandløb, og infiltrationen beregnes automatisk via et nedbør-fordampningsmodul. Den resulterende beregnede grundvandsdannelse varierer fra 200 mm i område 1 til 10 mm i område 4. Som følge heraf, vil oplandene til indvindingsboringer i område 4 være væsentlig større end i område 1, og vandet generelt væsentligt ældre. Alderen af vandet, og dets aldersprofil er væsentlig i relation til ankomst, koncentration og varighed af påvirkningen med miljøfremmede stoffer. Gennemsnitsalderen af vandet i indvindingerne er fra ca. 15 år i område 1 til over 150 år i område 4.

I modellen kan indlægges repræsentative fladebelastninger samt punktkilder som tankstationer, gårdpladser lossepladser m.m. Modellen kan regne på transport og omsætning af enkeltstoffer som MTBE, aromater, klorerede opløsningsmidler, pesticider, nitrat m.m. ud fra disse stoffers Kd-værdier, nedbrydningskonstanter under forskellige redoxforhold, parent-daughter reaktioner (f.eks. nitrat-sulfat eller PCE-TCE) og forskellige nedbrydingsmekanismer, herunder forskellige nedbrydningsmekanismer i opløst og sorberet fase.

Hydraulisk kan modellen regne med sprækkepermeabilitet og dobbeltporøsitet i f.eks. moræneler og kalk.

5.3 Simulering af phenoxysyrer

Phenoxysyrer er en pesticidgruppe, der er brugt i meget store mængder, (>65.000 tons) siden slutningen af 50 'erne (Miljøstyrelsen, 1997). Alligevel er stofferne kun fundet i meget få filtre. I GRUMO er der ca. 2 % "Fund", mens der kun er ca. 0,4 % "Fund" > 0,1 μg/l, se f.eks. figur 3.17. Selvom anvendelsen har været størrelsesordner større end anvendelsen af dichlobenil (>550 tons, Miljøstyrelsen 1997), er koncentrationer og "Fund" langt mindre. Dette viser, at stofferne nedbrydes i rodzonen og som tidligere nævnt i aerobt grundvand, idet phenoxysyrerne desuden er mobile i grundvandsmiljøet. Det diskuteres dog, om de aktuelle "Fund" kan tilskrives punktkilder, eller om de er en følge af den regelrette sprøjtning på marker. Den højeste udvaskning af phenoxysyrer fra markerne, der vurderes realistisk, er 0,3 μg/l (Tuxen et al., 2001).

Nedbrydningen af phenoxysyrer er under oxiderede forhold fundet til at ligge mellem 0,02 d-1 og 0,2 d-1 (Rügge et al., 2000), mens der ikke er fundet nedbrydningshastigheder opgivet i litteraturen for reducerede forhold. Til gengæld er der for atrazin under reducerede forhold fundet hastigheder på <0,002 d-1 til 0,077 d-1 (Pedersen, 2000). Disse hastigheder er forsøgsvist anvendt for phenoxysyrerne i denne modellering.

Modelleres et konservativt scenarie, hvor de lavest målte nedbrydningskonstanter (0,002 d-1) anvendes i de forskellige redoxzoner under reducerede forhold, og udvaskningen under rodzonen i hele området sættes til 0,3 μg/l i 50 år, fås en resulterende koncentration i indvindinger i det åbne land som vist på figur 5.1 . I område 2 og 4 kan der stort set ikke ses nogen påvirkning, område 1 påvirkes størrelsesordner under detektionsgrænsen, mens område 3 påvirkes til omkring detektionsgrænsen. Kombinationen af en kort opholdstid i et oxideret miljø med noget yngre vand vil altså i et konservativt eksempel kunne give en faktor ca. 10 under grænseværdien i dette miljø. Anvendes i stedet middelværdier for nedbrydning og mere realistiske nedsivningsscenarier, vil pesticidet i ingen tilfælde kunne registreres over detektionsgrænsen. De højere nedbrydningshastigheder underbygger altså de koncentrationer og antal fund, som ses i databasen.

Figur 5.1. Simulering af resulterende koncentrationer af phenoxysyrer i indvindingsboringer placeret i de 4 forskellige typeområder, ved en fladebelastning på 0,3 μg/l. Tallene i kasserne angiver tid og koncentration ved pilen (ca. i dag)

Phenoxysyrer kan imidlertid også stamme fra punktkilder, typisk ved en uheldig håndtering på landbruget. Ud fra en Bornholmsk undersøgelse (Bay et al., 2000), kan kildestyrken af phenoxysyrer skønnes til ca. 140 g/år på et typisk gennemsnitslandbrug. Dette svarer til, at landmanden på et lille område taber ca. 10 l fortyndet sprøjtevæske om året. Dette synes realistisk, idet der typisk er 20 l tilbage i en sprøjte, når den er tømt (Nilsson, 2003).

I simuleringen er anvendt de samme nedbrydningskonstanter som under fladebelastningen, og resultatet i indvindingsboringerne fremgår af figur 5.2. Det ses at der i område 3 er en markant påvirkning, mens påvirkningen er meget lav i de øvrige områder. Det er altså langt mere sandsynligt, ud fra de her anvendte kriterier, at "Fund" af phenoxysyrer i indvindingsboringer stammer fra punktkilder, ikke mindst hvis koncentrationen er af en vis størrelse. Den resulterende koncentration i boringen i område 3 er dog større, end den man ser i databaserne, hvor de højeste koncentrationer ligger omkring grænseværdien. Dette antyder enten, at den her anvendte kildestyrke er for stor, at der ligger kilder meget tæt på boringen i de tilfælde, hvor der findes phenoxysyrer, eller at de anvendte nedbrydningskonstanter i det reducerede miljø er for små. Såfremt sidstnævnte er tilfældet, kan nedbrydningen af phenoxysyrer i et reduceret miljø beregnes til ca. 8 x 10-4 d-1 hvor koncentrationen i indvindingsboringen så vil ligge lige over detektionsgrænsen. Anvendes denne nedbrydningskonstant i fladebelastningsscenariet, vil ingen boringer komme over detektionsgrænsen.

Figur 5.2. Simulering af resulterende koncentrationer af phenoxysyrer i indvindingsboringer placeret i de 4 forskellige typeområder, ved en punktkildebelastning på 140 g/år.

5.4 Triaziner

Der er ikke gennemført modelsimuleringer for triaziner, da kildestyrke og anvendelsesområder ikke er tilstrækkeligt veldefineret.

5.5 Simulering af BAM

Der er udført forskellige simuleringer af BAM fra både byområder og i det åbne land, men med forskellige angrebsvinkler. Fra byområder kan det fra Rasmussen (2000) antages udfra målinger fra bl.a. regnvandsbassiner, at udvaskningen som gennemsnit ligger på i størrelsesorden 1 μg/l. Der er mange kilder til fund af BAM i regnvands bassiner – regnvandet opsamles via separate systemer, men der er forskellige kilder som kan give indholdet i disse. Forureningen i byområderne introduceres derfor med 1 μg/l i 1970, og forureningen fortsættes i 50 år. Det er valgt at simulere en forureningskilde i 50 år, da dichlobenil ifølge Miljøstyrelsen (2002a) findes i jorden i mange år efter brugen er ophørt.

For det åbne land er brugen forudsat begrænset til gårdspladser, og disse er indlagt i modellen med en statistisk fordeling med 1 gårdsplads pr. 33 ha. (3 gårdspladser pr. km2) for lereder områder, og 1 gårdsplads pr. 50 ha. (2 gårdspladser pr. km2) for sandede områder. Ifølge Chrintz et al. (2000) er dichlobenil anvendt på ca. 75 % af alle gårdspladser.

I første scenarie er kildestyrken fra gårdspladsen beregnet ud fra forbruget af dichlobenil med den forudsætning, at 75 % af gårdpladserne har anvendt dichlobenil ifølge forskrifterne hvert andet år (Chrintz et al., 2000). På en gårdsplads på 1000 m2 giver dette et årligt gennemsnit på 1,5 kg aktivstof eller ca. 1 kg, hvis gårdspladser, hvor der ikke er anvendt dichlobenil medregnes. Antages al dichlobenil omdannet til BAM (Miljøstyrelsen, 2002a) og udvasket, fås en kildestyrke på ca. 1 kg/år den angivne periode, eller en koncentration i det infiltrerende vand på ca. 5 mg/l. Dette tal stemmer dog slet ikke overens med de koncentrationer, som man faktisk finder omkring gårdspladserne (Bay et al., 2000) og i den seneste undersøgelse af enkeltvandforsyninger, hvor mange er placeret på eller nær gårdspladser, er den højest målte koncentration 14 μg/l, med et generelt niveau omkring 0,25 μg/l (GEUS, 2002). Selvom dette vand er fortyndet med vand dannet uden for gårdspladsen, er det åbenlyst, at der er et massebalanceproblem.

Simuleres alligevel et BAM-scenarie med disse koncentrationer, fås da også meget høje indhold af BAM i vandforsyningerne i det åbne land i de 4 områder. De resulterende koncentrationer er slet ikke er i overensstemmelse med de koncentrationer, man ser i overvågningsprogrammet. Ifølge modellen skulle vandværker så i dag have et BAM-indhold på hhv. 10 μg/l ,1 μg/l , 4,5 μg/l og 0,2 μg/l i område 1, 2, 3 og 4. Dette kunne umiddelbart forklares ved, at der faktisk sker en nedbrydning af BAM mellem kilderne og indvindingen. Dette er dog ikke er sandsynligt, da BAM-koncentrationen ved kilderne i dette tilfælde alligevel burde være meget høje. Manglende nedbrydning af BAM er desuden rapporteret i litteraturen, bl.a. (Miljøstyrelsen, 2002b; Broholm et al., 2001)

Med de aldersprofiler der er for indvindingerne i modellen, kan man i stedet regne baglæns og beregne kildestyrkerne ud fra de koncentrationer, der ses i databaserne. En forsimplet forudsætning er, at den gennemsnitlige BAM-koncentration i alt indvundet vand i Danmark er 0,02 μg/l (ved en fundprocent på 25 % med en gennemsnitskoncentration på 0,08 μg/l) p.t., at det unge vand i områder med kilder ofte har nået en koncentration omkring grænseværdien, og at der sjældent ses meget markante overskridelser af grænseværdien. Ved at køre modellen iterativt med disse forudsætninger fås kildestyrker fra gårdspladser på af størrelsesorden 16 g/år, figur 5.3. Ved denne kildestyrke vil vandværker, der ligger med kilder i det åbne land i dag (30 år efter start af brug), ligge med koncentrationer omkring 0,16 μg/l og stabilt, i område 2 omkring detektionsgrænsen og stigende de næste 50 år, i område 3 lidt under grænseværdien og stigende de næste 30 år, og i område 4 vil koncentrationen i dag være langt under detektionsgrænsen, men stigende de næste mere end 100 år.

Tages i betragtning, at ikke alle vandværker har det samme antal kilder i oplandet, er der rimelig overensstemmelse mellem databaserne og det simulerede, og dermed en kildestyrke omkring de 16 g/år fra et dichlobenilbehandlet område. Det kan dog ikke udelukkes at moderstoffet dichlobenil er sorberet til de øvre jordlag hvorfra de langsomt frigives eller mineraliseres. En kildestyrke på 16 g/år burde give en koncentration i det infiltrerende vand på omkring 80 μg/l, hvilket stadig er langt højere end de koncentrationer, man faktisk finder. Da der kan ske en væsentlig fordampning af dichlobenil (Miljøstyrelsen, 1991) og en efterfølgende fortætning og deposition, er denne proces måske en forklaring. Herved vil man få lavere koncentrationer over væsentlig større områder, svarende til 2 μg/l ved f.eks. 4 Ha. Dichlobenil er typisk anvendt i byområder og langs hegn. Denne mekanisme vil derfor også kunne forklare den tætte sammenhæng mellem fundprocenter i forskellige dele af landet, og hvorfor der er hyppige BAM-"Fund" i områder, hvor dette slet ikke skulle forventes (GRUMO-reder i det åbne land). Omvendt viser misforholdet mellem beregnet kildestyrke og de målte koncentrationer også, at nedbrydningen af BAM er negligeabel. I LOOP oplandene som moniterer højtliggende grundvand udtaget fra marker med regelret landbrugsdrift er BAM dog kun fundet i enkelte tilfælde (Brüsch, 2000).

Koncentrationsstigningen, undtagen i det frie magasin, er kun er ca. 0,003 μg/år, eller 0,015 μg på 5 år. Denne stigning er så lille, at de tidsserier vi har at arbejde med i dag er alt for korte til, at vi på baggrund af disse kan udtale os om de målte tendenser. Disse tidsserier er nærmere et udtryk for tilfældig variation i de målte koncentrationer.

Figur 5.3. Simulering af resulterende koncentrationer af BAM i indvindingsboringer placeret i de 4 forskellige typeområder, ved en punktkildebelastning på 16 g/år. Vi befinder os i dag ca. 30-40 år efter start af udvaskningen.

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

Version 1.0 September 2005, © Miljøstyrelsen.