GOI typologiens anvendelsesmuligheder. Med fokus på beskyttelse af overfladevand og økosystemer i relation til vand- og naturplaner

GOI typologiens anvendelsesmuligheder Med fokus på beskyttelse af overfladevand og økosystemer i relation til vand- og naturplaner

Kolofon Titel: GOI typologiens anvendelsesmuligheder - med fokus på beskyttelse af overfladevand og økosystemer i relation til vandog naturplaner. URL: www.blst.dk ISBN nr. elektronisk version: 978-87-92617-82-8 Emneord: GOI typologi, ådal, grundvandsforekomst, vandløb, terrestrisk økosystem, interaktion, tilstand, vand- og naturplaner. Udgiver: By- og Landskabsstyrelsen Ansvarlig institution: De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland, GEUS Forfattere: Mette Dahl, Klaus Hinsby og Jens Christian Refsgaard, GEUS. Sprog: Dansk Versionsdato: Marts 2010 Udgiverkategori: Statslig Resume: Rapporten præsenterer koncepterne i GOI typologien og giver en praktisk vejledning i GOI kortlægning. Typologiens anvendelsesmuligheder som selvstændigt værktøj eller støtteværktøj indenfor en række problemstillinger relateret til Vandramme- og Grundvandsdirektiverne præsenteres. Der gives eksempler på anvendelse og udviklingspotentiale. Må citeres med kildeangivelse. År: 2010

Indhold Resume...6 1. Indledning...10 2. GOI typologi...16 2.1. Landskabstype...19 2.2. Ådalstype...22 2.3. Strømningstype...25 3. Vejledning i GOI kortlægning...28 3.1. Landskabstype...28 3.2. Ådalstype...30 3.3. Strømningstype...42 4. Status for GOI typologiens anvendelsesmuligheder...54 5. Selvstændigt værktøj...56 5.1. Konceptuel vurdering af grundvandsforekomsters udveksling med ådalsmagasiner og vandløb...56 5.2. Konceptuel vurdering af fordeling af strømningsveje gennem ådal...59 5.3. Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske økosystemer...61 5.4. Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb...61 5.5. Konceptuel vurdering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner...62 6. Støtteværktøj...68 6.1. Kvantificering af fordeling af strømningsveje gennem ådal...68 6.2. Kvantificering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske økosystemer og vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative tilstand...70 6.3. Kvantificering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb og vurdering af grundvandsforekomsters kvanttative tilstand...72 6.4. Optimering og integration af kvantitativ overvågning af grundvand og overfladevand...74 6.5. Kvantificering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner...76 6.6. Fortynding og nedbrydning mellem grundvand og overfladevand i vandløbsoplande...78

6.7. Konceptuel udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i overfladevand...81 6.8. Kvantitativ udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i overfladevand...87 6.9. Konceptuel vurdering af grundvandsforekomsters kemiske tilstand baseret på miljømål om god tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer...87 6.10.Fastsættelse af tærskelværdier for grundvandsforekomster baseret på miljømål om god tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer...89 6.11.Optimering og integration af kemisk overvågning af grundvand og overfladevand...89 7. Konklusion...92 Referencer...94 Bilag 1. Borebeskrivelsesskema...100 Bilag 2. GOI Responsenheder...102 5

Resume EU s Vandramme- og Grundvandsdirektiver (VRD og GVD) fastsætter, at alle EU medlemslande skal opnå god tilstand for grundvand, overfladevand (akvatiske økosystemer) og vådområder (terrestriske økosystemer) senest år 2015. EU s Habitatdirektiv fastsætter derudover, at medlemslandene skal sikre eller genoprette gunstig bevaringsstatus for naturtyper samt dyre- og plantearter af særlig betydning for naturen i EU. Direktiverne anerkender, at de enkelte vandforekomster og økosystemer ikke kan betragtes isoleret, hvilket kræver en integreret forståelse. I Danmark udmøntes dette i vand- og naturplaner, hvis indsats- og handleplaner skal koordineres i størst muligt omfang, samt baseres på EU direktiver og vejledninger. Ifølge EU direktiverne skal grundvandets tilstand ikke længere blot klassificeres i forhold til drikkevandsanvendelse, men også i forhold til grundvandets kvantitative og kemiske påvirkning af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Grundvandets tilstand skal således klassificeres som at have ringe tilstand, hvis grundvandets kvantitative og/eller kemiske tilstand medfører ringe tilstand i tilknyttede akvatiske eller afhængige terrestriske økosystemer. Skal disse principper tilgodeses og indarbejdes i vandplaner, forudsætter det et grundigt kendskab til hele det hydrogeologiske system, ikke mindst til vand- og stofudvekslingen (interaktionen) mellem grundvandsforekomster og specifikke tilknyttede og afhængige økosystemer (naturtyper). GOI typologien (typologi for Grundvand-Overfladevand Interaktion) er et konceptuelt værktøj, der giver en grundlæggende systemforståelse på basis af styrende forhold for vand- og stofudveksling mellem grundvandsforekomster (GVF), ådalsmagasiner og overfladevand på oplands-, stræknings- og lokal skala. GOI typologien kan dermed understøtte en systematisk gruppering af interaktionen mellem vandforekomster, optimeret dataindsamling og overvågning samt modellering til kvantificering af strømnings- og stoftransport. Det langsigtede mål for anvendelse af GOI typologien er, at den i kombination med andre metoder og nyudviklede GOI moduler kan understøtte udvikling af en strategi for beskyttelse af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. 6

GOI typologiens anvendelsesmuligheder relateret til VRD s og GVD s tilstandsvurderinger af grundvandsforekomster (GVF). Blå farve angiver relation til kvantitativ tilstand, gul til kemisk tilstand. I tabellens venstre side angives i hvilket afsnit problemstillingen er behandlet. GOI typologiens anvendelsesmuligheder Afsnit Problemstilling Selvstændigt Muligt værktøj Støtteværktøj støtteværktøj 5.1 Konceptuel vurdering af GVFs udveksling med ådalsmagasiner og vandløb x 5.2 Konceptuel vurdering af fordeling af strømningsveje gennem ådal x 6.1 Kvantificering af fordeling af strømningsveje gennem ådal x Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af afhængige 5.3 terrestriske økosystemer x Kvantificering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske 6.2 økosystemer og vurdering af GVFs kvantitative tilstand x 5.4 Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb x Kvantificering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb og 6.3 vurdering af GVFs kvantitative tilstand x 6.4 Optimering og integration af kvantitativ overvågning af grundvand og overfladevand x 5.5 Konceptuel vurdering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner x 6.5 Kvantificering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner x 6.6 6.7 6.8 6.9 6.10 6.11 Fortynding og nedbrydning mellem grundvand og overfladevand i x vandløbsoplande Konceptuel udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i x overfladevand Kvantitativ udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i x overfladevand Konceptuel vurdering af GVFs kemiske tilstand baseret på miljømål om god x tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Fastsættelse af tærskelværdier for GVF baseret på miljømål om god tilstand x i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Optimering og integration af kemisk overvågning af grundvand og x overfladevand 7

Formålet med rapporten er: At præsentere GOI typologiens opbygning og koncepter At give en praktisk vejledning i GOI kortlægning At vurdere GOI typologiens anvendelsesmuligheder indenfor en række problemstillinger relateret til grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. By- og Landskabsstyrelsen har afgrænset projektet til primært at beskæftige sig med udveksling mellem grundvand og vandløb (ådale) og efterspørger særligt viden om: Grundvandsforekomsters vand- og stofudveksling med ådale og vandløb på forskellig skala Udpegning af særligt kritiske deloplande for opnåelse af god tilstand i overfladevand, da der er særlig grund til at fokusere på disse i vand- og naturplaner samt i design af overvågningsprogrammer Fortynding og nedbrydning fra grundvand til overfladevand set i relation til kemisk tilstandsvurdering og opstilling af tærskelværdier for grundvand. Rapporten henvender sig til miljøcentre, kommuner, regioner og rådgivere. Det er hensigten, at rapporten skal give brugeren mulighed for at forstå koncepterne i GOI typologien og selv udføre GOI kortlægning. Rapporten er opbygget med to indgange. I den ene indgang præsenteres GOI typologiens opbygning, de bagvedliggende koncepter og klassifikationskriterier på tre skalaer (kapitel 2) og der gives en praktisk vejledning i GOI kortlægning på hver af skalaerne (kapitel 3). I den anden indgang gennemgås en række specifikke problemstillinger relateret til VRD og GVD (ovenstående tabel, kapitel 4). Til håndtering af disse anbefales typologien anvendt som enten selvstændigt værktøj (kapitel 5) eller støtteværktøj til andre metoder (kapitel 6). Rapporten gennemgår ved hver problemstilling den konceptuelle systemforståelse typologien bidrager med (kapitel 2), giver eksempler på dens anvendelse, samt henvisning til praktiske kortlægningsmetoder (kapitel 3). 8

Der er i dag fokus på de akvatiske økosystemer (vandløb, søer og kystvande) i forbindelse med grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand vurderet på baggrund af miljømål for tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Ifølge VRD og GVD skal de terrestriske økosystemer imidlertid også inddrages. De nævnes derfor også som et anvendelsesområde for GOI typologien, selvom der i øjeblikket generelt ikke fokuseres på dem på grund af manglende viden. Effekter af klimaændringer på det hydrologiske kredsløb er en yderligere relevant problemstilling, hvor en bedre konceptuel og kvantitativ forståelse af interaktion mellem grundvand og overfladevand er stærkt påkrævet. GOI typologien vurderes også her at have et stort potentiale som støtteværktøj ved fremtidige vurderinger af klimaændringers påvirkning af grundvand og afhængige økosystemer. 9

1. Indledning Formål Formålet med rapporten er: At præsentere GOI typologiens opbygning og koncepter At give en praktisk vejledning i GOI kortlægning At vurdere GOI typologiens anvendelsesmuligheder indenfor en række problemstillinger relateret til grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Målgruppe Rapporten henvender sig til miljøcentre, kommuner, regioner og rådgivere. Det er hensigten, at rapporten skal give brugeren mulighed for at forstå koncepterne i GOI typologien og selv udføre kortlægning. Læsevejledning Kapitel 2 beskriver GOI typologiens opbygning og bagvedliggende koncepter. På tre skalaer: Landskabstype (oplandsskala), Ådalstype (strækningsskala) og Strømningstype (lokal skala) gennemgås klassifikationskriterier og styrende forhold. Kapitel 3 giver en praktisk vejledning i GOI kortlægning. Anvendte metoder gennemgås og der gives henvisning til, hvor relevante data findes og hvilke korttyper, der anvendes i de konceptuelle analyser, der gennemføres på de tre skalaer. Kapitel 4 præsenterer en række specifikke problemstillinger relateret til Vandrammedirektivet (VRD) og Grundvandsdirektivet (GVD). Til håndtering af problemstillingerne vurderes GOI typologiens anvendelse enten som selvstændigt værktøj eller som støtteværktøj til andre metoder. Problem-stillingerne er inddelt efter, hvorvidt de relaterer sig til grundvandsforekomsters kvantitative eller kemiske tilstand, og om tilgangsvinklen er konceptuel eller kvantitativ. I kapitel 5 gennemgås problemstillinger, hvori typologien anbefales anvendt som selvstændigt værktøj. Her gennemgår rapporten den konceptuelle systemforståelse typologien bidrager med, der gives eksempler på anvendelsen, samt henvisning til praktiske kortlægningsmetoder. 10

Kapitel 6 omfatter problemstillinger, hvori typologien anbefales anvendt som støtteværktøj. Ved håndtering af disse problemstillinger kan GOI typologien ikke stå alene, men skal suppleres med data og analyser fra andre fagdiscipliner - især hydrokemi, geologisk og hydrologisk modellering. GOI typologien bidrager med konceptuel systemforståelse på forskellig skala. Kapitlet giver eksempler fra udviklings- og forskningsprojekter. Endelig afsluttes rapporten med en konklusion i kapitel 7, der opsummerer typologiens anvendelsesmuligheder i forhold til anvendelse i vand- og naturplaner. Baggrund EU s VRD og GVD fastsætter at alle EU medlemslande skal opnå god tilstand for grundvand, overfladevand (akvatiske økosystemer) og terrestriske økosystemer senest år 2015. EU s Habitatdirektiv (HD) fastsætter derudover, at medlemslandene skal sikre eller genoprette gunstig bevaringsstatus for naturtyper samt dyre- og plantearter af særlig betydning for naturen i EU. Direktiverne anerkender, at de enkelte vandforekomster og økosystemer ikke kan betragtes isoleret, hvilket kræver en integreret forståelse. I Danmark udmøntes dette i vand- og naturplaner, hvis indsats- og handleprogrammer skal koordineres i størst muligt omfang. Grundvandets tilstand skal derfor ikke længere blot klassificeres i forhold til drikkevandsanvendelse, men også i forhold til grundvandets kvantitative og kemiske påvirkning af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Det betyder i praksis at en specifik grundvandsforekomst ikke kan opnå god kvantitativ tilstand, hvis afhængige vådområder og/eller tilknyttede vandløb og søer ikke modtager tilstrækkelig grundvandstilstrømning til at opretholde god økologisk tilstand i økosystemerne på grund af vandindvinding i grundvandsforekomsten. Tilsvarende kan en specifik grundvandsforekomst ikke opnå god kemisk tilstand, hvis afhængige vådområder og/eller tilknyttede vandløb, søer og kystvande ikke kan opnå deres miljømål på grund af forurening fra grundvandsforekomsten. God kemisk tilstand fastsættes bl.a. ud fra tærskelværdier baseret på kvalitetsstandarder for: 11

Legitime anvendelser af grundvand (drikkevand, markvanding, industri) Tilknyttede akvatiske økosystemer Afhængige terrestriske økosystemer. GVD og retningslinjerne hertil (European Commission, 2009) fastsætter, at tærskelværdier skal bestemmes for stoffer, der truer grundvandsforekomsters kemiske tilstand både i forhold til drikkevand og økosystemer, og angiver en liste over stoffer, der som minimum skal tages i betragtning. Der skal således fastsættes tærskelværdier for såvel drikkevand som økosystemer, og den strengeste (laveste) tærskelværdi for en given forureningsparameter definerer grundvandsforekomstens tilstand. Disse principper skal tilgodeses og indarbejdes i danske vandplaner. Det forudsætter et grundigt kendskab til hele det hydro(geo)logiske system, og i særdeleshed til vand- og stofudvekslingen (interaktionen) mellem grundvandsforekomster og økosystemer (naturtyper). Vidensbehov Der er behov for store datamængder og gode konceptuelle modeller indenfor forskellige fagdiscipliner for at kunne vurdere grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på miljømål om god tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. By- og Landskabsstyrelsen har afgrænset projektet til primært at beskæftige sig med udveksling mellem grundvand og vandløb (ådale) og efterspørger særligt viden om: Grundvandsforekomsters vand- og stofudveksling med ådale og vandløb på forskellig skala. Udpegning af særligt kritiske deloplande for opnåelse af god tilstand i overfladevand, da der er særlig grund til at fokusere på disse i vand- og naturplaner samt i design af overvågningsprogrammer. Fortynding og nedbrydning fra grundvand til overfladevand set i relation til kemisk tilstandsvurdering og opstilling af tærskelværdier for grundvand. Rapporten søger således at dække en betydningsfuld del af vidensbehovet, der er nødvendigt i forbindelse med beskyttelse af vandressourcer og miljø for såvel 12

kommuner og regioner på lokal skala, miljøcentre på regional skala, og Miljøministeriet på national skala. På en workshop afholdt i projektet med deltagelse af projekt- og følgegruppe fremkom nedenstående udfordringer, erfaringer og anbefalinger fra kommunal side: Detaljeringsniveauet i vandplaner fra miljøcentre bliver næppe så højt, at det direkte kan anvendes af kommunerne, da de har behov for viden på matrikelniveau for at kunne handle. Derfor bliver det nødvendigt med detailundersøgelser i kommunerne. Arbejdsfordelingen kunne være: GOI overordnet (vandområde) miljøcenter GOI detail (vandløbsopland) kommune (og region). Grundvandsforekomsters sårbarhed i forhold til forurening af overfladevand bør kendes. I dag vurderes sårbarheden kun i forhold til drikkevandsindvinding. I relation hertil mangler der viden om tærskelværdier. Der er behov for at udpege Nitratfølsomme deloplande, der bidrager mest til vandløb og terrestriske økosystemer, idet indsatserne derved kan prioriteres og handleplanen udføres mest omkostningseffektivt. Deloplandene bør håndteres på lige fod med Nitratfølsomme indvindingsområder i forbindelse med miljøgodkendelser til landbrug. Tilskudsmuligheder for miljøet bør kunne anvendes på konkrete udpegninger af Nitratfølsomme deloplande. Prioritering af naturgenopretningsprojekter vil kunne kvalificeres med en indledende GOI kortlægning og udpegning af Nitratfølsomme deloplande. GOI typologien skal være veldefineret og til at bruge for både myndigheder og rådgivere. Den bliver derved en forudsætning for bedre samarbejde, blandt andet ved at begge parter taler samme sprog. Det er nødvendigt med efteruddannelse i GOI kortlægning for alle brugere. GOI typologi GOI typologien (Dahl et al., 2007) er et centralt værktøj til at opnå en systematisk konceptuel forståelse af interaktionen mellem grundvandsforekomster, ådale og vandløb på forskellig skala, såvel strømningsmæssigt som kemisk. Skal udvekslingen kvantificeres både med hensyn til vand og stof, er det imidlertid nødvendigt også at inddrage metoder som hydrokemisk karakterisering, geologisk kortlægning, geologisk modellering og hydrologisk modellering. En systematisk konceptuel forståelse af interaktionen mellem grundvand og overfladevand er således en forudsætning for: 13

Vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på miljømål for økosystemer Udpegning af deloplande med stor belastning af tilknyttede akvatiske (vandløb, søer og fjorde) og terrestriske økosystemer (vådområder) Vurdering af aktuel og potentiel nitratreduktion i ådalsmagasiner Hensigtsmæssig og effektiv beskyttelse eller genopretning af grundvandsafhængige overfladevandområder og naturtyper Modellering af vand- og stofudveksling mellem grundvand, ådalsmagasiner og vandløb Optimering og integration af kvantitativ og kemisk overvågning af tilstand i grundvandsforekomster, terrestriske og akvatiske økosystemer Prioritering af indsatser og virkemidler indenfor et vandløbsopland. Projektorganisation Projektgruppen fra De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland (GEUS) bestod af: Mette Dahl (projektleder) Klaus Hinsby Jens Christian Refsgaard Bertel Nilsson Lars Troldborg Lærke Thorling. Projektets følgegruppe bestod af: Martin Skriver, By- og Landskabsstyrelsen (formand) (nu Kommunernes Landsforening) afløst af Thomas Hansen Lars Kjellerup Larsen, By- og Landskabsstyrelsen Jens Asger Andersen, Miljøcenter Roskilde Ellen Langfrits, Miljøcenter Ringkøbing Jette Vindum, Kolding Kommune (nu Vejle Kommune) Rasmus Ejrnæs, Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 14

15

2. GOI typologi Kapitlet præsenterer kort GOI typologiens opbygning og koncepter ifølge Dahl et al. (2007). GOI er en forkortelse for Grundvand-Overfladevand Interaktion. Figur 2.1 viser typologiens tredelte hierarkiske opbygning på gradvist mindre skala. Figur 2.2 viser de styrende forhold, der klassificeres efter på de tre skalaer. Figur 2.1. Terminologi, skala hierarki og klassifikationskriterier i GOI typologien (Oversat fra Dahl et al., 2007). 16

Landskabstypen (figur 2.2.A) karakteriserer de forhold, der på oplandsskala styrer kompleksiteten af grundvandsudstrømning til tilknyttede økosystemer. Jo flere geologiske lag med forskellig evne til at lede vandet og jo mere kuperet terrænoverfladen er, jo større variation vil der være i både mængde og kvalitet af grundvandsudstrømningen til tilknyttede økosystemer indenfor et vandløbsopland. Ådalstypen (figur 2.2.B) karakteriserer de forhold, der på strækningsskala styrer grundvandsudstrømningens mængde, årstidsvariation og til dels kvalitet til de tilknyttede økosystemer. Det er især økosystemernes kontakt til grundvandsforekomster og typen af grundvandsforekomst, der er afgørende på denne skala. Disse forhold karakteriseres i den hydrogeologiske opbygning nær det tilknyttede økosystem. Ådalstyperne er især egnede til at karakterisere den kvantitative udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem. Strømningstypen (figur 2.2.C) karakteriserer endelig på lokal skala den måde, strømningen foregår gennem et ådalsmagasin eller et vådområde på vej mod overfladevandet. Dette er meget afgørende for vandkvaliteten, der strømmer ud i overfladevandet. Fordelingen af strømning langs fire strømningsveje er meget vigtig, dels fordi de modtager vand af meget forskellig mængde og kvalitet fra oplandet via dræn, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning, dels fordi de påvirker vandkvaliteten meget forskelligt under passagen. Fordelingen styrer derfor både ådalens samlede nitratreduktionskapacitet samt i stor udstrækning udbredelse og tilstand af plantesamfund, der eventuelt skal beskyttes i ådalen eller vådområdet. 17

A) B) C) Figur 2.2. Begreber og terminologi anvendt i GOI typologien A) Landskabsstype, her morænelandskab med terrænnær, regional og dyb grundvandsforekomst, der udveksler med økosystemer. Typiske redoxforhold er også vist. B) Ådalstype med hydrogeologiske 18

opbygninger nær ådal af lavpermeable lag og grundvandsforekomster. C) Strømningstype med fire karakteristiske strømningsveje, Q 1 til Q 4. Modificeret fra Dahl et al. (2007). 2.1. Landskabstype På oplandsskala (mere end 5 km) klassificerer Landskabstypen både strømningssystemer og grundvandssystemer som en overordnet ramme, der styrer kompleksiteten af udstrømningen til overfladevandet. Klassifikationskriterierne er henholdsvis regional geomorfologi og regional hydrogeologisk opbygning. Regional geomorfologi styrer i stor udstrækning hvilken skala af strømningssystemer (figur 2.3), der udvikles indenfor et opland (Toth, 1963). Under udbredte flade arealer, hvor grundvandsstrømningen er lille, udvikles ingen strømningssystemer. Hvor terrænet har mange små bakker (som i morænelandskaber og klitlandskaber) domineres grundvandsstrømningen af små lokale strømningssystemer, der har indstrømningsområde på bakketoppe og udstrømningsområde i det nærmest beliggende økosystem. Hvor terrænet derimod domineres af en lille regional hældning (som på smeltevandssletter og hævet havbund) domineres grundvandsstrømningen af regionale strømningssystemer, der har indstrømningsområde nær det regionale vandskel og udstrømningsområde i økosystemer længere nedstrøms i vandløbsoplandet. Figur 2.3. Placering af ind- og udstrømningningsområder for lokale, intermediære og regionale strømningssystemer. Efter Dahl et al. (2007). Tilknyttede økosystemer påvirkes af disse strømningssystemer, da de kontrollerer en række vigtige forhold såsom beliggenhed af ind- og udstrømningsområder, mængde og årstidsvariation af udstrømmende grundvand, samt 19

nedtrængningsdybde og opholdstid indenfor forskellige kemiske miljøer langs strømningsvejen, som påvirker kvaliteten af det udstrømmende vand. Regional hydrogeologisk opbygning har også stor indflydelse på den udstrømmende mængde af grundvand samt vandets opholdstid i kemiske miljøer. Opbygningen styrer desuden den fysiske kontakt mellem grundvandsforekomster og ådale, hvorved den har stor betydning for den geografiske variation af grundvandsudstrømning til afhængige terrestriske og akvatiske økosystemer indenfor et opland. GOI typologien omfatter et ubegrænset antal typer af regional geomorfologi, men skelner mellem fire regionale hydrogeologiske opbygninger: En enkelt dominerende fri grundvandsforekomst To forbundne grundvandsforekomster af lige stor betydning Et trelagssystem bestående af en fri grundvandsforekomst, et lavpermeabelt lag og en indelukket (spændt) grundvandsforekomst En vekslende sekvens af grundvandsforekomster og lavpermeable lag uden en dominerende grundvandsforekomst. Landskabstyperne i Danmark inddeles i morænelandskab, smeltevandsslette, hævet havbund, klitlandskab og større ferskvandsaflejringer (Dahl et al., 2007). Figur 2.4 viser fordelingen heraf i Danmark. Figur 2.2.A viser et eksempel på et morænelandskab med et grundvandssystem, der er opbygget af en vekslende sekvens af sandede grundvandsforekomster og lavpermeable lag af leret moræne. Den regionalt hældende og lokalt bølgende geomorfologi skaber både lokale, intermediære og regionale strømningssystemer. Grundvandsudstrømningen til tilknyttede økosystemer indenfor et vandløbsopland varierer meget såvel geografisk, mængdemæssigt, årstidsmæssigt og kvalitetsmæssigt. På en smeltevandsslette er grundvandssystemet opbygget af en enkelt fri sandet grundvandsforekomst og terrænoverfladen hælder kun svagt. Disse forhold skaber et dominerende regionalt strømningssystem, selvom mindre udtalte lokale strømningssystemer også findes nær tilknyttede økosystemer. Grundvandsud- 20

strømningen til økosystemerne indenfor et vandløbsopland varierer derfor ikke nær så meget. Figur 2.4. Fordeling af Landskabstyper i Danmark (Bornholm undtaget). Åkær Å oplandet, der omtales senere i rapporten, ligger i et leret morænelandskab fra Weichsel istiden. Efter Dahl et al. (2007). 21

2.2. Ådalstype På strækningsskala (1-5 km) klassificerer Ådalstypen den hydrogeologiske opbygning nær ådalsmagasinet. Denne skala karakteriserer udvekslingen af grundvand mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin (de ofte postglaciale mere eller mindre organiskholdige aflejringer i selve ådalen). Den hydrogeologiske opbygning defineres ved en kombination af to karakteristika: kontakttype og type af bidragende grundvandsforekomst. 2.2.1. Kontakttype GOI typologien skelner mellem fem kontakttyper, der klassificerer den hydrogeologiske opbygning nær ådalen. Kontakttypen karakteriserer den fysiske kontakt mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin og derved vandets mulighed for udveksling mellem de to magasiner. Kontakttyperne (figur 2.2.B) er arrangeret i rækkefølge fra ingen kontakt (Afbrudt, type 1) over delvis kontakt (Helt dækket, type 2; Side, type 3 og 4; Bund, Type 5 og 6) til fuld kontakt (Fri, type 7 og 8) mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet. 2.2.2. Type af grundvandsforekomst Typologien omfatter to typer af grundvandsforekomster (figur 2.2.A), der kontrollerer den tidslige kontakt, stabilitet og mængde af grundvand, der strømmer til et ådalsmagasin. Terrænnær grundvandsforekomst. En terrænnær grundvandsforekomst, der gennem et lokalt strømningssystem bidrager med grundvand til det nærmest beliggende ådalsmagasin og vandløb. Grundvandsforekomsten har en stor grundvandsdannelse, og grundvandet en lille nedtrængningsdybde og kort opholdstid langs strømningsvejen. Forekomsten bidrager med en årstidsvariabel grundvandsmængde, hvilket medfører en lille baseflow udstrømning, der endda kan ophøre i den tørre tid. Grundvandet er i den helt terrænnære del oxideret og ofte forurenet med nitrat og pesticider. Denne type blev oprindeligt kaldt en lokal grundvandsforekomst i Dahl et al. (2007). Regional grundvandsforekomst. En dybereliggende grundvandsforekomst, der gennem et regionalt strømningssystem typisk bidrager med grundvand til ådalsmagasiner langs større vandløb. Grundvandsforekomsten har ofte en mindre 22

grundvandsdannelse, og grundvandet en stor nedtrængningsdybde og lang opholdstid langs strømningsvejen. Forekomsten bidrager med en kontinuert og mere stabil grundvandsmængde. Mængden af udstrømmende grundvand afhænger af grundvandsdannelsen til forekomsten. Grundvandet er oftest reduceret og uforurenet. Når en grundvandsforekomst ligger i stor dybde og grundvandet gennem et regionalt strømningssystem kun har kontakt med fjorde og havområder kaldes grundvandsforekomsten for dyb (figur 2.2). Da en dyb grundvandsforekomst ikke udveksler vand med ådalsmagasiner og vandløb er den ikke omfattet af GOI typologien. 23

BEMÆRK vedrørende definition og afgrænsning af grundvandsforekomster Begrebet grundvandsforekomster er anvendt forskelligt i GOI typologien (Dahl et al., 2007) og i de statslige vandplaner (Villumsen et al., 2007). GOI typologien arbejder med hydrologiske enheder, mens vandplanerne arbejder med administrative enheder. Dette påvirker såvel definitioner som rumlig afgrænsning. I begge klassifikationer defineres tre typer af grundvandsforekomster: 1) terrænnære (oprindeligt kaldt lokale i GOI typologien), 2) regionale og 3) dybe grundvandsforekomster. Begge klassifikationer sigter primært på at kunne vurdere grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske påvirkning af overfladevand. I GOI typologien vurderes dog også påvirkningen af vådområder. Fælles for klassifikationerne er, at terrænnære og regionale grundvandsforekomster har kontakt til vandløb (vådområder og søer), mens dybe grundvandsforekomster kun har kontakt til fjorde og havområder. Den største forskel findes i afgrænsningen af terrænnære grundvandsforekomster, mens afgrænsningen af regionale og dybe grundvandsforekomster i højere grad er overensstemmende. I GOI typologien, der anvendes i denne rapport, defineres terrænnære grundvandsforekomster på basis af grundvandsmagasiners faktiske fysiske udbredelse og grundvandets strømningsdynamiske karakteristika i forhold til interaktion med tilknyttede økosystemer. Lokale strømningssystemer fører således grundvandet fra indstrømningsområdet nær et lokalt vandskel til det nærmest beliggende udstrømningsområde (se Figur 2.3). Denne information har stor betydning, når effektive lokale indsatser skal planlægges. Den administrative definition af terrænnære grundvandsforekomster, der anvendes i statslige vandplaner, er mere generel og finder sted på meget stor skala. Terrænnære grundvandsforekomster defineres her som forekomster af sand fra terræn. De er overordnet afgrænsede efter landskabselement og omfatter såvel smeltevandssletter som sandmagasiner i andre landskabstyper. Hvor et sandmagasin findes i større sammenhæng opdeles den i deloplande efter vandløb (smeltevandsslette). Hvor sandet derimod findes som små lokale magasiner, er disse samlet i én grundvandsforekomst (morænelandskab). I lerede morænelandskaber er der ikke anvendt samme kortlægningsteknik i Jylland og på øerne. Typisk når forekomsterne dybder til højst 25 m under terræn. 24

2.3. Strømningsstype På lokal skala (10-1000 m) klassificerer Strømningstypen den dominerende strømningsvej gennem ådalen til vandløbet. Fire strømningsveje er identificerede som de vigtigste (figur 2.2.C). Q 1 : Diffus strømning gennem ådalsmagasin. Strømningsvejen er defineret ved, at grundvandet, under reducerende forhold, kommer i kontakt med ådalsmagasinets sedimenter i længere tid. Vandet kan strømme til nedefra eller fra skrænten, hvorfra det på vej mod vandløbet enten kan forblive i ådalsmagasinet, eller sive ud på ådalens terrænoverflade. Vandet kan også infiltrere ned i ådalsmagasinet fra naturlige udsivningsområder ved skræntfoden eller fra dræn, der udmunder i skrænten. Opholdstiden i ådalsmagasinet forventes at variere mellem uger og år. Q 2 : Overfladisk strømning henover ådalsmagasin. Strømningsvejen er defineret ved, at vandet kun er i kontakt med ådalsmagasinets sedimenter i kort tid under skiftende oxiderende og reducerende forhold. Vandet kan strømme ud på overfladen ved skræntfoden enten naturligt eller fra drænudmundinger, eller trænge frem længere ude i skarpt afgrænsede kildevæld med sprækkestrømning. Vandet siver herfra henover ådalsmagasinet, og infiltrerer ikke ned igen. Opholdstiden forventes at variere mellem timer og få dage. Q 3 : Direkte strømning op gennem vandløbsbund. Strømningen forløber lodret op i vandløbet men kan undervejs passere gennem ådalsmagasinet. Opholdstiden forventes at være af timer til dages varighed. Q 4 : Strømning i dræn og grøfter i ådal. Strømningsvejen er defineret ved, at vand via detailafvanding i ådalen føres helt ud til vandløbsbrinken, hvorved det ledes uden om ådalsmagasinets sedimenter. Opholdstiden i dræn og grøfter i ådalen forventes ligeledes at være af timer til dages varighed. Modtager ådalen nitratholdigt grundvand, er vandets strømningsveje gennem ådalen afgørende for ådalens samlede nitratreduktionskapacitet og derved afgørende for, hvilket nitratindhold vandet har, inden det når frem til overfladevandet. I Tabel 1 er de fire strømningsvejes nitratreduktionskapaciteter angivet med runde tal baseret på en analyse af hidtil udførte danske feltstudier i ådale (Nilsson et al., 2003; SNS, 2003). Nitratreduktionskapaciteten s størrelse afhænger dels af, at nitratholdigt grundvand under reducerende forhold kommer i 25

kontakt med aflejringer i ådalsmagasinet eller vådområdet, der indeholder > 3% organisk materiale, dels af grundvandets nitratkoncentration. Tabel 2.1. Nitratreduktionskapaciteter for strømningsveje gennem ådal (Dahl et al., 2007). Nitratreduktionskapaciteten ved forskelligt organisk indhold er angivet i % af den tilførte nitratkoncentration til strømningsvejen. Strømningsvej Organisk indhold i ådalsmagasin (%) Nitratreduktionskapacitet (%) Q 1 : Diffus < 3 0 > 3 100 Q 2 : Overfladisk 50 Q 3 : Direkte < 3 0 > 3 100 Q 4 : Dræn og grøfter 0 26

27

3. Vejledning i GOI kortlægning I kapitlet gennemgås metoder, der anvendes ved kortlægning af interaktion mellem grundvand og overfladevand ifølge GOI typologien. Der gives henvisning til, hvor relevante data findes og hvilke korttyper, der anvendes i de konceptuelle analyser, der gennemføres på de tre skalaer: Landskabstype, Ådalstype og Strømningstype. 3.1. Landskabstype På oplandsskala klassificerer Landskabstypen både strømningssystemer og grundvandssystemer på regional skala som en overordnet ramme, der styrer kompleksiteten af udstrømningen til overfladevandet. Klassifikationskriterierne er henholdsvis regional geomorfologi og regional hydrogeologisk opbygning (afsnit 2.1). Landskabstyperne i Danmark inddeles i moræne, smeltevandsslette, hævet havbund, klitter og større ferskvandsaflejringer (Dahl et al., 2007). Landskabstypen kortlægges indledningsvist udfra Landskabskort over Danmark (Smed, 1982). Den regionale geomorfologi fremgår af et højdekort. Højdekortet giver via fordelingen af regionale og lokale hældninger anledning til en forventning om tilstedeværelse og betydning af lokale, intermediære og regionale strømningssystemer i oplandet (afsnit 2.1). Den regionale hydrogeologiske opbygning af grundvandssystemet i vandløbsoplandet klassificeres endelig på basis af fordelingen af grundvandsforekomster og lavpermeable lag. Jørgensen et al. (2008) giver en generel vejledning i opstilling af geologiske modeller. Da en stor del af grundvandsudvekslingen med ådalsmagasiner og vandløb finder sted via terrænnære/lokale grundvandsforekomster, kræver GOI kortlægning opstilling af en detaljeret hydrogeologisk model, der især fokuserer på terrænnære/lokale grundvandsforekomster og kontakten mellem grundvandsforekomster og ådalsmagasiner / vandløb. Dette arbejde er traditionelt ikke i fokus, når hydrogeologiske modeller opstilles til hydrologisk modellering og ressourceforvaltning på stor skala. I Dahl et al. (2005) gives en detaljeret vejledning i konstruktion af geologiske profiler sammenkoblet af terrænkote, geologiske data i GEUS s Jupiter database og udtræk fra GEUS s jordartskort (1:25.000). Profiler, der placeres på langs og tværs af vandløb, anvendes indgående ved kortlægning af Ådalstyper. Et eksempel på dataudtræk og tolkning er givet i figur 3.1. 28

Figur 3.1. Øverst: Eksempel på udtræk af terrænkote, geologiske data fra GEUS s Jupiter database og jordartskort (1:25.000, bjælke over profil) fra Åkær Å oplandet. Nord er til venstre i profilet. Profilliniens placering ses på figur 3.3. Nederst: Hydrogeologisk tolkning af profilet, der viser en vekslende sekvens af sandede grundvandsforekomster og lavpermeable lag af leret moræne. Da det regionale potentiale overalt ligger under grundvandsspejlet og vandstanden i tilknyttede økosystemer er disse overalt født af den terrænnære grundvandsforekomst. Efter Dahl (2008). 29

3.2. Ådalstype På strækningsskala klassificerer Ådalstypen den hydrogeologiske opbygning nær ådalen. Ådalstypen karakteriserer grundvandsudvekslingen mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin (afsnit 2.2). 3.2.1. Ådalsmagasin Ådalsmagasinet består af de vekslende lag af fluviale, limniske (gytje-) og tørveaflejringer, der delvist har opfyldt ådalen, efter de daldannende processer har udformet den i det ældre geologiske underlag. Ådalsmagasinet afgrænses geografisk fra skræntfod til skræntfod af den dalform, der svarer til det nutidige vandløb. Ofte kan udbredelsen af postglaciale ferskvandsdannelser anvendes til at støtte afgrænsningen af ådalsmagasinet, men der kan også findes andre sedimenttyper i overfladen. Der kan være situationer, hvor der ikke er udviklet et ådalsmagasin og i mange tilfælde kan det være relevant også af afgrænse vådområder i terrænet som en slags ådalsmagasin. I praksis afgrænses ådalsmagasinet geografisk udfra en samtolkning af topografiske højdekurver og GEUS s jordartskort (1:25.000). Et eksempel på afgrænsning er vist i figur 3.2. Gamle kort som Videnskabernes Selskabs kort fra 1780 samt Lave Målebordsblade fra omkring år 1900 kan desuden vise tidligere udbredelser af våde områder (eng, mose og marsk) samt placering af vandløb. Scannede udgaver af disse kort er tilgængelige ved GEUS. Afgrænsningen af ådalsmagasinet i dybden er i nogle situationer tydelig (hvor grænsen udgøres af overgangen til f.eks. moræneler eller kalk), mens den i andre situationer kan være svær at fastlægge, idet ådalsmagasinets sedimenter er sammenlignelige med sedimenterne i den tilgrænsende grundvandsforekomst (sand). Afgrænsning foretages udfra geologiske data i ådalen. Ofte er der dog kun sparsomme data til rådighed, hvilket kan nødvendiggøre indsamling af nye data. 30

Forslag til geologiske datakilder er: Jordartskort (1:25.000 / digitale ved GEUS) Geologiske boringer (Jupiter databasen / digitale ved GEUS) Database over boringer foretaget i forbindelse med okkerkortlægningen i lavbundsområder i Jylland (digitale ved DJF) Boringer fra detailundersøgelser (f.eks. i VMP2 områder) Geofysiske data (Gerda databasen / digitale ved GEUS) Geologiske modeller (Modeldb / digitale ved GEUS). Der gøres opmærksom på, at jordartskortet viser jordarten i en meters dybde. Databasen fra okkerkortlægningen i Jylland er ikke umiddelbart tilgængelig, men der ligger omkring 8000 værdifulde boringer med mange relevante informationer for GOI kortlægning. 3.2.2. Grundvandsforekomster Udvekslingen af grundvand med ådalsmagasinet kan finde sted fra to typer af grundvandsforekomster. Terrænnære grundvandsforekomster afgrænses primært udfra tidligere nævnte kombinerede jordartskort og højdekurvekort med støtte fra detaljerede geologiske profiler. Kortet viser jordarterne i det snit terrænoverfladen (egentlig en meter herunder) skærer gennem de geologiske aflejringer. I ådales skrænter (eller helt op til det nærmeste højdedrag) samt eventuelt i selve ådale kan beliggenheden af terrænnære grundvandsforekomster, der ofte består af smeltevandssand (DS) afgrænses. Grundvandsforekomsterne kan dog også bestå af andre højpermeable jordarter (f.eks. DG, TG, TS samt HS). De geologiske profiler anvendes til at afgrænse grundvandsforekomsterne i dybden. Figur 3.3 viser et eksempel på et jordartskort fra Åkær Å oplandet, hvor hovedparten af vandløbene tilgrænses af en terrænnær grundvandsforekomst, der består af smeltevandssand og grus. Regionale grundvandsforekomster er allerede kortlagt i hele landet og kan udtrækkes fra DK-modellens geologi. 31

Figur 3.2. Eksempel på afgrænsning af ådalsmagasin (hvid streg) langs Odense Å. Jordartskort (1:25.000) og højdekurver med 2.5 m ækvidistance (Dahl et al., 2004). 32

Figur 3.3. Jordartskort (1:25.000) med angivelse af Jupiter boringer og specifik baseflow tilstrømning til vandløb i Åkær Å oplandet (Dahl, 2008). Den røde linie angiver placering af profilet i figur 3.1. 33

3.2.3. Udveksling mellem grundvandsforekomst og ådalsmagasin Til vurdering af retning og omfang af udvekslingen på strækningsskala mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin (samt vandløb) anvendes flere data- og korttyper: Ækvipotentialkort for specifikke grundvandsforekomster Kort over potentielle ud- og indstrømningsområder Kort over absolut og specifik baseflow tilstrømning i vandløb Ækvipotentialkort Hydrauliske potentialer er oftest målt i regionale grundvandsforekomster, men der eksisterer også (færre) målinger af det frie grundvandsspejl i terrænnære grundvandsforekomster. Det har hidtil været almindelig praksis at optegne ækvipotentialkort på basis af alle potentiale- og grundvandsspejlsdata, som illustreret i figur 3.4. Herved opnås imidlertid ikke det ønskede nuancerede billede af de enkelte grundvandsforekomsters kontakt med ådalsmagasiner og vandløb. For at opnå dette bør separate ækvipotentialkort udtegnes for hver type grundvandsforekomst. Ækvipotentialkurver, der løber parallelt med et vandløb, er indikatorer for, at der er en god hydraulisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet/vandløbet. Modsat er ækvipotentialkurver, der løber vinkelret på et vandløb, indikatorer for en dårlig hydraulisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet/vandløbet. Ud- og indstrømningsområder Udstrømningsområder er defineret ved opadrettet grundvandsstrømning. De findes, hvor det regionale potentiale ligger højere end det frie grundvandsspejl (eller vandstanden i vandløbet). Indstrømningsområder er tilsvarende defineret ved nedadrettet strømning. De findes, hvor det regionale potentiale ligger under det frie grundvandsspejl (eller vandstanden i vandløbet). Ådalsmagasiner og vandløb, der modtager grundvand fra terrænnære grundvandsforekomster kan ligge langs hele vandløbssystemet og kaldes lokale udstrømningsområder. Ådalsmagasiner og vandløb, der modtager grundvand fra regionale grundvandsforekomster er ofte beliggende langs hovedløbet af et vandløbssystem og kaldes regionale udstrømningsområder. 34

kvipotentiale linier Specific baseflow i l/s/km 0,00-0,10 0,11-2,00 2,01-5,00 5,01-10,00 10,01-15,00 0 0,5 1 2 3 Kilometer Figur 3.4. Eksempel på ækvipotentialkort optegnet på basis af potentiale- og vandspejlsdata for både terrænnære og regionale grundvandsforekomster i Åkær Å oplandet. Ækvidistancen er en meter. Lyse farver er højeste og mørke farver laveste potentialer. Specifik baseflow tilstrømning til vandløb er ligeledes vist (Dahl, 2008). 35

Da der ikke eksisterer så mange data for det frie grundvandsspejls beliggenhed, kan der konstrueres et tilnærmet kort over potentielle ud- og indstrømningsområder for de regionale grundvandsforekomster på basis af et regionalt ækvipotentialkort og et højdekort (figur 3.5). Dette kort er imidlertid kun brugbart nær vandløb og vådområder, da grundvandstanden her normalt ligger højst en meter under terræn. Hvor potentialet ligger over terræn i de potentielle udstrømningsområder hersker der artesiske forhold. De opstår, når udstrømningen til overfladevandet ikke er tilstrækkeligt stor i forhold til grundvandsdannelsen til grundvandsforekomsten. Dette kan være forårsaget af lavpermeable dæklag mellem grundvandsforekomsten og overfladevandet, eller af et for lille udstrømningsområde i forhold til den udstrømmende vandmængde. Artesiske forhold kan derfor være indikator for, at grundvandsudstrømningen ikke er ret stor eller måske er helt fraværende, hvorved udstrømningsområdet faktisk er inaktivt. Artesiske forhold kan dog også være indikator for at udstrømningen fra en grundvandsforekomst er stor og stabil, hvorved området er et aktivt udstrømningsområde. Hvilken situation, der er gældende for en given ådalsstrækning, afgøres af den geologiske opbygning i og omkring ådalen samt af den specifikke baseflow tilstrømning i vandløbet. Hvor det regionale potentiale ligger mindre end en meter under terræn vil der (som en første tilnærmelse) også være et potentielt regionalt udstrømningsområde, da det frie grundvandsspejl på årsbasis oftest ligger mellem terrænniveau og en meter under terræn i ådalen. Tilsvarende overvejelser, som nævnt ovenfor under de artesiske forhold, vil også være gældende i disse områder, omend ikke i så udtalt grad. Den geologiske opbygning i og omkring ådalen og den specifikke baseflow tilstrømning i vandløbet vil derfor også her afsløre, hvor stor den aktuelle udstrømning er fra den regionale grundvandsforekomst. De ådalsmagasiner (samt vådområder) og vandløb, der ligger i potentielle indstrøm-ningsområder for regionale grundvandsforekomster modtager deres grundvandstil-strømning fra terrænnære grundvandsforekomster. Figur 3.5 er konstrueret ved at trække terrænkoten fra det hydrauliske potentiale. Da det hydrauliske potentiale imidlertid også rummer data for det frie grundvandsspejl langs den nedre strækning af vandløbet, kommer det fejlagtigt til at se ud, som om der er et regionalt udstrømningsområde langs denne strækning (blå). I virkeligheden er dette et lokalt udstrømningsområde for en terrænnær grundvandsforekomst, som det fremgår af det indsatte profil. 36

Figur 3.5. Tilnærmet kort over potentielle ud- og indstrømningsområder (henholdsvis blå og røde områder). Tilnærmede værdier for vertikal potentialeforskel er beregnet ved at trække terrænkoten fra hydraulisk potentiale. Potentialeforskellen er derved kun brugbar nær vandløb, hvor potentialet (det frie grundvandsspejl) ligger nær terræn (Dahl, 2008). Dette tydeliggør vigtigheden af at opdele potentialerne i forhold til de to typer af grundvandsforekomster. I eksemplet fra Åkær Å oplandet (Dahl, 2008) er hele vandløbssystemet født af en terrænnær grundvandsforekomst, da det regionale potentiale overalt ligger under vandstanden i vandløbene (figur 3.1). 37

0,9 9,7 GOI typologiens anvendelsesmuligheder Specifik baseflow i l/s/km 0.0-0.1 0.2-2.0 2.1-5.0 5.1-10.0 10.1-15.0 MMQ-mlinger 0 1,3 0,9 3 0,9 0,9 0 0,9 0 10 2 4,3 0,7 0 0 0 4,7 65 21 1,4 0 80 81 8 95 0 0,5 1 2 3 Kilometer Figur 3.6. Absolut (røde tal) og specifik (sorte tal) baseflow tilstrømning relateret til vandløbslængde i Åkær Å oplandet (Dahl, 2008). Baseret på median minimum vandføring fra blå punkter. 38

Baseflow tilstrømning Synkronmålinger af medianminimum afstrømning giver et billede af den rumlige fordelingen af den faktiske grundvandstilstrømning til vandløbsstrækninger efter en lang tør periode om sommeren, når drænvandstilstrømningen er ophørt. Medianminimum vandføring er korrigeret for spildevandsudledninger. Medianminimum vandføring kan således anvendes som udtryk for baseflow tilstrømningen til vandløbene. Figur 3.6 viser et eksempel på et kort over absolut og specifik baseflow tilstrømning til vandløb. Den absolutte baseflow tilstrømning giver overblik over størrelsesordenen af baseflow tiltrømningen indenfor et opland. Værdierne for den specifikke baseflow tilstrømning beregnes ved at dividere tilvæksten for en vandløbsstrækning med strækningens længde. Ved opdeling af værdierne i passende intervaller opnås overblik over placering af: Strækninger med indstrømning af overfladevand til grundvand (< 0 l/s/km) Strækninger uden udveksling mellem grundvand og overfladevand (0 l/s/km) Strækninger med udstrømning af grundvand til overfladevand ( f.eks. > 0-2, 2-5, 5-10, 10-15 l/s/km). Dette kort giver således et skøn over retning og omfang af baseflow andelen af grundvandsudvekslingen mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin/ vandløb på strækningsskala. Ved beregning af de specifikke værdier er det væsentligt at relatere tilstrømningen til vandløbets længde frem for topografisk opland, som normalt anvendes. Ved anvendelse af vandløbslængden frigøres værdierne for fejl, der opstår, når det topografiske opland ikke er sammenfaldende med grundvandsoplandet til strækningen. Disse fejl kan desuden opstå, når en strækning fødes af både en terrænnær og en regional grundvandsforekomst (Dahl et al., 2005, 2007). 3.2.4. Klassifikation af Ådalstyper En samlet hydrogeologisk konceptualisering af ovenstående informationer fører til en rumlig forståelse af udvekslingen mellem grundvandsforekomster og ådalsmagasiner/vandløb på strækningsskala og derved mulighed for klassifikation af Ådalstyper. Første trin i kortlægningen er at klassificere hvilken type af grundvandsforekomst (terrænnær eller regional) forskellige ådalsstrækninger modtager grundvands- 39

bidrag fra. Dette foregår i praksis ved at sammenstille geologiske profiler med korttyperne vist i figur 3.4 til 3.6. Andet trin i kortlægningen er herefter at klassificere, hvilken kontakttype mellem den bidragende grundvandsforekomst og ådalsmagasinet der er langs forskellige ådalssstrækninger i overensstemmelse med figur 2.3. I praksis foregår klassifikation af kontakttyper ved at sammenstille geologiske profiler på langs og tværs af vandløbet (figur 3.1) med jordartskort og højdekurver eksemplificeret i figur 3.2. Ved sammenstilling af kontakttype og type af bidragende grundvandsforekomst for ådalsstrækningerne klassificeres Ådalstyper herefter (figur 3.7). Figur 3.7. Eksempel på klassifikation af Ådalstyper i Odense Å oplandet. Ådalstypers farve (rød/blå) angiver forventet nitratindhold i grundvandstilstrømning til ådalsmagasinet ikke til vandløbet (oversat fra Dahl et al., 2007). 40

I Ådalstype 1 er der ikke fysisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet, da de er adskilt af et tykt impermeabelt dæklag. Ådalsmagasinet modtager derfor ingen grundvandstilstrømning fra grundvandsforekomsten. Der kan dog forekomme en lille terrænnær grundvandtilstrømning i sprækker i de øverste meter af det lavpermeable dæklag, ligesom der er stor sandsynlighed for drænvandstilstrømning. I figur 3.7 er Ådalstype 1 angivet med grå farve på vandløbet. I Ådalstype 2 er der heller ikke fysisk kontakt mellem grundvandssforekomsten og ådalsmagasinet, men dæklaget er tilstrækkeligt permeabelt til, at der kommer en lille grundvandstilstrømning gennem dæklaget alligevel. Som ovenfor kan der også forekomme en lille terrænnær grundvandtilstrømning i sprækker i de øverste meter af dæklaget, ligesom der er stor sandsynlighed for drænvandstilstrømning. I figur 3.7 er Ådalstype 2 angivet med blå farve på vandløbene. Det angiver, at ådalsmagasinet sandsynligvis modtager reduceret nitratfrit grundvand forårsaget af dæklagets tykkelse over den bidragende grundvandsforekomst. I Ådalstyppe 3/4 og 5/6 har grundvandsforekomsten kontakt til henholdsvis siden og bunden af ådalsmagasinet. I alle typer er grundvandsforekomsten helt eller delvist dækket af et lavpermeabelt lag i baglandet. Afhængigt af permeabiliteten af dæklaget er der her mulighed for en større grundvandstilstrømning fra grundvandsforekomsten. Ådalstype 3 og 5 er født af en terrænnær grundvandsforekomst, mens Ådalstype 4 og 6 er født af en regional grundvandsforekomst. Terrænnær grundvandstilstrømning fra sprækker samt dræntilstrømning er mindre sandsynlige. I figur 3.7 er Ådalstype 3, 4 og 5 angiver med rød farve på vandløbene. Det angiver, at ådalsmagasinet sandsynligvis modtager nitratholdigt grundvand. Dette er vurderet på basis af eksisterende nitratmålinger i de bidragende grundvandsforekomster. Ådalstype 6 er ikke kortlagt i Odense Å oplandet. I Ådalstype 7 og 8 har den frie grundvandsforekomst, der henholdsvis er terrænnær eller regional, god kontakt til ådalsmagasinet. Der er her meget stor mulighed for grundvandstilstrømning til ådalsmagasinet. På grund af kontakten til terrænoverfladen er det sandsynligt, at Ådalstype 7 bidrager med nitratholdigt grundvand i modsætning til Ådalstype 8, der ligger dybere. I Odense Å oplandet er disse Ådalstyper ikke kortlagt. 41

3.3. Strømningstype På lokal skala klassificerer Strømningstypen den dominerende strømningsvej gennem ådalen til vandløbet. Klassifikationen foretages på basis af fordelingen af strømningsveje gennem ådalen (afsnit 2.3). Der er endnu ikke udviklet en operationel metode til at estimere fordelingen af strømningsveje gennem en ådal udfra eksisterende geologiske, hydrologiske og topografiske data, selvom Banke (2005) har taget indledende skridt hertil (afsnit 5.2). Generelt eksisterer der meget få data i ådale. Det er derfor ofte nødvendigt at indhente nye data på denne skala. På Karup hedeslette (smeltevandsslette) har hidtidige studier vist, at forholdet mellem bredden af ådalens våde engzone og vandløbets effektive bredde, kan anvendes som indikator for forholdet mellem direkte (Q 3 ) og diffus (Q 1 ) grundvandstilstrømning til vandløbet (Langhoff et al., 2006). Når forholdet er lille er Q 3 dominerende, mens Q 1 er dominerende, når forholdet er stort. Det vurderes, at metoden er anvendelig langs naturlige vandløb på smeltevandssletten. Da den geologiske opbygning både i baglandet og i ådalen ofte er mere kompleks i andre Landskabstyper end smeltevandssletten, foreslås i det følgende en trinvis tilgang til kortlægning af fordelingen af strømningsveje: Trin 1: Feltscreening Trin 2: Detaljeret konceptuel model Trin 3: Numerisk model Den valgte detaljeringsgrad afhænger af kortlægningens formål. 42

3.3.1. Trin 1: Feltscreening I første trin foretages en feltscreening til vurdering af fordeling af strømningsveje. I tilfælde af at det er en bestemt lokalitet i en ådal, der er i fokus i kortlægningen, udlægges et transsekt så vidt muligt langs den forventede strømningsretning fra skræntfod til vandløb. De nedenfor omtalte metoder kan dog også anvendes, hvis der er tale om kortlægning langs en ådalsstrækning. Ådalen gennemvandres 100 m opstrøms og 100 m nedstrøms det udvalgte transsekt med henblik på at foretage registrering af hydrologiske indikatorer og arealanvendelse i ådalen. Særlig fokus lægges på: Afgrænsning af ådalsmagasin mod ådalsskrænt (skræntfod) Området ved skræntfoden, hvor der registreres væld og kilder (Q 2 ), vandmættede områders udstrækning (Q 1 ) samt drænudløb og grøfter (Q 4 ) Området nær vandløbsbreden, hvor der registreres vandmættede områder, der kan indikere stor Q 3, samt drænudløb og grøfter (Q 4 ). Arealanvendelse i ådal. Kortmateriale Til støtte for registreringen medtages følgende kort m.m. i stor målestok: Geologisk profil med dybere boringer udtrukket fra Jupiter databasen Højdekort (evt. laseropmålt) Orthofoto Jordartskort (1:25.000) med højdekurver Gamle målebordsblade (1:20.000) Nutidige topografiske kort (1:25.000) Drænkort. Ådalens hydrologi Følgende naturlige hydrologiske indikatorer på strømningsveje registreres: Væld / kilder (Q 2 ) Oversvømmelser (Q 2 ) Overfladiske småløb (Q 2 ) Vandmættede områder (Q 1 og Q 3 ) 43

Følgende menneskeskabte hydrologiske indikatorer på strømningsveje registreres: Grøfter (Q 4 ) Drænudmundinger ved skræntfod og i vandløbsbrink (Q 4 ) Pumpestationer (Q 4 ). Derudover registreres følgende menneskeskabte indgreb: Udretning af vandløb Uddybning af vandløb Opstemninger Inddigninger Brønde Indvindingsboringer. Arealanvendelsen i ådalen kan også anvendes som indikator for strømningsveje: Opdyrket (Q 4 eller lille Q 1 ) Græsset eng (Q 4 eller lille Q 1 ) Slået eng (Q 4 eller lille Q 1 ) Braklagt eng (Q 4 eller lille Q 1 ) Mose (vand på overflade, stor Q 1 eller Q 2 ) Elletræer (trykvand, stor Q 1 ) Piletræer (vand på overflade eller højtstående grundvandsspejl, stor Q 1 ) Andre træer (lavere vandstand, lille Q 1 ) Mange brændenælder (nitratrig tilstrømning) Registrerede grænser og indikatorer overføres til orthofoto eller kort i felten. Ådalens hydrokemi Er ådalsmagasinets nitratreduktionskapacitet væsentlig i kortlægningen udføres punktmålinger af nitrat i grundvand, drænvand og overfladevand ved hjælp af nitratsonde, fotometer og/eller strips : Grundvand prøvetages før indløb i ådalsmagasin, ved ådalsskrænten, midt i ådalen og ved/under vandløbet i piezometre (Q 1 og Q 3 ) Drænvand prøvetages i synlige drænrørsmundinger og i grøfter (Q 4 ) Overfladisk afstrømning prøvetages hvor udstrømning på overfladen finder sted samt langs en strømlinie (Q 2 ) 44

Vandløb prøvetages, før og efter det undersøgte ådalsmagasin og eventuelt før og efter sammenløb af vandløbsgrene. Nitrat nedbrydes kun i et iltfrit geokemisk miljø (såkaldt anoxisk redox-miljø). I mere detaljerede og omfattende undersøgelser kan O 2 - (ilt), ph-, EC- (elektrisk ledningsevne) og temperatursonder medbringes til lokalisering af udstrømmende grundvand. De udførte feltscreeninger anvendes eventuelt til at udpege og prioritere lokaliteter til udtagning af prøver til mere præcise laboratieanalyser af nitrat og nitratreduktionssprodukter som SO 2-4, HCO - - 3, og NO 2 og evt. total-analyse af anioner og kationer til identifikation af de mest betydende nitrat reduktionsprocesser i såvel ådalsmagasin som bagland (Hinsby et al., 2008a; Hinsby og Dahl, 2010). 3.3.2. Trin 2: Detaljeret konceptuel model På andet trin i kortlægningen af fordeling af strømningsveje foretages en detaljeret dataindsamling, der anvendes til opstilling af en konceptuel model for en given ådal. Afhængigt af formålet er følgende forhold væsentlige at karakterisere: Ådalens geologi Ådalens hydrologi Ådalens hydrokemi Ådalens geologi Da fordelingen af strømningsveje gennem en ådal langt overvejende er styret af den samlede hydrauliske ledningsevne af ådalsmagasinet, i mindre grad af den samlede gennemstrømmende vandmængde, samt tilstedeværelsen eller fraværet af et lavpermeabelt lag mellem den bidragende grundvandsforekomst og ådalsmagasinet (Banke, 2005), er specielt disse forhold vigtige at kortlægge i felten. Ådalsmagasinets geologiske opbygning beskrives ved håndboringer. Boringer langs et transsekt placeres som minimum ved skræntfoden, midt i ådalen og ved vandløbsbreden (helst under vandløbet). Det er vigtigt at karakterisere udbredelse og tykkelse af høj- og især lavpermeable lag. Nær/under vandløbet er det særligt vigtigt at vurdere, hvorvidt den bidragende grundvandsforekomst har fysisk kontakt med vandløbet, eller om der er et lavpermeabelt lag imellem dem. 45

Tabel 3.1. Karakteristiske egenskaber for organiske og minerogene sedimenttyper (efter Dahl et al., 2004). Sedimenttype Symbol Fiberindhold (> 0,1 mm) og kornstørrelse (mm) Hydraulisk ledningsevne (m/s) Porøsitet (%) Effektiv porøsitet (%) Stærkt humificeret FT(s) < 1/3 10-8 - 10-7 60-85 10-15 tørv (sapric) Moderat FT(h) 1/3-2/3 10-7 - 10-5 85-90 15-40 humificeret tørv (hemic) Svagt humificeret FT(f) > 2/3 10-5 - 10-2 90-98 40-90 tørv (fibric) Gytje FP 10-8 - 10-6 80-90 20-30 Ler FL/DL < 0.002 10-12 - 10-9 40-70 5-10 Silt FI/DI 0,002 0,06 10-9 - 10-5 35-50 10-15 Finsand FS/DS(f) 0,06 0,2 10-6 - 10-4 40-50 15-20 Mellemkornet FS/DS(m) 0,2 0,6 10-4 - 10-3 30-40 20-25 sand Grovsand FS/DS(g) 0,6 2,0 10-3 - 10-2 25-30 25-30 Grus FG/DG 2,0 20 10-2 1 30-40 30-35 På grund af store forskelle i sedimenternes hydrauliske (og geokemiske) egenskaber er det nødvendigt at skelne mellem forholdsvist mange sedimenttyper (tabel 3.1). Der skelnes overordnet mellem organiske og minerogene sedimenttyper. Der anvendes symboler, der svarer til Jupiter databasen og jordartskort (1:25.000), da boreskrivelserne ofte anvendes sammen med disse. Beskrivelserne indføres i et borebeskrivelsesskema (bilag 1). I de organiske sedimenter vurderes fiberindholdet (> 0,1 mm) i en uforstyrret prøve. Det er vigtigt at skelne mellem tre humificeringsgrader, da humificeringsgraden er stærkt styrende for tørvs hydrauliske egenskaber. Stærkt humificeret tørv angives f.eks. som FT(s). 46

Figur 3.8. Eksempel på geologisk profil i ådal (modificeret fra Dahl, 1995). De minerogene sedimenter beskrives udfra deres dominerende kornstørrelse, f.eks. som finsand DS(f). I sedimentet beskrives både det primære materiale (udgør > 50 %) og et eventuelt sekundært materiale (udgør 25 50 %). På denne vis benævnes blandingsmaterialer, hvis der er mere end 25 % sekundært materiale iblandet som f.eks. finsandet, stærkt humificeret tørv FT(s)25DS(f) eller siltet finsand DS(f)25DI. Hvis ådalsmagasinets nitratreduktionskapacitet er relevant for kortlægningen vurderes det, om det organiske indhold udgør < 3 % eller 3 %, da dette styrer nitratreduktionskapaciteten (tabel 2.1). Som indikator for redoxforhold og indhold af organisk materiale beskrives sedimentets farve i våd tilstand. Der kan enten anvendes Munsell Soil Color Chart eller farverne kan enklere angives som: Rødgul (oxideret). Angives som R. Grålig (reduceret). Angives som G. Brunlig (organisk indhold). Angives som B. Oliven (gytje indhold). Angives som O. Figur 3.8 viser et eksempel på et geologisk profil med en almindeligt forekommende overordnet geologisk opbygning i en ådal. 47

Ådalens hydrologi Det hydrologiske moniteringsprogram udformes i overensstemmelse med formålet med den konceptuelle model og de aktuelle forhold i ådalen. Følgende elementer i vandbalancen kan være væsentlige at måle: nedbør, aktuel fordampning, drænvandstil- og afstrømning samt overfladisk til- og afstrømning. Vurdering af grundvandstil- og afstrømning kræver måling af hydrauliske potentialer og ledningsevner. Endelig kan vandstand i vandløb samt vandføring op- og nedstrøms ådalslokaliteten give væsentlige informationer. Moniteringsprogrammets interval og længde afstemmes med formålet med den konceptuelle model. Der henvises til Dahl (1995), Hoffmann et al. (2006), Simonsen og Johansen (2007) samt Bismo og Rasmussen (2007) for nærmere detaljer omkring feltmetoder. Da strømningsmønstret gennem en ådal oftest er to- eller tredimensionelt installeres som minimum piezometre langs et transsekt til måling af frit grundvandsspejl og hydrauliske potentialer. Som minimum placeres filtrene ved foden af ådalsskrænten (Q 1 /Q 2 ), midt i ådalen (Q 1 ) og nær/under vandløbet (Q 1 og Q 3 ). Som minimum placeres et piezometer i en dybde umiddelbart under grundvandsspejlet og et så dybt som muligt. Piezometrene placeres så vidt muligt i højpermeable lag. Piezometrene kan f.eks. have et filterinterval på 10 cm og en diameter på 1 tomme. Transsekter (T) og stationer (piezometerreder, S) benævnes således, at nummereringen følger vandets bevægelsesretning fra opstrøms mod nedstrøms. Stationer benævnes station 1 ved foden af skrænten og derefter tælles opad hen mod vandløbet. Filterdybden (til midten af filtret) angives i cm under jordoverfladen. Eksempelvis benævnes transsekt 2, station 3, dybde 100 cm som: T2/S3/D100. Stationernes placering indmåles (utm-x, utm-y, kote). Figur 3.9 og 3.10 viser eksempler på ækvipotentialkurver for et henholdsvist horisontalt og vertikalt snit gennem en ådal. 48

Figur 3.9. Ækvipotentialkurver i horisontalt snit gennem en ådal (Hoffmann et al., 2006). Figur 3.10. Ækvipotentialkurver i vertikalt snit gennem en ådal (Hoffmann et al., 2006). 49

Ådalens hydrokemi Redox-miljøet er generelt af stor betydning for nedbrydningen af forurening og er afgørende for, hvorvidt nitrat kan nedbrydes, idet nitrat kun nedbrydes i ilftrie miljøer (Postma et al., 1991; Appelo og Postma, 2005; Hansen et al., 2009). Kortlægning af redoxgrænsen (mellem iltholdige og iltfrie dele) i ådalsmagasinet ved hjælp af sedimentfarver og iltindhold i grundvandet som skitseret i afsnit 3.3.1 og i afsnittet om ådalens geologi ovenfor, er derfor en væsentlig aktivitet i forbindelse med opstilling af en detaljeret konceptuel model for et ådalsmagasin og vurdering af nitratnedbrydningen heri. Beliggenheden af redoxgrænsen varierer betydeligt i grundvandsforekomster (Hansen, 2006; Hansen et al., 2009). Figur 3.11. Sammenstilling af geologiske og hydrologiske data i ådal (Banke, 2005). 50

Samlet konceptuel model I figur 3.11 er givet et eksempel på sammenstilling af geologiske data samt hydrologiske data fra feltscreening og målinger i piezometre. En lokal/terrænnær grundvandsforekomst, der består af smeltevandssand, strækker sig ind i ådalsskrænten og ud under ådalsmagasinet (Ådalstype 3). Vandløbet er lejret i denne grundvandsforekomst. Ådalsmagasinet består af ferskvands- og smeltevandssand med indlejrede lavpermeable bånd af ler og tørv. I den øverste halve til hele meter er der over 3 % organisk materiale. I hovedparten af ådalsmagasinet hersker der reducerende forhold. Ensartede trykniveauer i piezometerreder tyder på, at grundvandsstrømningen hovedsageligt er horisontal (Q 1 ). Overfladevand ved skræntfoden tyder på tilstedeværelsen af et lokalt udsivningsområde (Q 1 eller Q 2 ). Ådalen er kraftigt drænet (Q 4 ). 3.3.3. Trin 3: Numerisk model I tredje trin i kortlægning af fordelingen af strømningsveje opstilles en numerisk model til kvantificering af strømningsfordeling gennem ådalen. Ved sammenstilling af erfaringer opnået af Dahl (1995), Simonsen og Johansen (2007), Bismo og Rasmussen (2007) samt Kidmose et al. (submitted) anbefales følgende fremgangsmåde ved håndtering af problemstillinger relateret til kvantificering af fordeling af strømningsveje gennem en ådal (trin 1 til 3): 1. GOI kortlægning. Indledningsvist gennemføres en GOI kortlægning for dels at opnå indblik i typen af bidragende grundvandsforekomst og dens kontakt med ådalsmagasinet (Ådalstype), og dels at få indblik i hvilke strømningsveje, der forventes at dominere gennemstrømningen af ådalen (Strømningstype). 2. Besigtigelse. En besigtigelse af lokaliteten gennemføres for at vurdere de dominerende led i vandbalancen. Inspektionen, kombineret med screening af temperatur, nitrat (og ph) i overfladevand og grøfter, kan være nyttige redskaber. 3. Modelafgrænsning. Tidlige overvejelser om afgrænsning af detailmodel er væsentlige. For at kunne opløse detaljer som dræn, kilder og betydende terrænforskelle kræves en relativt fin diskretisering af modellen, men af hensyn til beregningstiden kan modelområdet dog ikke have en ubegrænset størrelse. 51

På den anden side er det afgørende at have størstedelen af oplandet til kilder, eller andet som udgør væsentlige led i vandbalancen, med i modelområdet, hvis der ønskes en korrekt simulering af strømningmønster og vandføring. 4. Moniteringsprogram. Det er væsentligt at planlægge et moniteringsprogram, der sikrer kalibrerings- og valideringsdata indenfor afgrænsningen af modelområdet. I den forbindelse skal det overvejes hvilke krav, der stilles til valideringen. Hvis årstidsvariationer eksempelvis er afgørende ved konsekvensvurdering eller ved kvantificering af nitratreduktionskapacitet, må moniteringen strække sig over en periode, som beskriver årstidsvariationen. 5. Feltprogram. Herefter gennemføres et feltprogram med det formål at sikre en tilstrækkelig systemsforståelse på detailskala, som gør det muligt at vælge den rigtige strategi ved opsætning af detailmodellen, og bidrager med data til kalibrering og validering af modellen. Håndboringer giver nødvendig information om udbredelse og tykkelse af tørve- og gytjelag. Især tilstedeværelsen af et lavpermeabelt lag er meget styrende for strømninsgmønstret gennem ådalen. Pejleboringer i transsekter på langs og tværs af ådalen giver vigtig information om vertikalt og horisontalt strømningsmønster, samt dræn- og grøfters betydning. En meget detaljeret terrænmodel (med en horisontal opløsning på to meter og en vertikal på få cm) er også nødvendig, da topografien er meget styrende for strømningsmønstret. Synkrone vandføringsmålinger i kilder, dræn, overfladiske afløb og vandløb, samt måling af hydrauliske ledningsevner er vigtige for kalibrering af fordelingen af strømningsvejene. Endelig giver naturlige fysiske og kemiske tracere (temperatur, nitrat og ph), der er lette at måle i felten, indikationer om opholdstid og strømningsmønster. Felt- og moniteringsprogram danner tilsammen grundlag for at be- eller afkræfte opstillede konceptuelle modeller for strømningsmønstret gennem ådalen. 6. Detailmodel. Med en grundig udførelse af ovennævnte punkter er der dannet et solidt grundlag for at opsætte, kalibrere og validere en troværdig detailmodel. 7. Numerisk modellering. Vejledning i egentlig numerisk modellering ligger udenfor denne rapports formål. I stedet henvises til Sonnenborg og Henriksen (2005), Guidelines for good modelling practice, der kan downloades som en del af MoST fra www.harmoniqua.org, samt tekstbøger. 52

53

4. Status for GOI typologiens anvendelsesmuligheder GOI typologien er et konceptuelt værktøj, der kan anvendes indenfor en række problemstillinger til at opnå en grundlæggende systemforståelse baseret på styrende forhold for interaktion mellem grundvand og overfladevand på forskellig skala. GOI typologien kan dermed understøtte en systematisk gruppering af interaktion mellem vandforekomster, intelligent dataindsamling, overvågning og modellering til kvantificering af strømnings- og stoftransport til brug i kommunernes handleplaner indenfor vand- og naturplanerne. Det langsigtede mål for anvendelsen af GOI typologien er, at den i kombination med andre metoder og nyudviklede GOI moduler kan anvendes til at definere en samlet strategi for beskyttelse af akvatiske og terrestriske økosystemer. En række specifikke problemstillinger relateret til Vandrammedirektivet (VRD) og Grundvandsdirektivet (GVD) er vist i tabel 4.1. Til håndtering af disse kan typologien med fordel anvendes enten som selvstændigt værktøj (kapitel 5) eller som støtteværktøj for andre metoder (kapitel 6). Som støtteværktøj er anvendelsen atter opdelt i anbefalet og mulig. Problemstillingerne relaterer sig til grundvandsforekomsters kvantitative eller kemiske tilstand. Derudover er problemstillingerne opdelt efter hvorvidt tilgangsvinklen er konceptuel eller kvantitativ. Der er i dag fokus på de akvatiske økosystemer (vandløb, søer og kystvande) i forbindelse med grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand vurderet på baggrund af miljømål for tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Ifølge VRD og GVD skal de terrestriske økosystemer imidlertid også inddrages. De nævnes derfor også som et anvendelsesområde for GOI typologien, selvom der i dag ikke fokuseres på dem på grund af manglende viden. 54

Tabel 4.1. Status for GOI typologiens anvendelsesmuligheder relateret til Vandramme- og Grundvandsdirektivernes tilstandsvurderinger af grundvandsforekomster (GVF). Blå farve angiver relation til kvantitativ tilstand, gul til kemisk tilstand. I tabellens venstre side angives i hvilket afsnit problemstillingen er behandlet. GOI typologiens anvendelsesmuligheder Afsnit Problemstilling Selvstændigt Muligt værktøj Støtteværktøj støtteværktøj 5.1 Konceptuel vurdering af GVFs udveksling med ådalsmagasiner og vandløb x 5.2 Konceptuel vurdering af fordeling af strømningsveje gennem ådal x 6.1 Kvantificering af fordeling af strømningsveje gennem ådal x Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af afhængige 5.3 terrestriske økosystemer x Kvantificering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske 6.2 økosystemer og vurdering af GVFs kvantitative tilstand x 5.4 Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb x Kvantificering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb og 6.3 vurdering af GVFs kvantitative tilstand x 6.4 Optimering og integration af kvantitativ overvågning af grundvand og overfladevand x 5.5 Konceptuel vurdering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner x 6.5 Kvantificering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner x 6.6 6.7 6.8 6.9 6.10 6.11 Fortynding og nedbrydning mellem grundvand og overfladevand i x vandløbsoplande Konceptuel udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i x overfladevand Kvantitativ udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i x overfladevand Konceptuel vurdering af GVFs kemiske tilstand baseret på miljømål om god x tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Fastsættelse af tærskelværdier for GVF baseret på miljømål om god tilstand x i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Optimering og integration af kemisk overvågning af grundvand og x overfladevand 55

5. Selvstændigt værktøj Kapitlet gennemgår problemstillinger, hvori GOI typologien med fordel kan anvendes som selvstændigt værktøj. Kapitlet gennemgår systemforståelsen GOI typologien bidrager med, henviser til praktiske kortlægningsmetoder, og giver dokumenterede eksempler på anvendelsen. Typologien anbefales anvendt ved konceptuel vurdering af: Grundvandsforekomsters udveksling med ådalsmagasiner og vandløb samt strømningsfordeling gennem ådal (afsnit 5.1 og 5.2). Vandindvindings påvirkning af tilknyttede økosystemer og grundvandsforekomsters kvantitative tilstand (afsnit 5.3 og 5.4). Nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner (afsnit 5.5). 5.1. Konceptuel vurdering af grundvandsforekomsters udveksling med ådalsmagasiner og vandløb Ådalstyper GOI typologiens Ådalstyper er udviklet til at give en konceptuel systemforståelse af udvekslingen mellem forskellige typer af grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og vandløb på strækningsskala, som præsenteret i afsnit 2.2. Ådalstyperne er især egnede til at karakterisere den kvantitative udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem. I afsnit 3.2 er der givet anvisninger på, hvordan kortlægning af Ådalstyper udføres. Kortlægning af Ådalstyper er foretaget i et morænelandskab i Odense Å oplandet som illustreret i figur 3.7 (Dahl et al., 2004, 2005, 2007; Banke, 2005). Kortlægning er tillige foretaget i Storå oplandet på en smeltevandsslette (Dahl et al., 2004; Langhoff et al., 2006) og i et morænelandskab med højtliggende kalk i Hølbækken og Lindenborg Å (Jensen et al., 2007; Bismo og Rasmussen, 2007; Simonsen og Johansen, 2007). Endelig er der foretaget klassifikation af flere andre velkendte lokaliteter i ådale i Dahl et al. (2004). GOI Responsenheder Ovenstående Ådalstyper fokuserer på den hydrogeologiske opbygning nær ådalen. Da de hydrogeologiske forhold helt op til det nærmeste vandskel imidlertid er meget væsentlige for karakteren af den kemiske udveksling mellem grundvandsforekomster og tilknyttede økosystemer, blev Ådalstyperne i Dahl (2008) videreudviklet til 56

såkaldte Hydrologiske Responsenheder, der her omdøbes til GOI Responsenheder. I lighed med Ådalstyperne defineres GOI Responsenheder ved en kombination af hydrogeologisk opbygning, der dog her karakteriseres helt op til vandskellet, og type af bidragende grundvandsforekomst. Der skelnes her ligeledes mellem terrænnær (oprindeligt lokal) og regional grundvandsforekomst. GOI Responsenhederne er defineret, karakteriseret nærmere og vist i bilag 2. Ved kortlægning af GOI Responsenheder opdeles et vandløbsopland i deloplande, der har en sammenlignelig hydrogeologisk opbygning, der omfatter et helt strømningssystem fra grundvandsdannelse til udstrømning i et tilknyttet økosystem, og som forventes at have en overordnet sammenlignelig fordeling mellem drænvandstilstrømning, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning til økosystemer. GOI Responsenhederne forventes derfor at kunne anvendes på strækningsskala til at karakterisere såvel den kvantitative som den kemiske udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem. Både Ådalstyper og GOI Responsenheder giver en konceptuel forståelse af udvekslingen på meget mindre skala (1-2 km) end den skala, der er anvendt i basisanalysens reviderede afgrænsning af grundvandsforekomster (10-50 km). I bilag 2 er der givet anvisninger på, hvordan kortlægning af GOI Responsenheder udføres. I morænelandskabet i Åkær Å oplandet (figur 2.4) på ca 50 km 2 er GOI Responsenheder kortlagt (figur 5.1). Otte forskellige typer er repræsenteret i et broget billede. Bemærk at den hydrogeologiske opbygning ofte varierer på hver side af vandløbet. 57

Figur 5.1. GOI Responsenheder i Åkær Å oplandet. Alle er født af en terrænnær grundvandsforekomst. Se bilag 2 for nærmere forklaring. Modificeret fra Dahl (2008). 58

I GOI Responsenhed 2 og 3 er der ingen fysisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet, idet der ligger et tykt dæklag af moræneler imellem dem. Der forventes derfor ikke at være nogen grundvandsudveksling. I GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T er der fysisk kontakt mellem den terrænnære grundvandsforekomst og ådalsmagasinet. Grundvandsforekomsten er i alle tilfælde helt eller delvist dækket af et tyndt lag moræneler i baglandet. Der forventes her at være nogen grundvandsudveksling mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet. I GOI Responsenhed 7T og 8T er der fysisk kontakt mellem den frie terrænnære grundvandsforekomst og ådalsmagasinet. Der forventes derfor at være stor grundvandsudveksling mellem dem. Endelig er der i GOI Responsenhed 1 ikke fysisk kontakt mellem en terrænnær grundvandsforekomst i baglandet og grundvandsmagasinet, da der ligger et dæklag af moræneler herimellem. Det forventes, at der kan finde grundvandstilstrømning sted via kildevæld og tilløb i ådalsskrænten. Grundvandstilstrømningen til ådalsmagasinet langs vandløbene i Åkær Å oplandet varierer som vist i figur 3.6 i baseflow situationen. 5.2. Konceptuel vurdering af fordeling af strømningsveje gennem ådal Fordeling af grundvandsstrømning langs GOI typologiens strømningsveje gennem en ådal (Strømningstype, afsnit 2.3) har stor betydning både for den lokale ådalshydrologi og -hydrokemi. I Strømningstypen er der identificeret fire betydende strømningsveje gennem ådale (figur 2.4). Strømningsvejene er primært defineret på basis af strømningstype (diffus, sprække, overfladisk og rør/grøft), samt det gennemstrømmende vands kontakttid med ådalsmagasinets sedimenter under forskellige redoxforhold. Da disse forhold er styrende for opholdstid og dermed tiden forskellige biogeokemiske processer har til at påvirke vandkvaliteten, er de afgørende for ådalsmagasinets nitratreduktionskapacitet (tabel 2.1), men også for reduktion af andre forurenende stoffer (afsnit 6.5). Strømningsfordelingen er meget styrende for lokal vandstand, gennemstrømning af grundvand (afsnit 6.1), vandkemi og redoxforhold i ådalen. Dette er medvirkende årsag til fordelingen af grundvands- 59

afhængige naturtyper (habitater) som f.eks. kildevæld og rigkær i ådale (afsnit 6.1 og 6.2) (Ejrnæs et al., 2010). Banke (2005) arbejdede på at udvikle en metode til estimering af strømningsfordeling gennem ådale. De naturlige forhold, der er styrende for fordelingen af strømningsveje gennem en ådal er dels forhold, der påvirker ådalens evne til at lede vandet gennem ådalsmagasinet, dels forhold, der påvirker mængden af tilstrømmende grundvand. Er ådalsmagasinets samlede hydrauliske ledningsevne (bulkkonduktans) stor (domineret af sand, grus og svagt humificeret organisk materiale) favoriseres diffus strømning (Q 1 ). Er ledningsevnen derimod lille (domineret af ler, gytje og stærkt humificeret organisk materiale) favoriseres overfladisk strømning (Q 2 ) eller strømning i dræn og grøfter (Q 4 ), hvor disse er etableret. En grundvandsforekomst med lille horisontal udtrækning favoriserer alt andet lige diffus strømning, mens en stor udstrækning favoriserer overfladisk eller dræn strømning gennem ådalen. Endelig har tilstedeværelsen af et lavpermeabelt dæklag mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet betydning for især størrelsesordenen af den direkte strømning op gennem vandløbsbunden (Q 3 ), idet denne strømningsvej kun har praktisk betydning, når et lavpermeabelt lag ikke eksisterer. Banke (2005) fandt, at bulkkonduktansen var den altdominerende styrende parameter for fordelingen af strømningsveje gennem en ådal. Udvikling af en operationel metode til estimering af ådalsmagasinets bulkkonduktans, der eventuelt bygger på geofysiske metoder, kan i fremtiden muligvis udgøre et regionaliseringsværktøj til estimering af strømningsfordeling gennem ådale. I afsnit 3.3 er der givet anvisninger på, hvordan en trinvis kortlægning Strømningstypen finder sted. Første trin omfatter en felt screening (afsnit 3.3.1) og andet trin opstilling af en detaljeret konceptuel model (afsnit 3.3.2). I Dahl et al. (2004) er der foretaget kortlægning af Strømningstypen på lokaliteter i Storåens opland samt på en række andre velkendte danske lokaliteter i ådale ved hjælp af første og andet trin. I Odense Å oplandet er Strømningstypen ved en række transsekter vurderet i felten ved hjælp af første og andet trin (Banke, 2005; Dahl et al., 2005). I Åkær Å oplandet er kortlægningen foretaget af Hinsby et al. (2008a) ved brug af første trin langs udvalgte transsekter (figur 5.2-5.4). Endelig er kortlægningen langs Lindenborg ådal foretaget ved hjælp af de to første trin (Bismo 60

og Rasmussen, 2007, Simonsen og Johansen, 2007). Her er fordelingen desuden modelleret svarende til trin tre (afsnit 6.1). 5.3. Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske økosystemer GOI typologiens Ådalstyper og GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) bidrager med en konceptuel forståelse af hvilke ådalsstrækninger (og afhængige terrestriske økosystemer heri) en given grundvandsforekomst har kontakt med og dermed forståelse af hvilke terrestriske økosystemer, der primært bliver påvirket af vandindvinding i den bidragende grundvandsforekomst. Kortlægningsmetoderne er beskrevet i afsnit 3.2. Grundlæggende vil al oppumpning fra en grundvandsforekomst resultere i, at den tilsvarende vandmængde ikke strømmer til vandløb/søer/hav. Denne påvirkning kan være fordelt over store områder (flere vandløbssystemer). Påvirkningen vil endvidere ofte ikke være ligeligt fordelt hen over året, således at påvirkningen i kritiske sommerperioder kan være forskellig fra påvirkningen af vintervandføringer. Påvirkning af grundvandsudstrømning til et økosystem afhænger af, hvordan den hydrogeologiske opbygning (Ådalstype eller GOI Responsenhed) er langs den strækning, hvori økosystemet ligger. Påvirkningen af et lokalt økosystem forventes derfor øget ved øget kontakt mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin (afsnit 2.2.1, afsnit 5.1 og bilag 2). Ligeledes forventes den økologiske effekt af påvirkningen at være større ved indvinding fra terrænnære frem for regionale grundvandsforekomster ved samme kontakttype, da den upåvirkede udstrømmende vandmængde forventes at være større fra regionale end fra terrænnære grundvandsforekomster. Jo større indvindingen er, jo større vil påvirkningen af det afhængige terrestriske økosystem være. 5.4. Konceptuel vurdering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb GOI typologiens Ådalstyper og GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) bidrager også her med en konceptuel forståelse af hvilke tilknyttede vandløbsstrækninger en given grundvandsforekomst har kontakt med og dermed forståelse af 61

hvilke strækninger, der primært bliver påvirket af vandindvinding i den bidragende grundvandsforekomst. Lignende forhold som under afsnit 5.3 vil sandsynligvis også gøre sig gældende her. 5.5. Konceptuel vurdering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner Ådalsmagasiners potentiale for nedbrydning og tilbageholdelse af nitrat og andre relevante forureninger er veldokumenteret, og de overordnede biogeokemiske processer bag er generelt velbeskrevne. Jordlagenes indhold af organisk materiale og/eller reducerede jern- og svolvholdige mineraler kontrollerer de biogeokemiske miljøer, og dermed grundvandsforekomsters og ådalsmagasiners evne til at nedbryde eller tilbageholde en række forskellige forureninger (Appelo og Postma, 2005). Ådalsmagasiner har normalt et højt indhold af organisk materiale. Det organiske materiale reducerer gennem naturlige processer det tilstrømmende iltholdige vand. Herved skabes iltfrie forhold, der er gunstige for nedbrydning af en række forureninger fra både diffuse kilder og punktkilder. Eksempelvis kan nitrat helt fjernes, eller reduceres betydeligt, under gennemstrømning af ådalsmagasiner (Brüsch og Nilsson, 1993; Hoffmann et al., 2006). GOI typologiens Strømningstype er et vigtigt værktøj ved: Udpegning af ådalsmagasiner med aktiv nitratreduktion før udstrømning til vandløb Udpegning af ådalsmagasiner, hvor nitratreduktion med fordel kan retableres Estimering af nitratreduktionskapacitet af ådalsmagasiner især i forhold til samlet fortynding og nedbrydning i oplandet. Strømningstypen identificerer, som beskrevet i afsnit 2.3, fire overordnede strømningsveje gennem en ådal (Q 1 -Q 4, figur 2.4), der hver især har en karakteristisk nitratreduktionskapacitet fra ingen (Q 4, tabel 2.1) til fuld reduktion (Q 1 ). Modtager ådalen for eksempel nitratholdigt grundvand, er grundvandets fordeling langs strømningsvejene gennem ådalen afgørende for ådalens samlede nitratreduktionskapacitet og derved afgørende for, hvilket nitratindhold vandet har, inden det når frem til vandløbet. 62

Ved strømning udelukkende langs den diffuse (langsomme) strømningsvej (Q 1 ), der som hovedregel har en nitratreduktionskapacitet nær 100 %, vil ådalen samlet set have en meget høj nitratreduktionskapacitet. Hvis strømningen hovedsageligt forløber langs den overfladiske strømningsvej (Q 2 ) vil ådalens nitratreduktionskapacitet være middel. Endelig vil dominerende strømning gennem ådalen i dræn og grøfter (Q 4 ) medføre en meget ringe samlet nitratreduktionskapacitet. Dominerende strømning direkte op gennem vandløbsbunden (Q 3 ) forventes under danske forhold kun sjældent at finde sted, selvom den kan være betydelig i Ådalstyper med fysisk kontakt mellem grundvandsforekomst og vandløb (Banke, 2005; Langhoff et al., 2006). Nitratreduktionskapaciteten af denne strømningsvej afhænger af, i hvilket omfang vandet undervejs passerer sedimenter med et organisk indhold over 3 % (tabel 2.1, Hoffmann et al., 2006). Der er hidtil i GOI typologien ikke opstillet reduktionskapaciteter for andre forurenende stoffer end nitrat. Det forventes dog, at strømningsvejene også vil være styrende for reduktion af eventuelle andre forureninger, som kan nedbrydes af anaerobe bakterier eller sorberes i ådalsmagasinet, herunder en række miljøfremmede stoffer som chlorerede opløsningsmidler og pesticider (Conant et al., 2004; Kidmose, 2007; Kidmose et al., submitted). Metoder til konceptuel vurdering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner bygger således primært på metoder til konceptuel vurdering af fordeling af strømningsveje gennem ådalen. Feltscreening (første trin) eller opstilling af en detaljeret konceptuel model (andet trin) beskrevet i henholdsvis afsnit 3.3.1 og 3.3.2 anvendes hertil, som angivet i afsnit 5.2. Eksempler på GOI kortlægning og nitratscreeninger ifølge første trin i tre deloplande med forskellige GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) i Åkær Å oplandet, er illustreret i figur 5.2 til 5.4 (Hinsby et al., 2008a; Dahl, 2008; Dahl og Hinsby, 2008; Dahl og Hinsby, 2009). Grundkortet i de tre figurer består af et luftfoto med indlagte højdekurver af en ådalsstrækning langs henholdsvis den øvre (figur 5.2), midterste (figur 5.3) og nedre (figur 5.4) del af vandløbet. Strækningernes geografiske placering ses på figur 6.7. Strækningerne repræsenterer tre forskellige GOI Responsenheder indikeret ved de to små indsatte figurer med nummerering (for eksempel 4T). Den ene af de to små indsatte figurer viser et konceptuelt vertikalt tværsnit af GOI Responsenheden, mens den anden viser GOI Responsenhedens faktiske udbredelse svarende til deloplandets afgrænsning. Den 63

tredje indsatte figur viser et udsnit af jordartskortet (1:25.000), der sammen med geologiske profiler og højdekurver ligger til grund for afgrænsning og klassifikation af GOI Responsenheden. Grundkortets udstrækning og lokalisering er markeret med en sort rektangel på både kortet over GOI Responsenheder og jordartskortet. På grundkortene er dominerende strømningsveje gennem ådalen (Q 1 til Q 4 ) og nitratkoncentrationer målt i december 2008 i strømningsveje og vandløb (angivet i mg/l ved blå symboler) vist. 1 7T 2 4T 8T 4T 5T (~ 0) (~ 0) Q1 = 0 (fra skov grøft) Q4 = 13 = 0 = 12 =30 = 12 Figur 5.2. Resultater fra en ådalsstrækning langs den øvre del af Åkær Å (Hinsby et al., 2008a; Dahl, 2008). Strækningens geografiske placering ses på figur 6.7. I dette delopland er GOI Responsenheden (4T) opbygget således, at en terrænnær grundvandsforekomst er i kontakt med bunden af ådalsmagasinet. I oplandet er grundvandsforekomsten helt dækket af et lavpermeabelt lag af moræneler. De dominerende strømningsveje gennem ådalsmagasinet er Q 1 (diffus) og Q 4 (dræn og grøfter). Arealanvendelsen i deloplandet er delvist skov, delvist landbrug. Da ådalsskrænten er skovbevokset i deloplandet i figur 5.2, modtager ådalen ikke nitrat via grøfter der afvander skoven. Ådalen modtager heller ikke nitratholdigt grundvand fra landbrugsområdet mod vest og nord, da nitraten sandsynligvis er reduceret i dæklaget af moræneler. Gennemstrømningen i ådalen domineres af grøfter (Q 4 ), der er parallelle med strømningsretningen, men diffus strømning (Q 1 ) forventes også at være til stede. Grøftvandet og grundvandet i den diffuse strømning er nitratfrit. Ifølge drænplaner udmunder et markdræn fra markerne i det 64

nordvestlige hjørne dog direkte i Åkær Å. Udstrømmende drænvand er derfor sandsynligvis årsag til koncentrationsspringet i åen fra 12 til 30 mg/l. I deloplandet observeres samlet set en forholdsvist stor reduktion af nitrat. Nitratholdigt grundvand, der fra landbrugsområderne strømmer til Åkær Å via dræn, fortyndes af grundvandstilstrømning fra skovarealer med intet eller kun ringe nitratindhold. Da vandløbsstrækningen ikke modtager grundvand fra en regional grundvandsforekomst, sker der ingen fortynding herfra. 7T 5T Q4 2 7T 1 Q2 Figur 5.3. Resultater fra en ådalsstrækning langs den midterste del af Åkær Å (Hinsby et al., 2008a; Dahl, 2008). Strækningens geografiske placering ses på figur 6.7. I dette delopland er GOI Responsenheden (7T) opbygget således, at en fri terrænnær grundvandsforekomst er i kontakt med siden af ådalsmagasinet. De dominerende strømningsveje gennem ådalsmaga-sinet er Q 4 (dræn og grøfter) og Q 2 (overfladisk). Arealanvendelsen i deloplandet er landbrug. Arealanvendelsen i deloplandet vist i figur 5.3 er landbrug. Ifølge GOI Responsenhedens opbygning (7T) kommer grundvandstilstrømningen til ådalen fra den frie terrænnære grundvandsforekomst, der ligger over et højtliggende lag af moræneler. Dræn forekommer stedvist i grundvandsforekomsten, da det højtliggende moræneler ikke dræner tilstrækkeligt. Gennemstrømningen af ådalen domineres af strømning i en grøft (Q 4 ), der modtager drænvand med et nitratindhold på 74-77 65

mg/l ved indløbet i ådalen. Hvor det tilførte grundvand i stedet passerer ådalen overfladisk (Q 2 ) er nitratindholdet reduceret til kun 9 mg/l. Samlet set vurderes deloplandet at have en relativt lille reduktion af nitrat. Da arealanvendelsen i deloplandet overalt er landbrug, sker der ingen fortynding fra arealer med mere naturnær drift. Da vandløbsstrækningen ikke modtager grundvand fra en regional grundvandsforekomst, sker der heller ingen fortynding herfra. 8T 5T 1 Q1 Q2 1 Figur 5.4. Resultater fra en ådalsstrækning langs den nedre del af Åkær Å (Hinsby et al., 2008a; Dahl, 2008). Strækningens geografiske placering ses på figur 6.7. I dette delopland er GOI Responsenheden (1) opbygget således, at et meget tykt impermeabelt lag mellem en regional grundvandsforekomst og ådalsmagasinet forhindrer grundvandsudveksling mellem dem. Over dæklaget er der en fri terrænnær grundvandsforekomst, der bidrager med overfladenært grundvand til ådalsmagasinet. Den dominerende strømningsvej gennem ådalsmagasinet er Q 2 (overfladisk), men Q 1 (diffus) forekommer også. Arealanvendelsen i deloplandet er delvist landbrug, delvist grusgrav. Arealanvendelsen i deloplandet vist i figur 5.4 er landbrug. GOI Responsenheden er her klassificeret som 1. Ådalen er eroderet dybt ned i et tykt dæklag af moræneler af 20-30 meters mægtighed. Over dæklaget ligger en fri terrænnær grundvandsforekomst, der består af smeltevandsgrus. Ådalsmagasinet har ingen hydraulisk kontakt med en underliggende regional grundvandsforekomst (figur 3.5). Hovedparten af tilstrømningen til ådalen foregår via små tilløb og kildevæld, der afvander den frie grundvandsforekomst. Det vurderes, at dette vand under naturlige 66

forhold via småløb strømmer overfladisk (Q 2 ) til Åkær Å uden nævneværdig kontakt med ådalsmagasinets sedimenter. Nitratreduktionen forventes derfor at være meget begrænset. Tilstrømningen af grundvand gennem moræneleret er sandsynligvis meget lille. Nitratindholdet i den øvre oxiderede del af ådalsskrænten syd for Åkær Å er af størrelsesordenen 22 mg/l (dog kun baseret på en enkelt måling), mens den er ca. 50 mg/l i 7-8 målinger i iltholdige kilder på grænsen mellem den frie grundvandsforekomst og moræneleret nord for åen (ikke vist på figuren, Hinsby og Dahl, 2010). Fra ådalsskrænten syd for åen fortsætter vandet via diffus strømning (Q 1 ) gennem ådalsmagasinet, hvor nitraten reduceres helt. Samlet set vurderes deloplandet at have en meget lille reduktion af nitrat, da reduktionen nord for åen, som nævnt er meget lille. Arealanvendelsen nord for ådalen er landbrug, mens den syd for er halvt landbrug, halvt grusgrav. Grusgraven bidrager sandsynligvis med fortynding. Da vandløbsstrækningen ikke modtager grundvand fra en regional grundvandsforekomst, sker der ingen fortynding herfra. Udførelse af kombinerede feltscreeninger af geologi, strømningsforhold og nitratkoncentrationer i foden af ådalsskrænten og i ådalen er en effektiv metode til lokalisering af nitratbelastning af ådalsmagasiner og vandløb. Sådanne screeninger bør foretages i både det våde vinterhalvår og det tørre sommerhalvår, hvor henholdsvis den største og mindste nitrattilstrømning forekommer. Screeningerne vil, sammen med information om specifik baseflow tilstrømning til delstrækninger eksemplificeret i figur 3.6, kunne udpege, hvor i et vandløbsopland de største nitratbelastninger forekommer, og hvor der derfor er størst behov for tiltag til reduktion af nitratbelastningen til beskyttelse af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Viden af denne karakter kan derfor anvendes ved udpegning, prioritering og planlægning af naturgenopretningsprojekter, der har til formål at øge ådales nitratreduktionskapacitet samt ved udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning, hvori landbrugsrelaterede virkemidler mest effektivt kan bedre tilstanden i de tilknyttede truede økosystemer (Hinsby og Dahl, 2010). Dette er nærmere beskrevet i afsnit 6.7. 67

6. Støtteværktøj Kapitlet gennemgår problemstillinger, hvori GOI typologien med fordel kan anvendes som støtteværktøj. Indenfor forskellige problemstillinger præsenteres den konceptuelle systemsforståelse typologien bidrager med til understøttelse af andre metoder, primært med henblik på vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand. Anvendelsesmulighederne er i tabel 4.1 opdelt efter, hvorvidt det anbefales at anvende typologien til håndtering af problemstillingen eller anvendelsen er mulig. GOI typologien kan anvendes ved: Planlægning af dataindsamling til opstilling, kalibrering og validering af numeriske modeller på forskellig skala til kvantificering af udveksling mellem grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og vandløb, samt til vurdering af aktuel vandindvindings påvirkning af økosystemer og kvantitativ tilstand af grundvandsforekomster (afsnit 6.1 til 6.3). Vurdering af fortynding og nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner og vandløbsoplande (afsnit 6.5 og 6.6). Udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål i økosystemer (afsnit 6.7 og 6.8). Vurdering af kemisk tilstand af grundvandsforekomster samt fastsættelse af tærskelværdier baseret på miljømål for økosystemer (afsnit 6.9 og 6.10). Optimering og integration af kvantitativ og kemisk overvågning af grundvand og overfladevand baseret på miljømål for økosystemer (afsnit 6.4 og 6.11). 6.1. Kvantificering af fordeling af strømningsveje gennem ådal Fordelingen af GOI typologiens strømningsveje (afsnit 2.3) er styrende for en ådals reduktionskapacitet overfor forurenende stoffer som for eksempel nitrat og pesticider. En detaljeret kvantificering af fordelingen af strømningsveje ligger derved til grund for en detaljeret kvantificering af reduktionen (afsnit 6.5). Strømningsvejene er på meget lille skala via tilstrømning af bestemte mængder grundvand med en bestemt variation over året og en bestemt vandkvalitet styrende for lokalisering af forskellige grundvandsafhængige terrestriske naturtyper, som f.eks. kildevæld og rigkær i ådalene (Klijn og Witte, 1999; Ejrnæs og Nygaard, 2009). Ejrnæs et al. (2010) gennemgår dette i større detalje. Til vurdering af en vandindvindings påvirkning af et Natura 2000 område i Lindenborg ådal, der bl.a. indeholder de beskyttede naturtyper kildevæld med kalkholdigt 68

vand (naturtype 7220) og alkaliske rigkær (naturtype 7230), som begge er sårbare overfor ændringer i hydrologien, er der opsat en dynamisk 3D MikeShe detailmodel for ådalen, der får input fra en regional model for oplandet (Bismo og Rasmussen, 2007). Da kildevæld og rigkær har en meget lille udstrækning, er det, for at kunne simulere påvirkningen tilstrækkeligt præcist, nødvendigt at anvende en fin diskretisering af den numeriske model i udstrømningsområdet. I eksemplet er ådalen diskretiseret horisontalt i 10x10 m celler, mens den regionale model er diskretiseret i 100x100 m celler. Detailmodellen er anvendt til at kvantificere påvirkning af de beskyttede naturtyper via påvirkning af vandføring langs GOI typologiens strømningsveje. Tilstrømning til kildevæld i skræntfoden simuleres som den overfladiske strømningsvej (Q 2 ), mens tilstrømningen til rigkær simuleres som den diffuse strømningsvej (Q 1 ). Figur 6.1 viser modelopsætning og overordnede resultater. Figur 6.1. Eksempel på dynamisk 3D opsætning af MikeShe model til kvantificering af en vandindvindings påvirkning af et rigkær (diffus strømningsvej, Q 1, grøn), et kildevæld (overfladisk strømningsvej, Q 2, blå) og strømning i dræn og grøfter, Q 4 (rød) i Lindenborg ådal (Bismo og Rasmussen, 2007). 69

Et væsentligt resultat fra undersøgelsen er, at økosystemerne / strømningsvejene ikke påvirkes i samme grad af indvindingen i den bidragende grundvandsforekomst (19 % reduktion i vandføring i kildevæld og 5 % reduktion i vandføring i rigkær og grøfter). Dette kan være afgørende set i relation til forskellige natyrtypers hydrologiske tålegrænser. En tilsvarende detailmodel kan også anvendes som grundlag for kvantificering af en ådals reduktionskapacitet overfor forurenende stoffer (afsnit 6.5). 6.2. Kvantificering af vandindvindings påvirkning af afhængige terrestriske økosystemer og vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative tilstand I ovenstående eksempel (figur 6.1) er påvirkningen af Natura 2000 beskyttede naturtyper som kildevæld og rigkær simuleret via påvirkning af vandføringen langs GOI typologiens strømningsveje gennem ådalen. Figur 6.2. Model for hydrologiske tålegrænser. Principskitse over modellerede nutidigt og fremtidige scanarier med indvinding (og dræning) (Bismo og Rasmussen, 2007). Hydrologiske forudsætninger for at naturtypen rigkær (7230) trives er stadig gennemstrømning af grundvand og en vandstand med meget små fluktuationer (Ejrnæs et al., 2010). I Bismo og Rasmussen (2007) anvendes som naturtypens hydrologiske tålegrænse, hvor vegetationen kan bestå, minimumssituationer i 70

vækstperioden for vandstand og strømningshastigheder i rigkæret (figur 6.2). Påvirkning af rigkæret forårsaget af grundvandsindvinding er undersøgt ved at simulere ændringer i disse to parametre og vurdere om resultaterne ligger indenfor normalområdet i den nutidige situation, der opfattes som sikkert for rigkæret (grå zone i figur 6.2). Påvirkning fra vandindvinding på kildevæld og rigkær i den samme ådal som ovenfor er tillige modelleret af Simonsen og Johansen (2007). Også her er en lokal dynamisk 3D detailmodel for udstrømningsområdet (figur 6.3) koblet med en regional dyna-misk 3D model for oplandet. Den horisontale diskretisering i detailmodellen er her 5x5 m og i den regionale model 100x100 m. I konsekvensvurderingen, der også her bygger på ændringer i vandstand og gennemstrømning, er meget små ændringer kritiske for især rigkærets tilstand. Figur 6.3. Eksempel på dynamisk 3D MikeShe detailmodellering af kildevæld og rigkær i Lindenborg ådal ved hjælp af regional model for opland (øverste del af figuren) og lokal model for rigkær (nederste del af figuren). Rigkæret er i figurerne vist som en lidt mørkere blå polygon i ådalen (Simonsen og Johansen, 2007). 71

GOI typologien understøtter en sådan meget detaljeret modellering via opstilling af konceptuelle modeller for, hvordan strømningen foregår gennem ådalen, samt via opstilling af felt- og moniteringsprogrammer (afsnit 3.3). Simuleringerne viste, at udbredelse og tykkelse af lavpermeable tørve- og især gytjelag, en detaljeret højdemodel inklusiv en præcis placering af skræntfoden, samt drængrøfters placering og niveau er afgørende for at opnå en tilstrækkeligt detaljeret simulering af strømningsmønstret i ådalen på meget lille skala. Overrislende vand fra kildevældet og vandstandsvariationer i vandløbet viste sig mindre væsentlige af beskrive. Det anbefales at opstille numeriske modeller med så fin diskretisering, som der er anvendt i eksemplerne i afsnit 6.1 og 6.2, hvor særligt mange interesser er i konflikt med hinanden (f.eks. en større vandindvinding, et Natura 2000 beskyttet habitatområde og dræningsinteresser), og hvor påvirkningerne finder sted på meget lokal skala. 6.3. Kvantificering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb og vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative tilstand I lighed med ovenstående to afsnit bidrager GOI typologien med konceptuel systemforståelse og terminologi (afnit 2.3 og 5.4), der ligger til grund for indsamling af detaljerede data til opstilling, kalibrering og validering af numeriske modeller til kvantificering af vandindvindings påvirkning af tilknyttede vandløb og vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative tilstand. Simonsen og Johansen (2007) gennemførte ved hjælp af den regionale model omtalt i afsnit 6.2 også et studie af indvindingens påvirkning af vandføringen i Hølbækken, der ligger meget tæt på de simulerede kildevæld og rigkær. I bækken, der er klassificeret som et B1 vandløb (gyde og yngleopvækstvand for laksefisk), må medianminimum vandføringen maksimalt reduceres med 5-10 %. Indenfor modelområdet (med en 100x100 m diskretisering) blev ådalsmagasinets hydrauliske ledningsevne for tre kortlagte lag aggregeret til vertikale bulkkonduktanser på basis af en indledende GOI kortlægning, feltverifikationer og håndboringer udvalgte steder i ådalene (Jensen et al., 2007). Bulkkonduktanserne 72

beskriver derved den samlede vertikale strømningsmodstand, eller rettere ledningsevne, mellem den bidragende grundvandsforekomst og vandløbet. Denne fremgangsmåde resulterede i citat: en markant forbedret konceptuel forståelse for geologien og strømningsprocesserne i ådalen, og strømningsmodellen er opdateret med denne viden (Jensen et al., 2007). Særligt udbredelsen af lavpermeable gytjelag var styrende for grundvandstilstrømningen til Hølbækken, som modellen simulerer med særdeles gode resultater, især taget i betragtning, at modellen er ukalibreret med hensyn til vandføring. Modellen beskriver således fint tilvæksten i vandføring på en 100-200 m skala. Jensen et al. (2007) konkluderer derfor, at denne fremgangsmåde resulterer i citat: en enestående forbedring af forståelsen for de hydrologiske processer i ådalen. Modellen findes derfor anvendelig til konsekvensvurdering af indvinding på vandføringen i Hølbækken. Banke (2005) fandt, at bulkkonduktansen tillige er af afgørende betydning for fordelingen af strømningsveje gennem en ådal på lokal skala (afsnit 5.2). Ved at distribuere bulkkonduktanser for ådalsmagasinet i regionale modeller med en rimelig fin diskretisering på omkring 100 m, kan en sandsynlig grov fordeling af strømningsveje gennem ådalen muligvis samtidigt estimeres. Dette er endnu ikke testet i et konkret projekt. Grundvandsforekomsters kvantitative tilstand klassificeres som ringe, hvis grundvandsindvinding forårsager, at udstrømningen er for lille til at opnå et givet miljømål i et tilknyttet økosystem. En vurdering af grundvandsforekomsters kvantitative tilstand kræver derfor først og fremmest en vurdering af den vandløbspåvirkning, der sker som følge af grundvandsindvinding. Sådanne vurderinger sker i dag typisk ved hjælp af numeriske modeller. Et eksempel herpå er beregninger af den bæredygtige vandindvinding, som blev lavet på landsplan med den første version af DKmodellen (Henriksen og Sonnenborg, 2003). Et erkendt problem med beregninger af vandløbspåvirkninger ved hjælp af numeriske modeller er, at de lokale geologiske forhold nær og i ådalsmagasinet som regel ikke er indarbejdet i den geologiske model, der ligger til grund for den numeriske modellering. Det betyder i praksis, at der som regel benyttes samme hydrauliske parameterværdier for vandløbskontakten over hele modelområdet. Konsekvensen heraf er, at vandløbspåvirkningen bliver meget usikkert bestemt på de enkelte vandløbsstrækninger. GOI typologiens Ådalstyper (og GOI Responsenheder, bilag 2) har et meget stort potentiale for at kunne forbedre den situation, fordi de giver en konceptuel differentiering af et vandløbssystem i forskellige klasser med forskellige typer 73

vandløbskontakt. En sådan klassifikation kan benyttes i en efterfølgende kalibrering af forskellige parameterværdier for hydraulisk vandløbskontakt for de forskellige klasser og dermed give en differentiering af vandløbspåvirkning mellem forskellige vandløbsstrækninger. Den metodik blev som tidligere nævnt benyttet af Simonsen og Johansen (2007) og Jensen et al. (2007) for et meget lokalt område. Metodikken har imidlertid ikke været testet på større skala, primært fordi GOI typologien ikke har været inddraget i opstilling af de geologiske modeller. Det vil være naturligt fremover at integrere GOI koncepterne i den geologiske modellering i de situationer, hvor de geologiske modeller skal benyttes til at vurdere interaktion mellem grundvand og overfladevand. Det bør for eksempel ske i forbindelse med den næste opdatering af DK-modellens geologi, som er foreslået at finde sted i den kommende NOVANA periode 2010-2015 (Bruhn et al., 2008). I tilfælde, hvor vandløbspåvirkninger og grundvandets kvantitative tilstand vurderes uden brug af numeriske modeller, benyttes ofte analytiske metoder. Her findes forskellige formler, svarende til forskellige forhold for kontakt mellem grundvandsforekomster og vandløb, se f.eks. Stang (1982) og Hunt (1999). I og med at Ådalstyper (og GOI Responsenheder) er baseret på konceptuelle modeller for kontakten mellem grundvand og overfladevand, vil de kunne være et nyttigt værktøj til at vælge den analytiske formel, der passer bedst til en given vandløbstrækning. 6.4. Optimering og integration af kvantitativ overvågning af grundvand og overfladevand Den hidtidige kvantitative grundvandsovervågning har taget udgangspunkt i vandforsyning og haft fokus på grundvandsdannelse og vandbalancer (indvinding, nationalt pejleprogram og NOVANA modellering). GRUMO oplande er oprindeligt vandværksoplande. I den hidtidige kvantitative overvågning af overfladevand har koordineringen med overvågning af grundvand ikke været tilstrækkelig. Ved revision af overvågningsprogrammet bør dette tilpasses, således at Vandrammedirektivets (VRD) overvågningskrav opfyldes. Flere typer af overvågning skal etableres. 74

Overfladevand Kontrolovervågning. Ifølge VRD skal kontrolovervågningen for overfladevand udføres på så mange punkter, at der kan gives en vurdering af den generelle tilstand for overfladevande indenfor hvert vandløbsopland eller delopland i vandområdedistriktet (basisanalyse). Overvågningen skal foretages, hvor vandføring og vandvolumen er signifikant for vandområdedistriktet som helhed. For vandløb skal bl.a. vandføringens volumen og dynamik samt forbindelse til grundvandsforekomster overvåges. Tilsvarende skal for søer bl.a. vandstrømningens volumen og dynamik samt forbindelse til grundvandsforekomster overvåges. Operationel overvågning. Ifølge VRD skal den operationelle overvågning af overfladevand foretages dels for at tilvejebringe et grundlag for at fastslå tilstanden af de vandområder, der anses for at være under risiko for ikke at kunne opnå deres miljømål, dels for at kunne vurdere tilstandsændringer som følge af indsatsprogrammer (vandplaner og handleplaner). Overvågningen skal for vandløb og søer bl.a. omfatte samme elementer som beskrevet under kontrolovervågning. Grundvand Ifølge VRD skal den kvantitative grundvandsovervågning give en pålidelig vurdering af den kvantitative tilstand for alle grundvandsforekomster eller grupper af grundvandsforekomster, herunder vurdering af den tilgængelige grundvandsressource. Overvågningsnettet skal omfatte tilstrækkeligt mange repræsentative punkter til, at man dels kan danne sig et skøn over grundvandstanden i den enkelte grundvandsforekomst eller gruppe af grundvandsforekomster, og dels kan vurdere indvindingers påvirkning af afstrømningen herfra. I den fremtidige overvågning af grundvandets kvantitative tilstand vil der således fortsat være behov for overvågning i forhold til vandforsyning. Som noget nyt er der også behov for overvågning i forhold til grundvandets kvantitative påvirkning af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestiske økosystemer. GOI typologiens Ådalstyper og GOI Responsenhederne (afsnit 5.1 og bilag 2) grupperer deloplande af grundvandsforekomster på en systematisk måde i forhold til deres udveksling med afhængige terrestriske økosystemer (ådale) og tilknyttede akvatiske økosystemer (vandløb). Det anbefales derfor at tage udgangspunkt i Ådalstyper, eller bedre i GOI Responsenheder, ved planlægning af det fremtidige overvågningsnet, således at karakteristisk forskellige typer af udveksling mellem 75

grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og vandløb repræsenteres. Opmærksomhed bør gives til de hydrogeologiske opbygninger, der er særligt kritiske for kvantitativ påvirkning af tilknyttede akvatiske og/eller afhængige terrestriske økosystemer (afsnit 5.3). 6.5. Kvantificering af nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner Udvaskning af forurening (f.eks. nitrat) og effektiviteten af biogeokemiske nedbrydningsprocesser er blandt andet afhængig af klimaparametre som temperatur og nedbør, og er dermed årstidsbestemt. For en samlet årlig kvantificering af forureningsnedbrydning i et givet ådalsmagasin kræves som minimum en god beskrivelse af vandkemien i tilstrømmende grundvand til ådalen, vandkemien i forskellige strømningsveje gennem ådalsmagasinet (figur 2.4), samt en god beskrivelse af vandkemi og vandføring i vandløbet umiddelbart op- og nedstrøms det undersøgte ådalsmagasin i både sommer- og vinterhalvåret. For yderligere at opnå en god procesforståelse og bestemmelse af nedbrydningsrater kræves detaljerede undersøgelser af årstidsbetinget variation i de biogeokemiske nedbrydningsprocesser i selve ådalsmagasinet. Ved kvantificering af nedbrydning af en given forurening i ådalsmagasiner, kan GOI typologien således ikke stå alene. Vandkemiske, biogeokemiske og hydrologiske undersøgelser og målinger er her centrale værktøjer. GOI typologien er dog et meget vigtigt støtteværktøj i de forudgående undersøgelser, når ådalsmasiner med en eksisterende nedbrydning skal udpeges, eller hvis udpegning af ådalsstrækninger med mulighed for retablering af forureningsnedbrydende vådområder ønskes foretaget (afsnit 5.5 og 6.7). Herudover er numerisk modellering, lokal såvel som regional, et vigtigt redskab til forståelse af dynamikken i udvekslingen mellem grundvand, ådalsmagasiner og overfladevand via forskellige strømningsveje, ikke mindst ved opskalering og regionalisering af detaljerede undersøgelser (afsnit 6.1 til 6.3). Kvantificering af et ådalsmagasins reduktion af forurening kræver opstilling af en detaljeret model, der kombinerer hydrokemiske data med målte eller beregnede vandfluxe. Hvorvidt en egentlig numerisk modellering er nødvendig afhænger af formålet og de tilgængelige data. Er den nummeriske modellering nødvendig kan forskellige modeltyper i en eller flere dimensioner anvendes afhængigt af formålet. 76

Et eksempel på en semi-2d kvantificering af et ådalsmagasins nitratreduktion ved hjælp af numerisk modellering er givet i figur 6.4. Ådalens strømningsmønster ses i figur 3.9 og 3.10. Modellen bygger ikke på koncepterne i GOI typologien, men gennemstrømningen af ådalen er primært horisontal og diffus (Q 1 ). Figur 6.4. Trelags modelopsætning til beregning af horisontal diffus strømning (Q 1 ) og nitratreduktion (Hoffmann et al., 2006). Figur 6.5. Eksempel fra 2D MODFLOW beregning af strømningsveje (Q 1 ), opholdstider og pesticidreduktion langs et transsekt gennem ådalen vist i figur 3.8. Den indbyrdes afstand mellem pilespidser langs partikelbaner er 50 dage (Kidmose, 2007). 77

Strømningsresultater fra et eksempel på en meget detaljeret 2D MODFLOW beregning af reduktion gennem en ådal af pesticidet Isoproturon er vist i figur 6.5 (Kidmose, 2007; Kidmose et al., submitted). Diskretiseringen i ådalen er her i gennemsnit 0,5x1x0,17 m i henholdsvis x-, y- og z-retningen. Ådalens geologiske opbygning ses i figur 3.8. Langs et transsekt er strømningsveje (partikelbaner), opholdstider, reaktiv transport og reduktion af pesticidet, der blev injiceret i ådalsskrænten, beregnet. Reduktionen, der udgjorde omkring 2/3 af den injicerede mængde, fandt sted langs diffuse strømningsveje (Q 1 ) gennem ådalen. Omkring 1/3 nåede imidlertid vandløbet langs den overfladiske strømningsvej (Q 2 ). Strømningsvejene er således også i dette tilfælde meget styrende for ådalens reduktionskapacitet. 6.6. Fortynding og nedbrydning mellem grundvand og overfladevand i vandløbsoplande Grundvandsdirektivet og den tilknyttede vejledning (European Commission, 2009) åbner mulighed for at indregne fortynding og nedbrydning af en given forurening ved vurdering af den kemiske tilstand for en grundvandsforekomst samt ved fastsættelse af tærskelværdier baseret på miljøstandarder for såvel legitime anvendelser (f.eks. drikkevand) som tilknyttede økosystemer. Den gennemsnitlige koncentration af en forurening i en grundvandsforekomst behøver således ikke overholde miljøstandarden for f.eks. et vandløb eller en sø, såfremt forureningen fortyndes med grundvand, der ikke indeholder eller kun indeholder små mængder af en given forurening, eller at forureningen nedbrydes eller sorberes inden udstrømning til økosystemet. Ifølge Vandrammedirektivets artikel 5 rapporter (basisanalyser), der identificerer hvilke forureninger, der truer de enkelte grundvandsforekomster i EU, er nitrat i øjeblikket den hyppigste årsag til at såvel danske som andre europæiske grundvandsforekomster karakteriseres som truede (pers. comm. Ph. Quevauviller, tidligere DG Miljø/Europa-kommisionen). Nitrat truer den kemiske tilstand af grundvandsforekomsterne både i forhold til beskyttelse af drikkevandsressourcer og i forhold til beskyttelse af tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Drikkevandsressourcerne i Danmark er primært truede af ringe kemisk tilstand i relativt dybtliggende nitratholdigt grundvand (> ~20 meters dybde) i sandede oplande, mens økosystemerne primært trues af terrænnært ilt- og 78

nitratholdigt grundvand (< ~10 meters dybde) (Hinsby et al., 2008b; Hinsby og Jørgensen, 2009; Hinsby og Dahl, 2010). Nitrat er derfor et illustrativt eksempel på en forurening, der truer den kemiske tilstand af grundvandsforekomster i forhold til miljøstandarder og miljømål for både drikkevand og økosystemer, og som nedbrydes og fortyndes under transporten mellem rodzone og vandløb. De naturlige nedbrydningsprocesser af nitrat og andre forureninger foregår potentielt i: 1) rodzonen/den umættede zone, 2) grundvandsforekomsten og 3) ådalsmagasinet inden udstrømning i vandløbet. GOI typologien kan som nævnt i afsnit 5.5 give information om nedbrydningsprocesser i ådalsmagasinet, der kan vurderes semi-kvantitativt ved hjælp af fordelingen af strømningsveje og sedimenternes organiske indhold (figur 2.4 og tabel 2.1). Konceptuelt kan klassifikation af GOI typologiens Strømningstype således give en bedømmelse af den mulige nedbrydning af forureninger i ådalsmagasiner. GOI typologien giver derimod ikke information om fortynding og nedbrydning i hverken rodzonen eller grundvandsforekomsten. Hertil kræves en troværdig hydrogeologisk model for hele oplandet, der som minimum inkluderer en god rumlig og tidslig beskrivelse af grundvandskemi (Hansen et al., in prep), processer i de forskellige geokemiske grundvandsmiljøer, vandet passerer på vej mod ådalsmagasinet, samt vandkemien i vandløbet. Det er her særligt vigtigt at skelne mellem den iltholdige og den iltfrie del af grundvandsforekomsterne (Hinsby et al., 2008b) og at være opmærksom på, at redoxgrænsens beliggenhed kan variere betydeligt indenfor et opland (Hansen et al., 2008). Hvilken af de tre nævnte nedbrydningszoner, der kvantitativt har størst betydning afhænger af forureningsparameter, arealanvendelse og geologiske forhold i oplandet, samt eventuelle kunstige reguleringer af strømningsveje (dræn). Det vurderes, at det i Danmark under den nuværende landbrugsstruktur og arealanvendelse generelt er en forholdsvist lille del af den samlede reduktion af diffus forurening fra landbrug, der reduceres i ådalsmagasiner inden udstrømning til vandløb, omend egentlige kvantificeringer heraf for f.eks nitrat er sjældne (Hansen, 2006), og potentialet herfor er relativt stort (Hoffmann et al., 2006). Hovedparten af nedbrydningen vurderes at foregå i grundvandsforekomsterne, ofte ved hjælp af pyrit (jernsulfid) både i regionale forekomster i sandede oplande og i terrænnære forekomster i lerede oplande (Postma et al., 1991; Hansen, 2006; Hinsby et al., 79

2008b). I visse grundvandsforekomster med tilknyttede økosystemer forekommer dog ingen nitratnedbrydning af betydning (Rivett et al., 2008). En egentlig kvantificering af fortynding og nedbrydning mellem forureningskilde og recipient kræver nøje kendskab til arealanvendelse, kildestyrke, transportveje samt kemisk sammensætning og variation i tid og rum af alle involverede vandtyper fra både landbrugs-, by- og naturområder (Kumar et al., 2009). Herudover kræves et grundigt kendskab til den geologiske/geokemiske sammensætning af grundvandsforekomster og ådalsmagasiner for at kunne vurdere for eksempel ionbytningskapacitet og redoxmiljø, og dermed mulige biogeokemiske nedbrydningsprocesser langs strømningsveje (Appelo og Postma, 2005; Hansen et al., 2008). I princippet er det muligt alene ud fra en grundig karakterisering af vandkemi og miljøtracere at kvantificere dels forskellige vandtypers vandmængde og stofbidrag til vandløbsvandets sammensætning, dels fortynding og nedbrydning af diverse relevante forureninger. Almindeligvis er alle disse data dog ikke tilgængelige. Derfor er det ofte nødvendigt at opstille integrerede hydrologiske modeller, som estimerer tilstrømningen af forskellige grundvandstyper (herunder drænvand) til vandløb. I de fleste tilfælde vil en kombination af hydrokemiske og integrerede hydrologiske undersøgelser, der simulerer både kvantitative og biogeokemiske aspekter af interaktionen være nødvendig (Alexander et al., 2009). Der er i Danmark endnu ikke gennemført detaljerede studier på oplandsskala af fortynding og nedbrydning mellem veldefinerede grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og vandløb, hvori både vandkemi, GOI Responsenheder (bilag 2), Strømningstyper og integreret hydrologisk modellering er anvendt. Sådanne studier bør gennemføres for at den relative betydning af forskellige nedbrydningszoner og fortynding kan kvantificeres bedre, og for at fastsættelser af tærskelværdier for de enkelte grundvandsforekomster kan optimeres. Hvis det ikke er muligt at beregne fortyndings- og nedbrydningsfaktorer i et opland på grund af ufuldstændige data, foreskriver Grundvandsdirektivet, at disse ikke indregnes. I den situation skal grundvandsforekomsterne i stedet overholde økosystemernes strengere miljøstandarder, selvom der foregår nedbrydning mellem kilde og recipient. Der er derfor store økonomiske interesser forbundet med både at kunne bestemme fortyndings- og nedbrydningsfaktorer, og at fremme nedbrydningsprocesser ved retablering af vådområder (Dahl og Hinsby, 2008, 80

2009; Hinsby og Dahl, 2009, 2010; Vindum, 2009), både for landbruget og det danske samfund som helhed. 6.7. Konceptuel udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i overfladevand Et af hovedspørgsmålene rapporten beskæftiger sig med (kapitel 1) er udpegning af deloplande, der er særligt kritiske for at opnå god tilstand i overfladevand, da der er særlig grund til at fokusere på disse i kemiske overvågningsprogrammer (afnit 6.11) ved planlægning af naturgenopretningsprojekter (afsnit 5.5) samt ved tilrettelæggelse af en beskyttelsesstrategi i forhold til grundvandstilført nitrat til overfladevand. Den bærende ide bag udvikling af en beskyttelsesstrategi for overfladevand i forhold til grundvandstilført nitrat ved hjælp af GOI typologien og GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) er indledningsvist at udpege grundvandsforekomster (eller deloplande heraf), der bidrager med nitrat til deres tilhørende ådalsmagasiner (forekomst 1 og 2 i figur 6.6). Herefter vurderes deres tilhørende ådalsmagasiners nitratreduktionskapacitet via fordeling af strømningsveje. Domineres gennemstrømningen af især diffus strømning (Q 1 ), men måske også af direkte strømning (Q 3 ), afhængigt af passage gennem sedimenter med mere end 3 % organisk materiale, har ådalsmagasinet en høj nitratreduktionskapacitet, hvorved ingen nitratbegrænsende tiltag er nødvendige langs denne strækning (situation 1 i figur 6.6). Domineres gennemstrømningen derimod af overfladisk strømning (Q 2 ) eller værre endnu af dræn og grøft strømning (Q 4 ), har ådalen ringe eller ingen nitratreduktionskapacitet (situation 2 på figur 6.6). Her er det nødvendigt at sløjfe eventuelle dræn og grøfter i ådalen. Er det ikke muligt kan det være nødvendigt at anvende nitratbegrænsende virkemidler i det grundvandsdannende område i deloplandet til strækningen 81

Figur 6.6. Koncept for beskyttelsesstrategi for overfladevand i forhold til grundvandstilført nitrat (Dahl et al., 2005). Et indledende arbejde på at teste denne strategi er gennemført i Åkær Å oplandet (Dahl, 2008; Hinsby et al., 2008a, Dahl og Hinsby, 2008; Vindum et al., 2009). I Åkær Å oplandet er GOI Responsenheder kortlagt (afsnit 5.1 og bilag 2). Alle vandløbsstrækninger indenfor Åkær Å oplandet er født af en terrænnær grundvandsforekomst. 82

Figur 6.7. GOI Responsenheder i Åkær Å oplandet (modificeret efter Dahl, 2008) samt nitratkoncentration i vandløb og tilløb hertil som dræn, grøfter og kilder i december 2008. Koncentrationer målt i de gule punkter er mindre end den fastsatte tærskelværdi på 50 mg/l, mens koncentrationer målt i de røde punkter overskrider tærskelværdien. Nogle data er stillet til rådighed af Kolding Kommune. De røde rektangler viser ådalssstrækninger, der er beskrevet i detaljer i afsnit 5.5. For at undersøge, om GOI Responsenheder kan anvendes til konceptuelt at udpege særligt kritiske deloplande for nitratbelastning af ådalsmagasiner, er nitratkoncentrationer målt i vandløb og tilløb hertil som dræn, grøfter og kilder i Åkær Å oplandet i en vintersituation (figur 6.7). Prøvetagningspunkterne er placeret, så de repræsenterer tilstrømning fra forskellige typer af GOI Responsenheder. 83

Figur 6.8. Topografisk kort over Åkær Å oplandet, der meget groft viser fordeling af landbrug og skov. 84

Der er foretaget en samtolkning af klassifikation af GOI Responsenhed, overordnet arealanvendelse (der groft skelner mellem landbrug og skov, figur 6.8), tilstrømningsveje til ådalen (bilag 2) samt målte nitratkoncentrationer. Det fremgår af figur 6.7, at de laveste nitratkoncentrationer (< 20 mg/l) blev målt i tilløb fra GOI Responsenhed 2 og 3. Karakteristisk for disse er, at grundvandsforekomsten er helt dækket af et tykt morænelersdække, og der ikke er fysisk kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet. Arealanvendelsen i deloplandene vest for Åkær Å er halvt skov og halvt landbrug. Deloplandene består af dødislandskab, der er karakteriseret ved et småbakket terræn med mange afløbsløse lavninger, der vanskeligt afvandes ved dræning direkte til vandløbet. Grundvandet tvinges derved i stor udstrækning til at passere gennem det reducerede moræneler, hvori en stor nitratreduktion vil finde sted på vej mod vandløbet. Sådanne områder udtages dog ofte af landbrugsdriften og tilplantes med skov, der ikke gødes. Den store skovdækning er formentlig her den væsentligste årsag til de relativt lave nitratkoncentrationer i tilløbene til ådale fra disse deloplande. Afhængigt af terrænform kan GOI Responsenhed 2 og 3 dog være opdyrkede og drænede og derved tilføre høje nitratkoncentrationer direkte til tilknyttede økosystemer. I Åkær Å oplandet yder de dog en god beskyttelse og er mindst kritiske for nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. Nitratkoncentrationer i tilløb fra GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T lå i intervallet 10-50 mg/l. Karakteristisk for disse er, at grundvandsforekomsten i deloplandet er helt eller delvist dækket af et tyndere lag moræneler, og at grundvandsforekomsten har fysisk kontakt med ådalsmagasinet eller vådområdet. Arealanvendelsen i disse deloplande er hovedsageligt landbrug. Nitratkoncentrationer tyder på, at en relativt stor del af nitraten reduceres i grundvandsforekomsten, inden vandet via tilløbene når frem til ådalsmagasinerne. Data tyder således på, at GOI Responsenhed 4T, 5T og 6T yder en rimeligt god beskyttelse. De er derfor middel kritiske i forhold til nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. Meget høje nitratkoncentrationer på 50-100 mg/l blev målt i tilstrømning fra GOI Responsenhed 1, 7T og 8T. Karakteristisk for disse er, at den terrænnære grundvandsforekomst er fri (ingen dæklag), og at den har god fysisk kontakt til ådalsmagasinet eller vådområdet. Arealanvendelsen i disse deloplande er også langt overvejende landbrug. De høje nitratkoncentrationer tyder på, at redoxgrænsen ligger relativt dybt, og at der derfor ikke sker nogen særlig nitratreduktion i grundvandsforekomsten. Der forekommer stor terrænnær grundvandstilstrømning 85

til ådalsmagasinet via kildevæld og små tilløb med høje nitratkoncentrationer. Data tyder således på, at GOI Responsenhed 1, 7T og 8T yder en ringe beskyttelse. De er derfor mest kritiske i forhold til nitratbelastning af ådale, vådområder og vandløb. I disse deloplande vil tiltag til reduktion af kvælstofudvaskning fra rodzonen ved hjælp af landbrugsrelaterede virkemidler give størst reduktion i nitratbelastningen af økosystemerne. I Åkær Å lå nitratkoncentrationen omkring 30-35 mg/l, hvilket tyder på, at nitrat fra den oxiderede del af den terrænnære grundvandsforekomst under passagen af de dybere dele heraf samt under passagen af vådområder og ådalsmagasiner delvist reduceres, samt at vandløbet også modtager nitratfattigt vand fra skovarealer. GEUS har for Kolding Kommune anvendt disse principper sammen med en screening af Strømningstypen i udvalgte ådale (afsnit 5.5), til at vurdere og prioritere planlagte naturgenopretningsprojekter i Åkær Å oplandet (Dahl, 2008; Hinsby et al., 2008a; Vindum et al., 2009; Hinsby og Dahl, 2010). GOI kortlægningen viste, at der i to ud af seks planlagte områder sandsynligvis ikke vil ske en nævneværdig nitratreduktion. Kortlægningen viste endvidere, at der på den nederste strækning af Åkær Å, hvori der ikke var planlagt naturgenopretningsprojekter, sker en stor nitrattilførsel fra en fri terrænnær grundvandsforekomst via kildevæld (GOI Responsenhed 1 og 8T). Da hydrologien i ådalen langs denne strækning er næsten naturlig og domineres af overfladisk strømning (Q 2 ), kan der ikke foretages naturgenopretning (figur 5.4). Skal nitrattilførslen til vandløbet langs denne meget væsentlige strækning mindskes, er det nødvendigt at anvende nitratbegrænsende virkemidler i deloplandet til strækningen. Kolding Kommunes konklusion på undersøgelsen blev, at GOI kortlægning i kombination med nitratmålinger giver input til at foretage et mere kvalificeret skøn over, hvor naturgenopretningsindsatsen gøres bedst (Vindum et al., 2009). Kommunen anbefaler derfor, at naturgenopretningsprojekter indledes med en GOI kortlægning for at prioritere indsatsen før dyre forundersøgelser og lodsejerforhandlinger igangsættes. Da udpegning af særligt kritiske deloplande for nitratbelastning af økosystemer ved kombineret brug af GOI Responsenheder og screening af nitratkoncentrationer i vandløb og tilløb hertil kun er gennemført i Åkær Å oplandet, vil yderligere testning enten i form af tilsvarende kortlægninger i andre vandløbsoplande eller ved opnåelse af tilsvarende resultater ved modellering af nitrattransport fra rodzone til ådalsmagasin i Åkær Å oplandet øge sikkerheden ved anvendelsen af den 86

foreslåede metode. Hinsby og Dahl (2010) giver en detaljeret praktisk vejledning i anvendelsen af metoden. Kombineres det med screeninger af Strømningstypen i de ådalsmagasiner, der modtager størst nitrattilførsel (afsnit 5.5), er der udviklet et konceptuelt værktøj til udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af tilknyttede økosystemer. Værktøjet kan da anvendes på strækningsskala til at tilrettelægge en beskyttelsesstrategi og en strategi for optimering af naturgenopretningsprojekter til opnåelse af god økologisk tilstand i tilknyttede økosystemer. 6.8. Kvantitativ udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i overfladevand Den konceptuelle forståelse (afsnit 6.7) kan formentlig med stor fordel anvendes som grundlag for en numerisk modellering. Det er dog endnu ikke testet i konkrete projekter. 6.9. Konceptuel vurdering af grundvandsforekomsters kemiske tilstand baseret på miljømål om god tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Grundvandsdirektivet fastsætter som tidligere nævnt, at grundvandets kemiske tilstand skal vurderes med henblik på beskyttelse af legitime anvendelser (f.eks. drikkevand) og tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. De enkelte medlemslande skal således fastsætte tærskelværdier for forureninger i grundvandsforekomster, der sikrer at drikkevandskrav og miljøstandarder overholdes. GOI typologien vurderes at være et nødvendigt støtteværktøj ved detaljeret vurdering af grundvandsforekomsters kemiske tilstand og fastsættelse af tærskelværdier for grundvand baseret på miljøstandarder for tilknyttede økosystemer. Eksempelvis kan GOI Responsenheder, sammen med en egentlig hydrogeologisk kortlægning, anvendes til at vurdere om en given grundvandsforekomst overhovedet har hydraulisk kontakt til et vandløb (afsnit 5.1 og bilag 2). Disse principper kan også anvendes ved vurdering af kontakten mellem grundvandsforekomster og henholdsvis søer og fjorde. 87

Umiddelbart vil en grundvandsforekomst, der ingen betydelig hydraulisk kontakt har til vandløb eller andre økosystemer (Ådalstype 1 og 2, figur 2.3 og GOI Responsenhed 2 og 3, figur 6.7), have god tilstand baseret på miljøstandarder for økosystemer, ligegyldigt hvor forurenet grundvandsforekomsten er, da ingen økosystemer påvirkes negativt af udstrømmende grundvand. Samme grundvandsforekomst vil dog formentlig have ringe tilstand i forhold til drikkevandskrav. Omvendt vil en grundvandsforekomst med god hydraulisk kontakt til vandløb og andre økosystemer (Ådalstype 7 og 8 og GOI Responsenhed 7T og 8T) ofte have ringe kemisk tilstand baseret på miljøstandarder for økosystemer, da grundvandsforekomsten sandsynligvis belaster vandløbet med f.eks. for høje nitratkoncentrationer. Det er imidlertid nødvendigt, at være opmærksom på, at jorde og det allerøverste grundvand i deloplande domineret af GOI Responsenhed 2 og 3 samt til dels 4T til 6T) ofte drænes via drænrør og grøfter direkte til vandløbene (Q 4 ). Dermed kortsluttes muligheden for reduktion af nitrat og andre forureninger gennem naturlig nedbrydning i grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet, hvorved forureningen strømmer direkte ud i vandløbene. Da eksempelvis nitrat nedbrydes i iltfrie miljøer i dybere dele af grundvandsforekomster og i ådalsmagasiner med højt organisk indhold (Q 1 ), observeres normalt betydeligt højere nitratkoncentrationer i vandløb i morænelandskaberer end på smeltevandssletter, trods det forhold at høje nitratkoncentrationer forekommer hyppigere og dybere i grundvandsforekomster på smeltevandssletter end i morænelandskaber. Fokuseret udpegning af deloplande af en grundvandsforekomst med god eller ringe kemisk tilstand (samt de tilsvarende overliggende såkaldte robuste eller sårbare jorde) kræver en detaljeret hydrogeologisk kortlægning af grundvandsforekomsten med særlig vægt på hydrokemi og hydraulisk kontakt til både rodzone, ådalsmagasin og vandløb (afsnit 6.7). Den hydrauliske kontakt til ådalsmagasiner, der på strækningsskala karakteriseres i (Ådalstyper og) GOI Responsenheder, og den dominerende strømningsvej gennem ådalen til vandløbet, der på lokal skala karakteriseres i Strømningstyper, kontrollerer kvantitet og kvalitet af grundvandstilstrømningen til en vandløbsstrækning, og dermed grundvandets påvirkning af strækningen samt øvrige nedstrøms recipienter. Ovenstående forhold medfører, at GOI Responsenheder og Strømningstype er væsentlige støtteværktøjer ved en konceptuel vurdering af grundvandsforekomsters kemiske tilstand baseret på miljøstandarder for økosystemer. GOI Responsenheder leverer den på strækningsskala nødvendig basisviden for fastsættelse af tærskel- 88

værdier for deloplande af grundvandsforekomster, der påvirker specifikke vandløbsstrækninger og terrestriske økosystemer (afsnit 5.5 og 6.7; Hinsby og Dahl, 2010). 6.10. Fastsættelse af tærskelværdier for grundvandsforekomster baseret på miljømål om god tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer Fastsættelse af en generel ( middel ) tærskelværdi for alle grundvandsforekomster i et vandløbsopland kan, når tålegrænsen for et tilknyttet økosystem kendes (f.eks. i en fjord), principielt fastsættes alene udfra et detaljeret kendskab til økosystemets samlede belastning fra relevante forureningskilder (Hinsby et al., 2008b). I praksis vil datagrundlaget til dette normalt være ufuldstændigt, og der vil være behov for at kvantificere (estimere) tilstrømningen af forskellige vandtyper (iltholdigt grundvand, iltfrit grundvand, drænvand, spildevand m.m.) ved hjælp af integreret hydrologisk modellering understøttet af GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2). Når tærskelværdierne derimod skal fastsættes for specifikke (deloplande af) grundvandsforekomster, er en detaljeret konceptuel model for vand- og stofudvekslingen mellem grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og overfladevand under alle omstændigheder påkrævet. En tilstrækkeligt deltaljeret forståelse opnås ved at sammenkoble hydrokemiske observationer med GOI Responsenheder og Strømningstyper. En metode til dette er gennemgået i Hinsby og Dahl (2008). Den konceptuelle systemforståelse (afsnit 6.9) kan formentlig med stor fordel anvendes som grundlag for numerisk modellering. Det er dog endnu ikke testet i konkrete projekter. 6.11. Optimering og integration af kemisk overvågning af grundvand og overfladevand Danmark har et veludbygget og internationalt anerkendt netværk af overvågningsboringer til overvågning af kemisk tilstand i især iltfrie regionale og dybe grundvandsforekomster, der anvendes til drikkevandsforsyning. Derimod er overvågningen af iltholdige terrænnære grundvandsforekomster, der har kontakt til økosystemer, i mange tilfælde helt utilstrækkelig. Det er eksempelvis tilfældet i Odense Fjord oplandet (Hinsby et al. 2008b; Hinsby og Jørgensen, 2009). 89

I afsnit 6.9 og 6.10 er det beskrevet, hvorledes den kemiske tilstand af en given grundvandsforekomst skal vurderes på baggrund af tærskelværdier fastsat for beskyttelse af legitime anvendelser (f.eks. drikkevand) samt økosystemer. Det er ligeledes beskrevet, hvordan fastsættelse af tærskelværdier bør indregne nedbrydning og fortynding af eventuelle forureninger mellem kilden og recipienten, hvis muligt. Dette arbejde kræver store mængder af stedspecifikke data, for at strømningsveje kan identificeres og vand- og stoftransport mellem grundvand og overfladevand kan estimeres. Systemforståelsen opnået ved hjælp af GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) og Strømningstyper er helt centrale i denne sammenhæng, omend de ikke kan stå alene. Ved tilrettelæggelse af en optimeret integreret overvågning af grundvands og overfladevands tidslige og rumlige kemiske udvikling, og gensidige påvirkning kræves en god forståelse af vand- og stofudvekslingen mellem specifikke grundvandsforekomster og tilknyttede økosystemer, og dermed de hydrauliske og biogeokemiske karakteristika af ådalsmagasinet mellem disse. Kortlægning af GOI Responsenheder (afsnit 5.1 og bilag 2) og Strømningstyper er således uomgængelige, når hensigtsmæssige placeringer af overvågningsboringer, der beskriver grundvandsforekomsters påvirkning af et tilknyttet økosystem, skal udpeges. Modsat kan hensigtsmæssige lokaliteter til prøvetagning i vandløb, med henblik på kvantitativt at underbygge belastningen fra forskellige grundvandsforekomster, eller deloplande heraf, også udpeges med langt større sikkerhed, hvis kontakten mellem grundvandsforekomster og vandløbsstrækninger er kortlagt ved hjælp af GOI kortlægning. Gennemgangen i afsnit 6.9 viser, at overvågningen af grundvandsforekomsters kemiske tilstand bør tilrettelægges forskelligt i morænelandskaber og smeltevandssletter, når tilstandsvurderingen skal baseres på miljøstandarder for økosystemer. Baseres tilstandsvurderingen derimod på drikkevandskrav, kan de gældende principper i grundvandsovervågningen (GRUMO) fortsat anvendes i begge Landskabstyper. Herudover bør den integrerede overvågning af grundvand og overfladevand udføres i nøje koordination med integreret hydrologisk modellering og detaljerede målinger af vandløbsafstrømning (Jørgensen et al., 2007). 90

I dette kapitel er der fokuseret på grundvandsforekomsters interaktion med og påvirkning af overfladevand. De omtalte principper gælder dog i stor udstrækning også for interaktion med og påvirkning af afhængige terrestriske økosystemer. 91

7. Konklusion EU s Vandramme- og Grundvandsdirektiver fastsætter, at alle EU medlemslande skal opnå god tilstand for grundvand, overfladevand (akvatiske økosystemer) og vådområder (terrestriske økosystemer) senest i år 2015. EU s Habitatdirektiv fastsætter derudover, at medlemslandene skal sikre eller genoprette gunstig bevaringsstatus for naturtyper samt dyre- og plantearter af særlig betydning for naturen i EU. Direktiverne anerkender, at de enkelte vandforekomster og økosystemer ikke kan betragtes isoleret, hvilket kræver en integreret forståelse. I Danmark udmøntes dette i vand- og naturplaner, hvis indsats- og handleplaner skal koordineres i størst muligt omfang, samt baseres på EU direktiver og vejledninger. Rapporten illustrerer, at GOI typologien er et konceptuelt værktøj, der giver en nødvendig grundlæggende systemforståelse baseret på styrende forhold for vandog stofudveksling mellem grundvand, ådale og overfladevand på oplands-, stræknings- og lokal skala. Med henblik på anvendelse i vand- og naturplaner giver rapporten: En præsentation af GOI typologiens opbygning og koncepter. En praktisk vejledning i GOI kortlægning. En vurdering af GOI typologiens anvendelsesmuligheder indenfor en række problemstillinger relateret til grundvandsforekomsters kvantitative og kemiske tilstand baseret på miljømål om god økologisk og kemisk tilstand i tilknyttede akvatiske og afhængige terrestriske økosystemer. Rapporten henvender sig til miljøcentre, kommuner, regioner og rådgivere med hensigten, at give brugeren mulighed for selv at udføre GOI kortlægning. Rapporten er opbygget med to indgange. I den ene indgang præsenteres GOI typologiens opbygning, de bagvedliggende koncepter og klassifikationskriterier på tre skalaer og der gives en praktisk vejledning i GOI kortlægning på hver af skalaerne. I den anden indgang gennemgås GOI typologiens bidrag til håndtering af en række specifikke problemstillinger, der har udspring i Vandramme- og Grundvandsdirektiverne. GOI typologien anbefales således anvendt som selvstændigt værktøj til konceptuel vurdering af: Grundvandsforekomsters udveksling med ådalsmagasiner og vandløb samt strømningsfordeling gennem ådale. 92

Vandindvindings påvirkning af tilknyttede økosystemer samt grundvandsforekomsters kvantitative tilstand. Nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner. Til håndtering af følgende problemstillinger kan GOI typologien med fordel anvendes som støtteværktøj til hydrokemiske metoder og numerisk modellering. Anvendelsesmulighederne er i rapporten opdelt efter, hvorvidt det anbefales at anvende typologien eller anvendelsen er mulig: Planlægning af dataindsamling til opstilling, kalibrering og validering af numeriske modeller på forskellig skala til kvantificering af udveksling mellem grundvandsforekomster, ådalsmagasiner og vandløb, samt til vurdering af vandindvindings påvirkning af økosystemer og kvantitativ tilstandsvurdering af grundvandsforekomster. Vurdering af fortynding og nedbrydning af forurening i ådalsmagasiner og vandløbsoplande. Udpegning af kritiske deloplande for forureningsbelastning i forhold til opnåelse af miljømål i økosystemer. Vurdering af kemisk tilstand af grundvandsforekomster samt fastsættelse af tærskelværdier baseret på miljømål for økosystemer. Optimering og integration af kvantitativ og kemisk overvågning af grundvand og overfladevand baseret på miljømål i økosystemer. Der er i dag fokus på akvatiske økosystemer (vandløb, søer og kystvande) i forbindelse med tilstandvurdering af grundvandsforekomster baseret på interaktion med økosystemer. Ifølge direktiverne skal de terrestriske økosystemer imidlertid også inddrages. De er derfor også nævnt som et anvendelsesområde for GOI typologien, selvom der i øjeblikket generelt ikke fokuseres på dem på grund af manglende viden. Effekter af klimaændringer på det hydrologiske kredsløb er en yderligere relevant problemstilling, hvor en bedre konceptuel og kvantitativ forståelse af interaktion mellem grundvand og overfladevand er stærkt påkrævet. GOI typologien vurderes også her at have et stort potentiale som støtteværktøj ved fremtidige vurderinger af klimaændringers påvirkning af grundvand og afhængige økosystemer. 93

Referencer Appelo, C.A.J., and Postma, D. (2005): Geochemistry. Groundwater and Pollution, Balkema. Alexander, R. B., Bohlke, J.K., Boyer, E.W., David,.M.B., Harvey, J.W., Mulholland, P.J., Seitzinger, S.P., Tobias, C.R., Tonitto, C. og Wollheim, W.M. (2009): Dynamic modeling of nitrogen losses in river networks unravels the coupled effects of hydrological and biogeochemical processes, Biogeochemistry 93(1-2): 91-116. Banke, M. (2005): Metode til estimering af strømningsfordeling i ådale. Kandidatafhandling fra Geologisk Institut, Københavns Universitet. Bismo, M. og Rasmussen, S.H. (2007): Konsekvensvurdering af vandindvinding i Volsted Plantage. Dynamisk grundvandsmodellering af de hydrologiske forhold i et nærliggende rigkær. Kandidatopgave fra Aalborg Universitet. Bruhn, B., Hansen, J.W., Pollas, K.M., Sørensen, B., Thorsen, M., Bijl, L., Refsgaard, J.C. (2008): Anvendelse af ny teknologi i overvågning af natur og miljø. Byog Landskabsstyrelsen. (http://www.blst.dk/overvaagning/revision_overvaagning) Brüsch, W. og Nilsson, B. (1993). Nitrate transformation and water movement in a wetland area. Hydrobiologia 251: 103-111. Conant Jnr, B., Cherry, J.A og Gillham, R.W (2004): A PCE groundwater plume discharging into a river: influence of the streambed and near-river zone on contaminant distributions. Journal of Contaminant Hydrology 73: 249-279. Dahl, M. (1995): Flow dynamics and water balance in two freshwater wetlands. PhD afhandling. Københavns Universitet og Danmarks Miljøundersøgelser. Dahl, M. (2008): GOI kortlægning og beskyttelsesstrategi i naturgenopretningsområder i Åkær Å oplandet. Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse Rapport 2008/20. Dahl. M. og Hinsby, K. (2008): GSI typology Typology of Groundwater / Surface water Interaction. Proceedings fra EU Groundwater Conference. Policy Developments. Good Status Objectives and Integrated Management Planning. 13-15 November, Paris, Frankrig: 146-156. 94

Dahl, M. og Hinsby, K. (2009). Anvendelsesmuligheder for GOI typologien. ATV Jord og Grundvand. Grundvand/overfladevand-interaktion den 27/1-2009, Schæffergården, Gentofte: 41-48. http://www.atv-jord-grundvand.dk. Dahl, M., Hinsby, K. og Refsgaard, J.C. (2010): Beskyttelse af vådområder og overfladevand. Vand og Jord (1). Dahl, M., Langhoff, J. H., Kronvang, B., Nilsson, B., Christensen, S., Andersen, H.E., Hoffmann, C.C., Rasmussen, K.R., Platen-Hallermund, F.v og Refsgaard, J.C. (2004): Videreudvikling af ådalstypologi Grundvand-Overfladevand Interaktion (GOI). Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 16. Dahl, M., Nilsson, B., Langhoff, J.H. og Refsgaard, J.C. (2007): Review of classification systems and new multi-scale typology of Groundwater Surface water Interaction. Journal of Hydrology, 344: 1-16. Dahl, M., Nilsson, B., Platen-Hallermund, F.v., Banke, M., Engesgaard, P., Sonnenborg, T., Wohlfeil-Müller, D.-I., Fuglsang, A., Tornbjerg, H., Ovesen, N. B., Kronvang, B. og Christensen, S. (2005): Afslutning af ådalstypologi. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen, nr. 17. Devito, K., Creed, I., Gan, T., Mendoza, C., Petrone, R., Silins, U. og Smerdon, B. (2005): A framework for broad-scale classification of hydrologic response units on the Boreal Plain: is topography the last thing to consider?. Hydrological Processes 19: 1705-1714. Ejrnæs, R., Andersen, D.K., Baattrup-Pedersen, A., Christensen, B.S., Damgaard, C., Nygaard, B., Nilsson, B., Johansen, O.M., Dybkjær, J.B. (2010): Hydrologiske og vandkemiske forudsætninger for en god naturtilstand i grundvandsafhængige terrestriske økosystemer. Notat fra Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. Ejrnæs, R. og Nygaard, B. (2009): Grundvand og terrestriske økosystemer styrende forhold for naturtilstand. ATV Jord og Grundvand. Grundvand/ Overfladevand-interaktion den 27. januar, Schæffergården, Gentofte: 17-22. http://www.atv-jord-grundvand.dk. 95

European Commission (2009): Guidance on Groundwater Status and Trend Assessment. Guidance Document No 18. Technical Report 2009-026. ISBN 978-92-79-11374-1. European Communities, Luxembourg. Hansen, B., Mossin, L., Ramsay, L., Thorling, L., Ernstsen, V., Jørgensen, J. og Kristensen, M. (in prep.): Kemisk grundvandskortlægning. Geo-vejledning nr 6. Særudgivelse GEUS. Hansen J.R. (2006): Nitrate modelling at catchment scale. PhD thesis. Geological Survey of Denmark and Greenland, 2006/69. Hansen, J. R., J. C. Refsgaard, V. Ernstsen, S. Hansen, M. Styczen og R. N. Poulsen, 2009. An integrated and physically based nitrogen cycle catchment model, Hydrology Research, 40(4), 347-363. Henriksen, H.J. og Sonnenborg, A. (2003): Ferskvandets kredsløb. NOVA 2003 Temarapport. GEUS. (http://www.vandmodel.dk). Hinsby, K. og Dahl, M. (2009): Tærskelværdier for grundvand baseret på miljømål for afhængige økosystemer. ATV Jord og Grundvand. Grundvand/Overfladevandinteraktion den 27. januar, Schæffergården, Gentofte: 41-48. http://www.atv-jordgrundvand.dk. Hinsby, K. og Dahl, M. (2010). Udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning af økosystemer via grundvandsforekomster. Rapport fra By- og Landskabsstyrelsen. Hinsby, K. og Jørgensen, L.F. (in press): Groundwater monitoring in Denmark and the Odense Pilot River Basin in relation to EU legislation. In: Ph. Quevauviller et al. (eds.): Groundwater quality assessment and monitoring, Wiley: 209-224. Hinsby, K., Dahl. M. og Nygaard, E., (2008a): Karakterisering af ådalsmagasinet langs Åkær Å. Grundvand Overfladevand Interaktion (GOI-2). Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse Rapport 2008/5. Hinsby, K., Melo, T.C, de og Dahl, M. (2008b): European case studies supporting the derivation of natural background levels and groundwater threshold values for 96

the protection of dependent ecosystems and human health. Science of the Total Environment 401: 1-20. Hoffmann, C.C., Berg, P., Dahl, M., Larsen, S.E., Andersen, H.E. og Andersen, B. (2006): Groundwater flow and transport of nutrients through a riparian meadow Field data and modelling. Journal of Hydrology 331: 315-335. Hunt (1999): Unsteady stream depletion from ground water pumping. Ground Water, 37(1): 98-102. Jensen, J.B., Johansen, O.M. og Simonsen, M. (2007): Modellering af interaktion mellem grundvand og overfladevand. ATV Jord og Grundvand. Grundvandsmodeller for modelfolk, 8/11-2007, Schæffergården, Gentofte. Jørgensen, F., Kristensen, M., Højberg, A.L., Klint, K.E.S., Hansen, C., Jordt, B.E., Richardt, N. og Sandersen, P. (2008): Opstilling af geologiske modeller til grundvandsmodellering. Geovejledning 3. De Nationale Geologiske Undersøgelser for Danmark og Grønland, Ministeriet for Klima og Energi. Jørgensen L.F., Refsgaard J.C. og Højberg A.L. (2007): Joint use of monitoring and modelling. Water Science and Technology 56: 21-29. Kidmose, J. (2007): Modellering af strømning og stoftransport i et vådområde. Kandidatafhandling fra Geologisk Institut, Københavns Universitet. Kidmose, J., Dahl, M., Engesgaard, P., Nilsson, B., Christensen, B. og Jensen, S. (submitted): Experimental and numerical study of the relation between flow paths and fate of a pesticide in a riparian wetland. Journal of Hydrology. Klijn, F og Witte, J.-P.M. (1999): Eco-hydrology: groundwater flow and site factors in plant ecology. Hydrogeology Journal 7: 65-77. Kumar, M., Ramanathan, A. og Keshari, A.K. (2009): Understanding the extent of interactions between groundwater and surface water through major ion chemistry and multivariate statistical techniques, Hydrological Processes 23(2): 297-310. 97

Langhoff, J.H., Rasmussen, K.R. og Christensen, S. (2006): Quantification and regionalization of groundwater-surface water interaction along an alluvial stream. Journal of Hydrology 320: 342-358. Nilsson, B., Refsgaard, J.C., Dahl, M., Møller, I., Kronvang, B., Andersen, H.E., Hoffmann, C.C., Christensen, S., Langhoff, J.H., Rasmussen, K.R. (2003): Hydrokemisk interaktion mellem Grundvand og Overfladevand (HYGRO). En metode til klassificering af ådale i typeområder. Arbejdsrapport nr. 10 fra Miljøstyrelsen. www.mst.dk/udgiv/publikationer/2003/87-7972-500-7/pdf/87-7972- 501-5.PDF Postma D., Boesen C., Kristiansen H. and Larsen F. (1991). Nitrate reduction in an unconfined sandy aquifer water chemistry, reduction processes, and geochemical modeling, Water Resources Research 27: 2027-2045. Rivett, M.O., Smith, J.W.N., Buss, S.R. og Morgan, P. (2008): Nitrate occurance and attenuation in the major aquifers of England and Wales. Quarterly Journal of Engineering Geology and Hydrogeology 40: 335-352. Simonsen, M.N. og Johansen, O.M. (2007): Detailmodellering og vurdering af vandindvindingsrelaterede konsekvenser for sårbart vådområde. Anvendelse og test af simple feltmetoder. Specialerapport fra Aalborg Universitet. Smed, P. (1982): Landskabskort over Danmark. Geografforlaget. SNS (2003): Vandmiljøplan II. Genopretning af vådområder. www.sns.dk/landhav/vandmilplan/ sns-web/haefte2/haefte2.htm. Skov- og Naturstyrelsen. Sonnenborg, T.O. og Henriksen, H.J. (2005): Håndbog I grundvandsmodellering. GEUS rapport nr. 80. Stang, O. (1982): Stream depletion by wells near a superficial, rectilinear stream. Proceedings fra Nordisk Hydrologisk Konference i Vemdalen 10-16 august. UNGI Rapport Nr. 53: 359-369. Toth, J. (1963): A theoretical analysis of groundwater flow in small drainage basins. Journal of Geophysical Research 68: 4785-4812. 98

Villumsen, B., Ullum, M. og Martinez, K. (2007): Revision af udpegning af grundvandsforekomster i Danmark. COWI A/S. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 6. Vindum, J., List, M., Olsen, H.-M. og Dahl. M. (2009): Nitratreduktion og naturgenopretning i Åkær Å oplandet til beskyttelse af Natura 2000 området Lillebælt. ATV Jord og Grundvand. Grundvand/overfladevand-interaktion den 27/1-2009, Schæffergården, Gentofte: 49-56. http://www.atv-jord-grundvand.dk. Winter, T.C. (2001): The concept of hydrologic landscapes. Journal of the American Water Resources Association, Vol. 37(2): 335-349. 99

Bilag 1. Borebeskrivelsesskema Dato: Beskrivere: Vandløb: Transsekt: Station: Piezometerdybder (cm u.t.): Beskrivelse af placering, vegetation, hældning, grundvandsstand (cm u.t.) og andre hydrologiske indikatorer: Placeringen indtegnes på medbragt orthofoto. UTM-X: UTM-Y: Kote: Dybde under Sedimenttype Organisk indhold Farve terræn (cm) Primær Sekundær (< 3 eller > 3 %) Bemærkninger 100

101

Bilag 2. GOI Responsenheder I den oprindelige GOI typologi (Dahl et al., 2007) klassificerer Ådalstyper den hydrogeologiske opbygning nær ådalen. Ådalstyperne er velegnede til at karakterisere den kvantitative udveksling mellem grundvandsforekomster og økosystemer. De er derimod ikke så velegnede til at karakterisere den kemiske udveksling. Da nitratbelastning af tilknyttede økosystemer tilføres via helt terrænnært iltholdigt grundvand eller drænvand, er det ved udpegning af kritiske deloplande for nitratbelastning centralt at kunne udpege deloplande, hvor disse tilstrømningsveje til økosystemerne dominerer. Fordelingen mellem drænvandstilstrømning, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning til økosystemer styres primært af den hydrogeologiske opbygning i det bidragende delopland helt op til det nærmeste vandskel. Ådalstyperne blev derfor i Dahl (2008) videreudviklet til Hydrologiske Responsenheder, der her omdøbes til GOI Responsenheder. I GOI Responsenhederne karakteriseres den hydrogeologiske opbygning helt op til vandskellet. Definitionen af GOI Responsenheder bygger på arbejder af Winter (2001) og Devito et al. (2005). Klimaet i Danmark er fugtigt (N > Ep) og tempereret og varierer kun lidt indenfor vandløbsoplande. Indledningsvist er det derfor ikke betydningsfuldt at tage hensyn til dette i definitionen af GOI Responsenheder i Danmark. Det væsentligste karakteristika at definere GOI Responsenheder udfra er derfor hydrogeologisk opbygning i deloplande til strækninger af ådale med deres tilhørende vandløb. I lighed med Ådalstyperne defineres GOI Responsenheder ved en kombination af hydrogeologisk opbygning i deloplandet og type af bidragende grundvandsforekomst. Der skelnes her ligeledes mellem terrænnær (oprindeligt lokal) og regional grundvandsforekomst. GOI Responsenheder opdeler således et vandløbsopland i deloplande, der har en sammenlignelig hydrogeologisk opbygning, omfatter et helt strømningssystem fra grundvandsdannelse til udstrømning i et tilknyttet økosystem, og forventes at have en overordnet sammenlignelig fordeling mellem drænvandstilstrømning, terrænnær og dybere grundvandstilstrømning til økosystemer. GOI Responsenhederne forventes derfor at kunne anvendes på strækningsskala til at karakterisere både den kvantitative og den kemiske udveksling mellem en grundvandsforekomst og et tilknyttet økosystem. 102

Figur B.2.1. GOI Responsenheder. T og R svarer til henholdsvis terrænnær og regional grundvandsforekomst. Pilene angiver forventede strømningsveje til ådalsmagasinet. Drænvandstilstrømning er dog ikke vist. Hydrogeologiske opbygninger Der er defineret otte typer af hydrogeologiske opbygninger vist i figur B.2.1. De hydrogeologiske opbygninger er nummereret fra 1 til 8 og navngivet dels udfra kontakten mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet (afbrudt, helt dækket, bund, perimeter, side), dels udfra tilstedeværelsen af et dæklag (dækket) eller fraværet af et sådant (fri), eller tilstedeværelsen af terrænnære magasiner i baglandet. 6 Side, dækket angiver således, at der er kontakt mellem grundvandsforekomsten og ådalsmagasinet langs siden af dette, samt at grundvandsforekomsten er dækket i baglandet. Grundvandsforekomster Sammensættes de hydrogeologiske opbygninger med enten terrænnære (T) eller regionale (R) grundvandsforekomster, hvor det er væsentligt at skelne mellem disse, opstår der 13 typer af GOI Responsenheder angivet i figur B.2.1. Et eksempel på navngivning er 6L Side, dækket/terrænnær og 6R Side, dækket/regional. 103

I de terrænnære GOI Responsenheder afgrænses deloplandet af topografiske vandskel. I de regionale GOI Responsenheder afgrænses deloplandet derimod af vandskel i det regionale potentiale. Kortlægningsmetode Ved kortlægning af GOI Responsenheder optegnes først geologiske tværprofiler på langs og tværs af vandløb. I profilerne sammenstilles data om geologi, filterdybder og vandspejlsdata fra boringer i GEUS s Jupiter database, udtræk fra GEUS s jordartskort (1:25.000) samt terrænkote. Figur 3.1 viser et eksempel på udtræk og hydrogeologisk tolkning af udbredelsen af en terrænnær og en regional grundvandsforekomst med deres tilhørende henholdsvise grundvandsspejl og hydrauliske potentiale. Det fremgår herudfra hvilken type af grundvandsforekomst, der føder økosystemerne. Herefter optegnes vandskel mellem nabo vandløbsgrene. Hertil anvendes for terrænnære grundvandsforekomster topografiske højdekurver (tilnærmet grundvandsspejl). For regionale grundvandsforekomster anvendes et regionalt ækvipotentialekort. I næste skridt afgrænses langs hver enkelt vandløbsgren topografiske deloplande med homogene hydrogeologiske opbygninger svarende til figur B.2.1 på basis af jordartkort med højdekurver (figur 3.2) og ovenstående geologiske profiler på langs og tværs af vandløbet. Til sidst klassificeres deloplandene i GOI Responsenheder ved at sammensætte hydrogeologiske opbygninger med type af bidragende grundvandsforekomst. Karakteristik Nedenfor er GOI Responsenheder karakteriseret ifølge figur B.2.1. Afbrudt, terrænnær i opland (1). Et impermeabelt lag mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin forhindrer grundvandsudveksling mellem dem. Over dæklaget er der en fri terrænnær grundvandsforekomst, der via kildevæld og småløb bidrager med overfladenært grundvand til ådalsmagasinet. Afbrudt (2). Et impermeabelt dæklag mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin forhindrer grundvandsudveksling mellem dem. Overfladenært grundvand og drænvand bidrager til ådalsmagasinet fra dæklaget. 104

Helt dækket (3). Et lavpermeabelt dæklag mellem en grundvandsforekomst og et ådalsmagasin dækker grundvandsforekomsten helt, men laget tillader en lille grundvandsudveksling mellem dem. Overfladenær grundvands- og drænvandstilførsel fra dæklaget bidrager også til ådalsmagasinet. Bund, dækket/terrænnær (4T) eller regional (4R). En grundvandsforekomst er i kontakt med et ådalsmagasin langs bunden af dette, hvor dybere grundvandsudveksling finder sted. I oplandet er grundvandsforekomsten helt eller delvist dækket af et lavpermeabelt lag, hvorfra terrænnært grundvand og drænvand kan tilføres ådalsmagasinet. Grundvandsforekomsten er henholdsvis terrænnær eller regional. Perimeter, dækket/terrænnær (5T) eller regional (5R). En grundvandsforekomst er i kontakt med et ådalsmagasin langs hele perimeteren (bund og sider), hvor dybere grundvandsudveksling finder sted. I oplandet er grundvandsforekomsten helt eller delvist dækket af et lavpermeabelt lag, hvorfra terrænnært grundvand og drænvand kan tilføres ådalsmagasinet. Grundvandsforekomsten er henholdsvis terrænnær eller regional. Side, dækket/terrænnær (6T) eller regional (6R). En grundvandsforekomst er i kontakt med et ådalsmagasin langs siden af ådalsmagasinet, hvor grundvandsdybere grundvandsudveksling finder sted. I oplandet er grundvandsforekomsten helt eller delvist dækket af et lavpermeabelt lag, hvorfra terrænnært grundvand og drænvand kan tilføres ådalsmagasinet. Grundvandsforekomsten er henholdsvis terrænnær eller regional. Side, fri/terrænnær (7T) eller regional (7R). En fri grundvandsforekomst er i kontakt med et ådalsmagasin langs siden af ådalsmagasinet, hvor terrænnær grundvandstilførsel finder sted. Grundvandsforekomsten er henholdsvis terrænnær eller regional. Perimeter, fri/terrænnær (8T) eller regional (8R). En fri grundvandsforekomst er i kontakt med et ådalsmagasin langs hele perimeteren (bund og sider), hvor terrænnær og dybere grundvandstilførsel finder sted. Grundvandsforekomsten er henholdsvis terrænnær eller regional. 105

Eksempel i Åkær Å oplandet Figur B.2.2 viser et eksempel på kortlægning af GOI Responsenheder indenfor Åkær Å oplandet. Indenfor dette opland på omkring 50 km 2 er alle hydrogeologiske opbygninger repræsenteret. Hvor det er relevant, er de født af en terrænnær grundvandsforekomst. Figur B.2.2. Klassifikation af GOI Responsenheder i Åkær Å oplandet (Modificeret efter Dahl, 2008). 106