Vandforsyningsteknik

Transkript

1 Vandforsyningsteknik 53 DANSK VAND- OG SPILDEVANDSFORENING

2 Vandforsyningsteknik 53 Dansk Vand- og Spildevandsforening

3 Udgiver: Dansk Vand- og Spildevandsforening VANDHUSET, Danmarksvej Skanderborg Tlf Fax Web Udgivelsesår: 2004 Titel: Vandforsyningsteknik 53 Redaktionen afsluttet: Juli 2004 ISSN: ISBN: Tryk: Djurs Gruppen Grafisk Support, Auning

4 Indhold Forord Vandrammedirektivets betydning for dansk vandforsyning Af Martin Skriver Indledning og baggrund Vandrammedirektivet Miljømål for grundvand Vanddistrikter Drikkevandsdirektivet og den nationale prioritering af grundvandsressourcen Grundvandsdirektivet Centrale elementer i det nye grundvandsdirektiv Konklusioner mht. vandrammedirektivet og det nye grundvandsdirektiv Referencer Publikationer Om kriterier for identifikation af særligt pesticidfølsomme arealer Af Erik Nygaard, Carsten S. Jacobsen, Henrik Vosgerau, Jim Rasmussen, René K. Juhler, Per Rosenberg, Peter v.d. Keur, Vibeke Ernstsen, Ole H. Jacobsen og Svend E. Olesen Angrebsvinkel Simuleringer Korrelation Gruppering af pesticider Praktisk udmøntning Referencer Billund-deltaet og andre nyopdagede grundvandsmagasiner i Midtjylland Af Jørgen Fjeldsø Christensen Baggrund

5 Formål Ny viden om lagseriens opbygning Beskrivelse af de enkelte lag Vejle Fjord Leret Vejle Fjord Sandet Hvidbjerg Sandet Billund Sandet Ribe Formationen Kolding Fjord Sandet Arnum Formationen Bastrup Sandet Stauning Sandet Odderup Formationen Fordelingen af grundvandsmagasiner i Jylland Konklusion Referencer Pesticidforurenet drikkevand i små vandforsyningsanlæg Af Walter Brüsch og Jens Stockmarr Vandkvaliteten i små vandforsyningsanlæg Antal små vandforsyningsanlæg i Danmark Anlægstyper i projektet Fund i forskellige anlægstyper Bakterielle parametre Nitrat og andre hovedbestanddele Kan anlæg med pesticider findes med et reduceret analyseprogram? Hvad betyder nedbrydning og sorption af BAM for grundvandsforureningen? Af Liselotte Clausen, Liselotte K. Ludvigsen og Peter R. Jørgensen Indledning og baggrund Sorption og nedbrydning af dichlobenil og BAM Nedbrydning Feltdata Varighedsmodellering Områder, hvor videngrundlaget skal forbedres Referencer

6 Interviewundersøgelse ved Almsgård Kildeplads Af Morten Thjellesen Introduktion Resultater Interesse for MVJ Miljøtjek BehandlingsIndeks (BI) Det videre arbejde Referencer Metoder til rensning af drikkevand for nikkel Af Henrik Aktor, Tom Pedersen og Erling V. Fischer Baggrund og formål Hvilke metoder kan anvendes Rensning for nikkel i drikkevand er en nordeuropæisk specialitet 89 Hovedkonklusioner Nikkelfjernelse er mest kompliceret i hårdt vand Projektresultater Fem metoder er udvalgt Biologisk manganfjernelse Fældning med manganoxid Fældning og ph justering Adsorption på manganoxid Ionbytning Forsøg med fjernelse af arsen på vandværk Af Pia Jacobsen og Elin Dichmann Jensen Åboværket Forundersøgelser Generelle drifts- og analyseforhold Analysering for arsen Forsøgene - 5 perioder Model for et fremtidigt behandlingsanlæg Videre sikring af modelgrundlaget Alternative metoder Afslutning Referencer

7 Membranfiltrering, erfaringer og muligheder i dansk vandforsyning Af Jesper Hall-Pedersen Baggrund og formål Membrananlæg Drifts- og miljømæssige aspekter Danske erfaringer Rensning for problemstoffer ved membranfiltrering Sammenligning mellem membranfiltrering og alternative renseteknologier Konklusion Behandling af overfladevand fra Tissø Af Christian Stamer Indledning Procesbeskrivelse Koagulering, flokkulering og sedimentation Proces Driftsform af Actiflo -anlæg ved Tissø Filtrering i tre-lagsfilter Ozonbehandling Aktiv kul filtrering UV-behandling Monokloraminering Vandkvalitet Analyser af råvand Analyser af behandlet vand Økonomi Anlægsomkostninger Driftsomkostninger Afslutning DANVA's benchmarkingprojekt - hvordan går det? Af Arne Svendsen DANVA's benchmarkingprojekt Serviceeftersyn af vandmarkedet

8 Vandforbrug og forbrugsvariationer Af Rasmus Boe-Hansen, Karin Larsen og Torlei Thomsen Indledning Dataindsamling Databehandling Husholdningsforbrug Institutioner Erhverv Konklusion Referencer Hurtigmetoder til screening for coliforme bakterier og E. Coli i drikkevand Af Linda Bagge Baggrund for afprøvningen Analyseprogram Opsummering Konklusion Annoncefortegnelse

9 10

10 Forord Det 53. Årskursus i DANVA, Dansk Vand- og Spildevandsforening, blev afholdt på Århus Universitet i januar Denne bog indeholder i skriftlig form de foredrag, der blev afholdt på kurset. Ved foreningens årskursus forelægges og drøftes tidens mest aktuelle emner inden for vandforsyningen. Foreningens medlemmer og gæster til dette arrangement får herved kontant viden til brug i deres daglige arbejde i dansk vandforsyning. Overskrifterne for dette års emner var: Lovgivning: Vandrammedirektivets betydning for dansk vandforsyning Revision af grundvandsdirektivet. Ressourcer: Billund-deltaet, et nyopdaget grundvandsmagasin. Grundvandsbeskyttelse: Udpegning af pesticidfølsomme arealer Nedbrydning og sorption af BAM. Vandkvalitet og vandbehandling: Vandkvaliteten i små vandforsyninger Rensning for nikkel Arsenfjernelse Membranprocesser Behandling af overfladevand fra Tissø Hurtigmetoder til screening for coliforme bakterier og E.coli Afsmitning fra plastrør, Vandpanelets undersøgelse. Vandforbrug: DANVA s undersøgelse af vandforbrug og -variationer. Benchmarking: DANVA s benchmarkingprojekt. Håndbogen er den eneste samlede oversigt over det nyeste inden for vandforsyningsteknik i Danmark. Vandforsyningstekniske emner, der ikke er behandlet i denne udgave, kan med stor sandsynlighed findes i tidligere udgaver i denne serie. DANVA ønsker medlemmer og andre læsere god fornøjelse med Vandforsyningsteknik 53. UDDANNELSESUDVALGET 11

11 12

12 Vandrammedirektivets betydning for dansk vandforsyning Af cand.scient. Martin Skriver, Miljøstyrelsen Vand Indledning og baggrund Europaparlamentets og Rådets Direktiv 2000/60/EF af 23. oktober 2000 om fastlæggelse af en ramme for Fællesskabets vandpolitiske foranstaltninger, i daglig tale kaldet vandrammedirektivet, udgør rammen for den fremtidige vandadministration i Danmark. Vandrammedirektivet omhandler alle forekomster af vand i og på landjorden, samt også overgangsvande og kystvande (forekomster af vand oven på jorden, dvs. alt andet vand i naturen end grundvand, benævnes i direktivet overfladevand ). Dette forhold medføre, at direktivet også har væsentlig betydning for vandforsyningen i Danmark. Vandrammedirektivet er implementeret i dansk lovgivning i december 2003 via miljømålsloven (lov nr af 17. december 2003 om miljømål m.v. for vandforekomster og internationale naturbeskyttelsesområder), samt tilhørende ændringer i vandforsyningsloven, miljøbeskyttelsesloven, jordforureningsloven samt lov om planlægning. I det følgende redegøres for indholdet af vandrammedirektivet, med hovedvægten på de aspekter af direktivet, som er af særlig betydning for grundvandsbeskyttelse og vandforsyning. Der gives desuden en sammenfatning af det kommende grundvandsdirektiv, som er en udløber af bestemmelserne i vandrammedirektivets artikel

13 Vandrammedirektivet Miljømål for grundvand De miljømål for grundvandet, som gælder efter vandrammedirektivet, føjer et nyt perspektiv til hvordan vi hidtil har anskuet grundvandet i Danmark. Da vi som noget ret unikt i EU har en næsten total afhængighed af grundvandet som grundlag for vores vandforsyning, er den danske grundvandspolitik baseret på dette hensyn. Det forhold, at omkring 99% af vandforsyningen stammer fra grundvand, som alene er underkastet en simpel vandbehandling, tilsiger at man er nødsaget til at have en grundvandsbeskyttelse og en indsats på hele grundvandsområdet, som tilgodeser dette forhold. Således er planlægningen af ressourcens beskyttelse og prioriteringen af den praktiske indsats fokuseret dels på de områder, som udgør rygraden i vor nuværende vandforsyning, og dels på de områder hvor vi ved eller har mistanke om, at grundvandet er følsomt over for forurening. Dette gælder for amternes udpegning af områder med særlige drikkevandsinteresser og af nitratfølsomme indvindingsområder, som igen udgør grundlaget for den prioriterede indsats for at beskytte grundvandet. Eksempelvis har et af hovedargumenterne for udpegningen af områder med særlige drikkevandsinteresser været at prioritere oprydningsindsatsen over for grundvandstruende forureninger, mens udpegningen af nitratfølsomme områder lægges til grund ved vurderingen af eksempelvis VVM-sager for husdyrproduktioner. Vandrammedirektivet føjer dog et nyt aspekt til administrationen af grundvandet, i og med at direktivet indeholder et sæt nye miljømål for grundvandet, som afspejler grundvandets væsentlige rolle i det hydrologiske kredsløb. Og altså ikke bare dets snævre anvendelse til drikkevandsforsyning. Kort sammenfattet fremgår det af vandrammedirektivets miljømål for grundvand, at: 14

14 Udledning af forurening til grundvandet skal forebygges/begrænses. Grundvandets tilstand må ikke forværres. Der skal være balance mellem grundvandsdannelse og indvinding. Der må ikke ske ændringer i strømningsretning ved indvinding. Der må ikke ske indtrængning af salt vand i grundvandsmagasinerne. Enhver væsentligt stigende forurening skal vendes. God tilstand skal opnås senest i 2015! I den forbindelse er det meget væsentligt at fremhæve, at vandrammedirektivet er et såkaldt minimumsdirektiv. Det fastlægger således de mindste krav, som skal opfyldes af medlemslandene. ved implementering af direktivets bestemmelser. Man må godt gå længere og eksempelvis opnå god tilstand før 2015! Den gode tilstand er for grundvandet et meget centralt punkt. Efter vandrammedirektivet skal man opnå en tilstand som er god mht. både den kvantitative - mængdemæssige - tilstand, og mht. den kemiske tilstand - kvaliteten - af grundvandet. Mht. mængden af grundvandet gælder det, at: Den gennemsnitlige vandindvinding må ikke overskride den tilgængelige grundvandsressource. Grundvandsstanden må ikke ændres så meget, at miljømål for overfladevande og vandafhængige økosystemer ikke kan overholdes eller forringes væsentligt. Grundvandsstanden må ikke ændres så meget, at der sker indtrængning af salt vand eller andet Der må heller ikke være en klart defineret ændring i strømningsretning 15

15 Mht. kvaliteten af grundvandet gælder det at: Grundvandets kemi må ikke være påvirket af indtrængning af salt vand eller andet. Grundvandets kemi skal overholde de kvalitetskrav der gælder efter anden fællesskabslovgivning. Grundvandets kemi må ikke medføre. at miljømålene for tilknyttede overfladevande eller økosystemer ikke kan overholdes eller forringes. Ændringer i ledningsevnen må ikke vise indtrængning af salt vand eller andet. Det overordnede billede er således, at vandindvindingen skal være bæredygtig, både mht. mængde og kvalitet. Samt at der skal tages hensyn til andre dele af vandets kredsløb ved indvindingen af grundvand til f.eks. drikkevandsforsyning eller vanding. F.eks. må der ikke indvindes så meget at man trækker bunden ud af vandløbene. Det ligger således også fast, at vandrammedirektivet indeholder relativt lidt omkring drikkevand. De opgaver som er fastsat i direktivet for de kommende vandmyndigheder er: Alle forekomster af vand, der anvendes til indvinding af drikkevand > 10 m 3 om dagen eller mere end 50 personer, skal udpeges. Vandforekomster > 100 m 3 om dagen skal overvåges som beskrevet i vandrammedirektivet. Medlemsstaterne skal sørge for at miljømålene overholdes, samt at vandet efter den anvendte vandbehandling opfylder kravene i drikkevandsdirektivet. Medlemsstaterne sørger for den nødvendige beskyttelse af grundvandet for at undgå en forringelse af kvaliteten, mhp. at reducere omfanget af den rensning der kræves til fremstilling af drikkevand. Sidstnævnte bestemmelse er således helt i tråd med den danske politik om at fastholde den simple vandbehandling! 16

16 Bilag 3. Kort 23 - Den geografiske fordeling af 12 vandområdedistrikter sammenholdt med amtsgrænser og grænser for København og Frederiksberg Kommuner Amtsgrænser og kystlinie angiver med fede streger, vandområdedistrikter med farvede flader. Med stiplet er angivet basislinien + 1 sømil (Baseret på 12-modellen ) Figur 1. Opdeling af landet i 12 vanddistrikter. Vanddistrikter Den geografiske ramme for håndteringen af vandet er vanddistrikterne. Det er ved implementeringen i den danske lovgivning valgt at opdele landet i 12 vanddistrikter, jf. figur 1. Inden for hvert distrikt vil der blive etableret én ansvarlig myndighed. Drikkevandsdirektivet og den nationale prioritering afgrundvandsressourcen I den forbindelse er det dog væsentligt at slå to ting fast. For det første ophæver vandrammedirektivet ikke drikkevandsdirektivet (Rådets direktiv 98/83/EF om kvaliteten af drikkevand). Og, for det andet, ændrer vandrammedirektivet ikke ved den nationale prioritering af grundvandsressourcens anvendelse. Til trods for at der med direktivet sættes fokus på sammenhængen mellem grundvandet og andre dele af vandets kredsløb, har forsyningen af befolkningen med rigelige mængder rent drikkevand stadig første prioritet. Vand til naturen har anden prioritet. Og endelig har vand til industriformål eller vanding fortsat tredje prioritet. 17

17 Grundvandsdirektivet Baggrunden for at vi skal have et nyt grundvandsdirektiv er vandrammedirektivets artikel 17, hvorefter Europa-Parlamentet og Rådet vedtager specifikke foranstaltninger til forebyggelse af og kontrol med grundvandsforurening... osv. Disse foranstaltninger vil udgøre et nyt grundvandsdirektiv som, jf. vandrammedirektivet, senest i 2013 skal erstatte og ophæve det eksisterende grundvandsdirektiv fra Det er fastsat i vandrammedirektivet at det nye grundvandsdirektiv alene skal omhandle kvalitetsmæssige forhold for grundvandet. Nærmere betegnet skal grundvandsdirektivet indeholde kriterier for hvad man forstår ved god kemisk tilstand for grundvand, kriterier for hvad man forstår ved en væsentlige stigning i forurening af grundvandet, samt foranstaltninger til de programmer som skal iværksættes for at opnå god tilstand for grundvandet. Grundvandsdirektivet foreligger p.t. i udkast fra kommissionens side. Det forventes at blive vedtaget først i Centrale elementer i det nye grundvandsdirektiv Kriterier for vurdering af god kemisk tilstand for grundvand, som de er fastlagt i det foreliggende udkast til grundvandsdirektiv, stadfæster de kriterier som allerede findes i vandrammedirektivet for god kemisk tilstand, jf. ovenfor. Som noget nyt har EU-Kommissionen spillet ud med, at medlemsstaterne senest 22. december 2005 skal opstille såkaldte tærskelværdier, svarende til grænseværdier, for de forekomster af grundvand som er i risiko for ikke at kunne opfylde miljømålene. Tærskelværdierne skal som minimum opstilles for en håndfuld angivne naturligt forekommende og miljøfremmede stoffer. Det må desuden forventes, at grundvandsdirektivet vil indeholde en 18

18 udmøntning af vandrammedirektivets bestemmelse om, at enhver væsentlig og vedvarende stigning i forurening af grundvandet skal vendes. Det gøres ved, at der i grundvandsdirektivet fastsættes statistiske kriterier for, hvad man forstår ved begreberne, og for bl.a. hvor lang overvågningsperiode man skal lægge til grund. Endelig vil bestemmelserne i det eksisterende grundvandsdirektiv om beskyttelse af grundvandet mod forurening fra indirekte udledninger - dvs. forurening af grundvandet efter gennemsivning af de øverste jordlag - videreføres gennem det kommende grundvandsdirektiv. Dette er væsentligt i forhold til at beskytte grundvandet mod forurening fra bl.a. landbruget. Det er til gengæld så som så med de specifikke foranstaltninger i det foreliggende direktivforslag! Konklusioner mht. vandrammedirektivet og det nye grundvandsdirektiv Vandrammedirektivets miljømål er en tilføjelse; der ændres ikke ved eksisterende DK-målsætninger. Der ændres med andre ord ikke ved vor eksisterende prioritering af anvendelse af grundvandsressourcen. Drikkevandsdirektivet gælder stadig. Vi får skrappe krav til bæredygtighed af vandindvindingen, både i forhold til indtrængning af salt vand og påvirkning af overfladevande og vådområder Med skrappe deadlines for at opfylde miljømålene. Mht. grundvandsdirektivet stadfæstes bestemmelserne for grundvand i selve vandrammedirektivet. Grundvandsdirektivet viderefører beskyttelsen i det eksisterende grundvandsdirektiv. 19

19 Grundvandsdirektivet indeholder begrænsede nyheder ift. vandrammedirektivet og medfører begrænset ekstraarbejde for amterne / vanddistriktsmyndighederne. Det må dog forventes, at det nye grundvandsdirektiv vil indeholde en bestemmelse om, at der skal etableres tærskelværdier for grundvandet. Grundvandsdirektivet vil sandsynligvis også fastsætte mindstekrav til overvågning af grundvandet mht. bl.a. overvågningsperioder og antal målinger. Referencer Hvis du vil vide mere, kan du kontakte Miljøstyrelsen Vand, Strandgade 29, 1401 København K, tlf , fax , HYPERLINK mailto:mst@mst.dk mst@mst.dk Relevante links og henvisninger i den forbindelse er Miljøstyrelsens hjemmeside om VRD: samt EU-kommissionens hjemmeside i forbindelse med den fælles strategi EU-landene imellem for implementering af direktivet: Herudover kan du søge i Miljøstyrelsens publikationsdatabase, også på styrelsens hjemmeside, hvor der er gratis adgang til størstedelen af vores publikationer. Publikationer HYdrokemisk interaktion mellem GRundvand og Overfladevand (HYGRO), En metode til klassificering af ådale i typeområder, Miljøstyrelsen, Arbejdsrapport nr. 10,

20 Om kriterier for identifikation af særligt pesticidfølsomme arealer Af Erik Nygaard, Carsten S. Jacobsen, Henrik Vosgerau, Jim Rasmussen, René K. Juhler, Per Rosenberg, Peter v.d. Keur og Vibeke Ernstsen, Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse, samt Ole H. Jacobsen og Svend E. Olesen, Dansk JordbrugsForskning I forbindelse med grundvandsovervågning og boringskontrol er der i det seneste årti registreret mange tilfælde med forekomst af pesticider, og metabolitter heraf i grundvand (GEUS 2003a). Dette har betydet at mange af de omkring 8000 indvindingsboringer til almen vandforsyning har måtte lukkes og erstattes med nye. Bl.a. på denne baggrund er der særlig opmærksomhed på muligheder for at reducere udvaskningen af pesticid til grundvandet. Når der ses bort fra uheld er de mulige kilder til pesticid i grundvand knyttet til pesticidanvendelse i befæstede byområder og på trafikanlæg, til nedgravet emballage (et historisk problem), og til plantebeskyttelse i landbruget. Selv om risikoen for udvaskning af pesticid i landbrugsområder er mindsket gennem en godkendelsesprocedure forekommer der stadig tilfælde med udvaskning (GEUS 2003b). Derfor er amterne blevet pålagt at udpege, zonere, områder med særlig risiko for udvaskning af pesticid, og hvor der vil kunne indføres restriktioner i pesticidanvendelsen for at mindske denne risiko (Miljøstyrelsen 2000). I projektet Koncept for udpegning af pesticidfølsomme arealer (KUPA) er der arbejdet med at identificere de forhold i jorden, herunder jorddata, som i zoneringsøjemed kan bruges til dels at karakterisere udvaskningsmuligheden, dels at erstatte dyre analyser af inputparametre til simuleringsmodeller for udvaskning med relativt billige. Yderligere 21

21 tegner der sig konturerne af en praktisk angrebsvinkel til at sondre mellem områder som er særligt følsomme overfor udvaskning af pesticid og områder med mindre følsomhed. Projektet udføres af Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse (GEUS) og Dansk JordbrugsForskning (DJF). Der fokuseres på sandede landbrugsjorde med henblik på at opbygge den baggrundsviden som er nødvendig for at kunne identificere særligt pesticidfølsomme arealer, hvor der kan tages udgangspunkt i transportprocesser ved såkaldt stempelstrømning. Den eventuelle mulighed for zonering af lerjorde, hvor transportprocessen er influeret af strømning i makroporer, undersøges separat. Angrebsvinkel Udvaskningsforholdene for pesticider er blevet studeret i talrige undersøgelser (fx. Flury 1996 og Worral 2002). Der eksisterer således allerede på forhånd en generel viden om hvilke forhold og betingelser der har betydning for pesticiders skæbne i jorden. Opgaven er derfor, med udgangspunkt i den eksisterende viden, at opbygge et konsistent datasæt vedrørende danske forhold, som tillader sammenligninger af udvaskningsbetingelserne fra sted til sted på basis af data, som vides eller forventes at påvirke udvaskeligheden. Kortlægning er et væsentligt element i at identificere særlig sårbare områder. Derfor er der lagt vægt på at opbygge et datasæt med oplysninger som det er forholdsvis let og billigt at skaffe. Med disse formål er der udvalgt 24 lokaliteter/marker til grundlæggende feltundersøgelser. Markerne er valgt så der ligger tre indenfor hver af 8 landskabselementer i Jylland med forskellig geologisk oprindelse (figur 1). På hver mark er der lavet en udgravning og en boring for at beskrive jorden geologisk og pedologisk, og for at indsamle prøver til laboratorieundersøgelse, Barlebo

22 Figur 1. Placeringen af undersøgelsesmarker i sandede områder i Jylland. Kortet viser også fordelingen af jordarter og landskabselementer af forskellig oprindelse. Vurderingen af hvilke marker, der er mest følsomme overfor pesticidudvaskning, er foretaget på baggrund af udvasknings-simuleringer med modellen MACRO4.3 (Jarvis 2002). Sammenhængene mellem hydrauliske egenskaber, binding og forsvinding på den ene side, og de jorddata (iboende egenskaber) som det er relativt let og billigt at skaffe på den anden, er blevet undersøgt ved korrelation (multivariat statistik). De analyserede data omfatter de data som projektet selv har indhentet, samt data fra databaser og fra litteraturen. Tre pesticider og et pesticid nedbrydningsprodukt, som repræsenterer yderpunkter med hensyn til kombinationer af binding og forsvinding, er blevet detaljeret undersøgt. Det er desuden klarlagt ved en mere ekstensiv undersøgelse i hvilket omfang pesticider som helhed, eller i grupper med fælles præg, vil kunne udvaskes under samme betingelser, som en afspejling af forskellige kombinationer af jordegenskaber. 23

23 Simuleringer I undersøgelsen af følsomhed overfor pesticidudvaskning er der lagt vægt på jordegenskaber som er sammenlignelige med hensyn til arealanvendelse og klima (nedbør). Derfor ligger alle undersøgelsesmarker på svinebrug og afgrødevalget er i modellen gjort ensartet, men realistisk for svinebrug. Der er valgt svinebrug idet der her er større behov for plantebeskyttelse end ved kvægbrug. I modellen er de relevante pesticider udbragt med den højeste tilladte dosis. De detailundersøgte stoffer er pesticiderne MCPA, metribuzin and glyphosat, og metabolitten methyltriazinamin. For glyphosat er det imidlertid ikke forsøgt at simulere udvaskningen fordi bindingen har vist sig så høj og forsvindingen så hurtig, at der ikke (på grundlag af resultaterne fra de øvrige tre stoffer) ville kunne simuleres en udvaskning på sandjorde, hvor der ikke foregår sprækketransport. Gentagne simuleringer af MonteCarlo typen, hvor model parametrene varieres og bruges som input i modellen, viser for MCPA, methyltriazinamin og metribuzin at der kun for metribuzin kan simuleres en udvaskning med koncentration på eller over grænseværdien på 0,1 µg/l (figur 2). Figur 2. Normaliseret simuleret udvasket koncentration i en meters dybde for 170 KVADRATNET profiler (et pr. ca. 50 km 2 ) på sandjord. 24

24 En af problemstillingerne er hvordan den akkumulerede udvaskning af pesticider med et bredt spektrum af egenskaber fordeler sig for forskellige sandjorde og geografiske placeringer. For at undersøge dette er der sammensat 8 sæt af værdier for nedbrydning (k) og binding (Kf) for over- og underjord. Værdierne er sammensat med en spredning så de er realistiske og samtidig kan forventes at medføre, at der vil blive simuleret en udvaskning. Fordelingen af den udvaskning, der simuleres på denne måde, kan bl.a. illustrere udvaskningens afhængighed af hydrauliske forhold ved de valgte sæt af værdier, tabel 1, idet de hydrauliske forhold ved dette eksperiment er den eneste variabel, når resultaterne sammenlignes for et enkelt Kf-k-sæt. Tabel 1. Værdier af parametre i de sæt af nedbrydningsværdier (k) og binding (Kf) som er benyttet for over- og underjorde for at vise betydningen af de hydrauliske forhold. Sæt nr. koverjord (d -1 ) kunderjord (d -1 ) Kfoverjord (cm 3 g -1 ) Kfunderjord (cm 3 g -1 ) 1 1x x10-3 1x x x x10-2 1x x x10-3 1x x Disse simuleringer er udført for 165 sandede kvadratnetsprofiler. Resultaterne viser som forventet at nedbrydning generelt har større betydning for simuleret udvaskning end binding. Med den samme grad af nedbrydning vil det imidlertid være bindingen i overjorden der afgør, hvor meget der udvaskes, sammenlign tabel 1 og figur 3. Krydsplot af resultaterne af udvaskningssimuleringen for Kf-k-sættene viser også at høj og lav simuleret udvaskning fortrinsvis forekommer i de samme profiler, uanset hvilket Kf-k-sæt der benyttes, figur 4. 25

25 Figur 3. Simuleret udvaskning i kvadratnetsprofilerne med de 8 konstruerede Kf-k-sæt. Profilerne er sorteret i rækkefølge efter normaliseret simuleret udvaskning for hvert sæt. Rækkefølgen af profiler er derfor forskellig for de 8 sæt. 26

26 Figur 4. Eksempler på parvise krydsplot af simuleret udvaskning for Kf-k-sættene i tabel 1 og figur 3. Plottene viser i hvor høj grad Kf-k-sættene medfører simuleret udvaskning i de samme profiler. A: lavt sammenfald af profiler, for Kf-k-sæt med høj binding i overjorden og mindre i underjorden, som medfører den laveste simulerede udvaskning. B: Stort sammenfald mellem profiler, for Kf-k-sæt med høj binding i overjorden og ingen i underjorden, som medfører en mellemværdi i simuleret udvaskning. C: Stort sammenfald mellem profiler, for Kf-k-sæt med lav binding i overjorden og ingen i underjorden, som medfører den største simulerede udvaskning. D: Der er to typer af relativt stort sammenfald i graden af simuleret udvaskning mellem profiler, når det ene sæt har høj binding og lav nedbrydning i overjorden, mens det andet har lav binding og høj nedbrydning i overjorden. De to slægtskaber (D) kan være tegn på geografiske forskelle. 27

27 Det fremgår af figur 4 at det overordnet er i de samme profiler, der foregår hhv. høj og lav udvaskning. Dette tyder på, at det for det enkelte Kf-k-sæt især er de hydrauliske egenskaber, der er udslaggivende for forskellene mellem profilerne. De to grupperinger i figur 4D tyder på, at der kan udpeges en gruppe af profiler, hvor der simuleres særlig høj udvaskning. Korrelation Det er dyrt og tidskrævende at indhente de bindings-, nedbrydningsog hydrauliske parametre der skal bruges til simulering af udvaskning. Derfor er det ønskeligt at kunne erstatte disse parametre med andre når der i praksis skal kortlægges større områder m.h.t. følsomhed overfor udvaskning af pesticid. I projektet er der skaffet en række billigere og lettere tilgængelige jorddata: kornstørrelsesfordeling, jordens rumvægt, organisk kulstof, jonbytningskapacitet, ph, indholdet af oxalat- og dithionit-ekstraherbart jern og aluminium, og indikatorerne for biologisk aktivitet arylsulphatase aktivitet og substratinduceret respiration af biologisk aktivitet. For at undersøge om disse lettere tilgængelige jorddata kan erstatte de dyrere simuleringsparametre for hydrauliske og pesticidspecifikke egenskaber er de to typer datasæt sammenlignet gennem korrelation. Korrelataionsundersøgelsen er foretaget med de forskellige metoder som har været til rådighed. Hydrauliske egenskaber er korreleret med et tilfredsstillende forudsagt vandretentionsforløb ved hjælp af neural netværksteknik, figur 5. 28

28 Figur 5. Sammenligning mellem retentionskurver for underjorde i tre af de undersøgte landskabstyper som dels er målte, dels fittede ved neural netværksteknik. Til korrelationen mellem binding og nedbrydning af pesticid på den ene side og jorddata på den anden er der brugt multivariat statistik (Esbensen 2002). Binding og nedbrydning er ved denne fremgangsmåde forudsagt for ca. 85% af variansen for de undersøgte pesticider, figur 6, og hovedsagelig på basis af det samme udvalg af jorddata. Figur 6. Sammenligning mellem målt og korreleret binding (Kf) for MCPA. Dette er et eksempel på den bedste korrelation for de fire detailundersøgte pesticider som repræsenterer en bred spredning i bindings- og nedbrydningsværdier. 29

29 Ud over et lille antal jorddata som indgår i alle korrelationer, er det forskelligt fra pesticid til pesticid hvilke jorddata der er nødvendige for at opnå denne gode korrelation for binding og nedbrydning. I overensstemmelse med kendt viden er det generelt indholdet af organisk kulstof i overjord der har størst betydning. Men også andre jorddata som fx. ph og substrat-induceret respiration kan i nogle tilfælde have stor betydning, figur 7. Lige som der er etableret en god korrelation mellem simuleringsparametre og jorddata er der også etableret en god direkte korrelation mellem simuleret udvaskning og jorddata. Figur 7. Illustration af den forholdsvise betydning af udvalgte jorddata for simuleret udvaskning. Jo højere søjle, jo større betydning. Det er de jorddata som er nødvendige, for at der kan korreleres til simuleret udvaskning, som skal kortlægges for at identificere områder, som er særligt følsomme overfor pesticider. 30

30 Gruppering af pesticider Der er foretaget en ekstensiv undersøgelse vedrørende et større antal pesticider (og metabolitter) på nogle enkelte lokaliteter for at afklare om resultaterne for de 4 detailundersøgte pesticider også mere generelt holder stik. Denne undersøgelse er foretaget ved sammenligning og korrelationsanalyse mellem jorddata og binding for alle stofferne. Det viser sig herved at pesticider kan opdeles i én eller nogle få større grupper med karakteristisk afhængighed af jorddata. På denne baggrund udgør to afvigende stoffer med meget stærk binding og hurtig nedbrydning (glyphosat and 4 isopropyl aniline) antagelig et mindre problem på sandjorde. Praktisk udmøntning På grundlag af resultaterne, opnået gennem dels korrelationerne til simuleringsparametre og udvaskning, dels grupperingen af pesticider, søges projektets resultater omsat til en fremgangsmåde, der kan anvendes i praksis. Til dette formål er det undersøgt hvilke niveauer af de forskellige korrelerede jorddata, der er karakteristiske for situationer med høj simuleret udvaskning. Herefter tegner der sig en fremgangsmåde i to trin til kortlægning af særlig pesticidfølsomme områder. Metoden baseres på den vægt de forskellige jorddata har i korrelationerne. Første trin kan bestå i afgrænsning af områder hvor der ikke forventes at være risiko for særlig følsomhed overfor udvaskning af pesticider. Dette første trin må foretages på baggrund af de få mest betydende jorddata og så vidt muligt på grundlag af eksisterende viden (databaser og kort). Indenfor de resterende områder kan der potentielt kan være områder som er særlig følsomme overfor udvaskning af pesticid. I andet trin kortlægges de resterende områder derfor med hensyn til de jorddata som er nødvendige for at simulering eller korrelationsforudsigelse af pesticidudvaskning kan finde sted. 31

31 Referencer Barlebo, H.C. 2002: Koncept for Udpegning af Pesticidfølsomme Arealer, Geologi Nyt fra GEUS 2002, 2. Esbensen K.H. 2002: Multivariate Data Analysis in practice, 598 pp. CAMO Process AS. Flury M.1996: Experimental Evidence of Transport of Pesticides through Field Soils, A Review, Journal of Environmental Quality 25:25 to 45. GEUS 2003a: Grundvandsovervågning 2003, 110 pp. København, Danmark: Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse. GEUS 2003b: The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme, Monitoring results, May 1999 to June 2002, Third report, 123 pp. Copenhagen, Denmark: Geological Survey of Denmark and Greenland, Danish Institute of Agricultural Sciences, National Environmental Research Institute. Jarvis 2002: The MACRO Model (Version 4.3). Technical description. Tilgængelig på: Miljøstyrelsen 2000: Zonering, Vejleding Nr , 156 pp. København, Danmark: Miljøstyrelsen. Worall, F., Besien, T. and Koplin, D.W. 2002: Groundwater vulnerability: interaction of chemical and site properties. The Science of the Total Environment 299,

32 Billund-deltaet og andre nyopdagede grundvandsmagasiner i Midtjylland Af Jørgen Fjeldsø Christensen, Vejle Amt Baggrund Efter en ændring af vandforsyningsloven i 1999 blev det pålagt amterne at foretage en kortlægning af grundvandsmagasinernes beliggenhed, udbredelse og sårbarhed inden for områder med særlige drikkevandsinteresser. Kortlægningen er finansieret ved, at amtet opkræver et gebyr på 25,2 øre pr. m 3 vand der indvindes fra vandværker, og 8,4 øre pr. m 3 der indvindes til erhvervsmæssige formål. Den gebyrfinansierede kortlægning har i Vejle Amt ført frem til en storstilet kortlægning af de dybe grundvandsmagasiner. Grunden til denne kortlægning er bl.a., at de øvre magasiner i amtet er meget sårbare, og flere af de øvre magasiner er allerede forurenede. Kortlægningen sker i et tæt samarbejde med Erik Skovbjerg Rasmussen fra GEUS, som har stået for at få opstillet en revideret lithostratigrafi for øvre oligocæn og miocæn. Nedenstånde gennemgang er udarbejdet på baggrund af Erik Skovbjergs Rasmussens arbejde. Formål Formålet med kortlægningen er at få opdelt lagserien i en række lag, som tidsmæssigt har omtrent samme alder, inden for hvilket fordelingen 33

33 af sand og ler kan bestemmes. Det er derefter muligt at lave en rumlig fordeling af de forskellige grundvandsmagasiner. Det har stor betydning, når man skal planlægge den fremtidige struktur af drikkevandsforsyningen, både med hensyn til vandmængder og beskyttelse af de vigtige grundvandsmagasiner. Ny viden om lagseriens opbygning På baggrund af de mange nye boringer og nye seismiske linier, som er fremkommet i forbindelse med den gebyrfinansierede kortlægning, har det vist sig at den gamle opfattelse af den dybe del af lagserien (øvre oligocæn og miocæn), er for simpel. Derfor er der opstillet en ny geologisk model (lithostratigrafi), som er kraftigt revideret (Dybkjær & Rasmussen 1999; Rasmussen et al.2002) (figur 1). Den ældste enhed i denne undersøgelse er Vejle Fjord Formationen. Den nederste del af Vejle Fjord Formationen, Brejninge Ler, henregnes til oligocæn, så den miocæne lagserie starter med Vejle Fjord Leret. Vejle Fjord leret efterfølges af Vejle Fjord Sandet og Hvidbjerg Sandet. I det centrale og vestlige Jylland er der kortlagt et større deltakompleks, som er samtidig med Vejle Fjord Formationen. Dette benævnes Billund Sandet. I det sydlige Jylland aflejredes et meget sandrigt systen, som er en udbygning af Billund deltaet, men som dog er isoleret fra Billund deltaet. Dette sandrige system hedder Ribe Formationen. Over disse enheder kommer Arnum Formationen, der hovedsageligt består af lerede sedimenter. Den nederste del af Arnum Formationen, som består af sandrige sedimenter, benævnes Kolding Fjord sandet. Det minder meget om Vejle Fjord Formationen, men er yngre og udgør ikke en del af Vejle Fjord systemet. I de nordlige og østlige egne af Jylland kiler der sig et sandlag ind i den lerede del af Arnum Formationen. Dette lag benævnes Bastrup Sand. 34

34 Figur 1. Revideret lithostratigrafi for den øvre oligocæne og miocæne lagserie. I forbindelse med en ny kystudbygning i den øverste del af Arnum Formationen aflejredes finsand og tungmineraler. Disse sandlag kaldes Stauninge Sandet. Over Arnun Formationen følger Odderup Formationen. Herover træffes kun lerrige sedimenter i den resterende del af miocænet. Beskrivelse af de enkelte lag Vejle Fjord Leret Mørkebrunt, siltet ler med et højt organisk indhold. Lokalt findes der indslag af sandede lag, der enten viser rytmisk veksellejrede tynde ler- 35

35 og sandlag eller centimeter tykke sandlag med en tydelig gradering og ofte med bølgeribber på toppen. Vejle Fjord leret er sort i iltet tilstand. Tykkelsen af laget kan være op til 100 meter. Aflejrings miljø: Ofte beskyttet brakvandsbassiner bag topografiske rygge eller laguner. Vejle Fjord Sandet Centimetertykke, gullige, fin- til mellemkornede sandlag ofte med skarp undergrænse, som mellemlejres af lerlag. De mellemlejrede lerlag består enten af mørkebrun siltet ler eller lysebrunt, ofte fed ler. Vejle Fjord Sandet er op til 6 meter tykt Aflejringsmiljø: Barriere-slette. Hvidbjerg Sandet Hvidt, fin- til mellemkornet sand. Optræder ofte i form af amalgamerede homogene sandlag. Tykkelse af Hvidbjergsandet kan være op til 25 meter. Aflejringsmiljø: Oddekompleks, tidevandsrender og øvre og nedre strandplan. Billund Sandet Gråt, mellem- til grovkornet sand, ofte gruset. Enkelte lerede horisonter findes. Billund Sandet kan være op til 60 meter tykt. Aflejringsmiljø: Delta Ribe Formationen Gråt, mellem- til grovkornet sand, ofte gruset. De enkelte sandkorn kan både være velafrundede og kantede. Enkelte lerede horisonter findes. Ribe Formationen kan være fra 50 til 100 meter tyk. I boringer, hvor formationen er tykkest, er den opdelt i 2 sandlag adskilt af et ler- eller siltlag, som f.eks. i Løgumkloster-1 boringen (Dybkjær et al 1999). Aflejringsmiljø: Delta og tilhørende strandplan med flodaflejringer på toppen. 36

36 Kolding Fjord Sandet Gulligt, fin- til mellemkornet sand, der veksler med mørkebrunt ler. Lokalt grusede aflejringer, der er rige på fossiler. Den samlede tykkelse af Kolding Fjord Sandet og leret er ca. 10 mter. Aflejringsmiljø: Barriereøkomplekser og tidevandsrender. Arnum Formationen Mørkebrunt, siltet glimmerler med indslag af laminerede finsandslag. Enkelte lag kan bestå af gråhvid siltet finsand, med et grønligt skær (ofte lige over Bastrup Sandet). Der kan forekomme glaukonit horisonter i enheden. Arnum Formationen er rig på fossiler. Formationen er op til 130 meter tyk. Aflejringsmiljø: Marint. Bastrup Sandet Fin- til mellemkornet, gråt sand. Grushorisonter forekommer oftest i den øverste del af Bastrup Sandet. Der kan forekomme tykke lerlag i enheden. Sandet er op til 50 meter tykt. Aflejringsmiljø: Delta og tilhørende strandplan med flodaflejringer på toppen. Stauning Sandet Mørkt, finkornet sand. Sandet har et ekstremt højt indhold af tungmineraler. Lagene i Stauning Sandet er graderet med en skarp undergrænse og ofte med bølgeripper på toppen. Enheden er op til 20 meter tyk. Aflejringsmiljø: Marint. Odderup Formationen Mellem- til grovkornet, gråt sand. Bliver specielt gruset mod nordøst. Lokalt er Odderup Formationen beriget med tungmineraler og optræder næsten som sort sand her. Odderup Formationen er op til 50 meter tyk. Aflejringsmiljø: Fluvial og strandplan aflejringer. 37

37 Fordelingen af grundvandsmagasiner i Jylland I den miocæne lagserie er der 3 niveauer med gode gundvandsmagasiner. Det nederste niveau indeholder 2 fysisk adskilte sandlegemer, Billund Sandet og Ribe Formationen. Herover følger Bastrup Sandet og endelig Odderup Formationen. Udbredelsen af disse magasiner vil blive gennemgået i det efterfølgende. Udbredelsen af Billund Sandet ses på figur 2, der er en skitse af fordelingen mellem land og hav i det tidlige miocæn. I et område omkring Billund og Hoven findes over 50 meter tykke sandede deltaaflejringer. Sydvest for Billund tynder disse lag ud over en distance på ca. 2 km, hvorefter der kun aflejres ler. Mellem Give og Billund findes der formodentlig mægtigere lag tilhørende Billund Sandet, og tilsvarende lag er truffet i en boring syd for Herning. Dette betyder at man kan forvente at finde gode magasiner fra dette niveau, over det meste af Midtjylland. Hvidbjerg Sandet, som er aflejret samtidig med Billund Sandet, men er væsentlig tyndere og mere finkornet, findes helt mod øst, hvor det veksler med Vejle Fjord Leret. Figur 2. Fordelingen mellem land ( rødt), hav (grønt) og lagune (blå) under aflejringen af Billund Sandet. 38

38 I det sydligste Jylland aflejres nogenlunde samtidig eller lidt senere sandede og grusede sedimenter tilhørende Ribe Formationen (figur 3). Ribe Formationen er aflejret af en flod fra en mere østlig retning, end den flod som aflejrede Billund Sandet, og man kan kun forvente at finde Ribe Formationen i den sydlige del af Ribe Amt og i Sønderjyllands Amt. Over Ribe Formationen findes lokalt forholdsvis tynde, men ret grovkornede lag, tilhørende Kolding Fjord Sandet. Disse lag er afsat i tidevandsrender og har derfor en begrænset udbredelse. De bedste eksempler på gode grundvandsmagasiner i Kolding Fjord Sandet er ved Føvling og Rækker Mølle. Lagene er her ca. 10 meter tykke. Figur 3. Fordelingen mellem land (rødt) og hav (grønt) under aflejringen af Ribe Formationen. Det næste niveau er mere enkelt opbygget, og består af Bastrup Sand, der er udbredt i det meste af Syd- og Midtjylland samt i det nordlige Vestjylland (figur 4). Seismiske data fra Billund området viser tydeligt, at et større deltakompleks (Bastrup Sandet) er beliggende i det centrale Jylland. Disse data viser endvidere, at der i Bastrup Sandet findes nedskårede kanaler med mere grusede aflejringer. De sandede 39

39 deltaaflejringer kiler også hurtigt ud mod sydvest, således at kun mindre grundvandsmagasiner kan forventes i Sydvestjylland. I den østlige del af Sydjylland, omkring Vamdrup/Bastrup, er der aflejret ca. 40 m flodaflejringer. Dette tyder på at et større deltakompleks må eksistere i dette område. Det har dog ikke været muligt at kortlægge dette delta, da data mangler herfra. Det øverste niveau har den enkleste opbygning: Det består af Odderup Formationen, som er kendt fra store dele af Jylland på nær Sydvestjylland (figur 5). Formationen er domineret af fluviale grovkornede sedimenter, i Midtjylland og dele af Sønderjylland. I Vestjylland veksler formationen mellem mere finkornede strandsedimenter og grovkornede flod- og delta sedimenter. Figur 4. Fordelingen mellem land (rød) og hav (grøn) under aflejringen af Bastrup Sandet. 40

40 Figur 5. Fordelingen mellem land (rød) og hav (grøn) under aflejring af Odderup Formationen. Konklusion Den gebyrfinansierede geologiske kortlægning i Vejle Amt viser, at de mægtigste og mest veludviklede (grovkornede) grundvandsmagasiner findes i den vestlige del af amtet. Her er Billund Sandet over 50 meter, og seismiske data antyder, at det sandsynligvis er tykkere, ca. 80 meter, i visse områder. Bastrup Sandet er også veludviklet i området og ligger i en dybde, der gør sandet meget attraktivt som grundvandsmagasin. Opadtil er både Billund Sandet og Bastrup Sandet beskyttet af den finkornede Arnum Formation. Odderup Formationen er ligeledes veludviklet i området, men i modsætning til de dybere formationer er Odderup Formationen noget dårligere beskyttet. De lovende grundvandsmagasiner i den vestlige del af Vejle Amt findes også i store dele af Ribe og Ringkøbing Amt, og den fortsatte kortlægning sker derfor i et samarbejde mellem de 3 amter. Kortlægningen og den geologiske forståelse af grundvandsmagasinerne 41

41 i den vestlige del af Vejle Amt er meget fremskredet, og vil nu kunne indgå i en strategisk planlægning af grundvandsindvindingen fremover. Undersøgelsen viser endvidere, at miocæne grundvandsmagasiner forekommer i mere begrænset omfang i den østlige del af amtet. Referencer Rasmussen, E. S., Dybkjær, K., and Piasecki, S. 2002: Miocene depositional systems of eastern North Sea Basin, Denmark. Development of sedimentological and stratigraphical principles in modern sedimentology. Rasmussen, E. S. and Dybkjær, K. 1999: Excursion: Upper Oligocene Lower Miocene storm and tidal dominated deposits at Lillebælt and Vejle Fjord, Denmark. 76pp., GEUS rapport 1999/52 Dybkjær, K., Piasecki, S. og Rasmussen 1999: Dinoflagellat-zonering og sekvensstratigrafi i den miocæne lagpakke i Midt- og Sønderjylland, 33pp, GEUS rapport Rasmussen, E. S. 2003a: Regionalgeologisk kortlægning af miocæne grundvandsmagasiner i Ringkøbing Amt. GEUS 2003/1 Rasmussen, E. S. 2003b: Korrelation af miocæne grundvandsmagasiner i Vejle Amt med speciel fokus på Give-Brædstrup området. 33pp, GEUS rapport 2003/3 42

42 Pesticidforurenet drikkevand i små vandforsyningsanlæg Walter Brüsch og Jens Stockmarr, GEUS, Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse Vandkvaliteten i små vandforsyningsanlæg Denne undersøgelses formål var at kortlægge forureningssituationen for private boringer og brønde samt for små vandværker der forsyner op til 10 husstande. Omfanget af forureningen med bekæmpelsesmidler i små vandforsyninger er hidtil kun kendt fra få undersøgelser gennemført af enkelte amter, hvor der er er fundet pesticider i op til ca % af de undersøgte brønde og boringer. Der findes i Danmark ca husstande der er forsynet fra private indvindingsboringer og gravede vandforsyningsbrønde. Anlæg og boringer er ofte uheldigt placeret i forhold til mulige forurenende kilder, og boringerne kan være placeret i bunden af gamle gravede brønde på gårdspladser eller i nærheden af landejendomme. De fleste private boringer og brønde er sårbare overfor pesticidforurening, fordi de ofte indvinder vand fra terrænnære grundvandsmagasiner. Vandprøverne er udtaget fra eksisterende taphaner i køkken, udhus, stald, m.m., og der er således tale om drikkevandsprøver. Undersøgelsen blev igangsat i år 2000 og omfatter analyser af drikkevandsprøver udtaget fra 628 små private vandforsyningsanlæg i Viborg Amt, Sønderjyllands Amt, Storstrøms Amt og Københavns Amt. Amterne har udvalgt anlæggene efter en annoncering i den lokale dagspresse og amterne har stået for indsamling af oplysninger via et interviewskema samt udtagning af vandprøver. Der er undersøgt 43