RISIKOBEREGNING MED BRIBE FOR BNBO ROSKILDE KOMMUNE

RISIKOBEREGNING MED BRIBE FOR BNBO ROSKILDE KOMMUNE Bilag 2

RISIKOBEREGNING MED BRIBE FOR BNBO ROSKILDE KOMMUNE Revision 01 Dato 06-02-2014 Udarbejdet af Flemming Damgaard Christensen Kontrolleret af Marlene Ullum & Jeanne Kjær Godkendt af Flemming Damgaard Christensen Beskrivelse Risikoberegning med BRIBE, som en del af risikovurdering indenfor BNBO Ref. 1100007049 Rambøll Hannemanns Allé 53 DK-2300 København S T +45 5161 1000 F +45 5161 1001 www.ramboll.dk

INDHOLD 1. Indledning 1 2. Beregningsmodel 1 2.1 Beskrivelse af beregningsmodellen 1 3. Risikoberegning 2 3.1 Hydrogeologiske scenarioer 2 3.2 Spildscenarioer og typestoffer 4 3.2.1 Jordvarme 4 3.2.2 Pesticider 5 3.2.3 Oliestoffer 6 3.2.4 Spildevand 7 3.3 Resultater 7 3.3.1 Horisontale jordvarmeanlæg 7 3.3.2 Pesticider Bentazon og MCPA 9 3.3.3 Resultat for oliestoffer (naphthalen) og spildevand (nonylphenol) 10 4. Opsummering 10 5. Referencer 12

1 1. INDLEDNING Risikoberegningerne i dette notat er foretaget i beregningsmodellen BRIBE, hvor koncentrationsudviklingen i en boring beregnes ved at lave en række antagelser og forsimplinger. Til trods for dette er beregningerne ganske anvendelige til at vurdere om uheld eller spild ved håndtering af potentielle risikostoffer kan forårsage problemer enten i grundvandsmagasiner eller ved indvindingsboringer. 2. BEREGNINGSMODEL Beregningsmodellen, der anvendes til risikovurderingerne i dette notat er en modificeret udgave af programmet BRIBE. BRIBE (beregningsværktøj til risikovurdering af forureninger i boringsnære beskyttelsesområder) er et værktøj, som COWI har udviklet for Aarhus Kommune med støtte fra Naturstyrelsen og programmet anvendes til støtte for risikovurdering af hvorvidt spild af forskellige forureningskomponenter i Boringsnære Beskyttelsesområder (BNBO) forårsager forurening af vandforsyningsboringer. Den nyeste version af programmet sammen med dokumentationen kan hentes på KTC s netværksside (http://netvaerk.ktc.dk/netvaerk/erfagruppe-bnbo). Til brug i dette notat er der udført følgende justeringer af modellen: Koden er modificeret, således at det er brugeren, der styrer nedbrydningshastigheden i hele profilet for andre stoffer end pesticider og tungmetaller. Logfiler og outputfiler er modificerede, så der bedre kan regnes på scenarier 2.1 Beskrivelse af beregningsmodellen Beregningsmodellen beskrives kort her og for en mere uddybende forklaring henvises der til dokumentationen og brugervejledningen til programmet /10/. Beregningerne bygger på en antagelse om vertikal stempelstrømning i et lodret profil ned til grundvandsmagasinet, hvorfra der indvindes. Den vertikale stempelstrømning sker med en porehastighed bestemt af nettonedbøren og sedimentets porøsitet og der tages således ikke højde for horisontale strømninger i eksempelvis sekundære magasiner eller til dræn. Modellen kan derfor overvurdere forureningstransporten ned til grundvandsmagasinet. Dette kan delvis imødegås ved at justere nettonedbøren til at svare til grundvanddannelsen til magasinet. I modellen antages det, at spildet fordeler sig jævnt i den øverste meter under terræn og derved kan spildarealet beregnes ud fra spildmængden. Det er programmets standardværdi at benytte værdien 1 meter under terræn, men det er muligt at ændre denne dybde. Ved nærværende beregninger fastholdes programmets standard, hvilket skyldes, at der ved et (kraftigt) spild vil ske en hurtig nedadrettet strømning, modsat ved eksempelvis normal udspredning af pesticider, hvor kun de øverste cm opfugtes. Den maksimale koncentrationen ved indvindingsboringen beregnes ved en simple massebalance:, =. ligning 1 Å

2 Hvor, er den beregnede maksimale koncentration i indvindingsboringen [mg/l]. er den maksimale koncentration under spildstedet netop under bunden af dæklaget [mg/l] N er den anvendte Nettonedbør/grundvandsdannelse [m/år] A spild er spild arealet [m 2 ] Q Årlig indvinding er den årlig indvinding [m 3 /år] Det understreges, at der er tale om en meget simpel numerisk beregningsmodel, der bygger på flere antagelser. Der kan derfor ikke forventes eksakte beregningsresultater, men modellen giver under de givne omstændigheder realistiske størrelsesordener, som kan anvendes eksempelvis i prioriterings- eller beslutningsøjemed. 3. RISIKOBEREGNING 3.1 Hydrogeologiske scenarioer Der er i BRIBE-modellen indlagt en maksimal afstand på 30 meter fra overfladen til grundvandsmagasinet, hvorfra der indvindes. De øverste 3 meter antages at være umættet zone, hvor der er oxiderede forhold. De 30 meter består af varierende mægtigheder af sand og moræneler. Moræneleret er i modellen placeret lavest i profilen og der simuleres med forskellige mægtigheder af moræneler og mægtigheder af sand således, at den samlede tykkelse altid er 30 meter, se figur 3.2 og tabel 3.1. Der er regnet på 7 scenarier med forskellige mægtigheder af moræneler og sand i beregningerne. Scenario Mægtighed af moræneler (m) Mægtighed af sand (m) Scenario 1 30 0 Scenario 2 25 5 Scenario 3 20 10 Scenario 4 15 15 Scenario 5 10 20 Scenario 6 5 25 Scenario 7 0 30 Tabel 3.17 scenarier med forskellige mægtigheder af moræneler over grundvandsmagasinet Sediment Tør bulk densitet (kg/l) Effektiv porøsitet (-) Dispersivitet (m) Hydraulisk ledningsevne * (m/s) Sand 1,46 0,2 1,0 5,0 10-5 Moræneler 1,62 0,1 2,5 2,5 10-7 * Hydraulisk ledningsevne anvendes ikke i modellen. Tabel 3.2 Parametre anvendt i modellen for moræneler og sand. I BRIBE-simuleringerne er den væsentligste forskel mellem sand og moræneler porøsiteten, idet porøsiteten er 20 % for sand og 10 % for moræneler og derved bliver transporthastigheden igennem moræneleret dobbelt så hurtigt som igennem sandet ved samme nettonedbør/grundvandsdannelse og samme sorptionsegenskaber. Derved er der længere tid til nedbrydning i sandlagene end i morænelerlagene og dermed vil BRIBE give en større risiko ved meget moræneler i profilet end ved et sandet profil. Dette stemmer ikke overens med, at et leret dæklag typisk giver en bedre beskyttelse end et mere sandet dæklag, men det skyldes, at den

3 hydrauliske ledningsevne er væsentlig lavere for lerede sedimenter end for sandede sedimenter og derved bliver grundvandsdannelsen generelt lavere for lerede profiler. Der regnes på 3 nedbørscenarioer; lav til middel grundvandsdannelse på 100 mm/år, høj grundvandsdannelse på 250 mm/år og meget stor nettonedbør/grundvandsdannelse på 500 mm/år. Ved de høje grundvandsdannelser vil dæklaget bestå af mindre lerlag, idet der skal en betydelig hydraulisk gradient til at presse eksempelvis 500 mm/år igennem ler med hydraulisk ledningsevne på 1 10-6 til 1 10-8 m/s. Figur 3.1 viser dybden til top af filter for indvindingsboringer, hvor der er 6 boringer (206.174; 206.561;206.831;206.819;199.404 og 199.290) med 0 meter ned til filter og 14 boringer uden oplysninger (206.592; 200.3688; 206.90I; 206.90K; 206.90N; 206.90T; 199.1076; 206.1234; 206.1224; 206.1229; 199.789; 206.282A; 206.282B; 206.1284; og 199.1047). Boringer, hvor der ikke er opgivet oplysninger, indgår ikke i den statistiske beregning, mens boringer med 0 meter ned til filter er medtaget. Boringer med 0 meter ned til filter er typisk ældre boringerne, som fremstår uforet i Jupiter databasen. Uforede boringer udgør ofte en betydelig risiko, grundet mulighed for indsivning af overfladenær vand til drikkevandsboringen. Ved at vælge 30 meter som dybden til grundvandsmagasinet udgør BRIBE beregningerne en konservativ betragtning for boringer med dybde til grundvandsmagasinet over 30 meter. Da der er en del boringer med en filter indtag i mindre end 30 meter ses der ligeledes på resultater med dybder 3, 5, 10, 15 og 20 meter. Dybde Gennemsnitlig dybde Median dybde 10 % Fraktilen 25 % Fraktilen 75 % Fraktilen Top af filter [m.u.t] Figur 3.1 Dybde til top af filter i boringer, der er beregnet BNBO for. Filteroplysninger er hentet i Jupiterdatabasen I beregningerne udtages derfor de maksimale koncentrationer under spildstedet i dybder 3, 5, 10, 15 20, 25 og 30 meter under terræn og ved hjælp af disse koncentrationsniveauer beregnes de maksimale koncentrationer i en indvindingsboring med en årlig indvindingsmængde på ~33 ~35 ~17 ~22 ~42

4 100.000 m 3 /år efter ligning 1. Dvs. at der beregnes maksimale koncentrationsniveauer for magasiner med dæklag fra 3 meter op til 30 meter. Q [m 3 /år] Total dybde 30 meter Oxideret 3m Varierende mægtigheder af sand Oxideret 3 m Varierende mægtigheder af moræneler Magasin, hvorfra der indvindes Figur 3.2 Hydrologiske opsætninger af BRIBE for risikovurderingen. Den samlede dæklagstykkelse er 30 meter, men med varierende mægtigheder af sand og moræneler 3.2 Spildscenarioer og typestoffer 3.2.1 Jordvarme I denne risikovurdering ses der på jordvarmeanlæg, hvor varmeoptagesystemet er baseret på brine (blanding af vand og frostvæske) samt anlæg, der enten er horisontale anlæg (jordslanger), som er nedgravet til max 5 meters dybde jf. jordvarmebekendtgørelsen /5/ eller vertikale anlæg, som eksempelvis kan være boret ned til 80-100 meter under terræn. De vertikale anlæg kan således være i direkte kontakt med grundvandsmagasinet, hvorfra der indvindes vand. Ifølge jordvarmebekendtgørelsen /5/ skal et horisontalt anlæg med brine etableres mindst 50 meter fra et alment eller ikke-alment vandforsyningsanlæg, og mindst 5 meter fra et andet vandforsyningsanlæg, mens et vertikalt anlæg skal etableres mindst 300 meter fra et alment eller ikke-alment vandforsyningsanlæg og mindst 50 meter fra et andet vandforsyningsanlæg. Stoftype Der må højst anvendes 35 % frostsikringsmiddel i brinen og der må kun anvendes følgende stoffer/1/: 1) Ethanol eller IPA-sprit (ethanol denatureret med 10 % isopropanol), eller 2) Ethylenglycol eller propylenglycol med udtømmende deklaration af indholdet af antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer. I risikovurderingen ses der på stoffet IPA-sprit, som typisk ikke indeholder tilsætningsstoffer. Stoffet forventes ikke at sorbere til jorden og det antages, at der sker nedbrydning i den umættede zone (antaget oxiderede forhold) og i den mættede zone. Der anvendes en lineær nedbrydning uden lagfase med en halveringskonstant på 50 dage i de øvre lag under umættede

5 forhold (oxiderede forhold) og en halveringstid på 200 dage under mættede forhold. Informationen omkring nedbrydning og sorption er indhentet fra /6/ og der er anvendt de øvre grænser angivet i /6/. Spildets størrelse Ved et horisontalt jordvarmeanlæg for parcelhuse anvendes der, afhængig af husets størrelse og isoleringsgrad, fra 200 til 600 meter slanger (Ø40 PEL) som indeholder 170-510 liter væske med en frostvæske på 35 % indhold (vol/vol) og svarer til ca. 60-180 liter. I risikovurderingen er spildets størrelse sat til 180 liter IPA, hvilket svarer til et stort anlæg for et parcelhus. Da der laves betydeligt større anlæg til store ejendomme til produktionsbygninger, beboelsesejendomme, landbrug, liberalt erhverv mv. er det som worst case fint at regne på denne mængde. Endvidere regnes der ikke med afværgeforanstaltninger. Der er ikke regnet med BRIBE for de vertikale jordvarme anlæg. Disse anlæg kan gennemskære det aktuelle grundvandsmagasin, hvorfra der indvindes. Der er derfor følgende risikoelementer: Læk fra det termiske anlæg kan medføre spredning af brine direkte i magasinet Mange boringer kan medføre Schweizerost og dermed flere veje til magasinet for pesticider og andre miljøfremmede stoffer Dårligt udførte og vedligeholdte boringer kan give skorstenseffekt Opvarmning af magasinet kan ændre kemiske og biologiske forhold i grundvandsmagasinet Grundet disse risikoelementer vurderer vi, at kommunerne ikke bør tillade vertikale jordvarmeanlæg inden for BNBO, uden en konkret vurdering af det pågældende anlæg. 3.2.2 Pesticider Der er valgt to typer stoffer til at repræsentere risikoen for anvendelse og håndtering af pesticider inden for hhv. landbruget (bentazon) og byområder (MCPA). Stoftype For landbruget er der valgt bentazon, som i dag anvendes til ukrudtsbekæmpelse i ærter, majs og kløver. Et spild af bentazon vurderes at være et realistisk worst case scenarie, idet stoffet grundet den tilladte dosering samt dets fysisk/kemiske egenskaber er et af de mest mobile stoffer, der anvendes i landbruget i dag. Blandt de stoffer der i dag anvendes i landbruget er bentazon det stof man hyppigst finder i grundvandet /1/. Der er ingen væsentlige nedbrydningsprodukter fra bentazon, som vurderes at være problematiske for udvaskning til grundvandet /9/. Spildets størrelse I risikovurderingen antages det, at en tank med 4000 liter opblandet sprøjtemiddel vælter på marken (~ stor marksprøjte) og der iværksættes afværgeforanstaltninger ved bortgravning af den forurenede jord. Desværre går der noget tid inden bortgravningen starter, og det er vanskeligt at afgrænse området, som er påvirket af spildet. Der er således en restmængde af pesticid i dybden uden for den mest reaktive zone i muldlaget, og områder, hvor der ikke er sket en bortgravning. Det antages, at der er en restmængde på 500 liter (~oprensning på 87 %) af sprøjtemidlet efter bortgravningen. Denne restmængde er et rent gæt, da der ikke er afrapporteret officielle data omkring oprensningsprocenter efter væltede marksprøjter. Denne type spild sker sjældent, men det sker sandsynligvis hver år et sted i Danmark, dog ikke nødvendigvis i et boringsnært område.

6 Doseringen er forskellig og afhænger af afgrøde og produkt, men i risikovurderingen antages en dosering på 0,96 kg/ha (se /4/) og der spredes mellem 110-200 l opblandet sprøjtemiddel per hektar. Dette giver en koncentration i tankvognen på mellem 4,8 g/l til 8,7 g/l. Dette er en højere koncentration end opløseligheden af det rene bentazon, hvilket må skyldes, at der er tilsat tilsætningsstoffer, der bl.a. øger opløseligheden af bentazon. I beregningerne har vi valgt, at regne med opløseligheden af det rene bentazon, som er 570 mg/l. Der anvendes nedbrydning og sorptionsparametre, som angivet for bentazon i stofdatabasen tilhørende BRIBE og som bygger på data fra /8/. Implementering af nedbrydningen følger anbefalingerne i FOCUS (EU-harmoniserede risikovurderinger, Forum for the Co-ordination of pesticides fate models and their Use)). Se nærmere beskrivelse i dokumentationen for BRIBE /10/. Stoftype For byområder er der valgt MCPA (2-methyl-4-chlorophenoxy eddikesyre), som i dag anvendes til ukrudtsbekæmpelse i både private haver (primært plænerens) samt i flere landbrugsafgrøder. Miljøstyrelsen /3/ har for 2011 opgjort, at mosmidlet jern(ii)sulfat var det mest solgte aktivstof til private med en solgt mængde på 85,2 tons. Denne mængde svarer til over 70 % af det samlede salg i 2011. Glyphosat var med 13,8 tons (17,5 tons i 2010) det næstmest solgte aktivstof, mens MCPA på tredjepladsen tegnede sig for 8,4 tons (7,1 tons i 2010). Grundet de fysik-kemiske egenskaber er stoffet blandt de mest mobile /2/ og derfor vurderes et spild af MCPA at være et realistisk worst case scenarie i forhold til privat anvendelse. Der kan dannes en mindre fraktion af nedbrydningsprodukter, der kan være relevante at medtage, se /8/, men i VAP projektet /9/ er enkle af nedbrydningsprodukter testet uden der ses betydelig udvaskning. Betydningen af nedbrydningsprodukter kan ikke inkluderes i den nuværende version af BRIBE. Der anvendes nedbrydning og sorptionsparametre, som angivet for bentazon i stofdatabasen tilhørende BRIBE og som bygger på data fra /8/. Implementering af nedbrydningen følger anbefalingerne i FOCUS (EU-harmoniserede risikovurderinger, Forum for the Co-ordination of pesticides fate models and their Use)) Se nærmere beskrivelse i dokumentationen for BRIBE /10/. Spildets størrelse I risikovurderingen vurderes det, at et spild udgøres af 1 liters ufortyndet sprøjtemiddel med koncentration af aktivstoffet på 78 g/l. Brugeren opdager ikke spildet og iværksætter derfor ikke afværgeforanstaltninger. Denne type spild må forvente at ske oftere end det omtalte spild for landbruget og det er ikke usandsynligt, at der kan foregå flere tilsvarende spild i byområder inden for BNBO. Der regnes dog kun på et spild. 3.2.3 Oliestoffer Ved risikovurderingen i forhold til oliestoffer ses der på fyringsolie, som er en forholdsvis tung olie og naphthalen er valgt som typestof. Naphthalen er i BRIBE databasen sat med en høj halveringstid (svarende til langsom nedbrydning), jf. tabel 3.3 med stofdata for oliestoffer i BRIBE. Der vurderes, at spildet er 1000 l olie. Størrelsen af olietanke til private husstande ligger omkring 1200-1800 liter.

7 Stofnavn Halveringstid [dage] K d [l/kg] Benzen 70 0,05 Toluen 14 0,18 Ethylbenzen 70 0,59 o-xylen 35 0,47 m-xylen 693 0,59 p-xylen 693 0,59 Naphthalen 10 000 0,86 Tabel 3.3 Stofdata for oliestoffer i BRIBE. K d er beregnet efter Schwarzenbach & Westalls formel /10/og gælder i større dybder. Dvs. under muldlaget og den øvre del af profilet. I de øvre jordlag er K d typisk større. 3.2.4 Spildevand Risikoen fra spildevand udgøres dels af bakteriel forurening, der kan give anledning til eksempelvis vandbårne sygdomsudbrud, samt en lang række andre stoffer og stofgrupper. Der er i risikovurderingen ikke inddraget bakteriel forurening, da denne problematik er sikret via afstandskrav i lovgivningen. Der er i stedet valgt stoffet nonylphenol som modeltypestof, som repræsenterer stoffer, der er langsomt nedbrydelige, men også sorberes i en vis grad /7/. Nonylphenol anses for at være hormonforstyrrende og kan skade forplantningsevnen samt barnet under graviditeten. Spildmængden er vanskelig at vurdere, da der mangler oplysninger om nedsivningsanlæggets belastning, men der er taget udgangspunkt i, at der kan forekomme en læk af 100 l spildevand med et indhold af nonylphenol på 1 l i en koncentration svarende til opløseligheden. 3.3 Resultater 3.3.1 Horisontale jordvarmeanlæg Tabel 3.4 viser de maksimale koncentratrationer ved de forskellige dybder under terræn for scenario 1 (moræneler i hele profilet) og scenario 7 (sand i hele profilet) for både 250 mm og 500 mm nettonedbør om året. Koncentrationen af IPA-sprit under spildområdet i de forskellige dybder under terræn er højere end drikkevandskravet på 10 µg/l, men koncentrationen ved indvindingsboringen er generelt under drikkevandskravet på 10 µg/l. Resultaterne for indvindingsboringen er kun vist for en nettonedbør på 500 mm/år, idet koncentrationerne altid er under grænseværdien for drikkevand ved lavere nettonedbør på hhv. 100 mm/år og på 250 mm/år. Ved den meget høje infiltration på 500 mm/år er det kun for scenariet med moræneler i hele profilet, at koncentrationen er over drikkevandskravet på 10 µg/l og kun med en dæklagstykkelse på 5 meter og derunder. Nedbør (mm/år) 250 500 Koncentration 3 m.u.t. 5 m.u.t 10 m.u.t 15 m.u.t 20 m.u.t 25 m.u.t 30 m.u.t i dybden (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 950 252 14 1 59,69 4,22 0,29 38 3.5 0,0 0,0 0,00 0,00 0,00 7.058 3.289 646 146 35,43 8.671 2,04 993 260 14 1 62,57 4,47 0,31 Tabel 3.4 Beregnede maksimale koncentrationer af IPA-sprit ved læk fra horisontale anlæg under spildområdet ved en nettonedbør på hhv. 250 og 500 mm/år. Gul farve viser overskridelse af drikkevandskriteriet. Dybderne angiver, hvor koncentrationerne er udtaget. F.eks. er koncentrationen ved 10 m.u.t. svarende til et dæklag på 10 meter under spildområdet.

8 Nedbør (mm/år) 500 Koncentration i dybden 3 m.u.t. 5 m.u.t 10 m.u.t 15 m.u.t 20 m.u.t 25 m.u.t 30 m.u.t 31,8 14,8 2,9 0,7 0,16 0,04 0,01 4,5 1,2 0,06 0,00 0,00 0,00 0,00 Tabel 3.5 Koncentration af IPA-sprit i indvindingsboring med en årlig indvindingsmængde på 100.000 m 3 og med en nettonedbør på 500 mm/år. Dybderne angiver dæklagstykkelsen over grundvandsmagasinet. F.eks. koncentrationen ved 10 m.u.t betyder koncentrationen i indvindingsboringen filtersat i et grundvandsmagasin med et lerdæklag på 10 meter. Hvis indvindingen kun er 10.000 m3 om året skal resultaterne multipliceres med 10, da koncentrationen afhænger lineært med indvindingsmængden Figur 3.3 viser gennembrudskurven ved bunden af 30 meter dæklag under et spildområde med henholdsvis et leret profil (30 m moræneler) og et sandet profil () og det ses, at gennembruddet er dobbelt så hurtigt med det lerede profil og derved bliver koncentrationerne også højere, da der er mindre tid til nedbrydning. Nettonedbøren/grundvandsdannelse vil dog være betydelig mindre for et leret profil end for et sandet profil, hvilket vil reducere porevandshastigheden og dermed øge nedbrydningen i det lerede profil. Ved en mindre infiltration i spildområdet vil fortyndingen ved indvindingsboringen have en større betydning. Figur 3.3 Eksempel på gennembrudskurve af IPA-sprit 30 meter under spildområdet med moræneler i hele profilet (blå) og med sand i hele profilet (rød). Begge scenarier er med en nettonedbør/grundvandsdannelse på 500 mm/år. De horisontale anlæg udgør i de fleste tilfælde ikke en betydelig trussel mod vandindvindingen, når de almindelige afstandskrav overholdes, men der er ikke beregnet på antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer. Dette skyldes, at der er meget sparsom viden om hvilke tilsætningsstoffer, der anvendes og deres egenskaber bl.a. med hensyn til nedbrydning og sorption. Der bør derfor ikke tillades horisontale anlæg indenfor BNBO med antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer uden en konkret vurdering af de aktuelle stoffer og den aktuelle geologiske beskyttelse indenfor BNBO. Miljøstyrelsen har iværksat et projekt, som bl.a. skal vurdere grundvandsrisikoen ved brug af antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer i jordvarme anlæg. Resultaterne af dette projekt forventes at foreligge efter sommer 2014.

9 3.3.2 Pesticider Bentazon og MCPA Bentazon (landbrugscase) Tabel 3.6 viser de maksimale koncentratrationer ved de forskellige dybder under terræn for scenario 1 (moræneler i hele profilet) og scenario 7 (sand i hele profilet) for både 250 mm og 500 mm nettonedbør om året. Koncentrationen af bentazon i det infiltrerende vand er meget højere end grænseværdien på 0,1 µg/l ved forskellige dybder under terræn og derfor er koncentrationen i indvindingsboringen beregnet med metoden i BRIBE (se ligning 1). Resultater er vist for nettonedbør på 100 mm/år, 250 mm/år og 500 mm/år. Nedbør (mm/år) 100 250 500 Koncentration 3 m.u.t. 5 m.u.t 10 m.u.t 15 m.u.t 20 m.u.t 25 m.u.t 30 m.u.t i dybden (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) 180 126 76 54 41 32 24 125 81 42 26 17 12 8 253 190 127 99 81 69 55 203 145 90 66 51 41 31 296 230 162 131 111 97 81 258 193 129 99 82 69 56 Tabel 3.6 Beregnede maksimale koncentration af bentazon under spildarealet for pesticidet bentazon ved nettonedbør på hhv. 100, 250 og 500 mm/år. Gul farve viser overskridelse af drikkevandskriteriet. Dybderne angiver, hvor koncentrationerne er udtaget. F.eks. koncentrationen ved 10 m.u.t. svarer til et dæklag på 10 meter under spildområdet. Nedbør (mm/år) 100 250 500 Koncentration i dybden 3 m.u.t. 5 m.u.t 10 m.u.t 15 m.u.t 20 m.u.t 25 m.u.t 30 m.u.t 0,6 0,3 0,2 0,13 0,10 0,08 0,06 0,31 0,20 0,11 0,07 0,04 0,03 0,02 1,6 1,2 0,8 0,6 0,5 0,4 0,4 1,3 0,9 0,6 0,4 0,3 0,3 0,2 3,7 2,9 2,0 1,6 1,4 1,2 1,0 3,2 2,4 1,6 1,2 1,0 0,9 0,7 Tabel 3.7 Koncentrationen af bentazon i indvindingsboringen med en årlig indvindingsmængde på 100.000 m 3. og med en nettonedbør på hhv. 100, 250 og 500 mm/år. Dybderne angiver dæklagstykkelsen over grundvandsmagasinet. F.eks. koncentrationen ved 10 m.u.t betyder koncentrationen i indvindingsboringen filtersat i et grundvandsmagasin med et dæklag på 10 meter. Hvis indvindingen kun er 10.000 m 3 om året skal resultaterne multipliceres med 10, da koncentrationen afhænger lineært med indvindingsmængden. Ved BRIBE-simuleringer er der anvendt en koncentration svarende til opløseligheden af det rene bentazon og i langt de fleste scenarioer giver dette en overskridelse af grænseværdien ved indvindingsboringen. Opløselighedskoncentrationen (0,57 g/l)er væsentlig lavere end den faktiske koncentration i marksprøjten, som er beregnet til at ligge mellem 4,8 g/l til 8,7 g/l. BRIBE-simuleringerne indikerer derfor en væsentlig risiko overfor forurening af indvindingsboringerne ved et større spild fra en marksprøjte. Uheld med større spild udgør derfor en væsentlig risiko. Selvom uheld sker sjældent, er det vigtigt med en hurtig og omhyggelig indsats ved et spild for at reducere risikoen for at ødelægge en vandforsyning. MCPA (Byområder) Eftersom MCPA-spildet er koncentreret på et lille areal med en høj koncentration på 78.000 mg/l, er de maksimale koncentrationer ved de forskellige dybder under terræn ikke vist, da disse er ganske høje. Da spildarealet er meget lille bidrager infiltrationen inden for spildarealet meget lidt i forhold til indvindingsmængden. Fortynding ved indvindingsboringen har derfor stor betydning og der ses derfor kun på koncentrationen ved indvindingsboringen.

10 Nedbør (mm/år) 100 250 500 Koncentration i dybden 3 m.u.t. 5 m.u.t 10 m.u.t 15 m.u.t 20 m.u.t 25 m.u.t 0,10 0,07 0,04 0,03 0,02 0,02 0,01 30 m.u.t 0,07 0,04 0,02 0,01 0,01 0,006 0,004 0,45 0,29 0,19 0,14 0,12 0,10 0,08 0,29 0,20 0,12 0,09 0,07 0,05 0,04 2,4 0,7 0,5 0,4 0,3 0,3 0,25 1,0 0,6 0,4 0,3 0,2 0,2 0,16 Tabel 3.8 Koncentrationen af MCPA i indvindingsboringen med en årlig indvindingsmængde på 100.000 m 3. Hvis indvindingen kun er 10.000 m 3 om året skal resultaterne multipliceres med 10, da koncentrationen afhænger lineært med indvindingsmængden For MCPA ved et spild på 1 L i en parcelhushave overskrides grænseværdien for drikkevand (0,1 µg/l) ved en infiltration på 100 mm/år kun ved et tyndt dæklag på 3 meter (moræneler), mens der ved de højere infiltrationsmængder sker oftere overskridelser i BRIBE-beregningerne. Ved 30 meter til grundvandsmagasinet er de beregnede koncentrationsniveauer mellem 0,004 til 0,25 µg/l. Disse simuleringer tager kun højde for, at spildhændelsen sker en gang, men hændelsen kan ske flere gange over en årrække eller i flere private haver indenfor BNBO. Et eller flere uheld med spild i private udgør derfor en risiko. 3.3.3 Resultat for oliestoffer (naphthalen) og spildevand (nonylphenol) BRIBE-resultaterne er ikke vist for naphthalen (oliestoffer) og nonylphenol (spildevand), idet stofferne binder sig kraftigt. Dette giver dermed en meget langsom transport ned gennem profilen og selv med en halveringskonstant sat til hele 10.000 dage (en høj værdi antaget i BRIBE, da man kun ved, at nedbrydning er langsom) udgør et spild med stofferne ikke et stort problem. Det vurderes derfor, at de nuværende krav til olietanke og spildevandsledningerne er fyldestgørende indenfor BNBO. 4. OPSUMMERING De horisontale jordvarmeanlæg udgør i de fleste tilfælde ikke en trussel mod vandindvindingen, når de lovpligtige afstandskrav overholdes. Der er dog ikke set på antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer, som kan udgøre en risiko. Horisontale anlæg inden for BNBO med antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer er ikke undersøgt og kommunerne bør afvente med at give tilladelser indenfor BNBO til Miljøstyrelsens projekt om grundvandsrisikoen ved brug af antikorrosionsmidler og andre tilsætningsstoffer i jordvarmeanlæg foreligger. Resultaterne af Naturstyrelsens projekt forventes at foreligge efter sommer 2014. De vertikale jordvarmeanlæg udgør en større risiko end de horisontale anlæg. Ikke kun på grund af risikoen for direkte spild af brine til grundvandsmagasinet, men også risikoen for lækage til grundvandsmagasinerne af de nævnte årsager i afsnit 3.2.1. Vertikale anlæg bør derfor ikke tillades uden en konkret risikovurdering af det aktuelle anlæg. BRIBE simuleringerne indikerer en væsentlig risiko ved uheld og spild med pesticider, hvor der er regnet på to typer af spild med pesticider (landbrug: Bentazon og private haveejere: MCPA). Ved begge beregninger antages det, at spildet fordeles over dybden 1 meter under terræn og derved reduceres betydningen af nedbrydning af pesticidet. Dette skyldes, at nedbrydningen er størst i de øverste 0,3 meter (muldlaget) og derefter reduceres nedbrydningen, således at halveringstiden i dybdeintervallet 0,3-0,6 m u.t. ganges med 2 og i dybdeintervallet 0,6-1 m u.t. med 3⅓ se /10/. I dybder under 1,0 m.u.t er nedbrydningen sat lavt med en halveringstid på 10.000 dage.

11 Uheld og spild af pesticider kan udgøre en risiko inden for BNBO, selvom der ikke er problemer med den regelrette anvendelse af pesticidet. BRIBE-resultaterne er ikke vist for naphthalen (oliestoffer) og nonylphenol (spildevand), idet stofferne binder sig kraftigt. Det vurderes, at de nuværende krav til olietanke og spildevandsledningerne er fyldestgørende indenfor BNBO.

12 5. REFERENCER /1/ Thorling, L., Hansen, B., Langtofte, C., Brüsch, W., Møller, R.R., og Mielby, S. 2012:Grundvand. Status og udvikling 1989 2011. Teknisk rapport, GEUS 2012 ISBN 978-87-7871-345-2, http://www.geus.dk/publications/grundvandsovervaagning/g-o- 2011 ISBN.pdf /2/ Naturstyrelsen 2014, Byudvikling of risiko for forurening af grundvand med pesticider, ISBN 78-87-7279-628-4, Udarbejdet af Rambøll for Naturstyrelsen, forventes publiceret primo 2014. /3/ Miljøstyrelsen, august 2012: Salg af pesticider til brug i private haver 2011 /4/ BASF Etikette for Fighter 480: http://www.agro.basf.dk/agroportal/dk/media/migrated/dk/productfiles/labels/labels_20 13/Fighter_480_opd.pdf /5/ Jordvarmebekendtgørelsen BEK nr. 1312 af 21/11/2013. Offentliggørelsesdato: 27-11- 2013 Miljøministeriet /6/ Miljøstyrelsen 2008: Jordvarmeanlæg Teknologier og risiko for jord- og grundvandsforurening. Miljøprojekt Nr. 1238 2008. Projektet er gennemført af COWI A/S samt Teknologisk Institut, Center for Varmepumpeteknologi. /7/ Miljøstyrelsen. Information hentet den 13/12 2013 http://www.mst.dk/virksomhed_og_myndighed/kemikalier/regulering_og_regler/faktaar k_kemikaliereglerne/nonylphenol_og_nonylphenolethoxylater.htm /8/ Pesticide Properties Database http://sitem.herts.ac.uk/aeru/ppdb/en/index.htm Data hentet den 20/12-2013 /9/ Brüsch, W. Kjær, J., Rosenbom, A.E. Juhler, R.K. Gudmundsson, L., Plauborg, F., Nielsen, C.B. og Olsen, P. (2013). The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme, Monitoring results May 1999 June 2012, ISBN 978877871336, GEUS. /10/ Cowi 2013. Beregningsværktøj til risikovurdering af forureninger indenfor BNBO. Dokumentation og Brugervejledning. Aarhus Kommune Den nyeste version af programmet sammen med dokumentationen kan hentes på KTC s netværksside (http://netvaerk.ktc.dk/netvaerk/erfagruppe-bnbo).