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

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

3 Resultater

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

3.1 Beskrivelse af anlæg

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.1.1 Belægning, terrænfald og forureningsrisiko

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

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

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

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

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

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

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

3.1.2 Forurenede grunde

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

3.1.3 Nedlæggelse af små vandforsyningsanlæg

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

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

3.2 Interviewundersøgelse

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.3 Pesticider: Glyphosat, AMPA og BAM

3.3.1 Glyphosat og AMPA

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

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

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

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

3.3.1.1 Koncentration mod dybde

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

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

3.3.2 BAM

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

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

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

3.3.3 BAM, glyphosat og AMPA

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

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

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

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

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

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

3.3.3.1 Diskussion af transport og sorption for BAM og glyphosat

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

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

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

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

3.3.4 Vurdering af BAM og glyphosat i prøver fra forskellige udtagningssteder

Der er udtaget vandprøver fra en række forskellige prøveudtagningssteder:

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

Opgøres antallet af forskellige prøveudtagningssteder i to kategorier:

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.3.4.1 Sedimentprøver fra bunden af to brønde

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

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

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

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

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

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

3.3.5 Diskussion pesticider

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.3.5.1 Prøvetagningstidspunkter

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

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

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

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

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

3.4 Coliforme bakterier

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.4.1 Diskussion af transport og overlevelse af coliforme bakterier i jord

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.4.2 Håndboringer og coliforme bakterier

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.5 Udvalgte hovedbestanddele

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3.6 Statistiske bearbejdning af resultater

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

3.6.1 Statistisk bearbejdning af data fra 2001/2002

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

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

Dette kan skyldes en række årsager:

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

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

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

3.6.2 Statistisk bearbejdning af data fra 2005

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Version 1.0 April 2007, © Miljøstyrelsen.