Indsamling og vurdering af data til risikovurdering i JAGG-modellen

Indsamling og vurdering af data til risikovurdering i JAGG-modellen Teknik og Administration Nr. 1 2005

2

Indhold 1 Indledning...7 2 Fugacitetsprincippet...9 2.1 Relative volumenandele af luft V L, vand V V og jord V J...11 2.2 Kornrumvægten d...12 2.3 Bulkmassefylden ρ b...12 2.4 Indholdet af organisk kulstof - f oc...13 2.5 Damptrykket p...13 2.6 Vandopløseligheden S...14 2.7 Fordelingsforholdet oktanol/vand K ow og organisk kulstof/vand K oc...15 2.8 Sammenfatning...15 3 Grundvand...17 3.1 Trin 1a...19 3.1.1 Nettonedbøren - N...20 3.1.2 Forureningens areal A...21 3.1.3 Forureningens bredde B...22 3.1.4 Kildestyrkekoncentrationen - C 0...23 3.1.5 Baggrundskoncentrationen C g...25 3.1.6 Hydraulisk ledningsevne k...26 3.1.7 Hydraulisk gradient i...28 3.2 Sammenfatning trin 1a...29 3.3 Trin 2a...30 3.3.1 Den effektive porøsitet - e eff...32 3.3.2 Maksimal tykkelse af grundvandsmagasinet max-d m...33 3.3.3 Opblandingstykkelsen d m...33 3.4 Trin 3...33 3.4.1 Nedbrydningskonstanten - k 1...35 3.4.2 Den vandmættede porøsitet e w...36 3.4.3 Bulkmassefylden ρ b...36 3.4.4 Indholdet af organisk kulstof - f oc...37 3.5 Sammenfatning trin 3a...37 3.6 Trin 1b...38 3.6.1 Den målte forureningskoncentration - C 1, målt...39 3.6.2 Den effektive filterlængde l...39

4 Udeluft... 41 4.1 Trin 1... 43 4.1.1 Jordens materialekonstant - N... 44 4.1.2 Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l... 45 4.1.3 Dybden til forureningen - X... 45 4.1.4 Baggrundskoncentrationen på stedet - C o... 46 4.1.5 Længden af det forurenede område i vindretningen - l... 46 4.1.6 Opblandingshøjden i atmosfæren - h... 46 4.1.7 Vindhastigheden - v... 47 4.2 Sammenfatning, trin 1... 47 4.3 Trin 2... 48 4.4 Trin 3... 48 4.5 Trin 4... 49 5 Indeluft... 51 5.1 Trin 1... 53 5.1.1 Jordens materialekonstant - N... 55 5.1.2 Forureningskomponentens diffusionskoefficient i luft - D l... 56 5.1.3 Dybden til forureningen - X... 57 5.1.4 Revnevidde w... 57 5.1.5 Total revnelængde l tot... 58 5.1.6 Variationer af revnelængde og revnevidde... 58 5.1.7 Trykforskel over betondækket P... 60 5.1.8 Tykkelsen af betondækket h b... 61 5.1.9 Materialekonstant for betondækket N b... 61 5.1.10 Baggrundskoncentrationen på stedet - C o... 62 5.1.11 Loftshøjde af bygning - L h... 62 5.1.12 Luftskifte i bygning - L s... 62 5.2 Sammenfatning, trin 1... 63 5.3 Trin 2... 64 5.4 Trin 3... 64 5.5 Trin 4... 65 6 Lossepladsgas... 67 6.1 Gasproduktion... 68 6.1.1 Halveringstiden t½... 68 6.1.2 Den totale gasproduktion - P tot... 69 6.2 Gaskonvektion fra losseplads til en bygning... 70 6.2.1 Atmosfæretrykket P atm... 70 4

6.2.2 Poreluftkoncentrationen - C p...71 6.2.3 Overtryk i lossepladsen - P s...71 6.2.4 Den dynamiske viskositet µ...71 6.2.5 Luftpermeabiliteten k...72 6.2.6 Luftporøsiteten E a...73 6.2.7 Loftshøjde af bygning - l...74 6.2.8 Luftskifte i bygning L...74 6.2.9 Afstanden x...74 7 Referenceliste...77 5

6

1. Indledning I 1998 udgav Miljøstyrelsen vejledningen: Oprydning på forurenede lokaliteter /30, 31/. I forlængelse af vejledningen udarbejdede GEO i 1999 for Miljøstyrelsen regnearket JAGG, som kan anvendes til udførelse af risikovurderinger på offentligt finansierede oprydninger. JAGG er baseret på vejledningen og kan vanskeligt benyttes uden et grundigt kendskab til vejledningen. Med henblik på at støtte brugen af risikovurderinger har Amternes Videncenter for Jordforurening (AVJ) bedt GEO om at udarbejde et kodex for dataindsamling og vurdering af inputparametre til regnearket JAGG. Baggrund Regnearket JAGG kan bruges til at risikovurdere forurenede lokaliteter ud fra den fremgangsmåde, som er beskrevet i vejledningerne om oprydning på forurenede lokaliteter. Regnearket er udformet så der er mulighed for selv at tilføje data til de forskellige valgtabeller. Regnearket er blevet opdateret flere gange, og forventes også opdateret i fremtiden. Nyeste version af regnearket kan findes på Miljøstyrelsens hjemmeside: www.mst.dk. Anvendelse af regnearket er beskrevet i Miljøstyrelsens vejledning Oprydning på forurenede lokaliteter /30, 31/, i regnearkets hjælpefunktioner (hjælpknapperne) og i manualen til regnearket /35/. Men der har herudover vist sig behov for en lettere tilgængelig beskrivelse af dataindsamling og vurdering af inputparametre. Nærværende rapport er tænkt som en beskrivelse af, hvorfra inputdata kan skaffes, hvilke inputparametre som er mest usikkert bestemt, og hvilke inputdata som er vigtigst i forbindelse med en følsomhedsvurdering. Læsevejledning Vi har tilstræbt, at denne rapport kan benyttes som et opslagsværk i forbindelse med gennemførelse af en risikovurdering i JAGG. Rapporten følger derfor JAGG s afsnitsopdeling, ligesom inputparametrene alle steder har de samme betegnelser som i de pågældende afsnit i regnearket. Hvor der i rapportteksten henvises til vejledningen menes, med mindre andet er specificeret, Miljøstyrelsens vejledninger nr. 7 og 8 fra 1998: Oprydning på forurenede lokaliteter (henholdsvis hovedbind og appendikser). 7

8

2. Fugacitetsprincippet Baggrund For en forurening i jorden, som ikke forekommer i fri fase, gælder, at den kan forekomme i tre faser: I luftform i poreluften, opløst i porevandet og bundet til jordpartiklerne. Fugacitetsprincippet beskriver, hvordan man kan beregne forureningens fordeling på de tre faser. Princippet i beregningen er, at man ud fra mætningskoncentrationerne i luft og vand samt forureningens fordelingsforhold imellem vand og jordpartikler beregner jordens maksimale kapacitet for forureningskomponenter, dvs. hvor meget forurening der kan være i faserne, uden at der forekommer fri fase. Det antages, at forholdet imellem de tre faser er det samme ved lavere koncentrationsforhold. Overordnede principper I sin simpleste udgave, udgaven som kan beregnes med JAGG, forudsætter ligevægtsberegninger efter fugacitetsprincippet, at der er stationære forhold, at forureningskomponenter i luftfasen opfører sig som ideelle gasser, og at forureningskomponenter i vandfasen opfører sig som en ideelt fortyndet opløsning. Der findes dog modeller, som kan tage højde for, at der ikke er indtruffet ligevægt, og at der sker omsætning eller transport af stof, samt at der ikke er tale om ideelle gasser, hvilket vil sige, at forurenings-enkeltkomponenter kan påvirke hinanden i luftfasen, f.eks. ved at kunne opløses i hinanden eller ved at reagere kemisk med hinanden. Den forurening, som binder sig til jorden, antages i JAGG-beregningerne alene at binde sig til organisk kulstof. I fugacitetsberegningerne og i beregningerne af sorptionens betydning (retardationen) for transporthastigheden af forureningskomponenter benyttes blandt andet Abduls formel, som har et begrænset anvendelsesområde. Formelsættet bør ikke benyttes for jorde med et indhold af organisk kulstof på under 0,1 %. Lavere indhold af organisk kulstof kan godt findes i grundvandsmagasiner i Danmark /5/. I disse tilfælde bør JAGG ikke benyttes til fugacitets- eller sorptionsberegninger. Er indholdet af organisk kulstof i jorden meget under 0,1 %, kan beregningerne udføres med lommeregner, som angivet i afsnit 2.7. Hvis forureningen findes i grundvandet, kan koncentrationen i poreluften lige over grundvandsspejlet findes ud fra forholdet mellem forureningskomponenternes partialtryk i luft og opløseligheden i vand (Henry s lov). Igen er ligevægt imellem de to faser forudsat. Det skal bemærkes, at diffusion i vand er 9

flere størrelsesordener mindre end i luftfasen, og at diffusionen i vandfasen derfor principielt kan være begrænsende for afdampningen fra grundvandsspejlet til poreluften i den umættede zone. Dette tages der ikke højde for i beregningerne. Ved forurening med produkter bestående af flere komponenter (f.eks. olie og tjære), vil enkeltkomponenterne kunne påvirke hinanden, f.eks. ved at komponenterne opløses i eller reagere kemisk med hinanden. Dette påvirker både damptrykket, opløseligheden og adsorptionen af den enkelte komponent. For blandinger af neutrale komponenter (f.eks. olie) vil denne afvigelse dog kun være lille i forhold til de øvrige usikkerheder ved beregningerne. Hvis der indgår organiske syrer i beregningerne (som f.eks. fenol i tjære), vil afvigelsen, specielt for den organiske syre, være af en betydelig størrelse (for fenol i tjære vil den resulterende dampkoncentration typisk være en faktor 10 mindre alene på grund af blandingen). Dette kan der i princippet tages højde for i beregningerne ved at medtage aktivitetskoefficienter i ligevægtsudtrykkene i den aktuelle blanding for de enkelte komponenter. Beregningerne i JAGG tager ikke højde herfor. Ved beregninger på blandinger skal der i alle tilfælde tages højde for blandingsforholdet ved at inddrage molbrøken for den enkelte komponent og i de enkelte faser. Henvisninger til vejledningen Fugacitetsprincippet er beskrevet i vejledningens appendiks 5.3 side 220-222. Formelsættet til beregningerne er gennemgået i appendiks 5.3 side 224-228. Et eksempel på en fugacitetsberegning af poreluftkoncentrationen ud fra koncentrationen i jorden findes i appendiks 5.4 side 247-250, mens et eksempel på beregning af porevandskoncentrationen ud fra koncentrationen i jorden findes som appendiks 5.9, side 314-317. I regneeksemplerne gennemgås formelsættet og de enkelte trin i beregingerne nøje. JAGG-modellen Fasefordelingen, dvs. fordelingen af forureningen på luftform, opløst i grundvandet og bundet til jordpartiklerne beregnes i JAGG-modellen under en række forudsætninger, bl.a. at der er indtrådt ligevægt mellem faserne, at den forurening, som findes bundet til jorden, alene er bundet til organisk kulstof, og at de forskellige forureningskomponenter ikke påvirker hinanden kemisk. I en konkret beregning vil forudsætningerne i JAGG ofte være tilnærmelsesvist opfyldt, men ikke altid. Eventuelle brist i forudsætningerne kan medføre bety- 10

delige beregningsmæssige afvigelser. Store brist i de opstillede forudsætninger kan medføre langt større afvigelser end de afvigelser, der normalt ses som følge af usikkerheder på inputparametrene, hvoraf de fleste kan bestemmes med stor sikkerhed. Inputparametrene til fugacitetsberegningerne gennemgås i følgende afsnit. 2.1 Relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j Jordens totale volumen kan betragtes som summen af jordfasernes volumener: V l + V v + V j = 1 hvor: V l = den relative volumenandel af luft i jorden V v = den relative volumenandel af vand i jorden V j = den relative volumenandel af jordpartikler i jorden. Her er V l + V v lig med total-porøsiteten. Ud fra den valgte jordtype giver JAGG forslag til værdier af den relative volumenandel af henholdsvis luft og vand i jorden. Mere sikre beregninger fås naturligvis ved aktuel bestemmelse af de relative volumenandele af luft og vand. Den totale (eller den vandmættede porøsitet) kan bestemmes af et laboratorium ved vejning af en jordprøve efter henholdsvis vandmætning og udtørring, se også afsnit 3.3.1 om den effektive porøsitet og afsnit 3.3.2. om den vandmættede porøsitet. Jordens vandindhold kan bestemmes ved udtørring af en jordprøve kombineret med vejning før og efter udtørringen. Vandindholdet kan bestemmes i henhold til DS 405.11 /32/. Her er vandindholdet defineret som massetabet af en prøve, der udtørres ved 105 C, udtrykt i procent af materialets masse efter tørringen. Den totale porøsitet ligger i danske jordtyper typisk på 0,4-0,5 og varierer ikke meget. I jordens umættede zone, og i overgangen mellem umættet og mættet zone, kan der imidlertid være store variationer i et jordlags vandindhold, dvs. i fordelingen af de relative volumenandele af jorden, som er henholdsvis lufteller vandfyldte. Dette kan medføre store variationer af koncentrationerne i 11

henholdsvis luft og vand. Størrelsen af variationerne vil være stærkt afhængige af forureningskomponentens kemiske egenskaber, om stoffet er svagt eller let flygtigt, og hvor opløseligt stoffet er i vand. 2.2 Kornrumvægten d For en given jordtype giver JAGG en typisk kornrumvægt. Kornrumvægten er sat til mellem 2,6 og 2,7 kg/l, alt efter jordtype. Alternativt kan kornrumvægten bestemmes af et laboratorium ved vejning (tørvægt) og korrektion for luftindholdet (totalporøsiteten), som kan bestemmes ud fra en vejning af prøven, også under vandmættede forhold. Kornrumvægten varierer meget lidt mellem de forskellige jordtyper (undtaget jordtyper med meget stort organisk indhold, som f.eks. tørv og gytje). JAGG beregningerne er ikke særligt følsomme over for normale udsving i kornrumvægten. 2.3 Bulkmassefylden ρb Ud fra jordtyperne giver JAGG typiske bulkmassefylder. Bulkmassefylderne er beregnet ud fra kornrumvægten (d) og de relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j. Man skal ikke ændre de beregnede bulkmassefylder. Svarer bulkmassefylden ikke til det forventede, er det med stor sikkerhed, fordi størrelsen af relative volumenandele af luft V l, vand V v og jord V j ikke svarer til det forventede. Man bør derfor ændre fordelingen mellem volumenandele i stedet for at ændre bulkmassefylden. Bulkmassefylden kan bestemmes af et laboratorium ved udtørring og vejning af prøven. Bulkmassefylder (tør-bulkmassefylder) ligger for typiske danske jordtyper i intervallet 1,4 1,7 kg/l. Variationer inden for dette interval medfører typiske variationer i den resulterende forureningskoncentration C 3 på nogle få procent. Beregningerne er således ikke særligt følsomme over for normale udsving i bulkmassefylderne. 12

2.4 Indholdet af organisk kulstof - f oc I danske aflejringer varierer jordens indhold af organisk kulstof fra ca. 10 % i organiske jorde ned til under 0,01 % i visse sandede smeltevandslag (aquifermaterialer). I JAGG findes standardværdier for indholdet af organisk kulstof i forskellige jordtyper (lermuld, sandmuld, ler og sand). Værdierne stammer fra undersøgelser i den umættede zone. Fra undersøgelser i sandede aquifermaterialer findes indhold af organisk kulstof at variere mellem 0,5 % og 0,01 % med et gennemsnit på godt 0,1 % /16, 17/. Standardværdierne er således ikke strikt konservative i forbindelse med risikovurdering. Som alternativ kan man bestemme indholdet af organisk kulstof på den aktuelle lokalitet. Indholdet måles f.eks. i en oxygen-atmosfære ved 800 ºC i en kulstof- og svovl-analysator efter decarbonisering med H 2 SO 3 /18/. Indholdet af organisk kulstof kan som nævnt variere flere størrelsesordener. Dette medfører, at også koncentrationer på henholdsvis luft- og vandfasen kan variere med flere størrelsesordener. Indholdet af organisk kulstof er således en af de inputparametre, som har størst betydning for fugacitetsberegningerne og dermed på fordelingen af stof mellem de faser. 2.5 Damptrykket p Et stofs damptryk (p) er en stofspecifik kemisk konstant, som er bestemt ud fra en række laboratorieforsøg. I JAGG anvendes kemiske konstanter, som stammer fra Miljøstyrelsens teknologiprojekt Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand /5/. Damptrykket varierer med temperaturen. I JAGG udføres alle beregninger ved 25 ºC (298 K), hvilket skyldes, at der kendes flest sikkert bestemte konstanter ved denne temperatur. 13

Damptrykket er lavere ved normal jordtemperatur end ved 25 ºC, ændringen i damptrykket sker eksponentielt med den absolutte temperatur (dvs. temperaturen i Kelvin). Dette betyder, at den maksimale mængde af stoffet i poreluften overestimeres, og beregningerne er dermed konservative. Kun efter nøje overvejelse skal man ændre JAGG s default-værdier til værdier bestemt ved andre temperaturer, idet temperaturen har betydning for f.eks. opløseligheden og endvidere indgår i JAGG s interne beregninger (idealgasligningen). Alt i alt er damptrykket ret sikkert bestemt for de fleste forureningskomponenter. 2.6 Vandopløseligheden S Vandopløseligheden S er (ved en given temperatur) en stofspecifik kemisk konstant, ligesom damptrykket (p). Vandopløseligheden er bestemt ved laboratorieforsøg. I JAGG anvendes kemiske konstanter som stammer fra Miljøstyrelsens teknologiprojekt: Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand /5/. Ligesom damptrykket varierer vandopløseligheden med temperaturen. I JAGG udføres alle beregninger ved 25 ºC (298 K), hvilket skyldes, at der kendes flest sikkert bestemte konstanter ved denne temperatur. Vandopløseligheden er lavere ved normal jordtemperatur end ved 25 ºC. Dette betyder, at den maksimale mængde af stoffet i poreluften overestimeres, og beregningerne er dermed konservative. Kun efter nøje overvejelse skal man ændre JAGG s default-værdier til værdier bestemt ved andre temperaturer, idet temperaturen har betydning for f.eks. damptrykket og endvidere indgår i JAGG s interne beregninger (idealgasligningen). Alt i alt er vandopløseligheden ret sikkert bestemt for de fleste forureningskomponenter. 14

2.7 Fordelingsforholdet oktanol/vand K ow og organisk kulstof/vand K oc I fugacitetsberegningerne har man brug for at bestemme forureningskomponenternes fordeling mellem organisk kulstof og vand K oc (det er forudsat at forureningskomponenten alene sorberer til organisk kulstof). Dette fordelingsforhold kan estimeres ud fra oktanol/vand fordelingsforholdet (K ow ) ved hjælp af en empirisk formel (Abduls formel): log K oc = 1,04 log K ow 0,84 Abduls formels definitionsområde er K ow <5 og f oc >0,1 %. I danske grundvandsmagasiner er indholdet af organisk kulstof ikke altid over 0,1 %. Er indholdet langt uden for definitionsområdet, kan der med lommeregner gennemføres en fugacitetsberegning efter samme princip, som det er angivet i Oprydning på forurenede lokaliteter. Vejledning fra Miljøstyrelsen. Nr. 7, 1998, appendiks 5.3 afsnit 3 og/eller appendiks 5.9 /31/. I beregningen skal sorptionen til jorden (dvs. fordelingen af forureningskomponenter bundet til henholdsvis jorden og vandet) beregnes efter en anden formel end Abduls formel, som benyttes i JAGG. Et udvalg af formler findes opstillet for forskellige forureningskomponenter med anvendelsesområde inden for varierende intervaller for indholdet af organisk stof /5/. I langt de fleste tilfælde vurderes beregningerne af K oc ud fra Abduls formel dog at være ret sikkert bestemt. 2.8 Sammenfatning Som opsummering på afsnittet om fugacitet kan det konkluderes, at den parameter, der typisk er den mest usikkert bestemte og samtidig har størst indflydelse på fordelingen af stoffet mellem jord, vand og luft, er det organiske stofindhold f oc. I tabel 2.1 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Bestemmelsen af usikkerheden udarbejdet på baggrund af en Montecarlo simulering /36/ af parametrene V l,v v,v j og foc med de angivne variabiliteter og forskellige stoffers data i en sandjord. 15

Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter V j, V l,v v 10-20 % < 10 % 2 % Kornrumvægt, d 10 %* < 10 % 3 % f oc 100-500 % 10-20 % ** 10 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 50 % * Undtaget meget organiske jorde. ** Analyseusikkerhed, variabilitet i jorden og dermed i prøveudtagningen sandsynligvis i størrelsen 100 % eller mere. Tabel 2.1 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i fugacitetsberegningerne, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 16

3. Grundvand Baggrund Baggrunden for JAGG s grundvandsmodel er, at grundvandet skal kunne overholde grundvandskvalitetskriterierne i et beregningspunkt, som ligger i en nedstrøms afstand fra forureningskilden svarende til den afstand, som grundvandet strømmer på ét år. Hvis grundvandets strømningshastighed er større end 100 m/år, skal grundvandskvalitetskriterierne dog være overholdt 100 m nedstrøms for den forurening, som vurderes. Afstandskravet er fastsat ud fra en overvejelse om, at grundvandsressourcen skal bevares ren, og at et forureningsproblem skal fjernes/afværges ved forureningskilden. Overordnede principper Den opstillede metodik er kun anvendelig for opløste forureninger, som spredes med vandets strømning. Tilstedeværelse af fri fase vil oftest udgøre en risiko, og bør, hvor det udgør en risiko, medføre iværksættelse af afværgeforanstaltninger. Undtagelsen er stoffer (f.eks. svær fyringsolie, PAH er mv.), der dels findes som fri fase ved relativt lave jordkoncentrationer, og dels er meget lidt mobile. Idet der kun regnes på opløsninger i vand kan man tillade sig at se bort fra problematikken med, at nogle forureningskomponenter i fri fase er lettere (f.eks. olie) eller tungere (chlorerede opløsningsmidler) end vand, hvorfor de henholdsvis flyder ovenpå grundvandsspejlet eller synker til bunden af grundvandsmagasinet. Risikovurderingen består i at bestemme bidraget af forurening fra en forureningskilde i den umættede zone til grundvandet, beregne den resulterende koncentration i grundvandet og sammenligne koncentrationen med grundvandskvalitetskriterierne. Hvis grundvandskvalitetskriterierne er overskredet, udgør forureningen en risiko. Resultatet af en risikovurdering skal altid vurderes i forhold til de lokale forhold, repræsentativiteten, kvaliteten og robustheden af valgte data. Fremgangsmåden ved risikovurderingen er, at området med den højeste forureningskoncentration vurderes, da det forudsættes, at dette område giver det største forureningsbidrag til grundvandet. Vurderingen skal ske under hensyntagen til orienteringen af det forurenede areal i forhold til grundvandets strømningsretning. I risikovurderingen skelnes mellem miljøfremmede stoffer og stoffer, som naturligt forekommer i grundvandet, eksempelvis metaller. Når der er tale om 17

jordforurening med et naturligt forekommende stof, skal baggrundsniveauet indgå i risikovurderingen. Betragtningen er, at størrelsen af det bidrag fra en jordforurening, som ikke resulterer i en risiko, vil variere alt efter størrelsen af det naturlige niveau. Jo højere baggrundsniveau, jo mindre bidrag kan accepteres fra jordforureningen. For miljøfremmede stoffer gør det omvendte sig gældende. Her skal en eventuel påvirkning af grundvandet fra en anden forurenet lokalitet ikke indgå. Betragtningen er, at dette ikke er afgørende for, om den forurening, som risikovurderes, skal afværges eller ej. Desuden sikrer dette princip, at forureningen fra hver enkelt forurenet lokalitet vurderes i forhold til, om grundvandskvalitetskriterierne kan overholdes. JAGG-modellen Den risikovurdering af en jordforurenings påvirkning af grundvandet, som udføres med JAGG, kan opdeles i tre trin, som baserer sig på flere og flere data, hvilket gør vurderingen mindre og mindre konservativ. Det er ikke nødvendigt at gennemføre et efterfølgende trin, hvis resultatet viser, at forureningen ikke udgør nogen risiko. Trin 1 er en kildenær opblandingsmodel, hvor der regnes med opblanding i de øverste 0,25 m i det magasin, som risikovurderes. I trin 2 og 3 vurderes den resulterende forureningskoncentration i større afstand fra forureningskilden. Trin 2 er en opblandingsmodel, hvor opblandingstykkelsen dm beregnes ud fra dispersiviteten, porevandshastigheden og opblandingstiden. Trin 3 er en opblandingsmodel, som trin 2, men der regnes med reduktion af forureningskoncentrationen som følge af sorption, dispersion og nedbrydning i mættet zone. Da nedbrydningsraten er lokalspecifik, kan den ikke bestemmes alene ved tabelopslag (anvendelse af standardværdier), men skal verificeres ved målinger på den aktuelle lokalitet. Risikovurderingen er opdelt i et beregningsafsnit, hvor der enten kan tages udgangspunkt i kildestyrkekoncentrationen (a-modellen), eller hvor udgangspunktet er vandprøver udtaget i toppen af grundvandsmagasinet (b-modellen). Henvisninger til vejledningen JAGG s tretrins risikovurdering er beskrevet i vejledningens afsnit 5.4.2, side 68-81. Beregningsformler er gennemgået i appendiks 5.6, side 263-279. Standarddata til anvendelse i forbindelse med risikovurdering af grundvand er samlet i appendiks 5.8, side 306-313. 18

I forbindelse med en udførelse af en konkret risikovurdering af en jordforurenings påvirkning af en grundvandsressource, kan der være nyttig viden at hente i de eksempler, som er gennemregnet i vejledningens appendiks 5.7, side 280-305. 3.1 Trin 1a Trin 1a er en kildenær opblandingsmodel, hvor forureningspåvirkningen beregnes umiddelbart under forureningskilden i de øverste 0,25 m i grundvandsmagasinet. Beregningen baseres på, at porevandskoncentrationen i den umættede zone bestemmes ved direkte måling, beregning eller estimering. Herefter foretages en beregning af den resulterende forureningskoncentration C 1 baseret på en massebalance mellem fluxen af stof i det infiltrerende vand og fluxen af indstrømmende grundvand under det forurenede areal, og den beregnede koncentration sammenlignes med grundvandskvalitetskriteriet. Den resulterende forureningskoncentration C 1 (mg/l) beregnes ud fra udtrykket: C = 1 A N C 0 + B 0,25 A N + B 0,25 [ m] k i [ m] k i C g eller (idet A = L B) omskrevet til: C = 1 L N C 0 + 0,25 L N + 0,25 [ m] k i [ m] k i C g hvor: = kildestyrkekoncentrationen (mg/l) = baggrundskoncentrationen (mg/l) A = størrelsen af det forurenede areal (m 2 ) N = nettonedbøren (mm/år) B = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen) (m) L = Længden (strømningsafstanden) som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal (m) K = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) i = den hydrauliske gradient (ubenævnt). C 0 C g 19

Inputparametrene til trin 1a gennemgås i følgende afsnit. 3.1.1 Nettonedbøren - N Som nedbørsmængde skal der angives den mængde, der siver ned gennem den forurenede jord og videre ned til det grundvandsmagasin, som vi betragter. Som standard input-parameter angiver JAGG nettonedbøren fra perioden 1961-1990 /1/, se også nedbørskortet i vejledningens appendiks 5.8. Det er den nyeste periode, hvorfra der er offentliggjort værdier af nettonedbøren. Nettonedbøren er i JAGG angivet på kommuneniveau. Det må bemærkes, at der gennem årene sker ændringer i nedbørsmængden. I de senere år har der været en tendens til stigende nedbørsmængder. Anvendelse af nettonedbøren er i de fleste tilfælde en konservativ vurdering af den vandmængde, som siver ned til det grundvandsmagasin, der risikovurderes, idet der hermed ikke regnes med overfladeafløb og afdræning på lokaliteten. Der findes dog lokaliteter, hvortil der sker overfladetilløb og/eller vertikal transport (f.eks. på oversiden af et lerlag) gennem jorden til lokaliteten, i disse tilfælde er det naturligvis ikke konservativt at benytte nettonedbøren. Hvor der findes befæstede arealer, kan der ske så stor en overfladeafstrømning, f.eks. på asfalterede områder, at en underliggende forurening ikke medfører nogen risiko for grundvandsressourcen. I risikovurderingen skal der imidlertid ikke tages hensyn til en befæstelse, idet denne jo ikke nødvendigvis er permanent, men vil kunne fjernes eller ødelægges ved f.eks. utilstrækkelig vedligeholdelse. Man kan således ikke undlade at kortlægge en lokalitet i henhold til en JAGG-beregning med ringe nedbørsnedsivning som følge af en asfaltbefæstelse, hvis en eventuel fjernelse af asfaltbelægningen medfører en risiko for grundvandsressourcen. I øvrigt skal man også nøje overveje, om en befæstelse i virkeligheden er særlig vandtæt. Danske forsøg har vist, at infiltrationen gennem ældre (i forsøgene 20-25 år gamle) SF-belægninger typisk kan stabilisere sig på 4-10 mm/time, efter en indsvingsperiode, hvor porerne og flisemellemrummene fyldes op /2/. Tyske forsøg synes at vise endnu større infiltration gennem flisebelægninger (dog formentlig infiltration gennem nylagte flisebelægninger) /2, 3/. Underlaget under flisebelægningen er naturligvis af stor betydning for gennemsivningen til et grundvandsmagasin. Ved impermeable lag under flisebelægningen vil infiltrationen naturligvis aftage, efter at fuger og afretningslag er blevet vandfyldte. 20

Hvis der er udarbejdet detaljerede grundvandsmodeller for området omkring lokaliteten, kan man få et bedre bud på den nedbørsmængde, som nedsiver over den pågældende lokalitet. Men man skal naturligvis huske at benytte den relevante infiltration til det grundvandsmagasin, der aktuelt risikovurderes. Man skal således ikke benytte grundvandsdannelsen til et dybtliggende primært grundvandsmagasin, hvis man er i gang med at gennemføre en risikovurdering af et terrænnært sekundært grundvandsmagasin. Det skønnes, at den nedsivende vandmængde vil ligge inden for +50 % til 100 % af regnearkets standardværdier. Nettonedbøren indgår normalt groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration. En overestimering af nettoinfiltrationen på f.eks. 20 % medfører således en overestimering af den resulterende forureningskoncentration på typisk 10-20 % i det grundvandsmagasin, som risikovurderes. Ved meget små grundvandshastigheder eller meget store forurenede arealer er størrelsen af nettonedbøren dog uden betydning for risikovurderingen. 3.1.2 Forureningens areal A Den resulterende forureningskoncentration C 1 er i virkeligheden ikke direkte afhængig af, hverken størrelsen A eller af bredden B af det forurenede areal, men alene af strømningsafstanden gennem det forurenede areal (dvs. den længde som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal), se formlerne i starten af afsnit 3.1. Ved udarbejdelsen af JAGG blev det imidlertid valgt at beregne strømningsafstanden L ud fra arealet A og bredden B af forureningen. Det forurenede areal bestemmes ud fra en kortlægning af forureningen. Jo mere detaljeret kortlægningen er udført, jo bedre kan det forurenede areal bestemmes, og jo mindre konservativ bliver risikovurderingen. Hvis der arealmæssigt er tale om små forureninger, kan man benytte hele det forurenede areal i sine beregninger. Hvor der er tale om arealmæssigt store forureninger, kan man ud fra en betragtning om, at zonen med den højeste forureningskoncentration i grundvandet skal kunne overholde grundvandskvalitetskriteriet, foretage risikovurderingen alene for det kraftigst forurenede areal. Vurderingen af størrelsen af det areal, som benyttes i beregningerne hænger 21

således nært sammen med forureningskoncentrationen (og især variationen i koncentrationerne) over hele det forurenede areal. Det forurenede areal A indgår i mange tilfælde groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration C 1. Underestimeres det forurenede areal A f.eks. med 20 %, vil dette medføre et underestimat af den resulterende forureningskoncentration C 1 med typisk 10 20 %. Denne betragtning forudsætter dog, at det forurenede areal A er en inputparameter, som er uafhængig af de andre inputparametre. Dette er ikke tilfældet, idet der ses en sammenhæng mellem størrelsen af det forurenede areal A og forureningens bredde B. Hvor input-parametrene er afhængige variable, vil en underestimering af en af parametrene medføre en mindre underestimering af den resulterende forureningskoncentration end ovenfor angivet. Ved meget små grundvandshastigheder bestemmes den resulterende forureningskoncentration ud fra det forurenede areal A divideret med forureningens bredde B, hvorved alene længden af det forurenede areal er bestemmende for den resulterende forureningskoncentration C 1. 3.1.3 Forureningens bredde B Den resulterende forureningskoncentration C 1 er i virkeligheden ikke direkte afhængig af hverken størrelsen A eller af bredden B af det forurenede areal, men alene af strømningsafstanden gennem det forurenede areal (dvs. den længde som grundvandet tilbagelægger i det forurenede areal), se formlerne i starten af afsnit 3.1. Ved udarbejdelsen af JAGG blev det imidlertid valgt at beregne strømningsafstanden L ud fra arealet A og bredden B af forureningen. Forureningens bredde B måles vinkelret på strømningsretningen i det øverste grundvandsmagasin. For at bestemme bredden af forureningen, må der således være gennemført tilstrækkelige miljøundersøgelser til, at forureningen kan kortlægges. Forureningens bredde B indgår i mange tilfælde groft set lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration C 1. Overvurderes forureningens bredde B f.eks. med 20 %, vil dette medføre en undervurdering af den resulterende forureningskoncentration C 1 med typisk 10 20 %. 22

Denne betragtning forudsætter dog, at forureningens bredde B er en inputparameter, som er uafhængig af de andre inputparametre. Dette er ikke tilfældet, idet der ses en sammenhæng mellem størrelsen af det forurenede areal A og forureningens bredde B. Hvor input-parametrene er afhængige variable, vil en underestimering af en af parametrene medføre en mindre underestimering af den resulterende forureningskoncentration end ovenfor angivet. Ved meget små grundvandshastigheder bestemmes den resulterende forureningskoncentration ud fra det forurenede areal A divideret med forureningens bredde B, hvorved alene længden af det forurenede areal er bestemmende for den resulterende forureningskoncentration C 1. 3.1.4 Kildestyrkekoncentrationen - C 0 Kildestyrkekoncentrationen er den maksimale koncentration af forureningskomponenter, som findes i porevandet på lokaliteten, til et givet tidspunkt. Anvendelse af kildestyrkekoncentrationen i forbindelse med risikovurdering er naturligvis en konservativ betragtning. Der findes en række metoder, som kan benyttes til at bestemme kildestyrkekoncentrationen: Anvendelse af det aktuelle stofs maksimale opløselighed i vand. Metoden vil ofte given en væsentlig overestimering af kildestyrkekoncentrationen. Måling af koncentrationen i porevand fra små magasiner i den umættede zone, f.eks. i en ledningsgrav eller i en tankgrav. Jordprøvetagning med efterfølgende jordanalyser og ligevægtsberegninger af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet. Beregningerne kan gennemføres i JAGG (regnearket Fugacitet ). Jordprøvetagning med efterfølgende udcentrifugering af jordvand og analyse af vandet. Metoden har i praksis vist sig uanvendelig, da det har vist sig overordentlig vanskeligt at udcentrifugere tilstrækkelige vandmængder. Opsamling af porevand i sugeceller lavet af henholdsvis PTFE/kvarts og stål med efterfølgende analyse af den opsamlede væske. Opsamling af poreluft med efterfølgende analyse og ligevægtsberegning af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet. Beregningerne kan gennemføres i JAGG (regnearket Fugacitet ). 23

Jordprøvetagning med efterfølgende udvaskningstest (vandig udvaskning), analyse af eluatet og omregning til porevandskoncentration ved ligevægtsberegninger med anvendelse af fugacitetsprincippet. Som standard input-parameter giver JAGG den aktuelle forureningskomponents maksimale opløselighed i vand, hvilket naturligvis er en konservativ betragtning. Normalt vil man ønske at benytte en mindre konservativ kildestyrkekoncentration i sine beregninger, hvorfor man må benytte en anden metode til bestemmelse af kildestyrkekoncentrationen. Udtagning af jordprøver med tilhørende beregning af porevandskoncentrationen ud fra fugacitetsprincippet er en meget anvendt metode til beregning af kildestyrkekoncentrationen. Beregningen har traditionelt været anset som et overestimat af forureningspåvirkningen. I nyere forsøg undervurderede metoden imidlertid i flere tilfælde porevandskoncentrationerne /4/. Samme forsøg indikerede, at standardanalyse af udtagne jordprøver, med efterfølgende ligevægtsberegning af porevandskoncentrationen under anvendelse af fugacitetsprincippet, kan anvendes til forudsigelse af kildestyrkekoncentrationen ved forureninger med TCE og MTBE, mens metoden giver store underestimater for benzin og phenanthren. Konklusionen fra forsøgene var, at dette skyldtes, at pentan-ekstraktion, som anvendes ved standardanalyserne, er utilstrækkelig for benzin og phenanthren. Sammenfattende kan man konkludere, at udtagning af jordprøver med efterfølgende beregning af porevandskoncentrationen ud fra fugacitetsprincippet er en anvendelig og relativt simpel metode. Ved anvendelse af metoden skal man imidlertid være opmærksom på, at der kan være ekstrationsproblemer forbundet med pentanekstration af kulbrinter. Man kan overveje, om der som alternativ til standardmetoderne kan udføres ekstration med andre midler (f.eks. en blanding af pentan med acetone) eller f.eks. anvendes purge&trap-analyser, idet der ved disse metoder ekstraheres en større del af kulbrinterne ud. For blandingsprodukter som diesel og benzin har man endvidere et beregningsproblem, idet man ikke umiddelbart kan gennemføre fugacitetsberegninger på en blandingforurening, som f.eks. indholdet af total-kulbrinter. I stedet bliver man nødt til at udvælge en enkeltkomponent, hvis kemiske konstanter kan benyttes i beregningen. Man skal helst benytte en komponent, som er mere flygtig end flertallet af enkeltkomponenter i blandingen, hvilket vurderes ud fra analysens kromattogram. Miljøstyrelsen har igangsat forsøg til optimering af fugacitetsberegninger af f.eks. kulbrinteindhold ud fra opdeling af indholdet i fraktioner og beregning af type-komponenter fra hver enkelt fraktion. Miljøstyrelsen har endvidere igang- 24

sat udvikling af forbedrede udvaskningstest for kulbrinter, herunder inddrages eventuelt nye analysemetoder (i stedet for GC-analyse efter ekstraktion med pentan). Sammenfattende gælder, at det anbefales at bestemme kildestyrkekoncentrationen ud fra vandprøver udtaget fra små magasiner i den umættede zone, f.eks. fra lednings- eller tankgrave, hvor dette er muligt. Herudover kan man benytte analyse af jordprøver med tilhørende fugacitetsberegninger, idet man dog skal være opmærksom på de tidligere nævnte metodeproblemer. Udtagning af porevand med stål-sugeceller vil formentlig give mere rigtige porevandskoncentrationer /4/, men metoden er ret omkostningstung, giver meget lokale data og har desuden hidtil kun været anvendt som forsøgsmetode. I de normalt forekommende situationer er baggrundskoncentrationen (C g ) lille i forhold til kildestyrkekoncentrationen (C 0 ). I disse tilfælde gælder, at kildestyrkekoncentrationen indgår næsten lineært i bestemmelsen af den resulterende forureningskoncentration (C 1 ). En formindskelse af kildestyrkekoncentrationen (C 0 ) med 50 % giver således også en formindskelse af den resulterende forureningskoncentration i toppen af grundvandsmagasinet (C 1 ) med ca. 50 %. Anvendelse af maksimal opløselighed som kildestyrkekoncentration kan for f.eks. benzen og MTBE give koncentrationer, som ligger størrelsesordener over den aktuelle kildestyrkekoncentration. De øvrige metoder (bortset fra udcentrifugering af jordvand, der har vist sig umulig i praksis, og udtagelse af poreluft, som i forsøg har vist for usikre resultater /4/), vurderes normalt at give kildestyrkekoncentrationer inden for samme størrelsesorden. Den største usikkerhed ved valg af prøve er usikkerheden på, om prøven repræsenterer den maksimale koncentration på lokaliteten til et givet tidspunkt. 3.1.5 Baggrundskoncentrationen C g Hvis de forurenende stoffer også er naturligt forekommende, som f.eks. mange metaller, skal det naturlige baggrundsniveau indgå i risikovurderingen. Dette medfører, at der kan accepteres et lavere bidrag fra forurening, idet grundvandskvalitetskriteriet skal overholdes. Hvis der fra en anden lokalitet allerede forekommer påvirkning af grundvandet med miljøfremmede stoffer på den aktuelle lokalitet, skal dette ikke indgå i risikovurderingen. En forurening fra en anden kilde, end den som aktuelt risikovurderes, skal således ikke tages i betragtning. 25

En risikovurdering skal ikke gøres mere lempelig, selv om magasinet allerede er forurenet /30, 31/. Selv hvor et grundvandsmagasin allerede er kraftigt forurenet og dermed ubrugeligt som indvindingsressource, kan det ikke accepteres, at forureningsbidraget fra en ny forurening overskrider grundvandskvalitetskriteriet. Det er vanskeligt at følsomhedsvurdere baggrundskoncentrationen, idet der vil være meget store udsving afhængigt af især kildestyrkekoncentrationen C 0, vandets Darcy-hastighed V D (V D = k (den hydrauliske ledningsevne) i (den hydrauliske gradient)) samt baggrundskoncentrationen C g. Ofte ses, at variationer i baggrundskoncentrationen medfører en relativt stor variation i den resulterende forureningskoncentration. En stigning i baggrundskoncentration på 40 % vil f.eks. ofte kunne medføre en stigning i resulterende forureningskoncentration på 20 25 %. 3.1.6 Hydraulisk ledningsevne k I JAGG er der i tabelform angivet typiske standardværdier for forskellige danske jordtyper. Typiske værdier af den hydrauliske ledningsevne for andre jordtyper kan findes i litteraturen /5, 6, 7/. Sådanne værdier, herunder værdier for lokalspecifikke jordtyper, kan indsættes i JAGG s standardtabel. Et problem ved anvendelse af standardværdier er, at den hydrauliske ledningsevne for et materiale kan variere flere størrelsesordener. Den hydrauliske ledningsevne kan selv lokalt nemt variere med en faktor 100, for lerjord endog betydeligt mere. Det er derfor ønskeligt at få en bedre bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne, end der fås ved tabelopslag. Et tilsvarende problem kan opstå, hvis lokalt bestemte værdier benyttes regionalt eller generelt i større områder, end der hvor data er genereret. Empiriske formler Der findes en række empiriske formler, som kan benyttes til beregning af den hydrauliske lednigsevne ud fra kornstørrelsesfordeling, gennemsnitlig korndiameter eller porøsiteten /7, 8, 9/. Ofte anvendes f.eks. Hazens formel til bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne: k = 0,01 (d 10 ) 2, 26

hvor d 10 bestemmes ud fra en kornfordelingskurve (bestemt ved sigtning) som den sigtestørrelse, hvor 10 % af kornene er finere end d 10 -værdien, og 90 % er grovere /10/. Metoden giver naturligvis kun information om den hydrauliske ledningsevne i den aktuelle sigteprøve, og er derfor bedst, hvor der er tale om meget homogene og ikke lagdelte magasiner. Slug-test Vandspejlsmålinger i et borehul, efter en hurtigt tilsat kendt (mindre) vandmængde eller efter at have fortrængt vand (f.eks ved hjælp af et faldlod), betegnes som en slug-test. Indledningsvis måles vandspejlet, og efter tilsætning af vand (udløsning af faldloddet) måles vandrejsningen (vandsænkningen) løbende. Ud fra vandstandskurven kan den hydrauliske ledningsevne bestemmes, eventuelt ved anvendelse af EDB-tolkning /7, 8/. Metoden giver oplysninger om den hydrauliske ledningsevne i formationen umiddelbart uden for boringens filtersætning. Prøvepumpning Den bedste bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne fås ud fra prøvepumpninger /7, 11, 12, 13/. Prøvepumpninger udføres normalt med konstant pumpekapacitet, men de kan være af forskellig varighed. En korttidsprøvepumpning med en varighed fra en time til et døgn giver kun oplysninger om boringen og dens nærmeste omgivelser. En langtidsprøvepumpning med en varighed på 2-8 uger giver tillige oplysninger om strømningsforholdet i grundvandsmagasinet. En langtidsprøvepumpning med samtidig observation af sænkningen i pumpeboringen og omkringliggende boringer kan bruges til bestemmelse af de hydrauliske parametre, herunder den hydrauliske ledningsevne. På baggrund af langtigsprøvepumpninger kan det også være muligt at bestemme permeabiliteten af mindre permeable lag over eller under det vandførende lag (lækagekoefficienten). Spredningen i standard-værdierne (tabelværdier) viser, at den hydrauliske ledningsevne (k) kan variere flere størrelsesordener for tilsyneladende ensartede grundvandsmagasiner. Den hydrauliske ledningsevne er dermed en af de mest usikkert bestemte parametre, som indgår i risikovurderingen. 27

Man kan imidlertid bestemme den hydrauliske ledningsevne ud fra kornstørrelsesfordelingen, slug-test eller prøvepumpning. Prøvepumpningen giver en meget sikker bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne i grundvandsmagasinet, men hvis der vælges repræsentative jordprøver, og hvis der midles over flere prøver (f.eks. logaritmisk middel over 2-4 prøver), så kan også bestemmelse ud fra kornstørrelsesfordelingen give ganske fornuftige resultater. En forøgelse af den hydrauliske ledningsevne med 20 % vil typisk medføre en reduktion i den resulterende forureningskoncentration med 5-10 %. Ved meget store forurenede arealer, eller ved meget små hydrauliske gradienter (i) er størrelsen af den hydrauliske ledningsevne uden væsentlig betydning for risikovurderingen, da det forurenede areal i dette tilfælde dækker en meget væsentlig del af grundvandets strømningsafstand inden for et år (eventuelt hele strømningsafstanden). 3.1.7 Hydraulisk gradient i Den hydrauliske gradient i et grundvandsmagasin, kan bestemmes ud fra grundvandsspejlet i en række boringer, som er filtersat i det pågældende grundvandsmagasin, hvor der er tale om et frit grundvandsspejl, kan den hydrauliske gradient betegnes som grundvandsspejlets hældning. Amterne har udarbejdet regionale potentialekort for primære grundvandsmagasiner. Da grundvandsspejlet hele tiden ændrer sig, og da potentialekortene ikke detaljeret tager hensyn til grundvandssænkninger ved indvindinger m.v., kan potentialekortene ikke alle steder give en sikker værdi af den hydrauliske gradient i det primære grundvandsmagasin. Ofte ønskes der udført en risikovurdering for et sekundært grundvandsmagasin. I disse tilfælde kan de regionale potentialekort ikke anvendes, men der må udarbejdes potentialekort for det aktuelle sekundære magasin ud fra pejling af boringer til dette magasin. Der skal mindst pejles tre boringer for at kunne bestemme den hydrauliske gradient. På en lokalitet kan strømningsretningen i et sekundært magasin være helt anderledes end strømningsretningen i det primære grundvandsmagasin. Strømninger i terrænnære sekundære grundvandsmagasiner er ofte styret af terrænforhold som højdedrag, søer (lavninger), slugter (vandløb), dræning m.v. Hvis der er tale om et primært grundvandsmagasin vurderes den hydrauliske gradient i de fleste tilfælde at kunne bestemmes inden for 50 % til +100 % af 28

den gradient, som kan aflæses på regionale kort over grundvandspotentialer i det primære magasin. For sekundære magasiner må den hydrauliske gradient bestemmes lokalt. Ud fra tre optimalt placerede pejleboringer vurderes også dette at kunne gøres med en sikkerhed på 50 % til +100 %. En variationsregning på udtrykket for den resulterende forureningskoncentration (se afsnit 3.1) viser, at en forøgelse af den hydrauliske gradient med f.eks. 20 % typisk vil medføre en reduktion i den resulterende forureningskoncentration med omkring 10 %. Ved meget stor længde af forureningen, eller ved meget små hydrauliske ledningsevner, er størrelsen af den hydrauliske gradient uden væsentlig betydning for risikovurderingen, da de led i beregningsudtrykket, hvor den hydrauliske gradient indgår, vil være små i forhold til beregningsudtrykkets øvrige led. 3.2 Sammenfatning trin 1a Som opsummering på afsnittet om grundvandsrisiko, trin 1A kan det konkluderes, at den parameter, der er størst måleusikkerhed og naturlig variabilitet på er den hydrauliske ledningsevne k. Herudover er kildestyrkekoncentrationen direkte bestemmende for resultatet af beregningen. I tabel 3.1 gives en oversigt over de indgående parametre, deres vurderede usikkerhed, usikkerhed på målinger af parameteren samt en samlet vurdering af usikkerheden på den samlede beregning for den resulterende koncentration. Bestemmelsen af usikkerheden udarbejdet på baggrund af en simulering af parametrene N, A, B, C 0, k og I med de angivne variabiliteter /36/. Som udgangspunkt for usikkerhedsberegningen er der valgt en nettonedbør på 300 mm/år, et areal på 100 m², et tværsnit på 10 m, en hydraulisk ledningsevne på 1 10-5 m/s og en gradient på 0,001. 29

Parameter Vurderet naturlig variabilitet på parameter Vurderet usikkerhed på lab/felt bestemmelse (standardafvigelse) Effekt på resultat ved 25 % ændring af parameter Nettonedbør, N 50 % 20-40 % 1 % Areal, A 20 % 20 % 1 % Bredde, B 20 % 20 % 1 % Kildestyrkekonc, C 0 50 % 10 %* 25 % Hydraulisk ledningsevne, 1000-10000 % 200-500 % 1 % k Gradient, I 100 % 10-20 % 1 % Typisk samlet usikkerhed på beregning (standardafvigelse) Ca. 50 % * Analyseusikkerhed, variabilitet i jorden og dermed i prøveudtagningen sandsynligvis i størrelsen 100 % eller mere. Tabel 3.1 Vurderet usikkerhed på bestemmelsen af parametre i risikovurdering af grundvand trin 1a, vurderet usikkerhed på laboratorium/feltbestemmelser af parametre samt vurdering af de samlede usikkerhed på beregningerne. 3.3 Trin 2a Trin 2a er en kildefjern opblanding, hvor den resulterende forureningskoncentration i grundvandet bestemmes i en afstand fra forureningskilden svarende til ét års grundvandsstrømning, dog maksimalt en afstand på 100 m. Beregningsprincippet er identisk med princippet i trin I, forskellen består i, at opblandingszonen, hvor der strømmer grundvand ind og opblandes med den nedsivende forurening, bliver større end de 0,25 m, som antages at være gældende i trin I. Betragtningen, som ligger til baggrund for at antage, at opblandingstykkelsen vokser med strømningsafstanden, er, at jo hurtigere og dermed jo længere vandet strømmer, jo større er dispersionen og dermed fortyndingen. Modificeringen betyder, at opblandingstykkelsen i en afstand på 100 m maksimalt kan være ca. 1,8 m. I trin 2a beregnes den resulterende forureningskoncentration ud fra udtrykket: 30

C 2 = A N C 0 + B d A N + B d m m k i C k i g eller (idet A = L B) omskrevet til: C 2 = L N C 0 + L N + d d m m k i C k i g hvor: C 0 = kildestyrkekoncentrationen (mg/l) C g = baggrundskoncentrationen (mg/l) A = størrelsen af det forurenede areal (m 2 ) N = nettonedbøren (mm/år) B = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen) (m) L = bredden af det forurenede område (regnet i forhold til strømningsretningen (m) K = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) i = den hydrauliske gradient (ubenævnt) d m = opblandingstykkelsen (m) i et fiktivt beregningspunkt, som ligger i en nedstrøms afstand fra forureningen, som svarer til et års grundvandstransport, dog maksimalt 100 m nedstrøms for forureningen. For at bestemme afstanden Af (m) til det fiktive beregningspunkt er det nødvendigt at bestemme grundvandets gennemsnitlige porevandshastighed V p. Af bestemmes af udtrykket: hvor: Af = t V p = t (k i) / e eff, idet Af dog maksimalt kan være 100 m, t k i e eff = transporttiden (s) = magasinets hydrauliske ledningsevne (m/s) = den hydrauliske gradient (ubenævnt) = den effektive porøsitet (ubenævnt). Inputparametrene til trin 2a gennemgås i følgende afsnit. Inputparametre, som er beskrevet tidligere, er dog ikke medtaget. 31