En Grundvandsmodel – Et Værktøj Til at Løse De Kommunale Grundvandsopgaver

EN GRUNDVANDSMODEL – ET VÆRKTØJ TIL AT LØSE DE KOMMUNALE GRUNDVANDSOPGAVER

Civilingeniør Anders Korsgaard NIRAS A/S

Geolog Merete Olsen Køge Kommune

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Køge Kommune har fået opstillet og kalibreret en lokal grundvandsmodel for hele kommunen. Modellen har givet et stærkt, troværdigt og anvendeligt værktøj til brug dels ved den overordnede forvaltning og fordeling af ressourcen, dels i forbindelse med den daglige sagsbehandling. Derudover har modellen givet et overblik over den grundvandsressource, som kommunen har ”arvet” administrationen af fra de nu nedlagte amter.

Det har været et krav fra kommunen, at modellen skulle være overskuelig og nem at anvende. Modellen skal heller ikke ende ubenyttet på en reol, og derfor er der truffet aftale med NIRAS om at opdatere modellen årligt.

I artiklen diskuteres dels de overvejelser, der ligger bag opstillingen af modellen, dels datagrundlaget i forhold til de regionale/nationale modeller.

Derudover gives konkrete eksempler på anvendelse i Køge Kommune.

BAGGRUND

Efter kommunalreformen omfatter kommunernes opgaver nu både vandplanlægning og tilladelser til vandindvinding. Det kræver indsigt og forståelse af forholdene omkring grundvands- ressourcerne.

Ikke mindst tilladelser til vandindvinding og vurderingen af indvindingens konsekvenser er en stor opgave at løfte. Vurderingerne kan være vanskelige at udføre, og konsekvenserne af at lave forkerte skøn eller beregninger kan være betydelige og en meget kostbar affære for alle parter. Kommunernes kompetencer med beregninger og vurderinger er meget forskellige og kan nødvendigvis ikke være så specialiserede, som da opgaverne var fordelt på flere hænder i amterne

Helt aktuelt udløber de tidligere landvæsenskommissionstilladelser til indvinding 1.april 2010. Samtidig vil de kommende vandplaner stille krav til kommunerne om kunne vurdere og dernæst handle ud fra, hvad der er nødvendigt, for at vandmiljøet kan opnå god økologisk tilstand i 2015 og frem.

En grundvandsmodel er det bedste værktøj til at holde styr på grundvandsressourcen og til at vurdere konsekvenser ved ændringer. NIRAS har for bl.a. Køge Kommune opstillet en grundvandsmodel, der dækker hele kommunen, og som årligt bliver opdateret.

FORMÅL

Formålet med indlægget er at vise, at sagsbehandlere i en kommune opnår et stærkt, trovær- digt og anvendeligt værktøj ved at opstille en grundvandsmodel. Et værktøj, der letter sagsbe- handlingen både tidsmæssigt og økonomisk uanset om kommunen selv udfører beregningerne med modellen, eller dette overlades til rådgiveren. Vi vil vise, hvordan modellen kan anvendes i Køge Kommune, hvor der er en meget stor indvinding til både drikkevand og erhverv kombineret med store naturværdier. INDLEDNING

Der er ingen tvivl om, at det er i mange henseende er hensigtsmæssigt, for ikke at sige nød- vendigt, at have en grundvandsmodel til rådighed for at kunne overskue og forudse effekter af ændringer i det hydrologiske kredsløb. Ændringerne kan være alt mellem en ny lokal indvinding og til globale variationer i klimaet.

En grundvandsmodel kan imidlertid opstilles og kalibreres på mange måder og niveauer, og det kan være svært selv for rutinerede hydrogeologer at gennemskue om en given model er god nok til formålet eller ej.

Der er på regionalt plan opstillet flere forskellige fuldt integrerede dynamiske grundvandsmodeller. Der er for eksempel opstillet en DK-model af GEUS for henholdsvis Sjælland, Jyl- land og Fyn. Derudover har Miljøcenter Roskilde opstillet og kalibreret deres egen ”Sjæl- landsmodellen”. Disse modeller er opstillet på baggrund af alle tilgængelige data

De regionale modeller er stillet til rådighed for alle, der ønsker det til beregninger. Men de regionale modeller kan i langt de fleste tilfælde ikke uden videre anvendes på lokalt niveau. Dels er de store og omfangsrige med en diskretisering, der i praktisk anvendelse er for grov, dels er de kalibreret på et regionalt niveau, der ”kun” afspejler det store overordnede strøm- ningsmønster og ikke nødvendigvis lokale strømningsmønstre.

Det er imidlertid muligt at skære en lokal model ud af den regionale model og i den lokale model lave en finere diskretisering (datagrundlaget for en forfining ér indbygget i ”Sjæl- landsmodellen”). Men modellen er fortsat ”kun” kalibreret på regionalt niveau, så det vil til de fleste formål være nødvendigt med en finkalibrering af modellen, før den kan bruges.

Det er således ikke praktisk muligt umiddelbart at anvende de allerede opstillede regionale grundvandsmodeller i den daglige kommunale forvaltning af grundvandsressourcen.

KØGE KOMMUNES SITUATION

I de kommende statslige vandplaner forventer kommunen, at der vil være modstrid mellem den nuværende indvinding og hvad der vil være plads til for at Køge Å og de andre vandløb kan opnå god økologisk tilstand. Det bliver kommunens ansvar at planlægge og fordele indvindingen så optimalt som muligt.

I kommunen er der en stor oppumpning i forhold til arealet, idet der i perioden 2003-2007 blev indvundet 58 mm i gennemsnit eller 14,8 mio. m3 pr. år. Primært indvindes der drikkevand til eksport, men selvfølgelig også til egen forsyning. Desuden har de store industri- virksomheder egen indvindinger, der er placeret langs kysten og ved Skensved Å. De store kildepladser, der leverer drikkevand til hovedstadsområdet, er placeret langs Køge Å og dens tilløbsstrækninger. Synkronmålinger fra sommeren 2008 viser, at grundvandstilstømningen til Køge Å er stor set fraværende . Kommunen står foran en stor opgave, idet ca. 90 % af de nuværende tilladelser til indvinding udløber pr. 1. april 2010. Den meget store indvinder - Københavns Energi (KE) har tilbage i 2006 søgt om nye tilladelser. Ansøgningerne bliver behandlet i en VVM under Miljøcenter Roskilde, men derefter er det op til kommunerne at give de konkrete indvindingstilladelser.

Hvorfor har kommunen valgt selv at opstille en model?

• Usikkerhed på den statslige model. Kommunen besluttede at opstille en model i efter- året 2007, og på det tidspunkt var det meget usikkert, om og hvornår den regionale model fra Miljøcenter Roskilde ville blive tilgængelig.

• Kommunen ønsker en simpel og gennemskuelig model, de selv kan operere med, og som kan køre på en alm. PC. Efter et par dages kursus skal kommunens sagsbehandlere være i stand til at udføre simple beregninger selv. Dog med mulighed for backup fra rådgiver.

• Pga. forskellige omstændigheder havde kommunen nogle udisponerede midler, som kunne bruges på en 3-årig kontrakt til opstilling, kalibrering og opdatering af en model.

• Her er et anvendeligt værktøj, som kan bruges i de kommende års arbejde med plan- lægning og justeringer af indvindinger i forhold til vandplanerne. Et værktøj, som er tilpasset vores behov, kompetencer og ressourcer.

Hvad vil kommunen aktuelt bruge den til?

• Vurdering af effekter på primært vandløb og vådområder, men også grundvandsstan- den og retningen af den primære grundvandsstrøm ved omlægninger af indvindingen. Dette bliver især aktuelt ved arbejdet med realisering af de kommende vandplaner.

• Evt. stille den til rådighed for ansøgere til nye boringer, grundvandssænkninger m.v. til beregning af effekter på primær og sekundær vandspejl til dokumentation for deres ansøgning. Alternativt at kommunen selv udfører eller får udført beregningerne.

• Vurdere effekter ved klimaændringer. Hvad sker der f. eks. ved stigende nedbør, stigende grundvandsstand og stigende havniveau

• Beregne effekterne af mindre nedsivning ved omfattende byudvikling og befæstning på grundvanddannende områder. GRUNDVANDSMODELLEN

Den model, NIRAS har opstillet for Køge Kommune, har til formål at fungere som støtte og dokumentation i forbindelse med den overordnede planlægning og vurdering af den primære grundvandsressource i Køge Kommune.

Modellen dækker et område, der svarer til hele Køge Kommune plus 2- 3 km hele vejen rundt. Som udgangspunkt er valgt en diskretisering på 100x100m. Modellen er opstillet i Vi- sual Modflow Pro.

Figur 1 Modelområde

Den geologiske model, der ligger til grund for Køge-modellen, er baseret på tolkningspunk- terne fra NOVANA modellen, der er den geologiske model, der også danner grundlag for de regionale modeller. Det er valg, at benytte tolkningspunkter og ikke griddede flader, da opdatering med nye geologiske data derved lettes.

Køge-modellen er, i modsætning til de statslige regionale modeller, stationær. Det betyder, at modellen er meget hurtigere til beregninger og det er meget lettere at overskue resultaterne. Til gengæld er resultaterne gennemsnitsberegninger, hvor fx årstidsvariationer ikke simuleres. Dette er især en begrænsning i forbindelse med detaljerede simuleringer af vandløbsafstrøm- ninger, der er stærkt årstidsafhængige. I de fleste tilfælde vil de stationære beregninger imidlertid være tilstrækkelige. Modellen simulerer strømningsforholdene i det primære grundvandsmagasin tilfredsstillende. Jf. krav i ”Ståbien” (Håndbog i grundvandsmodellering 2005) svarer modellen til en Hi-Fi model. Derudover vurderes det, at den kan benyttes til overslagsberegninger på vandspejlsva- riationer i terrænnære magasiner samt ved variationer i vandudvekslingen mellem overfladevand og grundvand.

For nærmere dokumentation henvises til ”modelnotatet”, /1/

Modellen bliver en gang årligt opdateret med nye indvindingsmængder, nye boringer, og nye pejlinger. På den måde sikres det, at kommunen hele tiden har en model, der afspejler den aktuelle situation.

EKSEMPLER PÅ KØGE KOMMUNES ANVENDELSE AF MODELLEN

Ejby Kildeplads Efter modellen er blevet kalibreret, har KE trukket deres ansøgning om fortsat indvinding på kildepladsen tilbage og det er planen helt at stoppe indvindingen pr. 1. april 2010.

Der er med modellen foretaget en simulering af, hvilken effekt dette indvindingsstop vil have på grundvandspejlet og vandløbsafstrømningen i omegnen af kildepladsen.

Centralt omkring kildepladsen viser modellen, at vandspejlet i det primære grundvandsmagasin vil stige med omkring 3 m, se figur 2. Som følge heraf vil den gennemsnitlige baseflow tilstrømning til Køge Å systemet stige med ca. 7 % svarende til 7-8 l/s.

Figur 2 Beregnet vandspejlsstigning i kalken ved stop af oppumpningen på Ejby kildeplads. Den inderste kurve angiver en stigning på 3 meter. Troværdigheden af modellen - og dermed beregningerne - afhænger bl.a. af, om den kan gen- skabe tidligere målte hændelser. Kan den det, kan dens simuleringer tillægges større værdi.

Som kontrol af modellens evne (validitet) til at simulere større variationer i indvindingen er der foretaget en simulering af vandspejlets beliggenhed, før områdets store kildepladser blev etableret.

KE har en pejleboring ved kildepladsen, der er blevet pejlet siden 50érne – altså ca. 10 år før indvindingen blev startet. Denne pejleserie, der er vist i figur 3, viser at vandspejlet siden starten af indvindingen er faldet ca. 7 meter.

23 1,400

21 1,200 ]

19 1,000 3

17 800

15 600

13 400 Indvinding m [x1000 Vandspejlskote [m] Vandspejlskote

11 200

9 0 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 Grundvandsspejl Indvinding

Figur 3 Målt vandspejl i pejleboring 212.318 og oppumpningen på Ejby kildeplads

Modelberegningen af situationen før etableringen af indvindingen i området viser, at vandspejlet omkring Ejby Kildeplads er faldet ca. 7,5 m, hvilket er i god overensstemmelse med målingerne. Heraf skyldes de ca. 3 meter indvinding på selve kildepladsen, mens den restere- de sænkning skyldes påvirkning fra de omkringliggende kildepladser

Skensved Vandværk Vandværket har søgt om tilladelse til etablering af en ny boring på 100.000 m3 til erstatning for en tidligere boring. Ved modellen er der søgt beregnet, hvilke konsekvenser det vil få for grundvandsspejlet i området. Det er også beregnet, hvilke indflydelse den nye boring kunne få på vandføringen i Skensved Å.

Modellen viser, som illustreret på figur 4, at der tæt omkring boringen kan forventes sænk- ninger i det primære vandspejl på op mod ½ m. Som et led i vurderingen af hvorledes indvindingen vil påvirke det terrænnære vandspejl og dermed eventuelle vådområder, er den simulerede terrænnære vandspejlssænkning også optegnet på figur 4.

Figur 4 Beregnet fald i primært og sekundært grundvandsspejl ved etablering af ny indvinding ved Skensved

Klimavurderinger I forbindelse med klimavurderinger for vandlidende områder i Køge Kommune er modellen benyttet til at generere data til forskellige scenarier.

Formålet med opgaven var på overordnet niveau at kortlægge, hvilke områder der i fremtiden kan få problemer, hvis grundvandsspejlet stiger. Ændring i nedbørmønstret eller ændring i grundvandsindvindingen i området vurderes at udgøre den væsentligste risiko for markante vandspejlsstigninger.

Modellen er helt konkret benyttet dels til at skabe et billede af det nuværende vandspejlsniveau, dels til at forudsige vandspejlsniveauerne i det tilfælde, at indvindingen reduceres markant.

Figur 5 nedenfor viser en zonering med de områder hvor trykniveauet i det primære grundvandsmagasin kan forventes at blive højere end terræn, og dermed potentielt give anledning til problemer. Det er langt fra sikkert, at der vil blive problemer, men det giver et overblik, der er værdifuldt i kommunens planlægning.

Figur 5. Eksempel på zonering udarbejdet bl.a. på baggrund af scenarieberegninger foretaget med kommunens grundvandsmodel.

PERSPEKTIVER

Udover de her givne eksempler har modellen en lang række andre anvendelsesmuligheder i forbindelse med vurdering af påvirkning på grundvandsressourcen, herunder risikovurdering af forureningsspredning.

Modellen og arbejdet med at vedligeholde og optimere den giver anledning til at få iværksat en systematisk og optimeret indsamling af data (pejlinger, vandføringsmålinger, indvindings- mængder osv).

Det er hensigten, at kommunens medarbejdere selv skal kunne foretage simple beregninger med modellen. Modellen skal som udgangspunkt hostes af NIRAS, der også vil stå for opdateringer og vedligeholdelse af model og softwarelicens.

Hvis der skulle blive behov for det vil det være muligt at forfine modellen og evt. implementere en bedre og mere detaljeret beskrivelse af vandløb.

Selvom modellen er stationær, vil det relativt simpelt være muligt at udvide den til også at kunne lave dynamiske simuleringer. Det vil med relativt lille indsats være muligt at konvertere modellen til en dynamisk model, hvor effekten på sommerafstrømningen ved f. eks. ned- drosling af oppumpningen om sommeren kunne belyses. En sådan konvertering vil kunne laves på mange niveauer, afhængig af forventninger og krav til nøjagtigheden i beregningerne.

Mange tidligere modeller er stillet op til en specifik opgave eller kortlægning og derefter anvendt til beregning af nogle få scenarier for at ende sine dage på en hylde ved siden af de andre modeller. Da der i vores kontrakt er betalt for en årlig opdatering i foreløbig 3 år, er både kommune og rådgiver forpligtet til at levere og opdatere modellen. Den er derfor langt mere sikker på at leve et aktivt liv og blive udviklet.

REFERENCER

/1/ Grundvandsmodel, opsætning og kalibrering af grundvandsmodel. Dokumentationsnotat udarbejdet af Niras for Køge Kommune, 24. november 2008.

KOMPARATIVE OPLANDSBEREGNINGER MED SIMPLE GRUNDVANDSMODELLER

Cand.scient., ph.d. Thomas Wernberg ALECTIA A/S

Cand.scient. Claus Holst Iversen GEUS

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Oplandsberegninger er traditionelt enten udført som analytisk, håndtegnede oplande eller vha. numeriske strømningsmodeller. En ny metode, Analytiske Element Metode (AEM) kan være afløseren for håndtegningsmetoden i områder, hvor der ikke forefindes en numerisk strøm- ningsmodel. Formålet med dette projekt er gennem en komparativ analyse af oplande beregnet med AEM modeller samt traditionelle strømningsmodeller at vurdere, om AEM er anvendelig til oplandsberegninger i forbindelse med den nationale grundvandskortlægning.

Undersøgelsen skal, vha. 4 semisyntetiske modeller, som er opstillet ud fra forskellige geologityper, vise, hvor AEM har sine styrker og svagheder i forhold til den numeriske metode. Dette belyses gennem en række scenarier, som udført med de 2 metoder, hvor en række fysiske parametre som indvindingsstørrelse, filterniveau, antal numeriske lag og betydningen af kildepladsopsplitning, vurderes.

Undersøgelsen har belyst nogle geologiske miljøer og hydrologiske systemer, hvor både AEM modellen og den numeriske strømningsmodel er velegnet til at bestemme indvindingsoplandet til mellemstore kildepladser.

AEM viser klart sin anvendelighed i områder, hvor den geologiske kompleksitet ikke er stor. Simuleringer for hedeslette og randmoræne viser, at metoden kan estimere oplande, som ligger rimelig tæt på oplande beregnet med strømningsmodeller. Dog viser undersøgelsen også at områder med kompleks geologisk opbygning kan give AEM problemer. Her vil den numeriske metode stadig være at foretrække.

INDLEDNING

Oplandsberegninger i Geo-Vejledningen GEUS har i 2008 udarbejdet en Geo-Vejledning /1/ i oplandsberegninger til brug i Miljøcentrene i forbindelse med den statslige grundvandskortlægning. I forlængelse af dette arbejde udarbejdes der nogle delprojekter som har til formål at udbygge vejledningen i en revideret udgave. Denne reviderede udgave af Geo-Vejledningen om oplande inkluderer et afsnit omkring brugen af den AEM til beregning af oplande, hvilket nærværende beskrivelse omhandler.

Oplandsberegninger og grundvandsmodeller i sagsbehandling Afhængigt af opgavetypen står man som sagsbehandler ofte med den udfordring at man skal give et estimat for et indvindingsopland til en indvinding. Ofte har man ikke en strømnings- model til rådighed, modellen ikke detaljeret nok eller dokumentationen gør, at man ikke helt har en troværdig model.

Indvindingsoplandet bliver derved ofte udarbejdet på baggrund af et potentialekort samt nogle opslag i Jupiter databasen omkring geologien lokalt. Desværre er der eksempler på, at detalje- ringsgraden i potentialekort ikke altid er høj nok til oplandsberegninger, og der er mange eksempler på potentialekort, hvor der er fejl i kontureringen og herved opnås forkerte oplande vha. håndtegningsmetoden. Brugen af AEM modeller til oplandsberegninger har vist sig at være et godt alternativ til håndtegnede oplande, og derved et godt redskab til overslagsberegninger til brug i kommunal sagsbehandling eller fase 1 kortlægning. Modellerne kan endvidere give et estimat for lokale sænkninger, indbyrdes påvirkning af indvindingsoplande og oplandets udbredelse.

Oplandsberegninger med modeller Strømningsmodeller har været benyttet som redskab i forbindelse med mange hydrologiske opgaver, og i de sidste 30-40 år har modelredskabet været en fast del af arbejdsprocessen. Modellerne er velegnede idet de kan benyttes til adskillige formål, heriblandt vurdering af vandbalancer, oplandsberegninger, konsekvensanalyse af etablering af indvinding. Ydermere kan strømningsmodellen benyttes til evaluering og kvalitetssikring af geologiske modeller.

Det har i Danmark været sædvane at opbygge modellerne omkring numeriske finite difference strømningsmodeller, hvor MODFLOW familien og MIKE SHE har været dominerende. Desuden har der været andre modeller på markedet, hvor finite element modeller har vist en styrke.

Analytisk Element Metode Allerede i starten af 1980’erne dukker der en anden type modeller op. Denne modeltype bygger på analytiske metoder og får forkortelsen AEM (Analytisk Element Metode). På hjemme- siderne for metoden kan man finde links til software og artikler omkring AEM /2/ og /3/. Der er desuden udgivet mere detaljerede værker omkring teorien bag ved AEM /4/ og /5/. AEM modeller bygger på sammensætningen af elementer, som f.eks. boringer, dræn vandløb og områder med varierende, dog konstante hydrogeologiske egenskaber. Hvert element har en analytisk løsning, og den samlede løsning findes vha. superposition af de enkelte løsninger.

AEM modeller er derfor konceptuelt forskellige fra de traditionelle strømningsmodeller, og modellerne har derfor nogle styrker og nogle svagheder i forbindelse med beregning af oplande til indvindingsboringer /6/ og /7/. Visual AEM er benyttet i denne undersøgelse /8/.

FORMÅL

Geo-Vejledningen om Indvindings- og grundvandsdannende oplande /1/ anbefaler at man i forbindelse med beregning af oplande anvender AEM for de områder, hvor der udelukkende skal bestemmes oplande ud fra den analytiske metode. Formålet med nærværende projekt er derfor at vurdere anvendeligheden og præcisionen af AEM i forhold til den traditionelle strømningsmodel. På denne baggrund er formålet at påvise, om AEM kan anvendes i forbindelse med den nationale grundvandskortlægning til beregning af indvindings- og grundvandsdannende oplande, og om man kan anbefale metoden i områder, hvor der ikke er planer om at opstille strømningsmodeller.

BESKRIVELSE AF FREMGANGSMETODE

Teknik Der er opstillet i alt 4 semisyntetiske modeller med hver deres konceptuelle opbygning. For hver model benyttes som udgangspunkt en eksisterende strømningsmodel, som forsimples mht. den hydrostratigrafiske opbygning og randbetingelser. Strømningsmodellerne opstilles i MODFLOW og har et areal på ca. 100 km2 med en diskretisering på 100 m og 3-6 aktive modellag. De hydrostratigrafiske data i strømningsmodellerne som f.eks. den hydrauliske ledningsevne (K, m/s) skal have realistiske størrelser. Der er typisk anvendt gennemsnitsvær- dier for K, hvor hvert beregningslag har én K-værdi, eller flere zoner er lagt sammen. Vand- løb beskrives med 1. og 2. ordens vandløbssegmenter, og der er anvendt homogen vandløbs- konduktans i alle vandløbsceller. Indvindingen beskrives særskilt for hver model afhængigt af scenarierne, men der er ikke lagt andre indvindinger ind i modellerne ud over dem, som anvendes i forbindelse med de enkelte scenarieberegninger.

Nettonedbøren tildeles øverste aktive lag. Den er homogent fordelt, og der benyttes en middelværdi af den originale model.

I hver model indsættes 40-50 pejlinger i alle modellag og med en realistisk fordeling. Fra strømningsmodellen udtrækkes et sæt pejlepunkter, der udgør et fiktivt datasæt som benyttes til kalibrering af AEM modellerne samt til udarbejdelse af potentialekort, som skal benyttes til optegning af de analytiske håndtegnede oplande. Den numeriske strømningsmodel udgør datagrundlaget i det videre arbejde.

Scenarier Der benyttes lidt forskellige scenarietyper i de 4 modeller for at vurdere effekten af indvindingsstørrelsen, boringsdybde og heterogene forhold i de hydrostratigrafiske modeller. Scenarietyperne inkluderer større enkeltindvinding (100.000, 200.000 m3/ år og 400.000 m3/ år) og såfremt den hydrostratigrafiske model tillader det, vil indvindingen blive hentet fra forskellig dybde. Desuden foretages der en undersøgelse af oplandene for tre tætliggende kildepladsboringer, der hver indvinder 100.000 m3/ år. I sidstnævnte scenarium indlægges desuden en opstrøms skyggeboring for at vurdere, om man kan separere oplandet.

Fire typelokaliteter Der tages udgangspunkt i fire typiske danske hydrostratigrafier. Tabel 1 viser en oversigt over disse type-hydrostratigrafier.

Tabel 1 Oversigt over de fire konceptuelle hydrostratigrafier benyttet i undersøgelsen

Modelkalibrering Alle AEM modeller er kalibreret inverst på de MODFLOW-generede pejleobservationer /9/. Vandløbsafstrømning er ikke inkluderet i kalibreringen. Figur 1 viser kalibrering af AEM model, oplande samt observeret potentiale som funktion af beregnet.

70 yk [m] yk r 60 et t et r ve

r 50

Obse 40

30 40 50 60 70 80 Beregnet tryk [m]

Figur 1 Kalibrering og oplandsberegning af analytisk element model (Scenarium 1 - Model A)

RESULTATER

Der præsenteres her nogle af resultaterne for undersøgelsen der er igangværende og alle data er på nuværende tidspunkt ikke færdigbehandlet. De resterende data, inklusivt håndtegnede analytiske oplande og kildepladsanalysen vil blive præsenteret i senere artikler samt i del 2 af Geo-Vejledningen.

Model A – Hedesletten Der er to indvindingsboringer til hedeslettemodellen. Denne ene boring (A) er placeret centralt i modellen med et opland, som ikke kommer nær vandløb, mens den anden boring (B) er placeret nær vandløb og med et opland, som vil komme i kontakt med vandløbet. For MODFLOW-modellen er indvindingsfilterne A og B placeret i 4 forskellige niveauer svarende til modellens beregningslag. I AEM-modellen er indvindingen placeret i modellens ene beregningslag.

Figur 2 Oplande fra hedeslettemodel (scenarium B) med Modflow (mf2k) og AEM model.

Figur 2 viser indvindingsoplande for boring A og B for de to metoder. Indvindingen i MODFLOW-modellen foregår i den nedre del af magasinet i lag 3.

Oplandene for boring A næsten sammenfaldende for de to metoder.

Oplandet for boring B er ikke ens med de to metoder. Dette skyldes, at det resulterende opland er under påvirkning fra et vandløb, som er beliggende ca. 400 meter SØ for boring B. I oplandet for MODFLOW går partiklerne under vandløbet og opsplittes i to oplande, idet en del af grundvandet når vandløbet, og en anden del ikke gør. Dette skyldes, at en del af partikelbanerne strømmer horisontalt under vandløbet og således når fri af vandløbet, før de når overfladen langt væk fra vandløbet. I AEM modellen ser man oplandet i nordøstlig retning, inden oplandet skifter retning og følger den regionale strømningsretning.

I MODFLOW modellen er der kun vandløbskontakt i det øverste beregningslag. I AEM modellen er der fuld kontakt mellem vandløb og grundvandsmagasin og herved påvirkes strømningen lokalt mod vandløbet. I daglig sagsbehandling kendes vandløbskontakten ikke, og den kan derfor nå alle størrelser fra ingen kontakt til fuld kontakt, uden at dette nævneværdigt vil påvirke ens kalibrering på pejlingerne.

Model B – Begravet dal Modellen med den begravede dal består hydrostratigrafisk af 2 aquitarder og 2 aquiferer. Øverst et morænelersdæklag og dernæst et sandlag, som udgør den øverste del af den begravede dal. I bunden af dalen findes et mindre regionalt sandmagasin, som er adskilt fra den øvre del af magasinet med et lækagelag.

A B

Figur 3 Oplande fra indvinding i begravet dal (A) og i det øvre sand (B) med hhv. MODFLOW (mf2k) og AEM model.

Figur 3A viser oplande fra modellen med den begravede dal. Begge indvindingsboringer i MODFLOW modellen er placeret i den nedre del af den begravede dal, og strømningen er herved styret af lækagen til det overliggende sandmagasin. AEM modellen er beskrevet som en model i 1 lag, hvor der er to hydrauliske zoner, hvis hydrauliske egenskaber er fundet under modelkalibreringen.

Figur 3B viser oplandet til indvindingen i det øvre sandmagasin, og er for AEM fundet ved at kalibrere en model efter pejleobservationer uden dalens eksistens. Dette opland er pænt sammenfaldende med det MODFLOW beregnede opland. Dog er oplandshalerne i AEM længere, og MODFLOW simulerer bedre forskellen i oplandets udbredelse for henholdsvis det øvre og nedre magasin for boring B1. For A1 er dette dog mindre udtalt, hvor de to metoders oplande stemmer godt overens.

Den mere komplekse hydrostratigrafiske opbygning af den begravede dal (Scenarium B), viser MODFLOW er velegnet til at beregne og fastlægge de magasinspecifikke indvindingsoplande. Dette skyldes, at MODFLOW er tredimensionel og dermed har mulighed for at indbygge en mere kompleks hydrostratigrafi. Indvindingerne kan således lægges ind i de enkelte beregningslag. I AEM modellen indvindes fra hele det vandførende lag, og der skel- nes således ikke om indvindingen foregår fra den øvre eller nedre del af magasinet. AEM modellen beregner dog et sammenfaldende opland i det øvre sand ved at negligere den begravede dal. Dog er oplandshalerne længere, men AEM metoden opnår ikke helt at separere de magasinspecifikke oplande i en enkelt model. Model C – Randmoræne geologi Modellen der præsenterer et område bestående af randmoræne har adskillige områder med lerlegemer og sandområder. Magasinet har en samlet mægtighed på næsten 60 meter, men mange modellag i MODFLOW modellen har områder med lavere hydraulisk ledningsevne. Samlet set er grundvandspejlet homogent, og man kan ikke se disse heterogeniteter på grundvandspotentialet.

Figur 4 Oplande fra område med stærkt heterogen hydrostratigrafi.

Oplandet til de to boringer viser et godt sammenfald i oplandene. Begge metoder giver et dråbeformet opland. AEM oplandet har en tendens til at give et lidt større opland, hvilket skyldes lidt forskellige hydraulisk ledningsevne og grundvandsdannelse i de to modeller.

Model D – Kalkmagasinet Boringerne er filtersat i kalken i alle scenarier. Figur 5 viser oplande for de to metoder for model D.

Boring A er filtersat i høj-transmissivt bryozokalk. Begge modeller viser et opland som strækker sig i nordvestlig retning fra indvindingsboringen. Oplandene er ikke helt sammenfaldende, men begge modeller tager høje for vandløbspåvirkning, idet oplandet opdeles i et nordligt og et sydligt opland, og begge modeller estimerer et langstrakt opland.

Figur 5 Oplande fra kalkmagasin med kompliceret hydrostratigrafi med sandvinduer og palæocent ler.

Boring B har et opland i vestlig retning. De to oplande er ikke sammenfaldende, hvilket skyldes at strømningsmodellen i oplandet har både palæocent ler og sandvinduer indbygget, hvilket giver en kompliceret strømning i tre dimensioner, hvilket AEM modellen med antagelsen af strømning i to dimensioner ikke reproducerer. Det samme er gældende for oplandet til boring C, hvor de to modeller heller ikke har sammenfaldende oplande. Bemærk at oplandene beregnet med MODFLOW for boring B og C krydser hinanden, hvilket skyldes strømning i forskellige hydrostratigrafiske lag adskilt af et større palæocent lavpermeabelt lerlag.

Oplandet til boring D strækker sig overvejende over et område bestående af kalkmagasin. De to metoder giver oplande med nogenlunde ens retning på halerne, men MODFLOW beregner et opland som er noget smallere og langstrakt, hvilket skyldes at modellen simulerer en indvinding i det nedre beregningslag, lag 3, under det palæocene ler. Oplandet beregnet med AEM modellen finder hurtigere vej op til grundvandsspejlet, da modellen ikke har indbygget effekten fra det palæocene ler som overlejer kalkmagasinet. Desuden er den hydrauliske ledningsevne i kalken i AEM modellen en faktor 3 lavere end MODFLOW modellen, hvilket resulterer i et bredere opland.

De to metoder giver oplande af samme form, som dog ikke er sammenfaldende. DISKUSSION

Metodevalg De forskellige redskaber giver forskellige oplande. AEM modellernes er begrænset til enkeltlagsmodeller. Brugen af fuldt tredimensionelle modeller anbefales, hvis de geologiske forhold er for komplekse til, at en enkeltlagsmodel kan beskrive strømningen.

Geologisk usikkerhed Den geologiske kompleksitet kommer især frem i modellen for kalkmagasinet, hvor palæo- cent ler og geologiske sandvinduer skaber et kompliceret strømningsbillede i tre dimensioner. I sådanne situationer bør man anvende modeller, som kan benytte en hydrostratigrafi i tredimensionel.

Niveaubestemt indvinding I den numeriske strømningsmodel er det muligt at indlægge partiklerne i et bestemt numerisk lag. I AEM modellerne sker indvindingen fra hele laget, og indvinding i et begrænset niveau er ikke mulig i den eksisterende software. I de udførte scenarier i de 4 forskellige semisyntetiske modeller ses dette i højere eller mindre grad. I hedeslettemodellen og i dalmodellen, der indeholder flest vandførende enheder, ses der tydelige forskelle i oplandenes udbredelse afhængig af, hvilket niveau og beregningslag der indvindes fra.

AEM modellernes anvendelsesområde og begrænsninger AEM modellernes integration med GIS miljøet og den relative simple tilgang til modellerne gør at de hurtigt kan opstilles og resultater hurtigt beregnes. Dette gør AEM modellerne til et velegnet værktøj til screening og overslagsberegninger, eksempelvis i kommunalt regi. Modelmetoden kan desuden benyttes til at evaluere om den geologiske forsimpling kan retfærdiggøres, samt benyttes til udpegning af områder, hvor yderligere undersøgelser bør foretages, eksempelvis i forbindelse med trin 1 kortlægning.

AEM modellen har ikke, som programkoden foreligger i dag, mulighed for at skelne imellem det beregnede indvindingsopland og det grundvandsdannende opland. Dette skyldes den nuværende implementering af oplandsberegningen i programkoden. Men udviklingen af AEM software er hurtig og de første modelkoder, der implementerer AEM modeller med flere hydrostratigrafiske lag er udviklet. Dette betyder, at AEM modellerne inden for en årrække ikke har en begrænsning i antallet af vandførende lag, men metoden vil fortsat være knyttet til relativt simple hydrostratigrafiske opsætninger.

Er der behov for detailkortlægning og beregninger i kompleks hydrostratigrafi, bør man anvende tredimensionelle strømningsmodeller.

KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING

AEM modeller er et godt screeningsværktøj i planlægningsfasen til en ny kildeplads og til planlægning af den videre kortlægning i fase 2. Man får her et godt bud på det fremtidige indvindingsopland og et rimeligt præcist bud på, hvor kortlægningsressourcerne skal anvendes i forbindelse med den videre kortlægning hen imod indsatsplanlægningen. AEM metoden er et velegnet redskab i til beregning af indvindingsoplande i områder, hvor der ikke eksisterer en strømningsmodel, og hvor den geologiske kompleksitet er begrænset.

AEM modeller kan derfor med rette anvendes i sagsbehandling som overslagsberegninger og lokalisering af oplande i områder med sparsom kendskab. AEM modellerne er ikke en erstatning til strømningsmodeller med et supplement til de redskaber man har til rådighed. AEM modeller kan anvendes i områder med simpel hydrostratigrafi.

LITTERATUR

/1/ Geo-Vejledningen om Indvindings- og grundvandsdannende oplande. Iversen, C.H, Lauritsen, L.U, Nyholm, T., Kürstein, J., GEUS, (2008). /2/ http://en.wikipedia.org/wiki/Analytic_element_method /3/ http://www.analyticelements.org/index.html /4/ Groundwater Mechanics. Strack, O.D.L. (1989). Englewood Cliffs, New Jersey: Prentice Hall. /5/ Analytic Element Modeling of Groundwater Flow. Haitjema, H. M. (1995). San Diego: Academic. /6/ Ground Water Modeling Applications Using the Analytic Element Method, Randall J. Hunt (2006) GROUND WATER Vol. 44, No. 1, (2006) (pages 5–15) /7/ Using Analytic Element Models to Delineate Drinking Water Source Protection Areas, Heather A. Raymond, m.fl. (2006). GROUND WATER Vol. 44, No. 1, 2006 (pages 16–23) /8/ http://www.civil.uwaterloo.ca/jrcraig/VisualAEM/Main.html /9/ Ostrich: An optimization software tool: Documentation and users guide (version 1.6). Matott, L. S. (2005). Technical report, University at Buffalo.1.6

HOME – ET VANDPLANLÆGNINGSVÆRKTØJ

Projektleder Anne Steensen Blicher Orbicon A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

HOME er et web-interface til et modelsystem udviklet af det Svenske Meteorologiske og Hy- drologiske Institut (SMHI), som kan simulere vand- og stofkredsløb i vandforekomster, med hensyn til kvælstof- og fosforkoncentrationer, masse transport og resulterende miljøtilstand. Modelsystemet er et effektivt værktøj i forbindelse med implementering af Vandramme- direktivet og bruges af de svenske len til både planlægning og administration.

HOME er afprøvet i Danmark i pilotområdet Nivå Bugt og opland for at teste systemet under danske forhold. I 2008 er der gennemført en tilretning og udvikling af systemet for at tilgode- se de danske krav til beregning af miljøtilstand og implementering af danske virkemidler i indsatsprogrammer. Desuden er systemet suppleret med miljøøkonomiske redskaber, således at det er muligt at opstille det mest omkostningseffektive indsatsprogram for opfyldelse af miljømålene.

Kalibreringen har vist, at HOME kan tilpasses danske forhold med et godt resultat. Det er muligt at gennemregne effekten af forskellige indsatsprogrammer på belastning og miljø- tilstand i en overskuelig og pædagogisk brugerflade på www, som alle interessenter kan tilgå. HOME understøtter således også intentionen i vandrammedirektivet om inddragelse og kommunikation med interessenter.

BAGGRUND

Miljøcentrene har udarbejdet endnu ikke offentliggjorte vandplaner og indsatsprogrammer. Vandplanerne og indsatsprogrammerne beskriver vandforekomsternes miljømål og de indsatser, der skal til at opfylde dem. Det er op til kommunerne at planlægge indsatserne i den kommunale handleplan og gennemføre de nødvendige indsatser, så miljømålene er opfyldt i 2015.

FORMÅL

Orbicon har videreudviklet et modelsystem til dansk vandplanlægning. Systemet hedder HOME (Hydrology, Meteorology, Oceanography, Environment) og anvendes af alle de svenske len til vandplanlægning. Systemet er udviklet af SMHI (det Svenske Meteorologiske og Hydrologiske Institut).

HOME giver mulighed for at beregne effekten af de indsatser, miljøcentrene foreslår og af- prøve effekten af andre indsatsprogrammer. HOME giver således mulighed for samarbejde mellem kommuner i samme vandopland om at opstille det mest miljøøkonomiske indsatsprogram for opfyldelse af økologisk miljøtilstand, med de rammer den kommunale handleplan stiller.

METODER

HOME er et web interface til opsætning af indsatsprogrammer, beregning af scenarier og præsentation af resultater. HOME beskriver hele vandkredsløbet med overfladevand og grundvand samt ferskvand og kystvande. HOME er opbygget som en boksmodel, hvor HBV- NP /1/ modellerer vand- og stofkredsløbet for kvælstof og fosfor på land, mens PROBE og SCOBI /2/ modellerer spredning og omsætning i kystvandene. Kystmodellens ydre rand- betingelse gives af en storskalamodel for Østersøen og Kattegat.

Modellen drives af klimadata som temperatur og nedbør og kalibreres til målte data, både på land og i kysten, i tidsskridt på 1 døgn.

Nivå

Usserød Å

Donse Dam

Sjælsø

Figur 1 Nivå Bugt og opland

HOME håndterer opgørelser af både brutto og netto (hvor retentionen indgår) belastnings- opgørelser, kildeopsplitning, beregning af effekt på miljøtilstand (chlorophyll-a for søer og ålegræs for kystvande) og beregning af miljøøkonomi i fjernet kvælstof eller fosfor i kr./kg.

NIVÅ BUGT PILOTOMRÅDE

HOME er afprøvet på Nivå opland og Nivå Bugt. Figur 1 viser afgrænsningen på land og i kysten. Oplandet er 183,5 km2 og består af vandløbssystemerne Nivå og Usserød Å. Der er flere tilløb til både Nivå og Usserød Å. Opstrøms i Usserød Å oplandet findes Sjælsø og 2 mindre søer Store Donse Dam og Lille Donse Dam. Den nordlige del af oplandet er karakteri- seret af landbrug og skov, mens det sydlige opland, især omkring Usserød Å er bebygget. Dog er stor del af den øverste del af Usserød Å-oplandet kendetegnet af store skovområder.

50.05 Nivå

50.06 Usserød Å

Figur 2 Deloplande, kalibreringsstationer og kystområder.

Oplandet er opdelt i 17 deloplande og kystområdet er opdelt i 4 delbassiner, se figur 2 som også viser lokalisering af de 2 kalibreringsstationer i Nivå og Usserød Å. KALIBRERING

Modellen er kalibreret til målte værdier for vandføring og stofkoncentration. Det hydrologiske kredsløb, fra nedbør til afstrømning, er kalibreret ved 2 stationer i Nivå og Usserød Å vist i figur 2. Ved denne kalibrering opnås der den bedste overensstemmelse mellem den målte og simulerede vandføring ved at justere på opholdstiden i de forskellige grundvandsmagasiner. Figur 3 og 4 viser den målte og simulerede vandføring ved station 50.05 i Nivå og station 50.06 i Usserød Å. Modellen giver en god overensstemmelse mellem målt og simuleret vand- føring.

Figur 3 Målt (sort streg og kolonner) og simuleret (grå streg) vandføring og kvælstofkoncentration i Nivå.

Figur 4 Målt (sort streg og kolonner) og simuleret (grå streg) vandføring og fosforkoncentration i Usserød Å.

Derefter kalibreres stofretentionen i grundvand og overfladevand i et opland uden påvirkning fra søer, i dette tilfælde Nivå-oplandet, hvor der ikke ligger større søer eller vådområder. Fi- gur 3 viser den simulerede totale kvælstofkoncentration som døgnmiddel og enkeltmålinger. I Nivå oplandet er der opnået høj forklaringsgrad mellem målt og simuleret kvælstofkoncentra- tion. De fundne retentionsparametre for kvælstof er derefter anvendt i hele modellen, mens retentionen i søer og vådområder er kalibreret i Usserød Å oplandet.

Tilsvarende er fosforkoncentrationen kalibreret, se figur 4 som viser den målte og simulerede fosforkoncentration i Usserød Å. Figuren viser en kraftigt faldende fosforkoncentration i Us- serød Å, hvilket skyldes den store indsats overfor rensning af spildevand og regnvand i oplandet. Modellen kan ikke reflektere denne udvikling, fordi modellens belastning fra spildevand og regnvand er givet ved udledningen i 2004, hvor der ses en god overensstemmelse mellem simulering og målt koncentration. Det er muligt at anvende en tidsserie for spilde- vandsbelastningen, såfremt datagrundlaget er til stede. Fosfortransporten er noget mere dynamisk og anderledes end kvælstofkoncentrationen, og vanskeligere at kalibrere. Fosfor transporteres både partikelbundet og opløst, hvorfor fosfor sedimenterer ved lave vandhastigheder som ophvirvles og transporteres videre ved højere vandhastigheder.

Forskellige fraktioner af både kvælstof og fosfor kalibreres i modellen for at opnå den bedst mulige beskrivelse af de faktiske forhold i oplandet. Kystzonemodellen er ligeledes kaliberet mod målte data i Nivå Bugt.

RESULTAT

Kvælstofbelastningen af Nivå Bugt med kildeopsplitning er vist i figur 5, mens figur 6 viser den resulterende miljøtilstand udtrykt ved ålegræsudbredelsen.

Figur 5 Kvælstofbelastning og kildeopsplitning.

Kvælstofbelastningen til Nivå Bugt er størst i den centrale del, hvor Nivå udleder og mindre mod nord og syd fra det umålte opland. Belastningen fra Nivå er opgjort til 131 ton kvælstof pr. år.

Kvælstofbelastningen resulterer i en god miljøtilstand i Nivå Bugt, idet den beregnede ålegræsudbredelse er 6,6 meter, hvilket er bedre end 25-30% afvigelse fra referencetilstanden på 7,7 meter, svarende til mellem 5,8 og 5,4 meter /3/.

Figur 6 Miljøtilstand.

Når den mest miljøøkonomiske indsats skal planlægges, er det er god idé at tage udgangspunkt i det opland med den laveste retention og største belastning. Nettobelastningen fra deloplande til opland 50-511, som er det nedstrøms delopland i Nivå-systemet, med hensyn til totalkvælstof fremgår af figur 7. Tilsvarende tematiseringer kan foretages med hensyn til fosfor, bruttobelastning, retention for arealkilder og retentionen for øvrige kilder.

Figur 7 Nettobelastning fra deloplande med kildeopsplitning fra opland 50-511 (nedstrøms i Nivå).

Modellen er desuden anvendt til at beregne følgende scenarier for indsatser til reduktion af belastningen: Etablering af vådområder, skovrejsning og braklægning af landbrugsareal. HOME er også anvendt for simulering af klimaeffekt og generelle reduktioners betydning for miljøtilstanden. Figur 8 viser den samlede kvælstofbelastning ved de forskellige scenarier og figur 9 viser omkostningseffektiviteten.

Figur 8 Kvælstofbelastning af Nivå Bugt ved forskellige scenarier.

Figur 9 Omkostningseffektivitet.

Belastningen til hele Nivå Bugt er beregnet til 157,4 ton kvælstof pr. år fra 187 km2, hvor den naturlige baggrundsbelastning udgør 36,8 ton pr. år. Etableres der brakmarker på 25% af landbrugs-arealet (25% af 18,2 km2) opnås der en reduktion på knap 15 ton kvælstof svarende til omkring 10% af den samlede belastning ved de faktiske forhold.

Et eksempel på, hvilken indsats der er den mest miljøøkonomiske indsats, i forhold til udløbet fra Usserød Å i Nivå, illustreres efterfølgende.

Belastningen fra renseanlæg Sjælsø (som belaster Sjælsø) afskæres helt til en omkostning på mellem 1 og 5 mio. kr. i et scenarie, og i et andet scenarie fjernes den samme mængde fosfor og kvælstof fra det nedstrøms renseanlæg Usserød (som belaster Usserød Å nedstrøms Sjæl- sø) til den samme omkostning. Figur 10 viser placering af de 2 renseanlæg med renseanlæg Sjælsø fremhævet.

Figur 11 viser omkostningseffektiviteten i kroner pr. kg fjernet fosfor ved udløbet af Usserød Å. Det koster således mellem 2.500 og 12.000 kr. pr. kg fosfor, hvis det fjernes fra Usserød renseanlæg, men helt op til 25.000 kr. pr. kg hvis det fjernes fra Sjælsø renseanlæg. Det mest miljøøkonomiske er derfor at reducere belastningen fra Usserød renseanlæg, såfremt det koster det samme, og såfremt kravet til miljøtilstanden i Sjælsø er opfyldt.

Figur 10 Indsats for renseanlæg Sjælsø, belastningen reduceres helt med 5296 kg kvælstof og 432 kg fosfor.

Usserød Sjælsø

Figur 11 Omkostningseffektivitet ved reduktion af den samme mængde fosfor ved 2 renseanlæg. KONKLUSION

Kalibreringen har vist, at HOME kan tilpasses danske forhold med et godt resultat. Det er muligt at gennemregne effekten af forskellige indsatsprogrammer på belastning og miljøtil- stand i en overskuelig og pædagogisk brugerflade på www, som alle interessenter kan tilgå. HOME understøtter således også intentionen i vandrammedirektivet om inddragelse og kommunikation med interessenter.

DISKUSSION

Det har været nødvendigt at tilpasse HOME til danske forhold, både med hensyn til opgørelse af belastninger, beregning af resulterede miljøtilstand og indsatser/virkemidler for opnåelse af god miljøtilstand. Danmark vurderer god miljøtilstand /3/ anderledes end Sverige gør, og vir- kemidlerne for opnåelse af god miljøtilstand i Danmark er generelt ikke de samme som i Sve- rige.

HOME skal give troværdige resultater og indsatsprogrammer - det er derfor nødvendigt at etablere konsensus om vandmiljøets respons på belastning og indsatser. En konsensus som ikke synes at være helt på plads endnu. Først når der er enighed om udgangspunktet for den aktuelle påvirkning og tilstand, kan der ligeledes opnås bred enighed om et tilstrækkeligt indsatsprogram.

Tilsvarende er det vigtigt, at vurdering af god miljøtilstand hviler på et godt grundlag, og at der er konsensus om korrelation mellem biologisk kvalitetselement, monitering og belastning: ålegræs og totalkvælstof samt chlorophyll-a og totalfosfor.

Erfaringsgrundlaget for effekten af indsatserne er indtil videre meget begrænset, hvorfor det er af afgørende betydning for en fremtidig miljøgevinst, at udviklingen følges både før, under og efter indsatserne sættes i værk således, at der opbygges erfaring om sammenhængen mellem indsats og effekt.

REFERENCER

/1/ Pers, C. 2007. HBV-NP Model Manual. SMHI hydrology report Nr. 103. /2/ Marmefelt, E, Arheimer, B, and Lagner, J. 1999. An integrated biogeochemical model system for the Baltic Sea. Hydrobiologica 393, 45-56. /3/ Fagligt udredningsarbejde om virkemidler I forhold til implementering af vandrammedirektivet. Finans- ministeriet, Fødevareministeriet, Miljøministeriet, Skatteministeriet, Økonomi- og Erhvervsministeriet, juni 2007.

VURDERING AF GRUNDVANDSUDSTRØMNING TIL OVERFLADEVANDSSYSTEMER UD FRA TERMISKE MÅLINGER

Civilingeniør Oluf Z. Jessen Cand.scient., ph.d. Ulla Lyngs Ladekarl Cand.scient., ph.d. Thomas Wernberg ALECTIA A/S

Kemiker Kirsten Harbo Cand.scient., ph.d. Stefán Meulengracht Sørensen Miljøcenter Ringkøbing

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUME

Denne artikel beskriver et demonstrationsprojekt udført af ALECTIA for Miljøcenter Ringkøbing, projektet er udført i efteråret 2008. Formålet med projektet var at undersøge brugen af termiske målinger som en metode til kortlægning af områder med grundvands- udstrømning til overfladevandsforekomsterne.

Metoden er benyttet til lignende projekter i USA, men der er ikke erfaringer fra brugen af termiske målinger til miljørelaterede opgaver i Danmark. Metoden er afprøvet på en ca. 30 km lang strækning langs Holtum Å i Jylland.

Projektet viser, at metoden har potentiale for at kunne benyttes som et værktøj til udpegning af områder med grundvandsudstrømning. Specielt vurderes den at være brugbar for naturområder og nogle typer af vandløb.

INDLEDNING OG FORMÅL

Udviklingen af alternative metoder til bestemmelse af grundvandsudvekslingen mellem grundvand og vandløb er aktuelt, idet der i forbindelse med implementeringen af Vandrammedirektivet kommer fokus på områder, hvor grundvandsforekomsterne påvirker overfladevandsforekomster. I Vandrammedirektivet er der bl.a. specificeret, at en ”god tilstand” for grundvandsforekomster indebærer, at miljømålene for overfladevand og terres- triske økosystemer, der er direkte afhængige af grundvand, overholdes. Det betyder bl.a., at påvirkningen mellem grundvand og overfladevand skal vurderes i forbindelse med etableringen af en bæredygtig grundvandsindvinding. På denne baggrund er det derfor relevant at undersøge, om termiske målinger kunne være en alternativ metode til bestemmelse af vand- løbsstrækninger, hvor der sker en markant tilstrømning af grundvand.

Termiske målinger foretages ved brug af en termisk sensor monteret under en helikopter eller flyvemaskine. Sensoren måler infrarød stråling eller varmestråling fra et legeme, som i dette tilfælde er enten jordoverfladen eller det frie vandspejl i vandløb, søer og vådområder.

Det overordnede formål med projektet var at undersøge, om termiske målinger er en brugbar metode til fastlæggelse af områder med grundvandsudstrømning til overfladevandsforekomster. Der er ligeledes fokus på, om det er en metode, der er brugbar i forhold til de krav, der forventes i forbindelse med implementeringen af miljømålsloven og vandrammedirektivet.

BAGGRUND

Brugen af termiske målinger er vidt udbredt i Danmark i forbindelse med vurderingen af varmetab fra bygninger, brud på fjernvarmeledninger og ved vurdering af elektroniske komponenter og elektriske installationer. Der er dog ingen kendte referencer på brugen af termiske målinger i forbindelse med miljø relaterede opgaver i Danmark. I udlandet, og specielt USA, er der en lang række projekter, hvor termiske målinger fra enten fly eller helikopter har været brugt til vurderinger af de biologiske og miljømæssige forhold i vandløb og floder.

Udveksling mellem vandløb og grundvand Udstrømningen af grundvand til vandløb er i Danmark afgørende for at opretholde en minimumsafstrømning under sommerperioden. Det vil typisk være denne del af afstrømningshydrografen, der er afgørende for, om et vandløb opfylder de definerede fysiske målsætninger. Traditionelt bestemmes udvekslingen mellem vandløb og grundvand ved en af følgende metoder:

• Synkronpejlinger i sommerperioden. Denne metode kan benyttes til at vurdere, om der sker tilstrømning eller afstrømning af vand over en given vandløbsstrækning. Metoden giver et øjebliksbillede og kræver et relativt stort måleprogram. • Analyse af afstrømningshydrografer. Ud fra en analyse af afstrømningshydrografen kan tilstrømningen af vand separeres i 1) overfladisk tilstrømning, 2) overfladenær tilstrømning (interflow) og 3) grundvandstilstrømning. Metoden kræver en lang tidsserie med god datatæthed og er ikke så præcis. • Hydrologiske modeller. Brugen af hydrologiske modeller kan benyttes til at beregne udvekslingen mellem vandløb og grundvand. Ved brug af hydrologiske modeller kan udvekslingen beregnes både i tid og sted. Resultatet kan valideres på oplandsniveau, eller på strækninger mellem to stationer. Det er vanskeligt at validere det distribuerede resultat mellem observationsstationer.

Fælles for alle tre metoder er, at de kræver en lang tidsserie eller stor dataindsamling. Brug af termiske målinger kunne derfor være en effektiv og økonomisk attraktiv metode til vurdering af de områder, der bidrager med grundvand til vandløbene.

Termiske målinger Termiske målinger foretages ved brug af en termisk sensor monteret under en helikopter eller flyvemaskine. Infrarød termografi måler den totale termiske stråling over en overflade. Det vil sige summen af emitteret termisk stråling (legemets langbølgede varmeudstråling), reflekteret termisk stråling (kortbølget stråling) og den transmitterede stråling. Bølgelængden ligger typisk i området fra 14 til 8 mm

Figur 1 Termisk sensor placeret under en helikopter I Danmark er der flere firmaer, der tilbyder termiske målinger fra flyvemaskiner. Disse målinger benyttes typisk i forbindelse med lokalisering af brud på fjernvarmeledninger eller ved kortlægning af varmetab fra store bygninger.

Termiske målinger vil typisk have en horisontal opløsning på 0,5 til 1,5 meter og en opløsning på temperaturen på ca. 0,1 °C. Termiske målinger måler temperaturen i den øverste 0,1 mm af vandsøjlen.

For optimale målinger af temperaturforskelle med brug af termiske målinger skal følgende forhold bl.a. observeres:

• Der skal være maksimal temperaturforskel mellem det udstrømmende grundvand og den gennemsnitlige temperatur i vandløbet. Det betyder, at målinger i sommer- eller vinterperioden er det bedste. • Der skal være turbulente forhold og dermed en god opblanding af temperaturen i vandløbet, idet målingerne repræsenterer den øverste del af vandsøjlen. • Der er i flere af referencerne foretaget termiske målinger om natten. Dette medfører, at effekten af overfladeopvarmning af brinken og refleksioner fra solen, minimeres. • Termiske målingerne viser relative temperaturforskelle. Hvis der er brug for faktiske temperaturer, skal målingerne ”kalibreres” ved brug af in situ målinger. Dvs. at der skal foretages temperatur målinger i vandløbet simultant med overflyvningen. • Den horisontale opløsning af de termiske målinger bestemmes ud fra flyvehøjden og opløsningen på det termiske kamera. Denne skal derfor optimeres i forhold til den nødvendige opløsning i projektområdet.

Brug af termiske målinger under danske forhold Grundvandet i Danmark har en konstant temperatur på ca. 8 °C året rundt. Temperaturen i vandløbene vil typisk variere mellem 2 og 18 °C over året. Ved brug af termiske målinger er det vigtigt, at forskellen i temperatur mellem det udstrømmende grundvand og vandløbet er så stor som muligt. Det betyder, at metoden er bedst i sommer- eller vinter perioden. Der er lange perioder under foråret og efteråret, hvor lufttemperaturen varierer mellem 5 og 15 °C, og i denne periode kan der sandsynligvis ikke registreres temperaturforskelle mellem det udstrømmende grundvand og vandløbet. Da afstrømningen i vandløbene er lavest om sommeren, og idet grundvandsbidraget her udgør en martkant andel af afstrømningen, anbefales det at udføre målingerne i sommerperioden.

Vandløb Vandløb i Danmark er typisk ret smalle, og hovedparten af vandløbene har en brede på 2 – 5 meter brede. For at kunne opløse temperaturgradienter på tværs af vandløbet, og dermed områder, hvor der er udstrømmende grundvand, skal den horisontale opløsning på de termiske data ikke være større end ca. 0,5 meter. I litteraturen er opløsningen på de benyttede termiske data mellem 0,15 og 1,5 meter. Opløsningen på de termiske målinger afhænger af opløsningen på det termiske kamera, og afstanden mellem kamera og det reflekterende legeme (i dette tilfælde flyvehøjden på helikopteren).

For vandløb vil nogle af de styrende faktorer være: • Vandløbets bredde kontra opløsningen på de termiske data. • Strømningshastigheden i vandløbet. Større strømningshastighed og turbulens vil påvirke opblandingszonen, og gøre det vanskeligere at udpege områder med udstrømmende grundvand. • Vegetation, der dækker over vandløbet, forhindrer termiske målinger fra vandoverfladen (temperaturen fra vegetationen måles). • Varierende vinkel på refleksioner fra solen. • Bølger og krusninger på vandoverfladen resulterer i større varians i de termiske målinger.

Søer De termiske målinger måler temperaturen i den øverste del af vandsøjlen. Det betyder, at det kun er den overfladenære udstrømning af grundvand, der vil kunne observeres. Hvis målingerne udføres i vinterperioden, hvor det udstrømmende grundvand er varmere end det omkringliggende vand i søen, vil der i søen ske en opadrettet strømning af grundvandet, og man vil sandsynligvis kunne observere temperaturforskellen på overfladen af søen. Hvis målingerne foretages om sommeren, forventes det, at det kun er den del af grundvandet, der strømmer ud i den øverste del af søen, som vil kunne observeres på de termiske målinger.

For søer er nogle af de styrende faktorer:

• Dybden af søen – udstrømningen i de dybere dele vil ikke blive observeret • Strømningshastigheden i søen – en stor strømningshastighed vil give en hurtigere opblanding og derved gøre det vanskeligere at observere udstrømningsområderne. • Søer med megen vegetation i kanten af søen vil øge usikkerheden på de termiske målinger, idet målingerne vil indeholde temperaturen i bladarealet på vegetationen. Alger, åkander og siv vil vanskeliggøre målinger langs søbredden.

Naturområder Grundvandstilstrømningen vil for nogle våde naturtyper være helt afgørende for at kunne opretholde den naturlige vandbalance i området. Dette gælder specielt for lavmoser og naturområder beliggende i ådale eller tæt på vandløb. Naturområder er typisk kendetegnet ved lave vanddybder og små strømningshastigheder. Disse faktorer, gør at termiske målinger burde være meget velegnede i disse områder.

For naturområder er nogle af de styrende faktorer:

• Vegetationen – et stort bladdække vil vanskeliggøre de termiske målinger • Den lave vandhastighed og dybde medfører at udstrømningszonerne i naturområder bør kunne bestemmes meget præcist.

BESKRIVELSE AF PROJEKTET OG DE TOLKEDE MÅLINGER

Projektområde Som projektområde er udvalgt en ca. 30 km. lang vandløbsstrækning, der løber fra:

• Hampen sø til Holtum Å. • Fra Nedergård skov, forbi Ejstrup sø op til Holtum Å. • Nedstrøms Holtum å ned til hovedvejen fra Brande.

Projektområdet er primært udvalgt, da Københavns Universitet udfører en række feltmålinger i området. Dette giver en god mulighed for at få korreleret de termiske målinger med observationer fra jorden (dette er ikke beskrevet i denne artikel).

Figur 2 Projektområdet med flyvestrækningen (blå linie)

Måleudstyr og teknik Optagelsen af de termiske billeder blev udbudt til et antal danske firmaer, og på baggrund af prisen blev det valgt at udføre målingerne fra helikopter.

Målingerne er udført med et standard termisk kamera (NEC San-ei TH9100 Pro). Da der ikke er erfaringer fra Danmark med udførelse af termiske målinger fra helikopter, blev der under projektet eksperimenteret med at finde den mest optimale opstilling til optagelserne.

Billederne blev optaget under følgende forhold:

• Flyvehøjden var initialt defineret til 75 meter, men da det ikke var muligt at holde helikopteren stabil i den højde, blev flyvehøjden justeret til 300 meter. • Det er bestræbt at få overlap mellem de enkelte termiske billeder, og der er sammen med de enkelte billeder taget et optisk billede. • Der er for en mindre strækning af vandløbet optaget en videosekvens. Denne sekvens er optaget fra en flyvehøjde på 75 meter. • Kameraet blev håndholdt ud af døren på helikopteren. Den benyttede kameratype kunne ikke fastspændes under helikopteren.

Tolkning af termiske billeder Billedbehandlingen foretages med et software, der kan håndtere de opmålte billeder og foretage forskellige analyser af de termiske optagelser. Dette inkluderer bl.a.:

• Længdesnit eller tværsnit gennem vandløb. • Sammenligning af temperatur på forskellige punkter. • Justering af legende så de små temperaturer træder klarere frem. • Eksport til gænge billedformater der efterfølgende kunne geografisk refereres i GIS systemer.

Ved tolkningen af de termiske billeder blev der fokuseret på relative temperaturforskelle, og specielt på områder med en relativt lavere temperatur som kunne indikere påvirkning fra udstrømmende grundvand.

Alle de termiske billeder blev optaget med et samhørende optisk billede. Dette viste sig under projektet at være afgørende, idet det termiske billede alene ikke giver mulighed for at validere skygger, ændringer i vegetationen eller andre forhold, som påvirker den termiske måling. Figur 3 viser et eksempel på et samhørende optisk og termisk billede.

Figur 3 Eksempel på optisk og termisk billede

Resultater fra kvalitativ analyse af de termiske billeder Der er i den efterfølgende analyse af de termiske billeder fokuseret på at udpege anomalier, eller forskelle i temperaturer, idet temperatur anomalier indikerer, at der sker en tilstrømning af koldere grundvand. I analysen er der så vidt muligt taget hensyn til de fejlkilder, som optræder på billederne.

Grundvandstilstrømning til overfladevandsforekomsterne kan på de termiske optagelser ses som:

• Diffuse ændringer i temperaturen over en længere strækning. Dette indikerer en opblanding med grundvand over en strækning. • Pludselige ændringer over en kort strækning. Dette kan indikere en markant udstrømning på en mindre strækning eller evt. en fejlkilde, der påvirker de termiske målinger. • Grundvandstilstrømning til søer vil ses som en lavere temperatur langs søbredden. Evt. temperaturændringer i midten af søen vurderes ikke i analysen. • Engområder med stor grundvandstilstrømning vil være lidt koldere.

I analysen af de termiske billeder har de tilhørende optiske billeder været afgørende, idet de optiske billeder muliggør en tydelig differentiering af de forskellige vegetationstyper og afgrænsningen af vandløb og søer.

Eksempel på grundvandsudstrømning til vandløb Generelt har opløsningen på optagelserne været for grov i forhold til bredden på vandløbene. Dette skyldes at den initiale flyvehøjde på 75 meter af praktiske grunde ikke kunne opretholdes. Den faktiske flyvehøjde på 300 meter betyder at der typisk er 1-3 pixels på tværs af vandløbene, hvilket gør det svært at udskille temperatur anomalier i vandløbene.

Figur 4 Eksempel på optagelse med en markant temperaturændring i vandløbet

Figur 4 viser et eksempel på en optagelse, hvor der ses en markant temperaturændring i vandløbet. Dette område er inkluderet i to optagelser og er derfor rimelig troværdigt. Der er en del optagelser, der viser lignende markante temperaturfald i vandløbene over korte områder. Det er her forsøgt at vurdere, om disse områder skyldes en af de nævnte fejlkilder, eller om områderne reelt er udstrømningsområder. I de områder, hvor der observeres et markant temperaturfald, må udstrømningen af koldere vand være signifikant i forhold til vandløbsafstrømningen.

Der er andre områder, hvor der kan observeres en svagt faldende temperatur over en relativt lang strækning. Disse områder indikerer, at der sker grundvandsudstrømning, som grundet opblandingen giver en svag afkøling over strækningen. Disse områder er svære at opfange, men er muligvis indikationer på en mere realistisk grundvandsudstrømning, idet mængden af grundvand typisk vil være væsentligt mindre end afstrømningen i vandløbene.

Figur 5 Eksempel på lavere vandløbstemperatur i vandløb omkring nedlagt dambrug

Eksempel på afkøling af vådområde Vådområder er muligvis det område, eller den naturtype, hvor termiske målinger vurderes at have det største potentiale for udpegning af udstrømningsområder. Dette skyldes, at vandudvekslingen er lille, og der sker derfor en langsom vertikal opblanding af det varmere overfladevand med det koldere grundvand. De koldere udstrømningsområder fremtræder klarere i disse områder end f.eks. i vandløb og søer.

Figur 6 Temperaturfald på lavvegetationsområde

Både figur 5 og 6 viser eksempler på ånære områder, hvor der kan observeres lavere temperaturer i de ånære områder. I begge tilfælde er opløsningen på det termiske billede for lille til, at der kan laves en detaljeret vurdering af de potentielt grundvandspåvirkede områder. Der kan dog observeres områder med en markant temperatur forskel. Da der ikke er tydelige forskelle i vegetationstypen, er opsivende grundvand i områderne en mulighed.

Figur 7 Engområde med lavere temperatur. Lokalt ved vandløbet ses meget lave temperaturer. Eksempel på grundvandsudstrømning til søer Der er i projektområdet 2 større søer, Ejstrup Sø og Hampen Sø. Der er kun foretaget en enkelt optagelse af Ejstrup Sø, og det er ikke muligt at se nogle temperaturforskelle i søen ud fra denne optagelse.

I Hampen Sø er der en lang række optagelser, og der er i disse optagelser en del billeder, der viser temperaturforskelle, der potentielt kunne indikere udstrømning af grundvand til søen. Specielt i den syd-østlige del af søen er der optagelser, der indikerer, at der er koldere områder langs bredden af søen. Dette stemmer godt overens med den overordnede hydrologi, idet der i dette område er et mindre vådområde (Troldsø), hvor der er en hydraulisk gradient fra vådområdet mod søen.

Figur 8 Eksempel på optagelse fra Hampen Sø som viser en temperaturforskel

DISKUSSION

Der er i projektet optaget 180 termiske billeder over en ca. 30 km lang strækning omkring Holtum Å i Vestjylland. Optagelserne er foretaget fra helikopter med en flyvehøjde på ca. 300 meter, hvilket medfører en opløsning på ca. 0,5 meter med det benyttede kamera.

De optiske billeder er taget over vandløb med varierende bredde, søer (2 mindre søer) samt vådområder og enge. Dette medfører, at metoden er blevet verificeret på baggrund af forskellige naturtyper og vegetationssammensætninger. Resultaterne fra analysen af billederne viser, at metoden har potentiale for at måle temperaturforskelle i vandløb, søer og vådområder, og dermed også til at kunne udpege potentielle områder, hvor der sker markant grundvandsudstrømning. Den aktuelle flyvehøjde på ca. 300 meter medførte dog, at den horisontale opløsning på de termiske billeder gjorde det svært at vurdere brugbarheden af optagelser i hele projektområdet. Resultaterne fra projektet viser ligeledes, at der er en lang række fejlkilder, bl.a. håndteringen af kamera og helikopter, som skal vurderes grundigere, før metoden kan benyttes som et standardværktøj.

Projektet har resulteret i en betydelig viden mht. tolkningen af termiske optagelser, og de tekniske krav, der er nødvendige, for at optagelserne kan udføres, så de tilpasses til de lokale forhold i Danmark. Denne erfaring og betydelige vidensopbygning kan benyttes i et fremtidigt projekt, hvor der arbejdes videre med de resultater, som det nærværende projekt har medført. Det kunne ligeledes være interessant at vurdere metoden i forhold til andre potentielle metoder, som f.eks. fiberoptisk kabel.

OVERSVØMMELSER VED VANDLØB SAMMENHÆNG MED ØVRE GRUNDVANDSSTAND

Seniorprojektleder, ingeniør Jeppe Sikker Jensen COWI A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Plejehjemmet Kongebrocenteret blev evakueret den 24. juli 2007, fordi opstuvning fra Taps Å medførte, at plejehjemmet blev oversvømmet. Oversvømmelsen skyldtes langvarig kraftig regn i Christiansfeld.

Beregningerne med den kalibrerede MIKE 11 model har vist, at den maksimale vandføring i Taps Å ved Kongebrocenteret har været omkring 35 m3/s. Dette vurderes at være den største øjebliksafstrømning, målt i den periode, der har været måledata til rådighed, hvilket er mere end 30 år.

Der er ingen tvivl om, at hændelsen d. 24-25. juli 2007 har medført de højeste registrerede vandstande i over 30 år på strækningen opstrøms for målestationen ved renseanlægget og dermed også ved Kongebrocenteret.

Årsagen til de store afstrømninger kan ikke alene henføres til nedbørshændelsen, uden at de tidligere ugers nedbørsmængder og dermed mætning af jorden i oplandet inddrages i vurderingerne.

BAGGRUND

Plejehjemmet Kongebrocenteret blev evakueret den 24. juli 2007 fordi opstuvning fra Taps Å medførte, at plejehjemmet blev oversvømmet. Oversvømmelsen skyldtes langvarig kraftig regn i Christiansfeld. Oversvømmelsen berørte også andre huse i området. En grov undersø- gelse peger på, at alene nedbør i sådanne mængder forekommer sjældnere end hvert 10. år. Da jorden i forvejen havde et højt vandindhold, vurderes tilsvarende afstrømningsforhold at op- træde noget sjældnere end hvert 10. år, nok nærmere hvert 100 år.

Taps Å er et tidligere amtsvandløb, som i forbindelse med kommunalreformen er overgået til kommunevandløb. Vandløbet ligger i den tidligere Christiansfeld Kommune, nu Kolding Kommune.

Det samlede opland til Taps udgør ved udløbet i Hejls Nor, ca. 84 km2. Ved Christiansfeld ligger DMU målestation nr. 370038. Her logges timeværdier for vandstand, der omregnes til vandføringer ud fra kendte QH-relationer for vandstandsmåleren. Oplandet til målestationen udgør 65 km2.

FORMÅL

Formålet med undersøgelsen har været at vurdere den aktuelle afstrømningshændelse, herunder at fastlæge gentagelsesperiode for nedbør og afstrømning, for derigennem at vurdere sandsynligheden for en gentagelse.

I den forbindelse er der opstillet en hydraulisk model for Taps Å omkring Kongebrocenteret. Det undersøges endvidere hvorvidt de tidligere ugers nedbørsforhold har betydning for af- strømningen fra oplandet ved den aktuelle nedbørshændelse.

METODE

Der er opstillet en hydraulisk model i MIKE 11 for Taps Å omkring Kongebrocenteret. For- målet med modellen er at få bedst mulig klarhed over det aktuelle afstrømningsforløb i Taps Å ved hændelsen.

Modellen beskriver de fysiske forhold omkring vandløb og terræn. Modellen skal simulere de aktuelle afstrømningsforhold ved kalibrering mod de målte og observerede vandstandsfor- hold. Der er opstillet en MIKE 11 model for Taps Å med fokus på at belyse forholdende omkring Christiansfeld og samtidig forsøge at estimere den vandføring der reelt strømmede i Taps Å. MIKE 11 modellen omfatter strækningen fra st. 0 til st. 9461, udløbet i Hejls Nor.

Ved Hejls Nor er der påført en vandstandsrand med vandspejl i kote 0,5 m..

I modellen er vandløbet og relevante broer beskrevet ud fra de udførte opmålinger. Tværsnit- tene er sat sammen af vandløbsopmålingen af selve vandløbstværsnittet samt en beskrivelse af selve ådalen fra opmålinger og højdemodel.

Untitled 6136600

6136400

6136200

6136000

6135800

6135600

6135400

6135200

6135000

6134800

6134600 0-250 Møllesø 6134400 4594 4228 6134200

0 6134000 10968 84 4 94 0- - AA 0 PS 6133800 TA k æ 290 B r 6133600 æ k Tilløb1 o 0-500 K 6133400

6133200

6133000 530000 530500 531000 531500 532000 532500 533000 533500 534000 534500 535000 535500 536000 536500 Figur 1 Omfang af MIKE 11 model.

Tilstrømningen til modellen udgøres af randbetingelser for de relevante deloplande som an- ført i nedenstående tabel. Manningtallet (ruheden i vandløbet) er bestemt ved kalibrering. Tabel 1 Deloplande

Deloplandsbeskrivelse Oplandsareal (km2)

Taps Å før Kongebrocenteret 37,2 Kokær Bæk 22,6 Tilløb til Kokær Bæk 5,8 Lateralt opland nedstrøms Kongebrocenteret 18,7 Samlet opland 84,3

Modelkalibrering på normale forhold Strategien for modelleringen var at påføre de vandføringer, der var beregnet ud fra QH-rela- tioen ved målestationen. På baggrund af disse blev ruheden i vandløbstværsnittet kalibreret, således at de registrerede vandstande kunne simuleres. Fokus ved denne kalibrering var vandstande og vandføringer indenfor det område, hvor QH-relationen var pålidelig. Det var såle- des forventeligt, at der ville være en stor uoverensstemmelse ved situationer, hvor vandstanden gik over brinkerne (ca. kote 8,8 m DVR90). Manningtallet ved denne kalibrering kunne fastlægges til 11 m1/3/s. [meter] Time Series Water Level Water Level 9.8 TAPSAA 2110.00

External TS 1 9.6 Vandstand RA

9.4

9.2

9.0

8.8

8.6

8.4

8.2

8.0

7.8

7.6

7.4

7.2

1-7-2007 6-7-2007 11-7-2007 16-7-2007 21-7-2007 26-7-2007 31-7-2007 5-8-2007 10-8-2007

Figur 2 Resultat af kalibreringskørsel for sommeren 2007. Målt vandstand gengivet med blå, beregnet med sort.

RESULTATER

Beregning af aktuelle afstrømningsforhold For at simulere den faktiske afstrømning i det tidsrum hvor vandløbet gik over sine breder, ændrede vi den fejlbehæftede målte vandføring, indtil der kunne opnås en god overensstemmelse mellem målt og beregnet vandstand ved målestationen, med fokus på maksimalaf- strømningen. [meter] Time Series Water Level Water Level 9.8 TAPSAA 2110.00

External TS 1 9.6 Vandstand RA

9.4

9.2

9.0

8.8

8.6

8.4

8.2

8.0

7.8

7.6

7.4

7.2

1-7-2007 6-7-2007 11-7-2007 16-7-2007 21-7-2007 26-7-2007 31-7-2007 5-8-2007 10-8-2007

Figur 3 Resultat af simuleret afstrømningsforløb i jul 2007. Målt vandstand gengivet med blå, beregnet med sort.

[m^3/s] Time Series Discharge Discharge TAPSAA 2105.00 36.0 Ex ter nal TS 1 34.0 Vandføring_justeret 32.0

30.0

28.0

26.0

24.0

22.0

20.0

18.0

16.0

14.0

12.0

10.0

8.0

6.0

4.0

2.0

0.0

00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 00:00:00 21-7-2007 22-7-2007 23-7-2007 24-7-2007 25-7-2007 26-7-2007 27-7-2007 28-7-2007 29-7-2007 30-7-2007 31-7-2007 Figur 4 Simuleret og beregnet vandføring ved Målestationen

Figur 3 viser en god overensstemmelse mellem målt og beregnet vandstand ved målestation- en. Figur 4 viser den vandføring, der måtte påføres den kalibrerede model for at opnå den gode overensstemmelse mellem målt og beregnet vandstand. Det fremgår af figuren, at vand- føringens maksimum var ca. 35 m3/s, hvilket er mere end 3 gange så meget som den fejlbe- hæftede målte vandføring. Denne beregnede uoverensstemmelse mellem målt og aktuel vandføring må anses for at væ- reden største indenfor måleperioden, da det jo netop er den høje vandstand i vandløbet, og dermed koten over brinken, der er afgørende for størrelsen af afvigelsen. Se i øvrigt under diskussion af resultater.

Denne beregnede vandføring kan sammenholdes med de aktuelle nedbørsforhold på oplandet.

Figur 5 Registreret nedbør ved Christiansfeld d. 24-25 juli 2007. Den gennemsnitlige nedbør i dagene 24-25. juli er beregnet til 65 mm for oplandet som hel- hed.

Med en sommerbasisvandføring i vandløbet på ca. 400 l/s kan der beregnes nedenstående merafstrømning i vandløbet, direkte forårsaget af den registrerede nedbør. Tabel 2 Merafstrømning pr. døgn ved basisvandføring på 400 l/s

Dato Merafstrømning m3/døgn mm afstrømning 24-07-2007 1.214.889 18.7 25-07-2007 882.916 13.6 26-07-2007 284.249 4.4 27-07-2007 218.601 3.4 28-07-2007 174.255 2.7 29-07-2007 135.544 2.1 30-07-2007 102.490 1.6 31-07-2007 73.440 1.1 01-08-2007 50.841 0.8 02-08-2007 37.221 0.6 03-08-2007 23.718 0.4 04-08-2007 15.566 0.2 05-08-2007 9.972 0.2 06-08-2007 6.079 0.1 07-08-2007 2.310 0.0 Sum 3.232.092 49.7 Antallet af betydende cifre er ikke et udtryk for beregningernes nøjagtighed.

Det fremgår af tabel 2, at der i de to døgn 24. og 25. juli i alt afstrømmede ca. 2 mio. m3 vand i vandløbet svarende til ca. 32 mm nedbør fra det samlede opland på 65 km2. Den samlede afstrømning direkte forårsaget af nedbørshændelsen er knap 50 mm over 15 dage.

Den direkte afstrømmede vandmængde i forhold til nedbøren er stor i forhold til det, der normalt registreres for vandløb med en oplandsstørrelse som Taps Å.

Dette skyldes den ekstremt våde sommerperiode, der har været op til hændelsen. Jorden i oplandet har således været vandmættet før denne hændelse, og der har således kun været be- grænset eller ingen magasinkapacitet i de øvre jordlag. Dette underbygges endvidere af, at basisvandføringen har ligget omkring 400 l/s mod en normal medianminimum på under 100 l/s. Medianminimum anses normalt for basisvandføring i sommerperioden, da der normalt ikke er væsentlige bidrag fra de øvre magasiner i sommerperioden

KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING

Beregningerne med den kalibrerede MIKE 11 model har vist, at den maksimale vandføring i Taps Å ved Kongebrocenteret har været omkring 35 m3/s. Dette vurderes at være den største øjebliksafstrømning, målt i den periode der har været måledata til rådighed, hvilket er mere end 30 år.

Beregningerne har samtidig vist, at de vandføringsmålinger der sker i Taps Å ved rensean- lægget, kan være betydeligt fejlbehæftede i situationer med højvandstand i vandløbet. Der er dog ingen tvivl om, at hændelsen d. 24-25. juli 2007 har medført de højeste registrerede vandstande i over 30 år på strækningen opstrøms for målestationen ved renseanlægget og dermed også ved Kongebrocenteret.

Diskussion af vandstands og vandføringsmålinger Målestationen fungerer ved, at der kontinuerligt måles vandstandsdata - disse gemmes som timeværdier. På baggrund af disse beregnes vandføringen ud fra QH-kurver, som er bestemt ved vingehjulsmålinger i vandløbsprofilet ved målestationen. Disse QH-kurver justeres jævn- ligt, da vandføringsevnen er afhængig af vandløbets fremtræden, herunder ændringer over tiden i geometri og ændringer i grødevækst mm over året.

QH-kurverne angiver således en omregningsfunktion mellem vandstand og vandføring. En sådan omregningsfunktion er i praksis mest pålidelig i intervallet omkring den vandstand, der var gældende ved fastlæggelse af QH-kurven. I praksis vil man efter en årrække have et godt billede af QH-kurven for vandløbet og dennes årstidsvariation. Den væsentlige usikkerhed i vandføringsbestemmelsen er således begrænset til yderpunkterne af kurven, specielt maksi- mumsituationerne, når vandstanden går over brinkerne.

En traditionel QH kurve forudsætter i princippet, at vandløbet har et forholdsvist ensartet profil. I en situation, hvor vandstanden overstiger vandløbsbrinkerne og breder sig ud over et langt større tværsnitsareal, vil QH-kurven således ikke i praksis være gældende. I figur 2 er gengivet QH kurve og registreringer for Taps Å. Det fremgår af figuren, at grundlaget for kurven er sammenhørende vandstands- og vandføringsmålinger for vandstande under kote 8,2 m og vandføringer under 3 m3/s.

Figur 6 QH-registreringer og QH relation (grundkurve) for Taps Å. Ved vandstande over dette niveau vil der således være en øget usikkerhed på vandføringsbe- regningen. I praksis sker denne beregning således kun ved ekstrapolation af kurven.

Det væsentlige er dog, at når vandstanden går op over brederne på vandløbet, så gælder den anvendte QH-relation ikke mere; de beregnede vandføringer vil så være fejlbehæftede. Dette vil specielt være gældende for hændelsen i 2007, hvor vandstanden stod i kote 9,76 m DVR 90 mod ca. 9,3 d. 19. juli 2002. Dette skal jo netop ses i forhold til tværprofilet ved vand- standsmålingen, som er gengivet i figur 7 nedenfor.

Kote, m DVR90 8

6 0 102030405060708090100 afstand, m

Terræn Max vsp 2002 Max vasp 2007

Figur 7 Tværprofil ved målestationen hvor vandstanden registreres.

Det fremgår tydeligt af figuren, at tværsnittet bliver væsentligt forøget ved de høje vandstande, specielt i 2007 men også i 2002.

Det er derfor tydeligt, at de beregnede vandføringsmålinger for Taps Å ikke kan anvendes direkte til en vurdering af afstrømningsforholdene. Dette må i stedet ske ved en hydrodynamisk modellering som den udførte. Ved en sådan modellering må man ud fra kendskab til nedbørsforhold, fysiske forhold samt registrerede vandstande i delområder forsøge at kalibrere sig frem til en model, der kan give et estimat for de aktuelle afstrømningsforhold.

VÅDOMRÅDER OG NATURGENOPRETNING GAVNER KLIMAET

Klimachef Torben Chrintz Konsulent Henrik Bay NIRAS A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

BAGGRUND

Med implementeringen af vandrammedirektivet gøres der en fornyet indsats for at forbedre vandmiljøet. Der er i denne sammenhæng i sær fokus på ådale og vådområder, fordi disse er nøglen til at opnå et bedre vandmiljø, ikke alene i vores vandløb men også i søer og kystnære områder. Fokus er i den forbindelse i høj grad på at forbedre de fysiske forhold. Årsagen her til er, at vi i Danmark gennem de sidste mere end 100 år mere eller mindre systematisk har reguleret og drænet vores vandløb og vådområder.

Dræning og afvanding af vådområderne bevirker, at organisk materiale i jorden nedbrydes, og at der som følgevirkning frigives drivhusgasser. Derfor vil reetablering af vådområder og vandløb ofte have en positiv indvirkning på udledningen af drivhusgasser.

PERSPEKTIVET

Der er særligt i 2009 stor fokus på udledningen af klimagasser. Mediernes fokus, og dermed politikernes fokus, er i Danmark altovervejende rettet mod energiforbruget. Der fokuseres på dels at mindske energiforbruget, og dels at erstatte de nuværende energikilder med alternativ energi.

F-gasser; 1,10%

N2O; 7,90%

CH4; 14,30% CO2 fossile CO2 Land Use brændstoffer; change; 17,30% 56,60% CO2 andet; 2,80%

Figur 1 Udledning af drivhusgasser (GHG – typer).

Affald og spildevand; 2,80% Landbrug og skovbrug; 30,90% Energiforsyning; 25,90%

Transport; 13,10%

Industri; 19,40% Bygninger; 7,90%

Figur 2 Udledningen af drivhusgasser på verdensplan fordelt på sektorer.

Af figur 1 og 2 ses, at politikkernes fokus måske ikke burde være helt så entydigt som tilfæl- det er. Således er mere end 17 % af udledningen af GHG relateret til landuse change, herunder dræning af vådområder, hvilket er en af de store udfordringer for bæredygtigheden af bio- brændstoffer. Af figur 2 fremgår det, at land og skovbrug står for mere en 30 % af udledningen af GHG på verdensplan. Til sammenligning står transport, der ellers er megen fokus på, for bare ca. 13 % af udledningen af GHG, mens energiforsyning står for ca. 26 % af udledningen af GHG. De præsenterede data er gældende på verdensplan, og fordelingen er natur- ligvis anderledes i Danmark. Dette ændrer dog ikke ved, at land- og skovbrug er en af de stør- ste sektorer, hvis ikke den største sektor mht. udledningen af GHG, og at dansk landbrug og anvendelsen af biobrændstoffer medfører landuse change også uden for Danmarks grænser

Ser vi på denne sektor er der flere generelle kilder til udledning af GHG:

• Energiforbrug (Fossile brændsler) • Metangas fra husdyr og gødningsopbevaring • Lattergas fra kvælstofgødning • Ændring i kulstoflagrene (dræning, fældning af skov etc.)

I relation til vådområder er det især sidstnævnte, der er interessant. I den forbindelse skal det nævnes, at Fødevareministeriet har udgivet rapporten Landbrug og Klima /1/. I denne nævnes udover reduktion af dyreholdet 4 priseffektive metoder til at reducere landbrugets udledning af GHG. De fire metoder er:

• Husdyrgødning til biogas • Dyrkning af pileflis på marginaljorde • Halm til kraftvarme • Udtagning af lavbundsjorde. Så ændring i kulstoflagrene er altså også et af de områder, hvor vi med udtagning af lavbundsjorde har en priseffektiv mulighed for at reducere Danmarks udledning af GHG.

HVILKET POTENTIALE ER DER?

De er udført flere forskellige beregninger af flere forskellige nationale og internationale orga- nisationer. Resultaterne er som sædvanligt ikke entydige. Der er dog den entydige konklusion, at der er et betydeligt og billigt potentiale for reduktion af udledningen af GHG.

I /1/ nævnes, at det samlede dyrkede areal med lavbundsjorde med højt kulstofindhold ligger på ca. 83.000 ha. Heraf skønnes 55.000 ha at indgå i omdriften. Det antages, at 50 % af dette areal, altså 27.500 ha vil kunne udtages af dyrkningen frem til 2020. Dette giver ifølge /1/ et reduktionspotentiale på 295.000 ton CO2-ækv./år, hvilket udgøres af øget lagring af kulstof i jorden. De samfundsmæssige omkostninger beregnes i øvrigt til at være tæt på nul, såfremt øget kulstoflagring medregnes.

Andre har regnet baglæns på baggrund af indsynkningen af jorden, som dræningen mange steder medfører. Beregnes baglæns på denne måde bliver udledningerne betydeligt større. Regnes der således med en indsynkning på 1 cm/år svarer det til en udledning af 30 tons CO2/ha, hvilket igen svarer til 200.000 kørte kilometer i en gennemsnitlig dansk bil. Det er ikke usædvanligt at se indsynkning på mere end 1 m i nogle af vores våde områder med organiske jorde.

Ses der samtidigt på de organisk jorde generelt, hvilket svarer til ca. 5 % af landbrugsarealet (150.000 ha), medfører dræning og dyrkning en udledning af op til 2,5 mil. Tons GHG/år /2/. Dette svarer til udledningen fra 850.000 personbiler eller 40 % af de danske personbiler. Med denne tilgang til beregning af udledningen svarer potentialet faktisk til samtlige danskeres private almindelige elforbrug.

FORDELENE

Ud over at være en priseffektiv metode til at reducere vores udledning af drivhusgasser er der også en række andre positive elementer, som bør nævnes ved udtagning af lavbundsjorde eller organiske jorde.

Der er en række tidligere våde områder, hvor dræningen har medført en så stor omsætning af organisk materiale, at terrænet har sat sig. Derved er det blevet mere og mere problematisk forsat at dræne disse områder. Denne udvikling vil forsætte og forværres særligt, hvis de nu- værende klimatendenser forsætter (mere og kraftigere regn). Der er således tale om jorde, der ofte er problematiske at dyrke, og som med tiden vil blive endnu mere problematiske at dyrke.

En af nøgleelementerne i vandrammedirektivet er, at god økologisk tilstand skal opnås gennem prisoptimale tiltag. I den forbindelse synes ophør af grødeskæring at være en meget central metode. Ophør af grødeskæring vil ofte medføre oversvømmelser, der netop vil finde sted på de organiske lavbundsjorde. Således vil vandrammedirektivet direkte kunne kobles til reduktion af Danmarks udledning af GHG.

Samtidigt vil udledningen af nitrat til vore recipienter med etablering af vådområder og ophør af dræning blive reduceret markant.

ULEMPERNE OG FORHINDRINGERNE

Forfatterne af denne artikel vil gerne postulere, at en af de vigtigste barrierer for at udtage lavbundsjorde med henblik på at opfylde vandrammedirektivet og mindske udledningen af GHG er de nuværende støtteordninger. Det er således helt centralt, at et givent stykke jord skal være tørt og dyrkbart i i dyrkningssæsonen. Er dette ikke tilfældet, bortfalder EU-støtten, og dermed indgår jorden ikke længere i bedriftens harmoniareal. Netop harmoniarealet er ekstremt vigtigt for landbrug med animalsk produktion, idet harmoniarealet er afgørende for deres mulige dyrehold. Med den nuværende lovgivning er der således opbygget nogle markante administrative blokeringer af effektiv reduktion af GHG i landbruget.

En anden ulempe er, at EU´s klimapakke ikke lægger op til, at reduktion af GHG ved udtagning af lavbundsjorde ikke indgår i beregningen af landenes reduktion af GHG /1/.

Miljømæssigt skal man også være opmærksom på flere forhold. Først og fremmest er der mulighed for, at der ved etablering af vådområder etableres anaerobe områder med mulighed for dannelse af metan, normalt svarende til ca. 500 kg CO2-eqv/Ha. Endvidere er Danmarks Sportsfisker Forbund meget opmærksom på, at vådområder kan have en negativ effekt på udtrækket af smolt fra vores vandløb. Tilsvarende vil mange områder, såfremt de bare efter- lades, blive meget ensartet naturmæssigt. Meget af den natur, vi ønsker i Danmark, er typisk kulturpåvirket. Skal denne opretholdes medfører det pleje af lavbundsjordene – f.eks periodevis græsning - og altså ekstra udgifter.

KONKLUSION – HVAD KOMMER VI TIL AT GØRE?

Vandrammedirektivet stiller en række krav til vores vandmiljø.. Det er samtidig nødvendigt for Danmark inden for en kort tidshorisont at mindske udledningen af drivhusgasser. Carbon Footprint-beregninger på naturgenopretning giver derfor stor mening, og det viser sig, at der er et betydeligt potentiale i genopretning af en række af vores tidligere våde områder til stor gavn for vandmiljøet og klimaet. Carbon Footprint-beregninger og konsekvensvurderinger bør således være en del af vandløbsregulativerne i fremtiden.

REFERENCER

/1/ Landbrug og Klima, Fødevareministeriet 2009. /2/ Opgørelse af CO2-emissioner fra arealanvendelse og ændringer i arealanvendelse LULUCF (Land Use, Land Use Change and Forestry). Metodebeskrivelse samt opgørelse for 1990 – 2003. Arbejdsrapport fra DMU, nr. 213

HALSNÆS KOMMUNE VAND - MULIGHEDER OG UDFORDRINGER ET HANDLINGSKATALOG

Civilingeniør Esben Iversen NIRAS A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUME

NIRAS har for Halsnæs Kommune udarbejdet et handlingskatalog for imødegåelse af nuvæ- rende og fremtidige vandproblemer i kommunen. Arbejdet bygger på en indsamling af til- gængelig viden i kommunen, der sammen med den seneste viden på effekterne af klimaæn- dringerne har resulteret i en kortlægning af vandproblemerne i dag og over en 100 årig tidsho- rizont.

Handlingskataloget beskriver de handlinger, som kommunen kan vælge at gennemføre, og hvilke handlinger borgerne i kommunen selv kan gennemføre for at reducere risikoen for oversvømmelser. Af de mange handlinger, som kommunen kan vælge blandt, har NIRAS peget på en række højt prioriterede handlinger, som anbefales gennemført inden for en kort tidshorisont.

BAGGRUND

I det sidste årti har der været store nedbørshændelser (monsterregn) og kraftige storme, der har eroderet kysten og forårsaget oversvømmelseshændelser med deraf følgende tab for borgere.

Kommunen bliver i stigende grad mødt af borgere, der ønsker, at kommunen skal iværksætte tiltag, der skal imødegå oversvømmelsesproblemerne og sikre kystområderne. Ved kysten har stormene givet anledning til høje vandstande og bølger, der har truet kystnære bolig- og indu- striområder og påvirket de rekreative områder, hvor strande og badebroer er mistet. De lavtliggende områder i kommunen har med de ekstreme nedbørshændelser haft afvandingsmæssi- ge problemer. For byerne og sommerhusområderne er situationen yderligere forværret som følge af en generelt øget andel af fast belægning.

Klimaforandringerne vil øge risikoen for fremtidige oversvømmelser og kysterosion. For at imødegå denne udvikling er det vigtigt at inddrage alternative strategier, hvor der fokuseres på plansiden og politiske strategier, der reducerer behovet for tekniske investeringer. Det er endvidere vigtigt, at der implementeres nye teknologier, der imødegår de store udfordringer på den økonomisk mest fordelagtige måde. I den forbindelse åbner implementeringen af Lov om Miljømål op for synergieffekter, idet der forventes at blive udlagt fugtige områder langs vandløb og vådområder generelt af hensyn til forbedring af vandløbskvaliteten og tilbageholdelse af næringssalte. Sådanne områder vil eventuelt også kunne udnyttes til tilbageholdelse af regnvand fra bymæssig bebyggelse og kunne udgøre bufferområder til opmagasinering af vand, så mere sårbare områder andre steder i vandløbsystemet beskyttes mod oversvøm- melser.

Figur 1 Oversigtskort.

FORMÅL

Halsnæs Kommune har besluttet at udarbejde et handlingskatalog for at sikre et overblik over udfordringer og muligheder, som er relateret til vand langs kommunens søer, vandløb og ky- ster. Kataloget skal kunne danne grundlag for en målrettet kommunal indsats til forebyggelse af oversvømmelser og øvrige udfordringer relateret til vand nu og i de kommende år. Hand- lingskataloget søger at sammenfatte relevant planlægning og fysiske hensyn, idet kommunen ønsker en strategi, der skal sikre, at de eksisterende servicemål opretholdes. Handlingskatalo- get rummer desuden prioriterede anbefalinger til, hvordan uønskede konsekvenser fra fremtidige klimabetingede påvirkninger kan modvirkes eller mindskes.

METODEBESKRIVELSE

Handlingskataloget kortlægger kommunens vandproblemers omfang både under de nuværen- de klimaforhold og under de klimaforhold, der med klimaændringer forventes at indtræffe over en 100 års periode. Dette svarer til en ”foreløbig vurdering af oversvømmelsesrisikoen”, der i henhold til Oversvøm- melsesdirektivet skal foreligge 22. december 2011 (Europa- Opstartsmøde Parlamentets og rådets direktiv 2007/60/EF af 23. oktober 2007 om vurdering og styring af risikoen for oversvømmelser)

Til de kortlagte problemer opstilles mulige tiltag for at imøde- Kortlægning gå vandproblemerne. Tiltagene er en blanding af planmæssige, tekniske og beredskabsmæssige løsninger, der danner grundlag for en efterfølgende politisk behandling.

Handlingskataloget vil støtte politikerne, når de skal lave bud- Stjernehøring getmæssige prioriteringer, samt udviklingsmæssige planer for by-, sommerhus-, landbrugs- og naturområder. Når de politiske rammer er defineret, vil der efterfølgende kunne udarbejdes en ”risikostyringsplan” til håndtering af vand-problemerne. Risi- kostyringsplanen vil have fokus på forebyggelse, sikring og beredskab og skal i henhold til Oversvømmelsesdirektivet foreligge 22. december 2015. Risikostyringsplanen er ikke inde- Handlingskatalog holdt i nærværende projekt.

Den foreløbige version af kortlægningsrapporten har været i stjernehøring i administrationen og kommentarerne herfra er indarbejdet i den endelige version af kortlægningsrapporten Afslutning (figur 2). Kortlægningsrapporten indgår som baggrunds-rapport for udarbejdelse af Handlingskataloget giver en screening af de Figur 2 Projektfaser mest kritiske og vigtige vandproblemer i Halsnæs Kommune. for udarbejdelse af Datagrundlaget er ofte tilvejebragt på et detaljeringsniveau, så handlingskatalog. det kan bruges til kvalificerede tekniske skøn. Til det videre arbejde med de konkrete vandproblemer skal der gennemføres supplerende undersøgelser og berigtigelse af de forudsætninger, der er indlagt i de tekniske skøn.

Datagrundlaget for kortlægningsrapporten er et arbejdsmøde afholdt i Halsnæs Kommune den 21. april 2008, hvor der efter en fælles introduktion blev arbejdet videre i 4 arbejdsgrupper for her at gennemføre en screening af vandproblemerne. De 4 arbejdsgrupper er:

• Planlægning • By • Vandløb og søer • Kyst Derudover er der anvendt data og rapporter fremsendt af Halsnæs Kommune og tilgængelig litteratur.

Handlingsplanen er udfærdiget i en dialog med Halsnæs Kommune, og er udfærdiget på en måde så den direkte kan anvendes i en politisk behandling og gøres tilgængelig for borgerne i kommunen.

RESULTATER

Kortlægningsrapport Vandløb I Halsnæs Kommune findes i dag flere områder nær vandløb, kanaler og søer, der er i risiko for at blive påvirket af periodevise oversvømmelser.

Særligt kritisk er forholdene langs Arrenakke Å, i og omkring Frederiksværk By, hvor driften af Arrenakkepumpestation ved Classens Dige er helt afgørende for områdets afvanding. Flere beboede områder og industriområder ligger lavere end almindeligt forekommende højvande i Roskilde Fjord. Nuværende og fremtidige bebyggelser i disse lavtliggende arealer må beteg- nes som højrisiko-områder, der fremover kræver særlig opmærksomhed ved ekstrem-regn og stormflodshændelser. Ligeledes forudses det, at den mængde vand, der skal pumpes f.eks. fra Arrenakke Å, fremover vil stige på grund af større befæstelsesgrad i form af veje, fliser og tage, øget nedbør om vinteren og højere grundvandsstand.

Arresø Kanal løber gennem Frederiksværk By til Roskilde Fjord, der under stormflod forventes at kunne nå vandspejlsniveauer mellem kote 1,5 i dag til 2,5 m i år 2100. I ekstremsituati- oner medfører dette risiko for oversvømmelse af de lavest liggende byområder nær gymnasiet og campingpladsen samt områder længere mod nord omkring rådhuset.

I flere sommerhusområder ved Brødemosen, Karsemose og Asserbo plantage er der i dag problemer med høj grundvandsstand, vandløb med meget ringe fald og grundejernes til tider manglende vedligehold af private grøfter og kanaler. Dette resulterer i en forringet afvand- ingstilstand hos mange grundejere og giver desuden problemer med nedsivning for de grundejere, som har septiktanke og trix anlæg.

Et større landbrugsareal syd for Nødebohuse er vandlidende. Området afvander via Nødebo Huse Pumpekanal til pumpestationen nær kysten. Årsagen til afvandingsproblemerne skyldes sandsynligvis sætninger i jordbunden, som følge af mange års kunstig afdræning af de organiske jordlag.

Flere private dræn ved Ølsted nord- og sydstrand forårsager afvandingsmæsssige problemer. Begge områder ligger på morænebakker, der er stærkt kuperede med et relativt stejlt fald mod kysten. Årsagen er manglende kapacitet i drænrør og/eller nedsat funktion skyldes slitage, alder mv. af de enkelte drænrør.

Mange oprindelige vandløb er fra gammel tid reguleret/ændret og fremstår i dag som kanaler, der i dag afvander til havet eller til Arresø gennem pumpestationer. Hvis de eksisterende afvandingsforhold skal bevares, må det forudses, at det vil kræve stigende behov for pump-ning. Det skyldes en række forhold som højere havvandstand, øget nedbør samt sætninger i organiske jordlag på grund af dræning.

Miljømålsloven er under implementering, og Halsnæs Kommune vil i de kommende år skulle udarbejde handleplaner og indsatsprogrammer for at opnå god økologisk tilstand i vandløb, søer og kystvande. For de udpegede natura 2000-områder skal kommunen sikre, at de truede naturtyper og arter, som findes i de enkelte områder, opnår en gunstig bevaringstilstand. Ud- møntningen af nærværende handlingskatalog skal gennemføres som en integreret del af ind- satsprogrammet, så der opnås størst mulig synergi mellem vandplan og oversvømmelsesbe- skyttelse.

Byområder I flere af både de store og små byområder i kommunen er der konstateret lokale problemer med oversvømmelse af ejendomme. Oversvømmelse via kloaksystemerne skyldes ofte, at udviklingen gennem tiden har medført, at afløbssystemet i dag belastes mere end tilsigtet. Samtidig har der i det seneste årti været en øget hyppighed af meget kraftige nedbørshændel- ser.

En betydelig del af de bebyggede områder i Frederiksværk By er lavtliggende og derfor i sær- lig risiko for at blive udsat for oversvømmelse ved ekstrem regn, idet regnvandet fra højere- liggende områder vil strømme ned mod lavninger.

Da en stor del af Frederiksværk, Kregme, Vinderød og Ølsted er fælleskloakeret, er der forskellige steder, hvor der aflastes opblandet regn- og spildevand til vandløb og Roskilde Fjord. Halsnæs Kommune har gennemgået disse aflastningssteder med henblik på at reducere miljø- påvirkningerne til et niveau, så målsætningen for vandløb, Arresø og Roskilde Fjord kan overholdes. Det er specielt aktuelt ved Strandvejen ved Hvide Klint og Ølsted Renseanlæg.

Hundested ligger omgivet af åbne vande. Topografien er her mere markant, hvilket betyder, at der ikke er stor risiko for oversvømmelser. Den gamle del af byen er fælleskloakeret, her kan der også forekomme aflastning af opspædet spildevand til vandløb og havet.

Kysten I Halsnæs Kommune er der i dag ikke væsentlige kystproblemer. På den eksponerede Nord- kyst er kysterosionen stort set kontrolleret af kystbeskyttelsen, der både omfatter privat etableret beskyttelse, samt beskyttelse gennemført ved medvirken af offentlige myndigheder i henhold til Regionplanen.

Som følge af skræntfodsbeskyttelse langs nordkysten er det primært selve strandbredden, der forsvinder. Dermed forsvinder også en væsentlig del af kystens rekreative og naturmæssige værdi. Denne udvikling må forudses at fortsætte i de kommende år. I takt med nedslidningen må der forudses stigende behov for vedligeholdelse ved de faste kystsikringsanlæg. Kystero- sion sker væsentligst øst for Liseleje, hvor der sker tilbagerykning af kystlinien og en forstej- ling af kystprofilet. Fjordkysten er beskyttet, og der er kun erosion ved kystbrinker og i skrænter over skræntfods- beskyttelsen i forbindelse med højvande og kraftig storm.

I Halsnæs Kommune findes sandstrande af regional eller lokal betydning ved Liseleje og øst herfor til Stængehus. Kvalitet af stranden ved Liseleje er aftagende på grund af erosions- påvirkning på strand og klitter øst for bølgebryderne, periodevis forekommer større ral- og stenansamlinger langs kysten. Badestrandene ved ’Trekanten’ umiddelbart nord for Hunde- sted havn og på fjordkysten umiddelbart vest for Lynæs lystbådehavn er af lokal betydning. Bevarelse af badestrande forudses på sigt at kræve strandfodring.

De forventede klimaændringer forventes at resultere, i en tilbagerykning af kysten på ca. 2 meter frem til år 2050 og 14 meter frem til år 2100 langs Nordkysten . For Fjordkysten forventes en tilbagerykning af kysten på 1-2 meter frem til år 2050 og 5-9 meter frem til år 2100. Den seneste forskning antyder risiko for, at kysttilbagerykningen kan forekomme noget hurtigere.

De nuværende lovgivnings- og miljømæssige forhold begrænser de kystbeskyttelsestiltag, der kan udføres på kysten. Konkret bør der kun tillades kystbeskyttelse, hvor der i dag findes væ- sentlige ejendomsværdier, der er truet af kysterosion. Initiativer om ændret beskyttelse bør generelt ske fra lodsejere.

Kystdirektoratet er myndighed i forbindelse med kystbeskyttelsesprojekter, og kommunen er høringsberettiget. Kommunen kan enten på opfordring fra flere enige/uenige grundejere eller af egen drift starte en kystbeskyttelsessag, der skal godkendes af kystdirektoratet.

Classens dige i Frederiksværk beskytter de bagved liggende lave arealer mod en stormflods- hændelse, der statistisk forekommer hver 10.-20. år. Digerne på Nordkysten ved Kikhavn og Nøddebohuse er dimensioneret til stormflodshændelser, der forekommer hver 100. år.

I forbindelse med fremtidige højvandssituationer i Roskilde Fjord vil det være nødvendigt at øge sikringen af Frederiksværk By. Dette kan ske ved udbygning af digerne og evt. etablering af højvandslukke på Arresø Kanal samt sidekanalerne.

Vælges det at etablere højvandslukke på kanalen er det nødvendigt at begrænse afstrømningen fra Arresø i perioder, hvor afstrømning i kanalen er forhindret, indtil vandstanden i Roskilde Fjord igen er faldet. Arresø, der arealmæssigt er Danmarks største sø, vil dog kunne rumme meget store mængder regnvand i forbindelse med regnrige perioder. Det kan derfor i samarbejde med Hillerød og Gribskov Kommuner overvejes, om der kan tillades en større variation af søens vandspejlsniveau.

Handlingskatalog Kommunens handlemuligheder NIRAS har for Halsnæs Kommune gennemført vurderingen af kommunens handlemuligheder og anbefaler at prioritere en række indsatser for de områder, hvor der er risiko for påvirkning af mennesker og boliger/erhverv. Både effekten af nuværende og fremtidig høj havvandsstand samt følgerne af intensiv nedbør bør forebygges bedst muligt.

Generel indsats Halsnæs Kommune bør følge med i udviklingen i klimaforandringerne og sætte effektivt ind, hvor der forventes at kunne opstå behov for øget sikring.

Oplysning er ofte starten til en konstruktiv løsning af mange problemer. Fremsendelse af in- formationsmateriale til borgerne, i de områder hvor de med egne initiativer kan reducere risikoen for oversvømmelse, vil kunne imødegå mange af de observerede oversvømmelsespro- blemer. Det være sig oplysning om vedligeholdelse af private dræn og grøfte, etablering af en aktiv beskyttelse af kælderrum med højvandslukke m.m. Informationsmaterialet bør ligeledes være tilgængeligt på kommunens hjemmeside, der løbende opdateres med den nye viden.

Vandløb, søer, kanaler, dræn og byområder Eksisterende viden om afløbsforholdene i kommunen er kortlagt, og det er på denne baggrund muligt at opdatere kommunens beredskabsplan, så der kan ageres hurtigt og konstruktivt ved forskellige vandproblemer både i og uden for byområderne. Beredskabsplanen vil have den største effekt, hvis borgerne inddrages aktivt

De mest kritiske afvandingsinstallationer er lokaliseret og bør suppleres med en vurdering af behov for overvågning, der efterfølgende etableres.

Ved udarbejdelse af kommunens spildevandsplan er det vigtigt at lokalisere lavtliggende arealer, der kan anvendes som aflastningsområder til beskyttelse af bebyggelser. Naturen i og omkring byerne kan indgå som et aktivt element i håndteringen af vand.

Kysten Den bymæssige udvikling af Frederiksværk er i væsentlig grad fokuseret på de lavtliggende områder. Disse områder anses for at være i høj risiko for fremtidige oversvømmelser, hvis der ikke gennemføres en beskyttelse.

En vigtig indsats vil være at projektere og gennemføre forstærkning af Classens Dige og re- novering af Arrenakke Å pumpestation, så de bagved liggende byområder langs Arrenakke Å sikres imod stormflodshændelser. Efterfølgende bør der udarbejdes en samlet klimasikrings- plan for Frederiksværk, hvor Classens Dige, Arrenakke Å pumpestation, banedæmningen, højvandslukke på Arresø Kanal og øget vandspejlsvariation i Arresø inddrages.

For de øvrige kystnære områder vil en fremtidig sikring mod høj vandstand kunne gennemfø- res, ved at nybygningsområder etableres højere end f.eks. 3 m over nuværende middel vand- standsniveau.

Sammenhæng med kommende lovgivning Lov om Miljømål, der omfatter EU's vandrammedirektiv samt Natura 2000 direktiverne, er under implementering, og Halsnæs Kommune vil i de kommende år, ligesom landets øvrige kommuner, skulle udarbejde handleplaner og indsatsprogrammer for at opnå god økologisk tilstand i vandløb, søer og kystvande. For de udpegede natura 2000-områder skal kommunen sikre, at de truede naturtyper og arter, som findes i de enkelte områder, opnår en gunstig bevaringstilstand.

Gennemførelse af vandplanerne vil betyde gennemførelse af ændringer i de eksisterende vandområder, som f.eks. ændret vandløbsvedligeholdelse, etablering af vådområder i lavtliggende områder, reduktion af den landbrugsbetingede forurening af både åbne vande og grundvandet.

Det bør derfor sikres, at kommunens oversvømmelsesrelaterede aktiviteter koordineres med de planlagte indsatser i relation til miljø- og naturplaner. Herved er det muligt at opnå en ræk- ke synergieffekter og besparelser. Et eksempel er vådområder, der etableres i byernes rand- områder, og modtager regnvand fra byen. Disse vådområder er levesteder for beskyttede dyr og planter. Vådområderne kan fjerne næringsstoffer og derved forbedre vandmiljøet i vand- løb, søer og havet, samtidig med at de reducerer oversvømmelsesrisikoen i byen. Kode-ordet er integreret planlægning, hvor oversvømmelsesbeskyttelse, vandplan, spildevandsplan og naturplan knyttes sammen.

Den gennemførte kortlægning af vandproblemernes omfang svarer til en ”foreløbig vurdering af oversvømmelsesrisikoen”, der i henhold til Oversvømmelsesdirektivet skal foreligge 22. december 2011. Med handleplanen og den efterfølgende politiske proces, vil det være muligt at lave en risikostyringsplan, der i henhold til Oversvømmelsesdirektivet skal foreligge 22.december 2015.

Borgernes handlemuligheder Vandløb For de private vandløb, dræn og drængrøfter er det borgerne langs disse vandsystemer, der er ansvarlig for den daglige drift. For at reducere oversvømmelsesrisikoen langs vandsystemerne har borgerne følgende handlemuligheder:

• Bevaring af en god vandafledning gennem tilsyn og sikring af tilstrækkelig kapacitet i vandveje, grøfter og dræn ved oprensning af grøfter og udskiftning af nedbrudte an- læg. Det kan også kræve udskiftning af eksisterende systemer og anlæg til større og mere tidssvarende tekniske installationer. • Oprette foreninger, der for delområder skal bidrage til at sikre en gennemtænkt afvanding og gennemføre tilsyn med de private anlæg. • Gå i dialog med kommunen om muligheder for at etablere våde enge og/eller omlæg- ge dræn til åbne vandløb eller sløjfe dræn på egne arealer. • I områder med private veje sikrer, at afvandingsanlæg, f.eks. grøfter, dræn m.v. holdes i afvandingsmæssig god stand, samt at disse anlæg ikke blokeres utilsigtet.

Byområder Den enkelte borger kan lokalt medvirke til, at både nuværende eller fremtidige vandproblemer håndteres. Dette kan ske gennem en række aktiviteter, der beskrives nedenfor:

• Sørge for at overfladevandet løber væk fra husene. F.eks. ved at rense tagrender, så regnvand fra tage kan løbe til kloak eller faskine og ikke samles langs husfacader. • Sikre at både befæstede og ubefæstede arealer har fald bort fra fundamentet, særligt omkring kældernedgange og lyskasser. • Etablere nedsivningsvenlige belægninger. • Opsamle regnvand, som kan anvendes til vanding i haver eller genanvendes i bygninger til toiletskyl, tøjvask m.m., samt etablere lokal nedsivning af tagvand via faskiner. Etablering af nedsivningsanlæg kræver en tilladelse. • Montere effektive højvandslukke på kloaksystemet, så risikoen for kælderoversvøm- melse minimeres. • I forbindelse med omfangsdræn omkring kælderen og utætte kældervægge eller - gulve, montere højvandslukke på drænledningen ved tilslutningen til kloakken. • Med passende mellemrum oprense sandfang på tagnedløbsbrønde. Blokering af tag- brønde medfører afløb af tagvand til terræn, hvorfra vandet kan finde vej til kælderen gennem utætte vægge og gulve.

Kysten Kystbeskyttelse og etablering af digelag kan ske på privat initiativ eller gennem de allerede etablerede kystbeskyttelses-, kystsikrings- og digelag. Ved etablering af ny kystbeskyttelse eller digelag er der følgende handlemuligheder:

• Indsende et projekt til Kystdirektoratets godkendelse eller • Sammen med andre berørte kystgrundejere anmode kommunen om at starte en kystbeskyttelsessag. Omkostningerne til gennemførelse af projektet afholdes af de borgere, der har nytte af projektet. • Rapportere væsentlige skader på kystbeskyttelse eller diger til kystbeskyttelses-, kystsikrings-, digelaget eller kommunen. • Etablere et digelag

KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING

Et politisk understøttet handlingskatalog til håndtering af vandproblemer i kommunen giver forvaltningen det nødvendige mandat til den daglige drift af vandløb, søer, kysten og byområ- der. Det er hermed muligt at gennemføre en prioritering af indsatserne på både kort og lang sigt samt gennemføre en målrettet information til borgerne, der gør det synligt, hvor langt kommunens forpligtigelser går og hvor det er borgerne selv, der skal være den drivende part.

OVERSVØMMELSER I BYEN OG SAMMENHÆNGEN MELLEM VANDLØB, REGNVANDSSYSTEM OG GRUNDVANDSZONERNE

Civilingeniør, hydrauliker Birgit Krogh Paludan Forsyningen Greve

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÈ

Greve Kommune oplevede i juni – juli 2007 store problemer med oversvømmelser i store dele af byen. Byen modtog 250mm nedbør på 3 uger, hvilket førte til, at grundvandsspejlet steg og ved den største nedbør d. 5. juli 2007 var der ikke plads i jorden til mere vand, og der skete store overfladiske afstrømninger, både direkte til landsbyerne som ligger i oplandet og til vandløbene, som føres gennem tæt by og til havet. De ekstreme vandføringer i vandløbene gav opstuvningsproblemer i byen med voldsomme oversvømmelser til følge.

Oversvømmelsernes karakter viste behovet for, at hele vandkredsløbet undersøges og simuleres i integrerede modeller.

INDLEDNING

Greve Kommune oplevede i juni – juli 2007 store problemer med oversvømmelser i store dele af byen. Byen modtog 250 mm regn på 3 uger, hvilket førte til, at grundvandsspejlet steg. Ved den største nedbør d. 5. juli 2007 var der ikke plads i jorden til mere vand, og der skete store overfladiske afstrømninger både direkte til landsbyerne, som ligger i oplandet, og til vandlø- bene, som føres gennem tæt by og til havet. De ekstreme vandføringer i vandløbene gav opstuvningsproblemer i afvandingssystemet i byen med voldsomme oversvømmelser til følge. Politikerne i Greve besluttede derfor, at der skulle udarbejdes en strategi imod fremtidige oversvømmelser. Strategien, som blev besluttet, bestod af tre elementer: implementering af hurtige tiltag imod oversvømmelser, en 12 måneders strategi og en langsigtet strategi.

Løsninger til, hvordan de værst oversvømmede områder hurtigt kunne sikres bedre, bestod i bl.a. optimering af åbne bassiner, etablering af dæmninger som afgrænsning af byområder mod vandløb og anlæg af kontraklapper, som sikrer, at regnvand kan komme ud men ikke ind i et byområde. Endelig blev det besluttet at opstille målere i den øvre grundvandszone for at undersøge, om der i fremtiden kan varsles mod lignende hændelser som i 2007.

Et ”hurtigt tiltag imod oversvømmelser” var i 2007 at etablere en vold i Hundige, som sikrer et byområde imod oversvømmelser fra vandløb. Prognoserne på effekten af klimaændringer lyder, at det må forventes, at der i fremtiden kommer meget tørrere somre dog afbrudt af større ekstremnedbørs hændelser, altså meget nedbør på meget kort tid. Denne form for nedbør giver primært udfordringer i byernes kloaksystemer, hvor ledningerne bliver en flaskehals i regnvandets transport fra by til recipient (hav, vandløb og søer) som i Greve i 2002. Denne effekt har betydet, at ”dansk praksis” er lavet om, så der ved nyanlæg af kloaker skal tages hensyn til større nedbørsmængder.

De mange oversvømmelser fra vandløb, som hele Danmark oplevede i 2007, og som skyldes meget langvarig kraftig nedbør, er der ikke taget højde for i de danske myndigheders arbejde med vandløbene.

Kloakkerne afvander i høj grad til vandløbene i Danmark, og kloakkerne er derfor også meget sårbare over for denne form for langvarig nedbør, som overbelaster vandløbene.

Byrådet i Greve Kommune har besluttet, at serviceniveauet i såvel eksisterende som nye regnvandssystemer og vandløb skal afspejle de nye forventede nedbørsmængder og en højere vandstand i Køge Bugt og skærpe kravene til dimensioneringen. Dertil skal der være detaljerede beredskabsplaner for alle byområder, som supplerer opstuvningskravet. Sådan ligger der nu faste rammer for teknikernes arbejde imod oversvømmelser. Dimensioneringer-ne skal følge anbefalingerne i Spildevandskomiteens skrift 27s anbefalinger, ikke alene for nye anlæg men også for eksisterende anlæg, herunder skal der udarbejdes beredskabsplaner for alle by- områder i kommunen i takt med, at der klimatilpasses. Det er besluttet at anvende 30% mere regn ved dimensioneringen i henhold til spildevandskomiteens skrift 29.

Greve Kommune har selv udarbejdet strategien for arbejdet med klimatilpasning og gennem- fører nu strategien i godt (model- og skitseprojekt- og detailprojekt) samarbejde med Lina Nybo A/S, DHI Vand, Miljø og Sundhed, PH-Consult, NIRAS, Nielsen og Risager, COWI m.fl.

FORMÅL

Oversvømmelsernes karakter viste behovet for, at hele vandkredsløbet undersøges, da regn- vandskloak og vandløb er stærkt afhængige af forholdene i de øverste jordlag og grundvandszonen. Greve Kommune har besluttet at klimatilpasse hele byen i løbet af de næste 15 år. I den forbindelse er der lagt en strategi for prioriteringen af klimatilpasningen, og der er igangsat et projekt, hvor numeriske modeller for vandløb og regnvandssystem kombineres med en grundvandsmodel.

Oversvømmelsesdirektivet, som skal implementeres i den danske lovgivning, er på vej og fordrer, at risiko for oversvømmelser fra vandløb og havet kortlægges. Dette skal bl.a. ske ved anvendelse af numeriske modeller.

BESKRIVELSE

Greve Kommune har siden 2002 arbejdet med at sikre de værst oversvømmede områder fra regnvands- og spildevandssystemet. Oversvømmelsen i 2007 gjorde det dog klart, at det var nødvendigt at etablere en grov vand-model, der kunne give et overblik over, i hvilke områder risikoen for oversvømmelser fra vandløbene er størst, og indarbejde denne effekt i det arbejde imod oversvømmelser, der blev igangsat efter 2002. Årsagssammenhængene under de ekstreme forhold er klarlagt, og der etableres p.t. en samlet numerisk model omfattende grundvandszonen (MIKE SHE), vandløb (MOUSE), regnvands-system (MOUSE) og havet (ikke dynamisk model), der kan operationaliseres og anvendes i planlægningen af klimatilpasningen, Det er visionen, at modellen i fremtiden skal bruges til varsling af oversvømmelser. Gre- ve Kommune er derfor i gang med at implementere en grov edb-vandmodel, der medtager så- vel vandløb som kloakker - den såkaldte ”Strategimodel”. Modellen simulerer vandstande i vandløb og kloaker, som følge af hhv. langvarig kraftig nedbør og høj intens kortvarig ned- bør. De hydrauliske forhold simuleres med Mouse-modellen, som kombineres med terræn- modellen (detaljeret kort der viser højderne i kommunen) over Greve. Da hele byen skal klimatilpasses (tilpasses et højere serviceniveau, da nedbørsintensiteten øges) er der behov for at prioritere indsatsen. Prioriteringen af klimatilpasningen i Greve er i første omgang gennemført på erfaringsdata ud fra devisen: de som har været hårdest ramt af oversvømmelser tilpasses først. Denne prioritering er gennemført vha. erfaringer, højdemodel og optælling af værdier i byen af Forsyningen i Greve. (Prioriteringen kan ikke præsenteres i dette notat, da det behandles politisk i februar 2009).

Denne prioritering kvalitetssikres vha. strategimodellen i foråret 2009. Ideen er 1) at skrue op for vandføringen i vandløbet (for at simulere langvarig ekstrem regn) og 2) at skrue op for nedbøren (for at simulere højintens regn), hvorved det kan observeres, hvad der sker i byen og hvornår. Denne simple modelbetragtning af hele det integrerede system: regnvandsledninger, vandløb og terræn er et effektivt værktøj til at lave en hensigtsmæssig prioritering af de områ- der, som skal sikres bedre mod oversvømmelser, også når der ikke har været oversvømmelser i det aktuelle område.

Modellen giver et godt grundlag for etablering af et målrettet beredskab imod oversvømmel- ser fra regnvandssystem og vandløb, idet svagheder, årsag og sammenhæng i systemet afdæk- kes. ”Modelprioriteringen” foretages med ”fiktive” vandføringer i vandløbet, men visionen er, at der i fremtiden kan simuleres vandføring i vandløbene ved hjælp af en hydrologisk/grundvandsmodel for hvert opland. Grundvandsmodellen, som kombineres med Strategimodellen, er lige nu under opbygning i DHI og forventes færdig i 2009.

Strategimodellen udbygges på længere sigt med større dele af vandbalancen udover vandløb og regnvandssystem, med de hydrologiske forhold i grundvandszonen og vandstandsfor- holdene i havet. F.eks. kan vandstanden i havet hæves, så der kan gennemføres analyser af risikoen for oversvømmelser af byen fra havet ved klimaændringer. Sidstnævnte analyse på- lægges alle danske kommuner at gennemføre ved implementeringen af oversvømmelses- direktivet.

Grundvandsspejlets bevægelse som følge af klimaændringer vil også på lidt længere sigt blive undersøgt ligesom relationen mellem indsivning til separat kloakerede spildevandsledninger og grundvandsforholdene vil blive undersøgt.

Når Strategimodellen er etableret for hele kommunen, vil det i højere grad end nu være muligt at varsle om oversvømmelser i forbindelse med regn, såvel højintens som langvarig.

For at sikre en god kvalitet af Strategimodellen, så den ligner virkeligheden mest mulig, suppleres den med målinger i vandløb og regnvandssystem En stor del af alle målere har allerede været i drift i flere år, men der ligger planer for opsætning af yderligere 35 flowmålere i sy- stemerne allerede i 2009. Målerne støtter også kommunen i drifts- og beredskabssituationer og vil i nogen grad i fremtiden kunne være med til at varsle oversvømmelsessituationer, så driftsberedskabet er klar.

Der er opstillet 5 vandstandsmålere i den øvre grundvandszone heraf tre helt korte boringer og to lidt dybere boringer. Disse vandstandsmålinger skal bidrage til en bedre forståelse af inter- aktionen mellem overfladevand og de øvre grundvandsmagasiner, og det skal vurderes, om vandstandsmålinger kan forbedre kommunens chancer for at varsle borgere om risiko for oversvømmelser. Yderligere kan vandstandsmålingerne anvendes i forbindelse med kalibrering af den numeriske grundvandsmodel.

RESULTATER

Der er etableret en strategimodel til klimatilpasning af byen i et vandløbsopland. Grundvands- modellen er under opbygning, og oversvømmelsesdirektivet er under implementering i Greve. Der er etableret vandstandsmålinger i det sekundære grundvandsmagasin som skal anvendes til at få et overblik over grundvandets interaktion med overfladestrømningerne. Årsagssam- menhængene mellem de øverste jordlags vandindhold og oversvømmelserne i 2007 er beskrevet.

Der foreligger allerede nu en foreløbig version af den integrerede grundvands- og afløbs- model for oplandet til Olsbækken, som er en del af Greve kommune. De foreløbige model- resultater har – ikke overraskende – blandt andet vist:

1) Ved analyse (modellering) af afstrømning i regnvandssystemer under situationer med gentagne store regnhændelser er det vigtigt ikke bare at inddrage de befæstede arealer, men også de arealer, som grundet mætning giver anledning til overfladisk afstrøm- ning. En foreløbig analyse viser, at det for Olsbækkens vedkommende kan resultere i en forøgelse af den modellerede afstrømning med 30% eller mere i maksimal- situationen. På denne baggrund er anvendelsen af den hydrologiske model MIKE SHE koblet sammen med afløbsmodellen MOUSE en afgørende forudsætning for at model- lere de observerede hændelser korrekt og samtidig have et redskab til scenarieberegninger, f.eks. i forbindelse med anvendelse af regn- og fordampningsdata fremskrevet til en passende periode i fremtiden.

2) Modelleringen af oversvømmelsernes udbredelse på terræn i bynære områder er stærkt afhængig af beregningsnettets størrelse; relativt små veje og stier, kan være de primæ- re transportkorridorer for vandets vej til de lavest liggende områder. Således viser de foreløbige beregningstests, at beregningsnettet ikke kan overstige 5 m, hvis over- svømmelsesudbredelserne skal simuleres tilfredsstillende. Nedenstående figur viser en sammenligning af den simulerede oversvømmelse i en model med 25 m net og en model med 5 m net.

3) Det fungerer fint at lade MIKE SHE modellen beskrive afstrømningsforholdene i ikke- befæstede områder og MOUSE modellen beskrive afstrømningen fra befæstede arealer herunder veje, parkeringspladser, hustage mv. Koblingen af de to modeller sker gennem udveksling af vand via vandløb og kloakbrønde. Det er dog væsentligt, at f.eks. åbne regnvandsbassiner kun beskrives én gang og ikke medtages både som et volumen i MOUSE og en lavning i MIKE SHE

4) Udover alle de statiske variable, som indgår i modellen, er det en forudsætning for en ”korrekt” simulering af oversvømmelserne, bl.a. at:

a. Der anvendes en detaljeret og korrekt digital terrænmodel;

b. Der anvendes data fra lokal nedbørsregistrering helst med stor tidslig opløs- ning,da de ekstreme hændelser ofte vil have stor arealmæssig variation;

c. Modellen ”varmes op” i en passende periode på op til 1 år for at opnå realistiske fugtighedsforhold i de øverste jordlag i modellen. Med andre ord: modellen kan ikke anvendes med samme præcision til analyse af ”eventbaserede” hæn- delser (enkelte højintensive regnhændelser, som giver anledning til stor af- strømning fra befæstede arealer) som til ”hydrologiske” hændelser (flere på hinanden større nedbørshændelser, som giver anledning til mætning af jorden med deraf følgende manglende evne til at infiltrere nedbør).

Transportvejenes afhængighed af modeldiskretiseringen er her illustreret ved en 5 m modelopløsning (øverst) og en 25 m modelopløsning (nederst). Som det fremgår er der i 25 m modellen ikke en strømningsvej til et område, som i virkeligheden blev oversvømmet hvilket er tilfældet i 5 m modellen. Arbejdet med klimatilpasningen anvendes også til at udarbejde GIS-temaer, så byplanlæggere og byggesagsbehandlere osv. får information om, hvilke områder, der ikke bør bebygges, bør hæves osv. Disse GIS-temaer (også kaldet ”Hulkortet”) er udarbejdet og implementeres p.t. i forvaltningen. Prioriteringen af byområderne i kommunen er gennemført på baggrund af erfaringer, højdemodel og optælling af bygninger mm., men kan desværre ikke præsenteres her, da den endelige politiske behandling af materialet behandles i februar 2009. Masterplan med detaljeret tidsplan og økonomi forventes færdig i 2009/2010.

Dybde [cm]

Under 20 20 - 40 40 - 60 60 - 80 80 - 100 100 - 120 120 - 140 140 - 160 160 - 180 180 - 200

Ved identifikation af sårbare områder ved byplanlægning og byggesagsbehandling kan ”hulkortet” i første omgang anvendes.

Tak til: Anders Refsgaard, DHI, Lina Nybo Jensen og Helen Berger, COWI, for kommentarer og supplement til denne beskrivelse.

OPMAGASINERING AF VAND TIL SEKUNDAVAND I RESERVOIRER PÅ LOLLAND

Seniorprojektleder, civilingeniør Bente Villumsen Geograf Søren Hinge Christensen COWI A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Lolland er en flad og lavtliggende ø, hvor grundvandsdannelsen er meget lille. Hele den sydlige del af kommunen er beskyttet mod oversvømmelse af et stort dige, og de fleste vandløb afvander til nedpumpede områder, hvorfor afstrømningen på mere end 100 mio. m3 om året pumpes i havet. For at udnytte denne ressource som sekundavand er mulighederne for opmagasinering i reservoirer undersøgt. Der er lokaliseret otte mulige områder, og af disse er fem beskrevet nærmere. Beregningerne viser, at alene arealerhvervelse løber op i mange millioner kroner, men muligheden for udnyttelse af vandressourcen og den tilknyttede reduktion i N- udvaskningen og N-reduktion kan betyde, at etableringen af et eller flere reservoirer alligevel er omkostningseffektiv. Der er dog stadig en del udeståender, som skal belyses nærmere, inden en endelig beslutning kan tages.

BAGGRUND

Lolland er en flad og lavtliggende ø, hvor hele den sydlige del af kommunen er beskyttet mod oversvømmelse af diget langs Sydlollands kyst. Bag dette dige ligger store, tørlagte arealer under havets overflade. Det sydlollandske dige blev bygget efter en stormflodskatastrofe i 1872, og hvis diget fjernes, udsætter det en tredjedel af kommunen for oversvømmelse ved en stormflod. En tilbagevenden til den oprindelige tilstand ville sætte store arealer og ejendoms- værdier under vand.

I størstedelen af kommunen er vandløbene stærkt regulerede ved uddybning og udretning, og i de lavest liggende områder er vandløbene kunstige. Samtidig afvander størstedelen af vand- løbene til nedpumpede arealer, hvilket også betyder at størstedelen af den overfladiske af- strømning pumpes ud til kystvandene. Hvert år pumpes mere end 100 mio. m3 vand ud fra vandløbene.

De topografiske, geologiske og hydrologiske forhold på Lolland betyder, at grundvandsdannelsen er meget lille i hele Lolland Kommune, og den sydlige del af kommunen er helt uden anvendelige grundvandsressourcer. Udvikling af byer og industri peger på, at der kan blive behov for mere vand i fremtiden, og indvindingen af grundvand er allerede nu på græn- sen af, hvad der er bæredygtigt. Vandbehovet findes specielt ved Nakskov og omkring Rødby, hvor der i de kommende år skal etableres en fast forbindelse over Femer Bælt. Derfor er det oplagt at se på, om en del af den store vandressource, som hvert år pumpes i havet, kan anvendes til at strække ferskvandsressourcen.

I dette projekt undersøges mulighederne etablering af reservoirer for overfladevand som en kombination af næringsstoffjernelse inden udledning til kystvandet og mulig anvendelse som sekundær vandforsyning /1/. Projektet er et led i kommunens arbejde med at undersøge, hvordan Vandrammedirektivet kan gennemføres under hensyn til de specielle terræn- og afvandingsforhold i kommunen, og gennemføres i tæt dialog med Lolland Kommune, hvor sekti- onsleder Dan Raahauge er kontaktperson. Det bemærkes, at artiklen er skrevet inden projektet var endeligt afsluttet, hvorfor enkelte detaljer kan blive ændret i den endelige version. FORMÅL

Umiddelbart forekommer det oplagt at opmagasinere en vandressource til brug for sekundavand, men der kan være såvel miljømæssige, tekniske eller praktiske forhold som økonomiske eller juridiske forhold, som gør, at det alligevel ikke er en god løsning.

Formålet med undersøgelsen er at lokalisere områder, hvor det er muligt at opmagasinere vand, og beskrive de barrierer, der eksisterer i form af tekniske anlæg, naturbeskyttelses- områder osv. Desuden belyses forskellige forhold vedrørende vandkvalitet, nitratreduktion, indvindingsforhold og økonomi mv. på et indledende niveau. Endelig ser vi på, hvad projektet kræver i forhold til miljømålslovens vandplaner og anden lovgivning.

METODE

Først identificeres mulige områder ved at sammenholde en digital højdemodel med faldforhold i oplandets grøfter og kanaler med henblik på at sikre tilledning ved gravitation. Det er vigtigt af hensyn til driften af et reservoir, både rent praktisk og energiøkonomisk, at vandet kommer af sig selv. Indledningsvis er områder med betydelige naturinteresser derefter sorteret fra.

Det mulige volumen og dybden af reservoiret er vurderet på baggrund af forskellige vand- spejlsscenarier. På baggrund af dette er de otte bedste områder udvalgt og screenet for mulige fysiske barrierer for etablering, såsom større tekniske anlæg, beboelser og lignende.

Indretning af reservoirerne er vurderet ud fra landskabelige forhold, mulighederne for plante- og dyreliv, rekreativ værdi og hydrologiske forhold. I projektet er mulige anvendelser og den nødvendige vandbehandling skitseret, og forsyningssikkerheden vurderes. I vurderingen af projektets bæredygtighed indgår også energiforbrug til pumning og rensning. Disse forhold er ikke inddraget i denne artikel.

Økonomien i projektet er foreløbig kun vurderet på baggrund af arealerhvervelser, som må forventes at udgøre langt den største udgift. Der er regnet med at kommunen skal erhverve hele det påvirkede areal ved etablering af et reservoir. Der er regnet med en hektarpris på 200.000 kr. for agerjord og 50.000 kr. for naturområder. Udover opkøbet til selve etableringen af reservoiret kan der i visse tilfælde være områder, hvor der skal ydes erstatning som følge af forringede drænforhold.

Afslutningsvis er det vurderet, om projektet holder juridisk – f.eks. i forhold til miljømålslo- vens krav.

RESULTATER

Identifikation og sortering af områder Den indledende analyse af den digitale terrænmodel resulterede i ikke mindre end 26 potentielle reservoirområder, som alle var større end 20 ha. Områder med nuværende anvendelse til by- og sommerhusområder blev selvfølgelig udeladt. Derefter blev fem områder, som over- lappede med Natura 2000 områder eller fredede områder sorteret fra. De resulterende 21 om- råder er vist i figur 1.

Dernæst blev de det størst opnåelige vandvolumen samt middeldybden vurderet ved hjælp af højdemodellen. Det blev besluttet, at maksimalt volumen skulle være mindst 100.000 m3 og middeldybden skulle være mindst 0,5 m. Herved blev yderligere 13 områder sorteret fra. Sor- teringen resulterede således i otte områder, som i udgangspunktet kunne være egnede til etablering af et reservoir.

Figur 1 21 områder, hvor et reservoir kan etableres

Potentiale for reservoirer Der blev gennemført nærmere vurderinger for fire områder: • Bogø Inddæmning/Langø Inddæmningen ved Nakskov Fjord • Et område syd for Lang, beliggende nordvest for Rødby • Et område vest for Holeby • Et område ved Hellenæs/Lindelse, som ligger nord for Nakskov ved Nakskov Fjord

Alle de fem områder giver mulighed for etablering af ganske store mængder reservoirvolumen med begrænsede vandstandshævninger, sådan som det fremgår af nedenstående tabel.

Navn Pumpet Areal Maksimal Maksimalt vo- (ha) vandspejlskote (m lumen (m3) DVR90)

Bogø Inddæmning Ja 130 1,0 2,4 mio. Langø Inddæmningen Ja 150 0.5 2,6 mio. Syd for Lang Ja 300 0 3.5 mio. Hellenæs Ja 80 1.0 830.000. Vest for Holeby Ja 100 1 650.000

Det kan dog ikke forventes, at hele det opmagasinerede reservoirvolumen kan anvendes til sekundavandsforsyning. Da reservoiret af hensyn til miljø og natur ikke må tømmes helt, vil det kun være en mindre del, der kan anvendes i forsyningen. Begrænsningen vil normalt være mere betydelig sidst på sommeren end i vinterhalvåret.

Som eksempel viser vi nedenfor det mulige reservoirområde syd for Lang. Som det kan ses, er der tale om en naturlig sænkning i terrænet, som før etablering af det sydlollandske dige har været en fugtig lavning i terrænet. I dag er lavningen helt afdrænet.

Figur 2 Området syd for Lang. Områderne ved Rødby Fjord er oplagte i forhold til behovet for vand til industrien i og omkring Nakskov, mens områderne på Sydlolland og omkring Rødby nærmere vil være relevante i forbindelse med det vandbehov, som må forventes i ved den kommende etablering af en fast forbindelse over Femer Bælt.

Kvælstofreduktion Etablering af vandreservoirer vil reducere N-udvaskningen. Dels i form af at landbrugsjord udtages af omdrift og dels ved omsætning af tilført kvælstof. Den første del kan overslags- mæssigt beregnes vha. af erfaringstal for N-udvaskningen fra forskellige arealanvendelser.

Følgende erfaringstal er anvendt til denne beregning /2/:

Arealanvendelse N-udvaskning (kg N/ha/år)

Agerjord 50 Vedv. græs 10 Natur 2,7

Omsætningen af kvælstof er derimod vanskeligt at beregne, da dette afhænger af opholdstiden i reservoiret. Jo længere opholdstid - des større omsætning. Men da opholdstiden er afhængig af udnyttelsen af vandressourcen kan man ikke sige noget endeligt om opholdstiderne og dermed omsætningen. På baggrund af en kvælstofmodel for søer er der beregnet en gennemsnitlig kvælstoffjernelse i VMPII søer på 251 kg N/ha årligt /3/. Disse værdier vil kunne anvendes til et skøn over den øgede kvælstoffjernelse i de nye vandreservoirer. Der anvendes et forsigtigt skøn på 200 kg N/ha årligt.

N-reduktionen beregnet ud fra erfaringstal fremgår af nedenstående tabel. I samme tabel er der givet et overslag over udgiften til erhvervelse af de nødvendige arealer.

Navn Areal (ha) N-reduktion Erhvervelse af (tons N/år) arealer, mio. DKK

Bogø+Langø Inddæmning 280 68 56 Langø Inddæmning 150 37 30 Syd for Lang 300 75 59 Hellenæs/Lindelse 80 18 13 Vest for Holeby 75 18 14

Økonomi I rapporten er der kun givet en indledende vurdering af de tekniske anlæg, der findes i områ- derne, og de foranstaltninger som er nødvendige for at etablere et reservoir. Specielt ved Bogø og Langø Inddæmning og vest for Holeby er der tekniske anlæg, som skal tages i betragtning ved etablering af reservoirer. Det vurderes, at udgiften til erhvervelse af arealer under alle omstændigheder vil være væsentligt større end etableringsomkostningerne og de udgifter, der er forbundet med beskyttelse og ændring af tekniske anlæg i områderne.

På baggrund af de indledende overslag over udgiften til erhvervelse af arealerne er der i Error! Reference source not found. opstillet et første overslag over omkostningseffektivitet i forhold til N-reduktion og reservoirvolumen. Ved nutidsværdiberegningen af N-reduktion er der regnet med 30 år og en diskonteringsrate på henholdsvis 3% og 6% (jf. /4/).

Navn kr pr. Nutidsværdi Nutidsværdi Kr/m3 vand kg N/år kr/kg N, 3% kr/kg N, 6%

Bogø+Langø Inddæmning 824 42 60 23 Langø Inddæmning 811 41 59 12 Syd for Lang 787 40 57 17 Hellenæs/Lindelse 722 37 53 16 Vest for Holeby 778 40 51 31

Som det fremgår, tilbyder alle de foreslåede områder N-reduktion til en omkostning i området 35-60 kr/kg N. I forbindelse med vandplanen skal disse omkostninger sammenholdes med andre typer af mulige foranstaltninger. Umiddelbart synes områderne ved Hellenæs/Lindelse og vest for Holeby at give den laveste pris for N-reduktion, men da der er tale om et første overslag, og forskellen er lille, kan mere detaljerede vurderinger give et andet resultat.

Derudover tyder beregningerne på, reservoirvolumen kan etableres til en omkostning mellem 15 og 30 kr./m3. Det billigste reservoirvolumen fås ved Langø Inddæmningen, men også om- rådet syd for Lang og området ved Hellenæs/Lindelse ligger i den lave ende. Her skal det erindres, at de nødvendige tekniske foranstaltninger og eksisterende anlæg ved Langø Ind- dæmningen er større end ved de øvrige områder.

Lovgivning Etablering af reservoirområder udgør en væsentlig ændring af vandområderne. I de betragtede områder findes imidlertid kun kunstige og stærkt modificerede vandløb, og mulighederne for at opnå en naturlig god tilstand under de nuværende omstændigheder er derfor begrænsede.

Etablering af reservoirområder vil kræve behandling i forhold til miljømålsloven, vandløbslo- ven og vandforsyningsloven, men lovgivningen vurderes ikke at være til hinder for etablering af reservoirer.

KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING

Analysen har vist, at der er mange potentielle områder for opmagasinering af vand på Lol- land, selvom øen er meget lidt kuperet. Skal der opmagasineres større mængder vand, er mulig-hederne dog mere begrænsede. Overordnet set er der tale om et ganske stort projekt, når der skal etableres et reservoir, og udgifterne alene til erhvervelse af arealer er store. Hertil kommer anlægsomkostninger og erstatninger for anlæg - for eksempel må der forventes store udgifter til omlægning af vejanlæg ved Bogø og Lang inddæmningen.

Den miljømæssige effekt af reservoirområderne i form af reduceret kvælstofudvaskning og øget kvælstofreduktion kan medvirke til, at det alligevel er en god idé at etablere reservoirerne. Omkostningerne pr. kg reduceret kvælstof er konkurrencedygtige i forhold til mange andre typer af foranstaltninger.

Det må forventes, at reservoirområder skal etableres ved erhvervelse af arealer gennem frivillige aftaler med lodsejere. Dette aspekt er ikke inddraget i aspektet, men kan formentlig blive den væsentligste hindring. Planlægningen og den praktiske realisering af et reservoir kan derfor være en proces, som strækker sig over længere tid.

Endelig bør der i forbindelse med etablering af reservoirer foretages en undersøgelse af om der forekommer arter, der er listede på habitatdirektivets bilag 4, der omfatter arter, hvor værtslandet er særligt forpligtet til at beskytte arten og dens levested, uanset om området den forekommer i er habitatområde eller ej.

Endelig bør eventuelle drivhuseffekter af et projekt vurderes nærmere, herunder binding af CO2 og dannelse af lattergas.

LITTERATURHENVISNINGER

/1/ Lolland Kommune. Reservoirer for overfladevand. Muligheder og begrænsninger. COWI A/S, december 2008. /2/ Kortfattet vejledning til beregning af kvælstoffjernelse for VMPII-projekter, Notat fra Skov- og Naturstyrelsen, 22.10.2003 samt Vandløb og kilder 2000. NOVA 2003. Faglig rapport fra DMU nr. 378. Danmarks Miljøundersøgelser, 2001. /3/ Overvågning af Vandmiljø II Vådområder 2005. Hoffmann, C.C., Baattrup-Pedersen, A., Amsinck, S.L. & Clausen, P. 2006. Faglig rapport nr. 576 fra DMU. /4/ Møller, F. et al., 2000. Samfundsøkonomisk vurdering af miljøprojekter. Dan-marks Miljøundersø- gelser, Miljøstyrelsen og skov- og Naturstyrelsen, februar 2000.

FORDELE VED AT INDSATSPLANER I DAG UDARBEJDES I KOMMUNERNE

Miljøkonsulent Kenneth Stübert Berger Halsnæs Kommune

Geolog Susanne Schiellerup Østergaard Geolog Tine Sværdborg NIRAS A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Halsnæs Kommune har med NIRAS A/S som rådgiver udarbejdet en indsatsplan for området Halsnæs Syd – et område der ikke byder på de store problemer med grundvandskvaliteten. Indsatsplanen er udarbejdet som et samarbejde mellem Halsnæs Kommune og Ølsted, Ølsted Strands og St. Havelse Strand Vandværker.

I Halsnæs Kommune er der allerede udarbejdet 3 indsatsplaner af Frederiksborg Amt, og indsatsplanen for Halsnæs Syd er den sidste indsatsplan, der mangler i kommunen. Det har været kommunens ønske at lave en anderledes indsatsplan, der også kunne være model for en revi- sion af tre eksisterende indsatsplaner.

Indsatsplanen for Halsnæs Syd skal være et centralt værktøj i kommunens arbejde med grundvandsbeskyttelse, og som et af sine succeskriterier har den, at grundvandsbeskyttelsen skal implementeres i kommunens øvrige planer.

Figur 1 Indsatsområdet Halsnæs Syd

BAGGRUND

Indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse skal laves, når den gebyrfinansierede kortlægning af et indsatsområde er afsluttet. I forbindelse med kommunalreformen har kommunerne over- taget opgaven med at udarbejde indsatsplaner fra amterne. De lovmæssige rammer er ikke ændret væsentligt, men opgaven er nu flyttet tættere på de andre planer, der findes i en kommune som f.eks. vandforsyningsplaner, spildevandsplaner og lokalplaner.

Den kommunale forankring giver også mulighed for en bedre kommunikation med de invol- verede parter. Dette har givet nye muligheder i forhold til implementering af indsatsplaner og muligheder for, at indsatsplanerne kan få en større og mere længerevarende effekt.

FORMÅL

Målet med dette arbejde har været at udarbejde en indsatsplan som kan få en større effekt ved at være forankret og implementeret i kommunens andre planer. Opgaven med grundvandsbeskyttelse er ny i kommunen. Derfor har et af formålene med udarbejdelsen af denne indsatsplan desuden været at medvirke til at øge bevidstheden omkring grundvandsbeskyttelse i hele den tekniske forvaltning i kommunen.

HVAD HAR FILOSOFIEN VÆRET?

Der har været 6 hovedkrav til indsatsplanen for Halsnæs Syd:

1. Der måtte ikke stå noget i indsatsplanen, som blev behandlet i en anden kommunal plan Det har været vigtigt at udelade ting i indsatsplanen, som allerede var behandlet i en anden kommunal plan. Det betyder for eksempel, at opgaver, der handler om vedligehold, og som står i vandforsyningsplanen, som hovedregel IKKE berøres i indsatsplanen. Kommunen valgte at udarbejde ny vandforsyningsplan sideløbende med indsatsplanen, hvilket gjorde det nemmere at få tingene ind i den rigtige plan.

2. Der måtte ikke være indsatser i indsatsplanen, som er noget kommunen har mulighed for at regulere med loven i hånden Det betyder, at opgaver som er lovgivningsmæssigt forankret, ikke er med i indsatsplanen. Det gælder dog ikke opgaven om lukning af ubenyttede brønde og boringer, hvor kommunen principielt kan give et påbud til den enkelte grundejer, hvilket dog kan være kompliceret at håndhæve.

3. Der måtte ikke stå en masse om kortlægning, da det jo allerede står i kortlægnings- rapporten Indsatsplanen er heller ikke fuld af kortlægning, men indeholder kun et sammenkog af kort- lægningens resultater. Selvfølgelig er resultaterne fra kortlægningen brugt, men der er ikke lavet en større gennemgang af resultaterne i indsatsplanen. At inkludere detaljerede kortlæg- ningsresultater i indsatsplanen ville medføre, at lægfolk ville have svært ved at læse planen. Kommunen har desuden besluttet at udarbejde en folder ”indsatsplan superlight” som skal sendes ud til borgerne i indsatsområdet. 4. Der måtte kun stå indsatser, der er givet håndslag på og lavet en plan for Det har været vigtigt at få givet hinanden håndslag på de valgte indsatser – hellere nogle få gode indsatser, der så til gengæld bliver til noget, end en lang liste der aldrig gennemføres. Derfor har arbejdsgangen også været, at parterne blev enige om indsatserne, og SÅ blev indsatsplanen skrevet.

5. Indsatsplanen skulle indeholde en plan for, hvordan grundvandsbeskyttelsen kommer ind i kommunens øvrige planer Ud over de få sikre indsatser så indeholder indsatsplanen en række tiltag, som kommunen skal tage sig af. Det handler overordnet om at få grundvandsbeskyttelsen spredt ud i kommunen og ind i alle kommunale planer. Det handler også om at få grundvandsbeskyttelse tænkt ind i de tilladelser og godkendelser, som kommunen giver som myndighed på miljøområdet.

6. Indsatserne skulle så vidt muligt prissættes En prissættelse af indsatserne hjælper til at lave en intern prioritering af indsatserne, og syn- liggør samtidig omkostningerne ved de enkelte indsatser.

RESULTATER

Det er lykkes at overholde de 6 hovedkrav til indsatsplanen, især fordi der har været utroligt stort fokus på det undervejs. Det er endt med de indsatser, som er gennemgået herunder. Ind- satser som er aftalt i et tæt samarbejde mellem vandværkerne og kommunen. Vandværkerne står for nogle klassiske indsatser:

• Informationskampagne vedr. stop for brug af pesticider i haverne – fælles indsats • Boringer gøres overjordiske, da de står i et vådt område – kun et vandværk • Følge udviklingen i BAM-indhold i én boring – kun et vandværk • Lukning af ubenyttede boringer og brønde – fælles indsats

I indsatsplanen har Halsnæs Kommune ansvaret for følgende indsatser: Aktivitet Tidsplan Grundvandshensyn ved kommunens prioritering af tilsyn og Løbende planlægning ved placering af virksomheder Hyppigere tilsyn med benzinsalgsanlæg samt olie- og benzin- Årligt tanke over 6.000 l Olietankkampagne Sidste halvdel af 2009 Kommunen følger op på, om de tanke der er for gamle, er blevet sløjfet eller skiftet (evt. ved annoncekampagne) (Udvidet) Virksomhedstilsyn med ekstra fokus på grundvand Løbende. Indføres fra næste tilsyn Rådgive om SFL-områder og alle de støtteordninger der hører Løbende. Indføres fra næste tilsyn under Fødevareerhverv. Miljøbilordning og pesticidtjek på landbrug 2009 (10-15 ejendomme) Beregne BNBO (den simpleste beregning ud fra eksisterende 2009-2010 data) Kortlægning af ubenyttede brønde/boringer 2009 Følge op på forureningssager hos Region Hovedstaden Løbende

Tabel 1 Aktiviteter som varetages af kommunen. Kortlægning og lukning af boringer og brønde er en større opgave, som nemt kan gå i glem- mebogen. Derfor er der lavet en strategi, som er en del af indsatsplanen. Kommunen har også vurderet, at arbejdet med kortlægning af brønde og boringer vil blive mere effektivt, såfremt der først er en afklaring af finansieringen af lukningerne.

Herunder er beskrevet de aktiviteter, som kommunen skal indarbejde i de forskellige planer mm. Kommunen har mange muligheder som pennefører på en masse andre planer som vandforsyningsplan, spildevandsplan og ikke mindst kommuneplan. Samtidig er kommunen myndighed på de tilladelser og godkendelser, der har betydning for grundvandet.

Aktivitet Plan Ved fornyelse af regulativer bør der indføres rutiner, der sikrer, Regulativer for vandværkerne at nye forbrugere sløjfer egen brønd eller boring på ejendommen i forbindelse med tilslutning til et alment vandværk. Indarbejde interesser for grundvandsbeskyttelse (kildepladszo- Spildevandsplan ne, indvindingsoplande og øvrige områder) i kommunens prioritering af kloakrenovering Indarbejde grundvandshensyn ved etablering og drift af grønne Kommuneplan områder Lokalplaner Indarbejde bestemmelser om grundvandshensyn ved salg af Kommuneplan kommunale arealer til udstykning, herunder at stille krav om Lokalplaner ikke at anvende pesticider på arealerne I forbindelse med udstykninger og nybyggerier skal vandvær- Lokalplaner kerne høres, således at de kan stille krav til anvendelse af pesticider, kloakering, opvarmningsform (ingen olietanke) mm. Grundvandshensyn ved kommunens prioritering af tilsyn og Virksomheds- og landbrugstil- dialog med virksomheder syn

Tabel 2 Indarbejdelse af grundvandsbeskyttelse i kommunens øvrige planer.

Der er således mange muligheder for at indarbejde grundvandstiltag og grundvandshensyn i kommunens planer, tilladelser og godkendelser, og dermed mulighed for at få planen bragt videre og få den til at virke.

KONKLUSION

Det har været en god proces, især godt at mødes om indsatser meget tidligt i processen for at slå fast, at det er kernen i indsatsplanen. Det har også været interessant at have fokus så meget på kommunens planer, hvilket blev styrket af, at vandforsyningsplanen blev udarbejdet side- løbende med indsatsplanen.

Indsatsplanen er blevet utrolig godt modtaget både i kommunens Grundvandsråd og i det politiske udvalg. Rapportens form og længde er vigtig i forbindelse med den politiske behandling, da politikkerne ofte har lange og komplicerede sager på dagsordenen, og derfor har begrænset tid til at læse rapporter.

Som udgangspunkt vil det være dette indsatsplankoncept, både metoden og formen, der skal benyttes på de tre eksisterende indsatsplaner, når de skal revideres i de kommende år.

HVILKET TEKNISK GRUNDLAG SKAL DER TIL FOR AT LAVE EN GOD INDSATSPLAN?

Vandforsyningschef Rasmus Bærentzen Energi Randers Vand A/S

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

En succesfuld indsatsplan kan kun udarbejdes, hvis den er baseret på et godt teknisk grundlag. Derfor er det tekniske grundlag meget centralt for, at der kan udarbejdes en operationel indsatsplan. Det er vigtigt, at det tekniske grundlag både kan afklare fremtidsforholdene på kildepladserne og hvilke muligheder, der ligger i kildepladserne. Men det vil også være vigtigt, at det tekniske grundlag kan levere nogle resultater, som kan afdække, om der ligger bedre drikkevandsressourcer i området, som med fordel kan erstatte den eksisterende kildeplads. Energi Randers har i denne artikel forsøgt at komme med eksempler på, hvordan vi har valgt at levere et datagrundlag for vurderingen af vores kildepladser og afdække indvindingsmulighederne i området omkring kildepladserne. Samme resultater vil med fordel også kunne anvendes i en generel ressourcevurdering og til en vurdering af, hvor man bør have fokus på at placere fremtidens drikkevandsindvinding.

INDLEDNING OG BAGGRUND

Indsatsplaner udarbejdes med henblik på at beskytte det grundvand, som indvindes på vand- værkernes kildepladser. Grundvandskortlægningen på og omkring kildepladserne er grundlaget for, at der kan udarbejdes indsatsplaner. Derfor er det tekniske grundlag essentielt for en succesfuld løsning af denne opgave. Der er gennem de seneste år udarbejdet mange forskellige udgaver af indsatsplaner. Nogle er meget forsimplede og ukonkrete, mens andre indeholder et grundlag for, at man detaljeret kan planlægge en samlet beskyttelsesplan med en prioritering af indsatserne. Netop prioritering er et meget centralt emne, idet en beskyttelsesplan jo ofte indeholder nogle meget dyre indsatser, som skal finansieres og der skal afsættes ressourcer til det og derfor er en prioritering nødvendig.

De, som gennem tiden har arbejdet med udarbejdelse af indsatsplaner, har også erfaret, at der findes vandforsyninger, hvor der har manglet incitament til at arbejde med en beskyttelse af det grundvand, som der indvindes på kildepladsen. Mange har stillet sig uforstående overfor dette, men måske er en del af årsagen, at der ikke har været det rette tekniske grundlag til at aktivere interessen. Og måske er en del af årsagen også, at nogle vandforsyninger ikke er fagligt klædt på til denne opgave og derfor giver op overfor opgaven på forhånd. Det er derfor centralt, for at opgaven kan løses, at der fremkommer tekniske løsninger, som netop aktiverer interessen og viser fremtidsudsigterne for de enkelte kildepladser, og ikke mindst er formid- lingen af resultaterne vigtig.

HVAD SKAL KORTLÆGNINGEN BELYSE?

Formålet med dette indlæg er derfor at tage en diskussion, omkring hvilke spørgsmål og hvilke forhold som indsatsplangrundlaget skal besvare. Det betyder selvsagt også, at diskussionen også vil indeholde forslag til, hvilke tekniske løsninger grundvandskortlægningen bør indeholde for at kunne udarbejde en indsatsplan. Derfor vil der i det følgende blive givet nogle tanker omkring, hvilke krav og ønsker der måtte være til det tekniske grundlag for at indfri de ønsker, der stilles af vandforsyningerne og kommuner, og herudover kan der jo være andre interessenter, som er ligeså vigtige at undersøge, hvilke ønsker de måtte have, for at der opnås en fælles forståelse for, hvad der skal til at udarbejde en operationel indsatsplan. Som vandforsyning vil der eksempelvis være følgende forhold, som er centrale for en indsatsplan og for fremtidige grundvandsbeskyttelse:

• Hvad er fremtidsudsigterne for kildepladsen? (fx mht. nitratkoncentration, pesticider, punktkilder, mv.) • Hvad er tidshorisonten? • Er indvindingen bæredygtig på lang sigt og er der potentiale for at indvinde mere eller mindre end den nuværende indvinding på kildepladsen? • Hvor løses kildepladsens problemer bedst på kort og lang sigt? (hvor bør man starte med en indsats og hvor bør man slutte?) Og hvorledes prioriteres disse? • Hvilke forudsætninger er der for de konklusioner, som der er anvendt (metode, datagrundlag, mv.) og er der nogle usikkerheder og hvilken betydning kan det have? • Er der gode alternativer til den nuværende placering af kildepladsen? (sådanne spørgsmål kan let fremkomme når de eksisterende kildepladsers fremtid afdækkes).

Vi har i Energi Randers stået i en situation, hvor vi har skullet se på investeringer i bl.a. kildepladser og forsyningsstruktur, og da der ikke var et grundlag for at vurdere fremtidsudsigterne for kildepladserne, har vi valgt selv at afdække disse forhold, da områderne ikke var prioriteret særligt højt i de regionplaner, som i sin tid blev udarbejdet af Amtet. Vi har derfor netop søgt at udarbejde et datagrundlag ti,l at vi kunne besvare i al fald nogle af de spørgsmål, som står oplistet ovenfor.

EKSEMPEL PÅ EN ANVENDELIG METODIK

Afdækning via faktuelle data Vi har valgt en kombination af en afdækning ud fra mere faktuelle eller mindre forarbejdede data, som eksempelvis kemi, geologi og vore driftserfaringer (bl.a. sammenhæng mellem bo- ringsydelser og afsænkninger). Disse giver et datagrundlag, som kan sammentolkes og give nogle indikationer i retning af fremtidsudsigterne for kildepladsen. Lertykkelseskort for indvindingsmagasinet, grafer over den kemiske udvikling er nogle af de elementer, som har ind- gået. Her kan sammenstilling af fx lertykkelse i boringer, afsænkninger, boringsalder med fx kemiske parametre som nitrat give indikationer. I vores tilfælde sås der ikke entydige sam- menhænge, som kunne afdække fremtidsudsigterne på boringsniveau.

Afdækning via grundvandsmodel Vi valgte derfor at forsøge at afdække disse forhold gennem en grundvandsmodel, som blev udarbejdet på baggrund af de tilstedeværende data for området. Den kalibrerede grundvandsmodel valgte vi at bruge til udpege hvilke områder, som var centrale for dannelsen af grundvand til vores kildepladser. Med de samme beregninger kunne vi beregne aldersfordelingen af grundvandet, som indvindes på kildepladsen for derved at give en ide om tidsperspektiverne for kildepladsen. Med tidsperspektiverne er der både noget omkring hvor stor en del af grundvandet, som allerede er påvirket af fx landbrugsdrift og brugen af pesticider, men også afdæk- ke hvor hurtigt man kan forvente en effekt af en omlægning af arealanvendelsen indenfor det grundvandsdannende opland. Herved opnås der også en ide om, hvilken reaktionstid i forhold til en trussel. Generelt kan man vel sige, at jo mere sårbar en kildeplads er, jo hurtigere udvikling ses der ofte, men der ses oftest også en hurtig effekt af en indsats. Da modeller jo altid er associeret med usikkerheder, var det centralt for os at prøve at kvanti- ficere nogle af de modelusikkerheder i forhold til at se, om det ville give usikkerhed omkring hvilke arealer, som var centrale for dannelsen af grundvand til vores kildepladser. På figur 1 ses det beregnede aldersprofil for en af vores kildepladser med og uden usikkerhed, og i begge tilfælde ses det, at det indvundne grundvand primært består af ungt vand, og da kildepladsen har bestået i ca. 30 år, må vi have set i al fald 50 % af effekten af landbrugsdriften på arealerne indenfor det grundvandsdannende opland. Der skal dog tages i betragtning, at der jo er basis for både en kemisk og bakteriologisk omdannelse af nogle af de stoffer, som landbrugsdriften i området bidrager med (fx kvælstof – nitrat), hvorved der ikke nødvendigvis ses den fulde effekt, men dette vil måske kunne ses af udviklingen i andre parametre (fx sulfat, som stiger som følge af pyritoxidation).

60,0 57,1

50,0

40,0

32,4 30,0

20,0 Andel af partikler (%)

10,0 7,3 2,4 0,0 0,7 0,1 0-10 år 10-25 år 25-50 år 50 - 100 år 100-200 år >200 år

100 Færrest andel partikler (%) 90 Gennemsnitlig andel 82,41 80 partikler (%) Flest andel partikler (%) 70 72,47

50 47,13 40 39,54 40,31 Partikelandel (%) Partikelandel 30

20 15,13 12,18 10 9,88 6,54 7,13 3,89 3,14 0 0,28 0,000,69 0,000,15 0,000,07 0,000,070,78 0,000,04 0 - 5 år 5 - 10 år 10 - 25 år 25 - 50 år 50 - 75 år 75 - 100 år 100 - 200 >200 år år

Figur 1 Beregnet aldersprofil for vores kildeplads ved Oust Mølle både uden og med usikkerhedsvurdering.

Vurdering af kildepladsens bæredygtighed Bæredygtigheden af indvindingen er også et af de vigtige elementer at få vurderet, når der skal ses på fremtidsforholdene for en kildeplads. Der ligger forskellige teknikker til at vurdere bæredygtigheden, men Energi Randers har valgt at løse denne opgave med grundvandsmodellen ved at se på, hvor meget aldersfordelingen af grundvandet påvirkes ved forskellige ind- vindingsstørrelser på kildepladsen. Filosofien bag ved dette er, at en betydelig ændring af aldersfordelingen ofte også vil medføre en ændring af vandkvaliteten. Resultaterne af denne metode kombineres med vandbalanceberegninger indenfor nærområdet (300 m radius fra boringer), hvor der ses på, hvor meget et øget indvinding ændrer på lækageforholdene i nær- området. Filosofien bag denne metode er, at enhver kildeplads når et niveau, hvor andelen af lækage fra overliggende lag stiger som følge af, at indvindingsmagasinet ikke er i stand til at levere vandmængderne til boringerne. Dette medfører, at afsænkningerne når til et niveau, hvor lækagen stiger, og dette niveau afhænger af kildepladsens beskyttelse. Til metoderne skal der bemærkes, at ved sårbare magasiner er det kun ved aldersberegningen, at bæredyg- tighedsvurderingen kan foretages, da et sårbart magasin jo selvsagt vil medføre en tidlig stigning i lækagen, som ofte vil stige lineært med indvindingsstørrelsen.

Vurdering af langtidskonsekvenserne og indsatsområder for nitrat Men man ender hurtigt med et ønske om at kende langtidskonsekvenserne af den nuværende arealanvendelse i området. Her er nitrat en parameter, som har lukket mange boringer, og det er derfor er det et af de stoffer, som der bør arbejdes med. For at kunne afdække denne belastning kan der på baggrund af landbrugets indberetning af gødningsforbrug og afgrødevalg, mv. foretages beregninger af kvælstofoverskuddet fra rodzonen på landbrugsarealerne. Disse resultater kan anvendes enten til at beregne denne gennemsnitlige nitratbelastning indenfor det grundvandsdannende opland eller alternativt lade disse indgå direkte i stoftransportberegnin- ger i grundvandsmodellen, hvor effekten af fortynding og dispersion kan indgå i beregninger. Det er faktisk også muligt at foretage beregninger af, hvilken nitratreduktionseffekt, der er i jordlagene, hvis ens datagrundlag er til det. Alternativt kan fx beregninger med erfaringstal og usikkerhedsberegninger anvendes til at vurdere tidsperspektivet i nitratudviklingen. Man vil altså kunne finde et resultat på et eller andet fremtidigt nitratindhold i indvindingsboringerne, som i virkeligheden kan afgøre, om det er fornuftigt med en indsats overfor nitrat. Man vil så være i stand til at udpege, hvor en effekt af en omlægning af arealanvendelsen er størst. Man- ge vil blot udpege de steder, hvor belastningen er størst indenfor det grundvandsdannende opland som de steder, hvor effekten er størst. Men hvis man netop foretager stoftransportbe- regninger, hvor der simuleres omlægninger til fx skov, kan man se, at fx opblandingen og dispersionen under grundvandets transport til kildepladsen kan have betydning for resultatet.

Hos Energi Randers valgte vi den løsning at beregne for alle arealer indenfor det samlede opland, hvor stor effekt der ville være med en omlægning af de forskellige arealers arealanve- else til skov. Dette blev udført med en opløsning på 100 m x 100 m, og der blev beregnet, hvilken forbedring af nitratkoncentrationerne på kildepladsen det ville medføre. Resultatet af dette kan ses af figur 2, hvor hvert enkelt areal indenfor oplandet har en signatur, efter hvor stor skovrejsningseffekten er for det pågældende areal. Herved er det et grundlag for at vise, hvor man med fordel kan starte en indsats, og hvor man i givet fald kan slutte, alt efter hvilken ønsket fremtidig nitratkoncentration, man vil arbejde med. Tegnforklaring Skovrejsningseffekt i mg/l 0,24 til 0,319 0,16 til 0,24 0,08 til 0,16 0 til 0,08

Indvindingsboringer

Samlet opland

Grundvandsdannende opland

Figur 2 Beregnet skovrejsningseffekt indenfor oplandet til kildepladsen ved Oust Mølle.

Vurdering af kildepladsens sårbarhed overfor punktkilder Vi har også ønsket at erhverve viden om, hvor vores kildeplads er mest følsom overfor punktkilder. Oftest søger man blot efter kendte punktkilder indenfor oplandet, men denne metode bygger i højere grad på, at man skal lede efter kilderne der, hvor de kan gøre mest skade. Det- te er udført ved,at der successivt er lavet beregninger af koncentrationseffekten på kildepladsen med en fast kildekoncentration, som flyttes indenfor oplandet. Herved kan de mest føl- somme arealer indenfor det grundvandsdannende opland udpeges og sammenholdes med arealanvendelsen på arealerne og endvidere sammenholdes med placeringen af kendte forureningskilder, og hvor en afdækning af mulige forureningskilder fra fortiden bør intensiveres. Værktøjet har til hensigt at anvendes til at prioritere en indsats overfor kendte og ukendte punktkilder. Et eksempel på dette ses på figur 3. Tegnforklaring Indvindingsboringer

Beregnet grundvandsdannende opland

Samlet beregnet opland

Beregnet påvirkningsprocent 0,381 til 0,508 % 0,254 til 0,381 % 0,127 til 0,254 % 0 til 0,127 %

ROKA-lokaliteter Status 0001.005 Status 0001.002

Figur 3 Beregnet punktkildefølsomhed for kildepladsen ved Oust Mølle.

Udpegning af potentielle alternative kildepladsplaceringer Så er vi nået til spørgsmålet omkring, om der er gode alternative placeringer af kildepladsen, som evt. kunne erstatte en nuværende kildepladsplacering. Den opgave kan udelukkende belyses via en indikativ metode. Man skal jo være klar over, at generelt kan der forekomme store områder uden geologiske oplysninger til at belyse både tilstedeværelsen af et magasin, men der er også usikkerhed omkring sårbarheden af en indvinding på en given lokalitet. Derfor skal man være opmærksom på, at en vurdering af indvindingsmulighederne er behæftet med endnu større usikkerhed end afdækningen af fremtidsforholdene på en kildeplads i drift, da der her foreligger langt færre konkrete data (geologi, kemi, mv.). Men med modelbereg- ninger kan der godt laves en slags screening for nogle af de forhold, som er af stor betydning for driften af en kildeplads. Da en af vores kildepladser er placeret i bynært område, sidder vi faktisk i det dilemma, at vi måske har en ide om, at der kan findes en bedre placering end den nuværende kildeplads. Der- for har vi udviklet et stykke beregningssoftware, som kan beregne en række udvalgte nøglepa- rametre for en tænkt alternativ kildeplads i hele modelområdet. Beregningerne er baseret på den grundvandsmodel, som også er brugt til at afdække vores nuværende kildepladser og i praksis flyttes en alternativ kildeplads systematisk rundt i det område, som vi har valgt som interesseområde, og de førnævnte nøgleparametre beregnes. Inden beregningerne startes, skal der vælges, hvilket magasin, som man ønsker at denne nye kildeplads skal indvinde fra, og der skal også udvælges en samlet størrelse af indvindingen og hvor mange indvindingsboringer, kildepladsen skal omfatte. Herudover skal man vælge en orientering af kildepladsens boringer og en afstand mellem boringerne.

I det udarbejde program beregnes der følgende nøgleparametre:

• Kildepladsens største, mindste og gennemsnitlig afsænkning. • Aldersfordeling af grundvandet uden indvinding • Aldersfordeling af grundvandet med indvinding • Forskellen i aldersfordeling med og uden indvinding • Hvor stor en andel af grundvandet der stammer fra områder, som er forureningslokali- teter (ROKA) • Hvilken grundvandsdannelsens fordeling mellem landbrugsområder, byområder og skovområder • Kildepladsens fremtidige nitratkoncentration • Udpegning af partikelbaneopland og grundvandsdannende opland

Alle disse forhold er elementer, som vil kunne være en del af grundlaget for at udpege en eller flere potentielle kildepladser. Der er foretaget beregninger for en ny kildeplads i samme ind- vindingsmagasin for Oust Mølle med samme indvinding (1,2 mio. m3/år) fordelt på 7 indvindingsboringer, som er orienteret øst – vest (vinkelret på den overordnede grundvands- strømning i området). Et par af resultaterne er vist på to nedenstående figurer. Resultatet med de beregnede aldersfordelinger med og uden indvinding kan ses af figur 4, mens figur 5 viser en interpolation af den fremtidige nitratkoncentration på de potentielle kildepladser.

Figur 4 Beregnede aldersfordelinger uden indvinding (nedadrettet søjlediagram) og med indvinding (opadrettet søjlediagram) for den nordvestlige del af Randersområdet.

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) )))

Tegnforklaring ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) Beregnet nitratkoncentration (mg/l)

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))))) 50))) til 100 ))) ))) 25 til 50 ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) 0 til 25

))) ))) ))) ))) ))) ))) ))) Figur 5 Interpoleret nitratkoncentration baseret på beregnede nitratkoncentrationer.

De ovennævnte elementer kan indgå i en screening for at afdække alternative potentielle kildepladser, og det er principielt der, Energi Randers står i dag, hvor vi skal til at se lidt mere på disse resultater og sammenholde dem med vores nuværende kildeplads ved Oust Mølle.

KONKLUSION

Der er ingen tvivl om, at en succesfuld indsatsplan er baseret på et datagrundlag, som besva- rer de spørgsmål, som blev nævnt indledningsvist. Man kan syntes, at det er mange penge, der anvendes på at kortlægge grundvandsområder i dag, men man glemmer, at det er langt større summer, der skal anvendes på iværksætte indsatser for at beskytte kildepladsernes indvinding. Her er det centralt dels, at der skabes et godt grundlag for at kende fremtidsudsigterne på de eksisterende kildepladser, men i høj grad også centralt, at der ses på, om der er alternative muligheder for indvinding af grundvand til drikkevandsforsyning. Ad denne vej er der et grundlag for at tage de nødvendige beslutninger for fremtidens vandindvinding. Alternativet er let, at der ikke foretages de nødvendige beslutninger, og at fremtidsmulighederne på eksisterende kildepladser derved ødelægges som tiden går.

Nogle af de her skitserede beregninger vil også kunne anvendes til at vurdere både den generelle sårbarhed af grundvandsressourcen, men også foreligge som en fremtidig hjælp til nød- stedte vandværker, som søger efter nye kildepladser. Vandrammedirektivets indtog vil jo også kunne medføre, at beregninger af vandløbspåvirkning kan komme i spil som et elementer, der skal vurderes på lige fod med andre kriterier for udpegning af nye kildepladser.

INDSATSPLANER FOR GRUNDVANDSBESKYTTELSE – INDHOLD OG PROCES

Geolog Hans Peter Birk Hansen Svendborg Kommune, Natur og Vand

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse bør være udformet med vægt på mål og retningslinjer. Planbestemmelserne bør være konkrete, og der skal være angivet tidsfrister.

Kommuneplanen er øverst i det kommunale planhierarki. Indsatsplanen kan ses som en sek- torplan, som der skal redegøres for i kommuneplanen. Indsatsplanens generelle bestemmelser skal samordnes med de statslige vandplaner.

De værktøjer, indsatsplanen kan anvende til grundvandsbeskyttelse, er generelt problematiske, idet de sjældent kan anvendes effektivt. Frivillige dyrkningsaftaler er ofte dyre, og ekspropriation kan nemt skabe splittelse mellem vandværker og landbrug. De offentlige støtteord- ninger er komplicerede at anvende, skal genforhandles ofte, og dækker tit for små arealer. I stedet bør lovgivningen regulere landbrugets udledninger.

INDSATSPLAN FOR GRUNDVANDSBESKYTTELSE

Indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse skal sikre, at vandværker og kommuner tager hånd om grundvandsbeskyttelsen. Vandværkerne har en naturlig interesse i at sikre, at det grundvand, de indvinder, har en kvalitet, der er tilstrækkelig god til at de kan producere drikkevand af høj kvalitet. Samtidig er vandværkerne også interesserede i at sikre, at de har nok grundvand at indvinde. Kommunerne skal forvalte grundvandsressourcen, bl.a. i forbindelse med bore- og indvindingstilladelser. Kommunerne skal desuden sikre, at vandværkerne kan forsyne de borgere, de har forpligtiget sig til at forsyne (gennem vandforsyningsplanerne). Kom- mune og vandværk har således en række fælles interesser i at beskytte grundvandets kvalitet og mængde.

I en offentlig plan indgår der som oftest tre hovedpunkter: Mål, retningslinjer og redegørelse. Målene siger noget om, hvad det er, man vil med planen. Retningslinjerne er nogle bestemmelser, som kommunen skal lægge til grund for sin sagsbehandling. Redegørelsen kan ses som en argumentation for mål og retningslinjer. Det er en logisk måde at opbygge planen på. Det kan godt være, at den er traditionel og ikke særlig innovativ. Til gengæld er det et velaf- prøvet koncept, og det bringer fokus på en meget vigtig pointe ved indsatsplanen: Den skal kunne bruges som et tydeligt grundlag for kommunens daglige myndighedsafgørelser, på linje med de andre sektorplaner, som f.eks. vandforsyningsplaner og spildevandsplaner.

Ideen er derfor at udarbejde indsatsplaner, der fungerer som et opslagsværk for vandværk og myndigheder. Planen skal på en kort og overskuelig måde fokusere på indsatser og plan- bestemmelser. Grundvandskortlægningens resultater er baggrundsoplysninger, der er væsent- lige, men som ikke behøver at fylde meget i selve indsatsplanen.

LOVSTOF OG PLANHIERARKI

Vandforsyningslovens §§ 13 og 13a-d /1/ og Miljøbeskyttelseslovens § 26a /2/ fastsætter lov- grundlaget for indsatsplanerne. Endvidere indeholder ”Bekendtgørelse om indsatsplaner” /3/ en lang række bestemmelser om planernes konkrete indhold og om processen omkring udarbejdelsen.

Lasse Baaner har i publikationen ”Retlige rammer for kommunal vandforvaltning” /4/ en rigtig god gennemgang af de retlige rammer, som jeg hermed henviser til for de, der har brug for mere viden.

Et særligt spørgsmål er, hvor indsatsplaner for grundvandsbeskyttelse befinder sig i plan- hierarkiet. Kommunalbestyrelsen har jf. Planlovens § 12 pligt til at virke for kommuneplanen. Dette placerer kommuneplanen øverst i det kommunale planhierarki. Vandforsyningsplanen må ikke, jf. Vandforsyningslovens § 14a, stride mod indsatsplanen. Indsatsplanen må jf. Mil- jømålslovens § 3, stk. 2 /6/ ikke stride mod de kommunale handleplaner. Det betyder, at plan- hierarkiet på grundvandsområdet er som følger:

1. Statslige vandplaner og kommunale handleplaner 2. Kommuneplanen 3. Indsatsplan for grundvandsbeskyttelse efter § 13 4. Vandforsyningsplan 5. Indsatsplan for grundvandsbeskyttelse efter § 13a

Vi mener, at de regionplansretningslinjer om grundvandsbeskyttelse, der ikke videreføres i de statslige vandplaner, skal skrives ind i indsatsplanen. Det kan f.eks. være noget om, at vand- indvindingsboringer skal placeres opstrøms bymæssig bebyggelse, eller at placeringen af forskellige grundvandstruende aktiviteter ikke kan ske inden for nogle nærmere angivne arealer (OSD eller indvindingsoplande til almene vandværker eller...). Det præcise indhold af de generelle grundvandsbeskyttende bestemmelser må nødvendigvis afvente formuleringerne i de statslige vandplaner. Kommunerne får formentlig ikke disse at se før i første halvdel af 2009, da høringen af de statslige vandplaner er udsat på grund af regeringens arbejde med ”Grøn vækst”.

Vi arbejder med to niveauer i indsatsplanen. Det øverste niveau er en rammeplan, der fast- sætter mål og retningslinjer for grundvandsbeskyttelsen i hele kommunen. Her angives f.eks. relevante retningslinjer fra regionplanen.

Det næste niveau er del-indsatsplaner for de enkelte vandværker. Del-indsatsplanen er opbygget, så de konkrete indsatser og retningslinjer fremgår tydeligt. Altså hvilke indsatser der skal gennemføres, hvornår og af hvem. Del-indsatsplanen er derfor vedkommende for det enkelte vandværk. De enkelte indsatser formuleres på samme måde som en retningslinje i en kommuneplan.

Det politiske system får alle delindsatsplaner for et indsatsområde forelagt samtidig. Ved før- ste generation indsatsplan vil del-indsatsplanerne blive pakket ind i rammeplanen. Senere del- indsatsplaner vil blot være tillæg til rammeplanen. INDSATSPLANENS INDHOLD

Del-indsatsplanen for det enkelte vandværk er opdelt i tre hovedafsnit:

1. Hvilke arealer omfatter planen Del-planen omfatter som oftest indvindingsoplandet til vandværkets boringer, men det kan også være det grundvandsdannende opland. Det er vigtigt at huske på, at disse arealudpeg- ninger som regel er foretaget ved hjælp af en grundvandsmodel. Grundvandsmodeller er spændende, men de er ofte ganske upræcise, da en model aldrig vil kunne tage højde for vir- kelighedens kompleksitet. Man skal derfor sørge for, at det område, planen omfatter, er til- strækkelig stort til at rumme eventuelle usikkerheder i grundvandsmodellen. Af samme årsag bør man ved afrapporteringen af grundvandsmodellerne gøre noget ud af på et kort at vise usikkerheden i arealudpegningen. På den måde kan kommunerne få et godt overblik over, hvilke arealer der bør tages hånd om i planen.

2. Grundvandskortlægningens resultater Grundvandskortlægningen i vandværkets område gennemgås meget kort. Her er det væsent- ligt at fokusere på jordlagenes opbygning samt trusler fra nitrat og pesticider, forurenede grunde mm.

3. Del-planens bestemmelser Bestemmelserne er den centrale del af planen. I afsnittet er alle indsatser fra skemaet i bilag 1 nævnt. Der argumenteres for, hvilke indsatser, der er relevante, og der formuleres planbestem- melser. Det kan f.eks. være at ”Juleby Vandværk skal inden udgangen af 2010 installere fre- kvensstyrede pumper i alle boringer. Juleby Vandværk skal inden udgangen af 2010 tilrette- lægge indvindingen, således at grundvandsspejlet afsænkes så lidt som muligt under den daglige drift”. En anden indsats kan være, at ”Juleby Vandværk skal inden udgangen af 2011 ind- gå en aftale med ejerne af matr. nr. xx om at nedbringe udvaskningen af nitrat til under 50 mg/l fra rodzonen”.

Alle indsatser skal så vidt muligt have fuld opbakning fra vandværket. En indsats, der ikke er strengt nødvendig, er svær at komme igennem med, specielt når den er dyr og evt. hører til kategorien ”at være på den sikre side”. Et eksempel kan være et vandværk, der har fået udlagt en del af sit indvindingsopland som nitratsårbart indsatsområde. Men beregninger og vand- analyser viser, at der er reduktionskapacitet tilbage til nogle hundrede år. Vandværket spørger meget naturligt: ”Hvorfor skal vi bruge penge på en indsats, der formentlig ikke er nødven- dig”. Svaret ”forsigtighedsprincip” er ofte ikke brugbart i denne sammenhæng.

Planmæssige indsatser, der gradvist sikrer arealanvendelsen over en årrække, er et alternativ. Det kan f.eks. være at udlægge skovrejsningsområder og mulige naturområder i kommuneplanen. Det kan endvidere være at fastlægge retningslinjer i indsatsplanen for, hvor stor en udvaskning af nitrat der kan tillades i forbindelse med miljøgodkendelser af husdyrbrug med arealer inden for nitratsårbart indsatsområde.

Der eksisterer en række tilskudsmuligheder i EU-regi. På Direktoratet for Fødevareerhvervs hjemmeside (www.dffe.dk) er der en oversigt over disse. Et forslag til en bruttoliste over mulige indsatser er vedlagt i bilag 1. Listen danner udgangspunkt for en drøftelse med det enkelte vandværk om, hvilke indsatser der er nødvendige for at beskytte vandværkets ressource. Listen er inddelt i fire kategorier: vandindvinding, jordbrug, erhverv og jordforurening samt en rodekasse med andre typer indsatser. Skemaet er oprindelige udarbejdet sammen med kolleger i Bornholms Regionskommune. Skemaet er efterføl- gende suppleret med punkter fra Odense Vandselskabs strategi for grundvandsbeskyttelse /7/.

Selve processen omkring udarbejdelsen af en indsatsplan er beskrevet i boks 1 sidst i artiklen.

DISKUSSION

Jeg ser tre væsentlige udfordringer i indsatsplanlægningen, som jeg gerne vil uddybe nærme- re: ekspropriation, frivillige aftaler og tilskudsjunglen.

Hvis et vandværk har brug for at gennemføre indsatser på landbrugsjorder, kan man i første omgang forsøge at gøre det frivilligt. Det betyder, at vandværk, kommune og landmand for- søger at blive enige om, hvad en given indsats skal koste. Denne proces lykkes somme tider til alles tilfredshed, men bestemt ikke altid. Således er der f.eks. erfaringer fra Tåsinge, hvor et mål i en fem år gammel indsatsplan om, at der skulle indgås dyrkningsaftaler, endnu ikke er blevet nået (jan. 2009). Dette skyldes bl.a., at forhandlinger med de berørte landmænd er gået i hårdknude, da vandværk og landmænd ikke har kunnet opnå enighed om en erstatning, som begge parter opfatter som rimelig.

Alternativt kan kommunen lade indsatserne gennemføre ved hjælp af ekspropriation. Hvis man ikke kan opnå enighed om erstatning, er det taksationsmyndighederne, der fastsætter erstatningens størrelse. Det lyder jo umiddelbart meget forjættende. Her er der en mulighed for at få indsatserne gennemført for en rimelig pris, fastsat af en uafhængig part. Men ekspropriation bliver ofte opfattet meget negativt, og processen kan skabe stor uenighed mellem landbrug og vandforsyning. Det betyder, at det vil være endnu sværere at komme igennem med indsatser i andre sammenhænge. Den alvorligste virkning er dog nok, at fjendskab mellem landmænd og vandværk kan gøre det meget svært for vandværkerne at placere ny kildepladser, ledninger og andre tekniske anlæg ude i det åbne land. Der er mange landmænd, der ikke vil lægge jord til frivilligt, hvis de én gang har været slået i hovedet med ekspropriation. Og så er man endnu engang nødt til at gribe til ekspropriation.

Hvad så med tilskudsordningerne? EU-systemet rummer en række muligheder for at søge tilskud til forskellige miljøvenlige aktiviteter. På Direktoratet for Fødevareerhvervs hjemmeside kan man finde mange tilskudsmuligheder, der kan anvendes i forbindelse med grundvandsbeskyttelse, f.eks. ”miljøbetinget tilskud” (tilskud til at dyrke jord uden brug af pesticider og begrænset gødskning), ”tilskud til pleje af græs og naturarealer” (inden for SFL- områderne kan man få tilskud til at ekstensivere driften. SFL-udpegning er ikke udpeget af hensyn til grundvand, så det vil være tilfældigt om der findes relevante SFL-områder i ind- satsområderne), ”tilskud til braklagte randzoner” og ”tilskud til skovrejsning”. Ordningerne er sådan set udmærkede, men de har væsentlige svagheder. For det første er det en jungle at finde rundt i. Ansøgningsfrister og tilskudsstørrelser ændrer sig jævnligt. SFL-områder kan for øvrigt ikke p.t. ny-udpeges. For det andet er grundvandsbeskyttelse noget, der tager tid. Vi opererer typisk med flere årtier. Flere af tilskudsordningerne gives typisk for fem år ad gan- gen. Det betyder, at kommunerne kaster sig ud i en uendelighed af administration for at sikre grundvandsbeskyttelse på denne måde. Endelig er det begrænset, hvor store arealer der kan fås tilskud til, og dermed begrænset, hvor stor en effekt tilskudsordningerne har på grundvandskvaliteten i et indvindingsopland. Det sker også hyppigt, at der slet ikke er interesse for tilskudsordningerne fra landbrugets side. Et eksempel kan hentes fra en anden kommune, hvor en indsatsplan lagde op til en del skovrejsning. En forundersøgelse hos de berørte landmænd viste ingen interesse. Årsagen er ganske enkelt, at jorden har så god en bonitet, at det er en dårlig forretning for landmanden at rejse skov.

Nu har jeg aflivet tre vigtige værktøjer i indsatsplanlægningen! Hvad skal vi så gøre i stedet?

For det første synes jeg, at vi skal holde fast i, at de fleste vandværker i Danmark er velfunge- rende. Vi har ikke i Danmark akutte problemer med leveringssikkerhed, kvalitet eller ressource. Og det skyldes ikke indsatsplaner, da det kun er få år siden, de er indført. På Fyn er der meget få problemer med nitrat, hvis man forholder sig til grænseværdien på 50 mg/l. Den nyeste status for grundvandet fra GEUS /8/ konkluderer forsigtigt, at nitratindholdet på lands- plan i det unge grundvand er for nedadgående, og at vandmiljøplanerne formentlig er årsagen. I vandforsyningsboringer har kun ca. 1 % af indtagene nitratindhold over grænseværdien. Dette lave tal skyldes dog også, at mange nitratholdige boringer lukkes.

Ressourcen er dog under pres. Nitrat begrænser fortsat den anvendelige ressource. Hvad pesticider angår, så indikerer GEUS /8/, at problemet stadig er alvorligt. Omkring 20 % af de analyserede indtag har indhold af pesticider og 3 % har indhold over grænseværdien. I /8/ er det angivet, at der er fundet 151 overskridelser af pesticider i vandværksboringer i 2005-2006. Ca. 75 % af disse overskridelser skyldes BAM. De næstmest hyppige stoffer er Atrazin (ca. 5 %) og Dichlorprop (ca. 5 %). De resterende 15 % er spredt nogenlunde ligeligt på 15 stoffer. Eftersom Dichlobenil og Atrazin for længst er forbudt (i henholdsvis 1997 og 1994, /9/), og anvendelsen af Dichlorprop er reguleret, kan vi ikke rigtig gøre mere ved det problem. I hvert fald ikke ved at indgå dyrkningsaftaler og søge tilskud. Fortidens synder kan ikke ændres; vi må i stedet leve med dem. Flere vandværker er af denne årsag nødt til at kulfiltrere deres drikkevand.

Frem for at grave os ned i en frustration over fortidens synder kan vi bruge vores energi bedre ved at sikre os, at det ikke sker igen. Vi har således en væsentlig opgave med at sørge for, at næringsstoffer ikke ender i vandkredsløbet, og at vi ikke skaber et nyt BAM-problem. Endelig skal vi sikre, at andre forureningskilder ikke skaber nye, måske alvorlige problemer. Her kan f.eks. nævnes slam på landbrugsjorder og nedsivning af husspildevand. Både slam og spildevand har et stort set ukendt indhold af diverse miljøfremmede stoffer, og vi har ikke lige nu et overblik over, om disse stoffer kan skabe problemer. Data fra GEUS /8/ underbygger, at der kan være et alvorligt problem, idet der i perioden 1993-2006 f.eks. er fundet blødgørere i 20 % af de analyserede vandværksboringer og detergenter i 10 %, for blot at nævne to stofgrup- per.

Fælles for disse problemstillinger er, at de ikke kan løses i et samarbejde mellem kommune og vandværk. Det bør for det første ikke være det enkelte vandværks problem, at den lovgivne regulering af bl.a. landbruget ikke forhindrer forurening. Andre typer industrier reguleres jo rimeligt effektivt gennem lovgivningen. For det andet kan det fra én synsvinkel synes urimeligt, at et vandværks forbrugere skal betale for, at landbrugserhvervet kan producere med overskud. Fra en anden synsvinkel kan det virke urimeligt, at landbrug med jord i indvindingsoplande skal pålægges en række særlige restriktioner.

Det er problemstillinger, der efter min mening bedst løses på statsligt plan. Der er taget hul på problemstillingen i den ny lov om miljøgodkendelse af landbrug, hvor kommunerne kan stille krav til udledning af røg, støj og møg. Kommunerne kan bl.a. inden for nitratfølsomme ind- satsområder kræve, at udvaskningen fra rodzonen holdes under 50 mg NO3/l. Denne regulering kan dog udbygges yderligere. Kommunerne kan f.eks. ikke stille krav til landbrugets pesticidanvendelse, ligesom plantebrugene ikke er omfattet af reglerne.

Men vi er på vej. Dansk landbrugs top sender tydelige signaler i retning af, at landbruget skal opfattes som et industrierhverv og jeg oplever, at der i medierne er landmænd, der tør sige, at de driver industri, og som accepterer, at samfundet opstiller nogle rammer for deres aktiviteter.

På Landbrugsavisens hjemmeside (www.landbrugsavisen.dk) kan man læse følgende:

”…landbruget skal også være mere opmærksom på at forklare befolkningen, hvordan virkeligheden ser ud, i stedet for at sælge dem en stokroseidyl, der ikke findes længere. Det er industri, vi har, og det skal vi stå ved, siger Torben Poulsen.” Citatet er fra januar 2004.

Regeringen har i vinter (2008/2009) nedsat et ministerudvalg, der skal udarbejde en plan for ”Grøn vækst” /10/. I kommissoriet hedder det bl.a., at ”Regeringen ønsker en grøn vækst- vision, der forener et højt niveau for miljø- og naturbeskyttelse med en moderne og konkurrencedygtig landbrugsproduktion.” Længere fremme skriver man, at ”Miljøet, klimaet og naturen skal beskyttes endnu bedre end i dag, og vi skal sikre en natur i fremgang. Udledningen af næringsstoffer skal sænkes yderligere, og udledningen af drivhusgasser og skade- virkningerne af sprøjtegifte skal ned.” Det er da positive signaler, som vi må håbe på, at der er politisk vilje og vej til at føre ud i livet.

KONKLUSION

Jeg har været med til at udarbejde del-indsatsplaner for ni vandværker på Bornholm (fem er vedtaget og yderligere fire er under udarbejdelse). I Svendborg Kommune er en rammeplan og del-indsatsplaner for fem vandværker godt på vej. Erfaringen med paradigmet har overvejende været positiv. Planerne fungere således som et tydeligt grundlag for kommunens administration, og vandværkerne og andre aktører er ikke i tvivl om, hvad de skal gøre hvornår.

Det er vigtigt, at retningslinjerne i planerne formuleres entydigt og konkret, ellers risikerer bestemmelserne at være værdiløse i forbindelse med den daglige sagsbehandling.

Jeg oplever, at indholdet i værktøjskassen er utilstrækkeligt. De nuværende muligheder for at undgå forurening af grundvandet med bl.a. nitrat og pesticider, lægger en urimelig belastning over på vandværkerne. Der er endvidere en alvorlig sideeffekt ved ordningen, nemlig at vores land inddeles i A- og B-områder – steder, hvor grundvandet beskyttes effektivt, og andre steder hvor forurening fra landbrugsindustrien accepteres. Det er ikke optimalt på sigt, da vi på denne måde risikerer at begrænse den tilgængelige grundvandsressource væsentligt. Mange af de reguleringer, der er brug for, bør i stedet fastsættes gennem lovgivningen og gælde generelt.

Jeg frygter, at de kommende kommunale handleplaner løber ind i præcis de samme problemer. Her er det blot kommunerne, der skal betale, i stedet for vandværkerne.

BOKS 1 - PROCESSEN

Introduktionsmøde mellem kommunen og vandværket På det første møde med vandværket bliver indsatsplanprocessen gennemgået og vi afstemmer vores forventninger. Kommunen gennemgår grundvandskortlægningens resultater og fortæller om truslerne inden for vandværkets indvindingsoplande.

Indsatsplanen skal udarbejdes ved inddragelse af de direkte berørte parter. Det kan gøres ved at nedsætte en arbejdsgruppe bestående af repræsentanter for vandværket og de direkte berør- te grundejere. Disse findes, ved at drøfte med vandværket, hvilke interessenter det er mest oplagt at inddrage. Som oftest vil der være en række større landmænd og evt. virksomheder, som bør være med. Når vandværket og kommunen peger på repræsentanter for de direkte be- rørte parter, kan ”besværlige” borgere mere eller mindre bevidst udelades fra arbejdsgruppen. Det har kommunen et ansvar for at undgå, hvis de er relevante at have med.

1. arbejdsgruppemøde På mødet samles arbejdsgruppen første gang. Kommunen gennemgår processen og grund- vandskortlægningens resultater endnu engang. Derefter gennemgås de forskellige indsatser i bilag 1 og gruppen drøfter, om de enkelte indsatser er nødvendige for at beskytte det grundvand, vandværket udnytter. Kommunen skriver derefter et første udkast til indsatsplanen.

2. arbejdsgruppemøde Typisk et par måneder efter (vi har jo også andre opgaver derhjemme) indkalder kommunen til 2. arbejdsgruppemøde. Arbejdsgruppens medlemmer modtager et par uger før mødet et udkast til indsatsplanen. På mødet drøfter vi, om vi er enige i planudkastet, eller om der er ting, der skal omformuleres, gøres anderledes, eller er glemt. Planen skal så revideres og derefter skal den fremlægges for kommunens koordinationsforum og efterfølgende for Udvalget for Miljø og Teknik.

Planforslaget skal i 12 ugers offentlig høring. Indsatsplanforslaget kan sendes ud til alle grundejere i indvindingsoplandene til vandværkets boringer. Nogle af de mindre vandværker ønsker også at få sendt planforslaget ud til alle vandværkets forbrugere. De større vandforsyninger (typisk de kommunale) er normalt for store til, at det er smart at sende ud til alle grundejere og forbrugere, så her offentliggør vi i stedet planen i de lokale aviser og inviterer evt. til borgermøde.

3. arbejdsgruppemøde Mødet holdes normalt kun, hvis der er kommet høringssvar ind i høringsperioden. Eventuelle høringssvar bliver drøftet, og planen bliver om nødvendigt tilrettet. Hvis der ikke er hørings- svar, kontakter vi arbejdsgruppen for at høre, om der er behov for mødet. Ellers aflyses det.

Planen skal endnu engang drøftes i koordinationsforum og derefter sendes gennem det politiske system – Udvalget for Miljø og Teknik, Økonomiudvalget og endelig byrådet. Hele processen tager normalt 1-1½ år. LITTERATUR

/1/ Vandforsyningsloven: Lovbekendtgørelse nr. 1026 af 20. oktober 2008.

/2/ Miljøbeskyttelsesloven: Lovbekendtgørelse nr. 1757 af 22. december 2006.

/3/ Bekendtgørelse nr. 1430 af 13. december 2006 om indsatsplaner.

/4/ Retlige rammer for kommunal vandforvaltning– Planer. Lasse Baaner. Skrifter fra Fødevareøkonomisk Institut. Sam- fundsvidenskabelig serie nr. 18, 2006.

/5/ Planloven: Lovbekendtgørelse nr. 1027 af 20. oktober 2008.

/6/ Miljømålsloven: Lovbekendtgørelse nr. 1028 af 20. oktober 2008.

/7/ Strategi for grundvandsbeskyttelse. Teknisk rapport. Odense Vandselskab, februar 2008.

/8/ Grundvand. Status og udvikling 1989-2006. GEUS 2007.

/9/ Rensning af grundvand med aktivt kul for BAM og atrazin. Miljøprojekt nr. 859, 2003.

/10/ Grøn vækst. Kommissorium for ministerudvalg. http://www.fvm.dk/Admin/Public/Download.aspx?file=/Files/Filer/Landbrug/Landbrug2022/Groen_vaekst_kommiso rium_19aug08__2_.pdf

BILAG 1: SKEMA MED OVERSIGT OVER INDSATSER (januar 2009)

Indsatser inden for vandindvinding NR. FORURENINGS TRUSSEL FORSLAG til INDSATS OM- UDFØRES -KILDE RÅDE AF 1 Vandværksind- Overudnyttelse af ressourcen på kil- Grænse i indv. tilladelse, der kan justeres i for- - N&V vinding depladsen bindelse med indsatsplanen Evt. etablering af ny boringer/kildepladser VV/N&V 2 Vandværksind- Overpumpning på de enkelte boringer Evt. Installation af mindre pumper i boringer. - VV vinding Evt. udbygning af rentvandsbeholdere for at kompensere for mindre pumper i boringer 3 Vandværksind- Dårligt beskyttede indvindingsborin- Kontrol af boringsudformning og evt. ombyg- - N&V og VV vinding ger ning 4 Vandværksdrift Overvågning af grundvandskvalitet Evt. overvågning af grundvandskvaliteten i ind- - VV vindingsoplandet i egnede boringer. 5 Private brønde Lækager til grundvandet fra private Svendborg kommune kræver alle ubenyttede OSD N&V og VV og boringer brønde og boringer brønde og boringer inden for OSD sløjfet for ejers regning. Vandværket kan tilbyde at sløjfe private brønde og boringer under visse forudsætninger.

Indsatser inden for jordbrug 6 Markbidrag Nitratnedsivning fra bestående pro- Dyrkningsaftaler til overholdelse af kravværdier. NI VV duktion Overvågning i NI. VV SFL revideres i NI. N&V 7 Markbidrag Øget nitratudvaskning pga. produkti- Reguleres via lov om miljøgodkendelse mv. af NI N&V onsudvidelse. husdyrbrug. Tilskudsordninger fra www.dffe.dk: Miljøbetin- VV/N&V get tilskud, afgræsning, brak, skovrejsning. 8 Produktionsanlæg Nedsivning eller udledning af pesti- Skærpet landsbrugstilsyn i IO IO N&V cider, gylle, kemikalier m.m. Vaskepladser sikres IO N&V Kampagne/ bl.a. pjece ang. brug af pesticider. IO VV/N&V Planteværnsrådgivning v. landbrugets konsulen- IO VV/landbrug ter.

9 Markbidrag Pesticidudvaskning fra rodzonen Overvågning ved grundvandsmonitering. PI VV (i princippet = 0) Beskyttelseszoner omkring boringer N&V/VV Tilskudsordninger fra www.dffe.dk: Miljøbetin- N&V get tilskud, afgræsning, brak, skovrejsning. Planteværnsrådgivning v. landbrugets konsulen- ter. VV/landbrug

Indsatser inden for andre erhverv og forurenede grunde 10 Industrier, hånd- Udvaskning af olie- og kemikaliepro- Skærpet miljøtilsyn med og rådgivning af virk- IO N&V værk o. lign. dukter m.m. somheder, der håndterer grundvandstruende Råstofgrave. stoffer. Bl.a. gennemgang af afløbsforhold. 11 Gartnerier Pesticidudvaskning fra rodzonen Skærpet miljøtilsyn med vaskepladser, oplag af IO N&V (i princippet = 0) kemikalier mm. 12 Forurenede grun- Nedsivning af forurenende stoffer. Kortlægning og undersøgelser samt fornøden OSD Region Syddanmark de. oprensning eller forsegling mm

Andre indsatser 13 By-, bolig-, som- Udvaskning fra arealerne og fra klo- Informere og rådgive. I N&V merhus- og kolo- aknet mm. Gennemføre kampagner I VV/N&V nihaveområder. Pesticidudvaskning. Beskyttelseszoner omkring boringer. IO N&V/VV Bestemmelser i grundejerforeningers vedtægter IO N&V om ikke-anvendelse af pesticider. 14 Kloakledninger Nedsivning af diverse stoffer Registrering og løbende kontrol. Især vigtigt v. IO Svendborg Vand ældre ledninger. 15 Generel beskyt- Alle former for grundvandstruende Udlæg i kommuneplanen af indvindingsoplande. IO N&V telse aktiviteter og beskyttelsesområder Rejsning af skov IO VV/N&V

Forkortelser: OSD - Områder med særlige drikkevandsinteresser. I - Generelt indsatsområde IO - Indvindingsopland NI - Nitratfølsomt indsatsområde VV - vandværker PI - Pesticidfølsomt indsatsområde N&V- Svendborg Kommune, Natur og Vand

ACETOCHLORS SKÆBNE FRA TOPJORD, GENNEM KALK TIL GRUNDVANDSMAGASIN - UNDERSØGELSER AF ET NYT HERBICID

Ph.d.-studerende, civilingeniør Gry Sander Janniche Professor Hans-Jørgen Albrechtsen DTU Miljø, Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Acetochlors skæbne blev undersøgt vha. laboratorieforsøg med topjord, umættet kalksten og sandet aerob grundvandsmagasin udtaget fra en feltlokalitet, hvor acetochlor er blevet brugt siden 2000. Formålet var at undersøge, om der eksisterer et naturligt selvrensningspotentiale, og om der er risiko for grundvandsforurening. Dette blev undersøgt ved sorptionsforsøg, mi- neraliseringsforsøg og ved bestemmelse af antallet at acetochlor nedbrydende bakterier. Der blev påvist et naturligt nedbrydningspotentiale, om end det var begrænset i kalksten og grundvandsmagasin. Acetochlor sorberer ikke til kalksten men til ler og organisk stof, så hvis acetochlor transporteres gennem topjorden er der stor risiko for nedsivning til grundvandsmagasinet. Stoftransporten af acetochlor vil dog forsinkes 2,5-31,7 gange i forhold til grundvandets hastighed pga. af sorption.

INDLEDNING

Pesticider detekteres i stigende grad i grundvand, der i Danmark udgør over 99 % af vores drikkevandsressource, og pesticidforurening udgør således en væsentlig trussel mod drikkevandsressourcen. Pesticider og deres nedbrydningsprodukter detekteres i mere end hver fjerde vandværksboring på trods af, at boringer med fund sløjfes /1/. Pesticidforureningen tvinger vandværker til at indvinde fra dybereliggende magasiner med gammelt vand, der er mindre påvirket, og pesticider udgør således fortsat en væsentlig trussel mod drikkevandsressourcen. Pesticidernes og nedbrydningsprodukternes skæbne i de overliggende magasiner er derfor afgørende for den kommende danske drikkevandskvalitet: bliver de nedbrudt, sorberet, eller transporteres de uændret nedad.

I takt med at flere pesticider og deres nedbrydningsprodukter genfindes i grundvandet, arbejdes der på at finde substitutionsmuligheder for mange af disse pesticider. Eksempelvis er atrazin (forbudt i Danmark siden 1994) i mange lande blevet afløst (substitueret) af acetochlor (figur 1), som er et forholdsvist nyt stof på markedet, men endnu ikke godkendt i Danmark. Acetochlor blev først registeret i USA i 1994, og allerede i 1995 blev det detekteret i grundvand /2/. Dog findes acetochlor oftere i floder og vandløb end i grundvand /3, 4/, og nedbrydningsprodukter er oftere fundet end acetochlor /5, 6, 2/.

CH3

CH2OCH2CH3 N COCH2Cl

CH2CH3

Figur 1 Acetochlors strukturformel

Acetochlors transport, sorption og nedbrydning i overjord er rimeligt velbeskrevet i forbindelse med, at pesticidet er blevet godkendt til anvendelse. Imidlertid er det kun i ringe grad un- dersøgt i dybere jordlag og grundvand og ved allerede nu at undersøge og følge pesticidets skæbne in-situ i jord og grundvand i forbindelse med dets reelle anvendelse, kan vidensgrund- laget forbedres og dermed også vurderingen af risikoen for nedsivning af acetochlor til grundvand.

Acetochlor blev i et ca. 3 km2 stort opland i Frankrig første gang brugt i maj 2000, og som noget helt unikt bliver acetochlors skæbne fulgt gennem grundvandsprøver taget fra talrige piezometre fordelt i oplandet, samt fra en kilde, der fødes af oplandets grundvand. Der er endnu ikke påvist acetochlor eller dets nedbrydningsprodukter i grundvandet her 8 år efter første applikation, men det kan skyldes, at der er op til 15 års transporttid fra topjord til grundvand visse steder i området.

FORMÅL

Studiets formål var at undersøge det relativt nye herbicid acetochlors skæbne fra topjord gennem umættet kalksten til grundvandsmagasin. Skæbnen, eller spredningen, er primært bestemt af sorption og nedbrydning, og en større viden om disse to parametre er nødvendig i forhold til at vurdere et eventuelt selvrensningspotentiale (natural attenuation) i forurenede jorde og grundvandsmagasiner. Nedbrydning i en kompleks matrix som kalk er dårligt undersøgt, og eftersom en væsentlig andel af dansk vandforsyning er baseret på kalkmagasiner, er ny viden på dette område særdeles relevant. Dette blev undersøgt i EU-projektet AquaTerra, der netop er ved at blive afsluttet. Formålet med undersøgelsen er således, for topjord til grundvandsmagasin, at: • Undersøge det naturlige nedbrydningspotentiale for acetochlor ved lave initialkon- centrationer (1 µg/L eller 1 µg/kg) • Bestemme sorptionskoefficienter for acetochlor at kunne vurdere muligheden for re- tardation • Bestemme antallet af acetochlor nedbrydende mikroorganismer i sedimenterne

MATERIALER OG METODER

Laboratorieforsøg blev udført med sedimentprøver fra 4 boringer fra 3 forskellige lokaliteter indenfor det samme lille opland bestående af umættet kalksten overlejrende et sandet aerob grundvandsmagasin. Pz14 blev boret fra topjord ned til 58,8 meter under terræn (mut.) med grundvandsspejl i 44 mut. Pz17a og Pz17c blev boret 2 meter fra hinanden fra topjord til henholdsvis 10,8 mut. og 19,53 mut., og grundvandet står 10 mut. Fra den sidste boring, Pz18, er der kun en prøve fra umættet kalksten taget 3,5-3,8 mut.

Nedbrydningsforsøg Nedbrydningen af pesticiderne i umættet zone blev undersøgt ved at inkubere sediment med naturligt vandindhold og 14C-mærket acetochlor. Initialkoncentrationen var 1 µg/kg og inkuberingstiden 251 dage i mørke ved 10 °C. Nedbrydningen blev fulgt løbende ved at opsamle 14 den producerede mængde CO2 vha. en basefælde i hver enkelt inkubationsflaske. Basefæl- derne blev tilsat HiSafe Scintillationsvæske og kvantificeret vha. scintillaitonstæller.

Nedbrydningen i grundvandssedimentet blev undersøgt i inkubationer med sediment og vand. Vandet var fra den nærliggende kilde, da det ikke var muligt at udtage grundvand fra de enkelte boringer. Kilden fødes med grundvand fra området, hvor kernestykkerne er udtaget Ini- tialkoncentrationen var 1 µg/L og inkuberingstiden 233 dage i mørke ved 10 °C. Nedbrydnin- gen blev fulgt ved at måle både koncentrationen af 14C-mærket pesticid i vandfasen og af pro- 14 duceret CO2.

14 Nedbrydningen blev beregnet som den akkumulerede, dannede CO2 i procent af initialkon- 14 14 centrationen af C-mærket acetochlor. Den målte nedbrydning, i form af CO2, er en fuld- stændig nedbrydning, også kaldet mineralisering. Det er således et konservativt mål for nedbrydningen, idet nedbrydningen af acetochlor reelt kan være større end den mineralisering, vi måler, og der kan være dannet nedbrydningsprodukter. Kun ved mineralisering fjernes forureningen fuldstændigt, og bekymringer over nedbrydningsprodukternes persistens eller toksitet overflødiggøres.

Specifikke pesticidnedbrydende bakterier Antal af pesticidnedbrydende bakterier blev talt vha. most-probable-number (MPN) metoden. Metoden var en modifikation af 14C-MPN metoden /7/. Et mineralmedie med 14C-mærket 14 pesticid blev inkuberet med sediment, og den producerede mængde CO2 opsamlet vha. en basefælde. Hver prøve blev sat op i 5 fortyndinger, hver fortyndet 10 gange (100 – 10-4) i fem replikater. Initialkoncentrationen var 25 µg/L og der blev inkuberet mørkt i 11 måneder ved 15oC.

14 Efter inkubationen blev prøverne scoret som positiv eller negativ mht. vækst (dvs. CO2- produktion). En positiv score betød, at mindst en dyrkbar organisme var til stede i fortyndin- gen. Antallet af organismer i den originale prøve blev derefter beregnet ud fra antallet af positive og negative prøver i hver fortynding vha. et MPN software program /8/.

Sorption Sorptionsundersøgelser blev udført med 14C-mærket acetochlor efter en modificeret standard- metode /9/, hvor der anvendes grundvand fra lokaliteten frem for en CaCl2-opløsning. Lige- vægtstiden i forsøgene var 7 døgn.

RESULTATER OG DISKUSION

Antallet af acetochlor-nedbrydende bakterier var generelt lavt (<63 MPN/g) i alle prøverne, bortset fra to prøver: en prøve fra umættet zone (Pz17c, 4,5-4,65 mut.) med 1500 MPN/g og en prøve fra grundvandsmagasinet med >16000 MPN/g (figur 2 B). Selv om acetochlor er blevet brugt i området, er der ikke tegn på, at bakterierne har tilpasset sig acetochlor nedbrydning, da vi i så fald ville forvente betydelig flere nedbrydere. KotoulaSyka et al /10/ har kon- kluderet, at jorde, der gentagne gange er blevet behandlet med acetanilider (gruppen som acetochlor tilhører), ikke har tendens til at blive adapteret til disse herbicider. Dog er der acetoch- lornedbrydere tilstede i prøverne fra vores feltlokalitet og derfor også et nedbrydningspotentiale.

Kd (l/kg) 14 MPN/g % CO2 01020300,1 10 1000 100000 0246 0

20 _ 30

40 Dybde (mut)

Pz 14 Pz17a Pz 17c Pz 18

Figur 2 Mineralisering (A), antal acetochlor nedbrydende bakterier (B) og sorption (C) som funktion af dybden. Mut: Meter under terræn. MPN: most-probable-number. Kd: lineær fordelingskoefficient. Grundvandsspejl: 44 mut. i Pz14, 10 mut i Pz17a og Pz17c.

Mineraliseringen i topjorden var tilnærmelsesvis lineær uden en lag fase (figur 3), men på trods af en inkuberingsperiode på 251 dage blev kun 19-24 % af initialkoncentrationen på 1µg/kg mineraliseret. Den største acetochlor mineralisering var, som forventet, i topjorden, (figur 2 A). I den umættede kalksten blev maksimalt 2 % mineraliseret, mens der overraskende var større mineralisering (< 4 %) i prøver fra grundvandsmagasinet. Mineralisering af acetochlor er før observeret i området /11/, hvor raten faldt med dybden indtil 3 mut, hvorefter den var lav men signifikant indtil 16 mut. Antallet af studier af naturlig nedbrydning af ace- tohclor er begrænset, men nedbrydning af acetochlor i topjord og umættet zone er før rappor- teret: f.eks. undersøgte Dictor et al. /12/ mineraliseringen af acetochlor i en neoluvisol og cal- cosol (topjord: 0-25 cm og underjord: 25-50 cm dybde) og fandt at 6,7-23,9 % var mineraliseret i topjorden og 16-18,4 % i underjorden efter op til 90 dages inkubation ved 25 ˚C (initial- koncentration 1mg/kg i topjord og 0,01 mg/kg i underjord). Taylor et al. /13/ fandt en noget lavere mineralisering i en lerjord, hvor jord fra tre dybder (0-30 cm, 1-1,3 m og 2,7-3,0 m) blev inkuberet i 100 dage ved 22 ˚C med 2,5 mg/kg, idet maksimalt 4,9 % blev mineraliseret. Acetochlor (initial koncentration 50µg/l, inkuberet 2 år ved 10 ˚C) var ikke nedbrydeligt i 4 forskellige grundvansmagasiner, hverken under aerobiske eller anaerobiske forhold /11/.

Sorptionen blev undersøgt i prøver fra den umættede kalksten og fra grundvandsmagasinet ved en initalkoncentration på 50 µg/l (figur 2 C). Sorptionen var begrænset i kalkstenen (Kd<0,34 l/kg) og endda under detektionsgrænsen i flere af prøverne. Dette tyder på et lavt indhold af organisk kulstof og ler, da det tidligere er vist, at pesticider primært sorbere til det organiske kulstof og ler, mens sorption til selve kalkstenen er negligerbar /14, 15/. I det san- dede grundvandsmagasin var der en stor variation i sorptionen inden for et meget lille interval (33 cm), idet den lineære fordelingskoefficient Kd var 0,25-5,12 l/kg. Denne variation afspejler et øget lerindhold i grundvandsmagasinet.

Pz14, 0,2-0,45 mut (1)

Pz14, 0,2-0,45 mut (2) 2 O C 14 % Pz17a, 0,3-0,6 mut

Pz17c, 0,15-0,3 mut (1)

Pz17c, 0,15-0,3 mut (2) 0 0 50 100 150 200 250 300 dage

Figur 3 Acetochlor mineraliseringskurver for topjorde. Mut: meter under terræn. Tal i parentes indikerer, at det er replikater.

KONKLUSION

Der var ikke simple sammenhænge mellem antal af pesticidnedbrydende bakterier og mineralisering, og der kunne ikke påvises acetochlor-adaptation (dvs. hurtigere nedbrydning i eksponerede prøver), men småskala-variationer i geologi, sorption og antal af pesticidnedbrydere blev observeret. Acetochlor vil kun i ringe grad blive bundet til den umættede kalksten pga. lav sorption (Kd<0,34 L/Kg), og vil derfor være tilgængelig for nedbrydning og nedsivning til grundvandsmagasinerne. I topjord blev 23 % mineraliseret (fuldstændig nedbrydning) efter 251 dage, mens maksimalt 2,5 % blev mineraliseret i den umættede zone. Som konsekvens heraf kan det forventes, at en stor andel af acetochlor transporteres til grundvandet med risiko for grundvandsforurening. Afhængig af grundvandsmagasinets mineralsammensætning og primært dets indhold af ler, vil acetochlor sorbere (Kd: 0,25-5,12 L/kg), og stoftransporten forsinkes 2,5-31,7 gange i forhold til grundvandets flow hastighed. På baggrund af denne un- dersøgelse er der grund til fortsat at følge acetochlors spredning til og i grundvandet, fordi resultaterne indikerer, at der er risiko for grundvandsforurening. De foreliggende resultater er således et væsentligt input i forhold til en evt. godkendelse af anvendelse af acetochlor i Danmark.

PERSPEKTIVERING

Eftersom acetochlor blev introduceret som afløser for bl.a. atrazin, som igen blev indført som afløser for phenoxysyre herbiciderne, bør det give stof til eftertanke, at også acetochlor genfindes i grundvand og vandløb, og at der er risiko for, at omfanget vil øges med årene. Er god- kendelsesprocedurerne og -metoderne gode nok til at vurdere nye herbicider? Er afløser- herbiciderne miljømæssigt eller sundhedsmæssigt bedre end de afløste herbicider?

LITTERATUR

/1/ Grundvand. Status og udvikling 1989 – 2006. Redaktør: Lærke Thorling. 2007, GEUS. Tilgængelig via: www.grundvandsovervaagning.dk GEUS, 2007 /2/ The environmental occurrence of herbicides: The importance of degradates in ground water. Kolpin,D.W., Thurman,E.M., and Linhart,S.M., 1998. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 35(3): 385-390. /3/ Occurrence of sulfonylurea, sulfonamide, imidazolinone, and other herbicides in rivers, reservoirs and ground water in the Midwestern United States, 1998. Battaglin,W.A., Furlong,E.T., Burkhardt,M.R., and Peter,C.J., 2000. Science of the Total Environment, 248(2-3): 123-133. /4/ Herbicides and herbicide degradates in shallow groundwater and the Cedar River near a municipal well field, Cedar Rapids, Iowa. Boyd,R.A., 2000. Science of the Total Environment, 248(2-3): 241-253. /5/ The acetochlor registration partnership state ground water monitoring program. De Guzman,N.P. et al., 2005. Journal of Environmental Quality, 34(3): 793-803. /6/ Degradation of chloroacetanilide herbicides: The prevalence of sulfonic and oxanilic acid metabolites in Iowa groundwaters and surface waters. Kalkhoff,S.J., Kolpin,D.W., Thurman,E.M., Ferrer,I., and Bar- celo,D., 1998. Environmental Science & Technology, 32(11): 1738-1740. /7/ C-14-Most-Probable-Number Method for Enumeration of Active Heterotrophic Microorganisms in Natu- ral-Waters. Lehmicke, L. G., Williams, R. T. & Crawford, R. L. 1979. Applied and Environmental Micro- biology 38, 644-649. /8/ MPN Calculator [Build 22], Software program. Curiale, M. http://members.ync.net/mcuriale/mpn/index.html. /9/ OECD guidelines for testing of chemicals. 106 Adsorption/desorption. 1993. Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD), Paris, France. /10/ Degradation of acetanilide herbicides in history and nonhistory soils from eastern Virginia. Kotou- laSyka,E., Hatzios,K.K., Berry,D.F., and Wilson,H.P., 1997. Weed Technology, 11(3): 403-409. /11/ Detailed study of representative aquifers and simulation of possible evolution scenarios PEGASE : Final report. Mouvet, C. et al., 2004. Pesticides in European groundwaters: BRGM. /12/ Acetochlor mineralization and fate of its two major metabolites in two soils under laboratory conditions. Dictor,M.C., Baran,N., Gautier,A., and Mouvet,C., 2008. Chemosphere, 71(4): 663-670. /13/ Dissipation of acetochlor and its distribution in surface and sub-surface soil fractions during laboratory incubations. Taylor,J.P., Mills,M.S., and Burns,R.G. 2005. Pest Management Science, 61(6): 539-548. /14/ Adsorption of pesticides onto quartz, calcite, kaolinite, and alpha-alumina. Clausen,L., Fabricius,I., and Madsen,L., 2001. Journal of Environmental Quality, 30(3): 846-857. /15/ Potential for aerobic isoproturon biodegradation and sorption in the unsaturated and saturated zones of a chalk aquifer. Johnson,A.C., Hughes,C.D., Williams,R.J., and Chilton,P.J., 1998 Journal of Contaminant Hydrology, 30(3-4): 281-297.

EFFEKT AF OPRENSNING MED ZVI-CLAY TEKNOLOGIEN: SIMULERING AF MASSEFJERNELSE OG MASSEFLUX FRA EN DNAPL KILDE

Civilingeniør Ida Vedel Jørgensen Professor Poul Løgstrup Bjerg Lektor Philip John Binning Civilingeniør, ph.d.-studerende Annika Sidelmann Fjordbøge DTU Miljø, Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Numerisk modellering er anvendt til at forudsige effekten af at implementere ZVI‐Clay teknologien i et forsøgsområde ved Skuldelev i Nordsjælland. Resultaterne viser, at ZVI‐Clay teknologien giver en hurtig fjernelse af kildemasse samt reduktion i masseflux. I forsøgsområdet er det estimeret, at koncentrationerne i kilden overholder jordkvalitetskriteriet for PCE efter 2,3 år, og at massefluxen gennem et kontrolplan 1 m nedstrøms kildezonen essentielt vil være ophørt efter 3 år. Dette er en kort tidsperiode, i betragtning af, at en ubehandlet DNAPL kildezone kan være årsag til grundvandsforurening i årtier til århundreder. INDLEDNING Baggrund DNAPLs (Dense Non‐Aqueous Phase Liquids) er blandt de mest almindelige forureningskilder i jord og grundvand /11/ og er ofte årsag til langvarige grundvandsforureninger /4/ helt op til årtier eller århundreder /3/. Etablerede remedieringsteknologier opnår generelt kun delvis fjernelse af forureningen i kilden /4/. En relativt ny teknologi til oprensning af kildeforure- ning, kaldet ”ZVI-Clay teknologien”, består i at blande den forurenede kildezone med reaktivt nul-valent jern (ZVI) og ler, hvilket på samme tid giver tilbageholdelse og nedbrydning af forureningen i kildezonen. Denne teknologi afprøves for tiden på et forurenet område i Skul- delev i Nordsjælland, hvor der er observeret store koncentrationer, inklusiv fri fase, af te- traklorethen (PCE) /7/. Masseflux er en vigtig parameter i evalueringen af risikoen for grundvandet, der opstår som følge af en forurening, og reduktion i massefluxen kan anvendes til at vurdere effekten af en given remedieringsteknologi /2/. På det seneste har der været meget fokus på sammenhængen mellem kildemasse og masseflux, og generelt er det konstateret, at den afhænger af DNAPL arkitekturen og heterogeniteten af grundvandsstrømmen /6/, men der er stadig behov for en øget forståelse af denne sammenhæng /4/. Det er fundet, at en simpel eksponentialfunktion i nogle situationer kan beskrive denne sammenhæng /14; 4/, men sammenhængen påvirkes formodentlig også af, hvilken teknologi der bruges til remedieringen /1/. Formål Projektets overordnede formål er ved numerisk modellering at simulere effekten på kildemasse og masseflux af implementering af ZVI-Clay teknologien i forsøgsområdet ved Skul- delev. Specifikt vil følgende blive vurderet: a) den optimale placering af et multi level sampling kontrolplan i felten; b) betydning af de vigtigste processer og den direkte effekt af teknologien, og c) sammenhængen mellem massefjernelse og masseflux når ZVI-Clay teknologien benyttes til remediering. METODE

Data fra det aktuelle forsøgsområde er evalueret og brugt som grundlag for modelleringen. De numeriske modelleringsværktøjer Visual MODFLOW og COMSOL Mulitphysics er begge anvendt til modelleringen, og deres egnethed i den givne situation er blevet vurderet. For yderligere information om de anvendte metoder henvises til /10/. Forsøgsområde ved Skuldelev Forholdene i forsøgsområdet ved Skuldelev er vurderet på baggrund af feltdata fra Niras og Region Hovedstaden. Ud fra disse er lavet 3 geologiske tværsnit, hvoraf ét er vist i Figur 1.

Figur 1 Geologisk tværsnit i forsøgsområde inklusiv målte PCE-koncentrationer baseret på data fra Niras og Region Hovedstaden. Ud fra de geologiske tværsnit er områdets geologi simplificeret til: 1,5 m fyldmateriale, 1 m tørv/gytje, 1 m silt, og 3 m sand (det sekundære magasin). Det sekundære magasin er afgræn- set nedadtil af moræneler, der fungerer som barriere for den vertikale spredning af fri fase. På baggrund af undersøgelsen af forholdene i forsøgsområdet ved Skuldelev, er det vurderet, at PCE er den dominerende forureningskomponent og den eneste forureningskomponent tilstede i DNAPL‐fase. Massen af PCE i kildeområdet er estimeret til 635 kg, hvilket dog har en stor usikkerhed især mht. udbredelse og mætning af DNAPL fasen. Endvidere er det vurderet, at massefluxen er langt mere signifikant i magasinet end i de øvrige geologiske lag. Som følge heraf er PCE forureningen i magasinet valgt som fokus for modelleringen. ZVI-Clay teknologien Implementering af ZVI-Clay teknologien forventes at give en relativt homogen opblanding af forurenet sediment, ZVI og ler. Tilsætning af leret medfører en kraftig reduktion i den hydrauliske konduktivitet i kilden og dermed et ændret strømningsbillede, hvor strømningen generelt passerer udenom kilden, og forureningen tilbageholdes i kilden. Samtidig nedbrydes forureningen i kilden, idet ZVI giver reducerede forhold, hvorved PCE nedbrydes /7/. For yderligere information om ZVI-Clay teknologien og den planlagte brug af metoden på lokaliteten henvises til /7/ og /8/. Koncept for numerisk modellering Modelleringen er foretaget i 2D for det sekundære magasin. I beregningen af masseflux er en dybde på 3 m brugt for det sekundære magasin. Fordelen ved en 2D model er at den er meget simplere end en 3D model, og de overordnede effekter af teknologien bliver således ikke ”slø- ret” af eksempelvis ændringer i geologien. 2D konceptet er fundet repræsentativt efter, at ZVI-Clay teknologien er implementeret, idet forureningen fordeles jævnt over hele kilden, og der derfor ikke er ændringer i kildezonen over højden. Før implementering af teknologien er der dog en stor usikkerhed på at bruge 2D modelleringen, idet forureningen varierer over dybden. Det er valgt at vise worst-case for situationen før implementeringen, hvor hele kilde- området antages at have residual DNAPL tilstede. Modelleringen opdeles i 3 perioder for at tage højde for de skiftende forhold: 1) Før implementering af ZVI-Clay teknologien, 2) efter implementering mens DNAPL stadig er til stede, og 3) når DNAPL ikke længere er til stede i kilden. De konceptuelle modeller for disse 3 perioder er vist i Figur 2.

Noflow C=0 mg/L

C0=0 mg/L h=4.12 m h=4.26 m C0=240 mg/L dC/dt=0 C=0 mg/L dC/dt=0 Transport governed by advection.

Noflow C=0 mg/L

Transport governed by diffusion and dispersion (all around the surface except top and bottom dC/dt =0 which are in other layers)

Transport governed by diffusion and dispersion (all around the surface except top and bottom which are in other layers)

Figur 2 Konceptuelle modeller for de 3 forskellige modelleringsperioder. I periode 1 er kilden afgrænset ved røde prikker med røde markeringer for DNAPL, i de 2 andre er det vist ved grå firkant for ZVI-Clay blandingen.

Ligninger og inputværdier til numerisk modellering Modellerne er opbygget af en strømningsmodel med overliggende stoftransport. Ligningen for strømningen i 2D er: som er standard for steady-state strøm- ning i et mættet porøst medie, K er hydraulisk konduktivitet /9/. For stoftransport er følgende ligning brugt (2D), som medtager processerne advektion, sorption, diffusion, dispersion og nedbrydning (både i vandig og sorberet fase):

hvor R er retardationsfaktoren, ε er porøsitet, Cw er vandig koncentration, U er Darcy hastighed, D er hydrodynamisk dispersionskoefficient og k er nedbrydningsraten. Nedbrydningsleddet medtages kun i periode 3 af modelleringen, idet der indtil denne periode vil være DNAPL residual fase tilstede, som med den lave strømning i området antages at give vandige koncentrationer der er lig med opløseligheden (bl.a. baseret på /12/). I periode 2 tages højde for nedbrydningen i beregningen af tiden, hvor der er DNAPL til stede i kilden efter teknologien implementeres. Inputværdierne der er brugt i den numeriske modellering er præsenteret i Tabel 1.

Tabel 1 Inputværdier til modellering baseret på data fra Niras og Region Hovedstaden, generelle litteraturdata og nedbrydningsrate fra /8/. Grå markering viser at disse værdier ikke bruges i periode 1 før implementering af ZVI-Clay teknologien, da disse er værdier for ZVI-Clay blandingen. Magasin (sand/grus) Kilde (ZVI-Clay blanding) Porøsitet (ε) 0.35 0.3 Hydraulisk konduktivitet x og y retning 7E-5 m/s 1E-10 m/s Kd PCE 1.4E-7 L/mg 1.4E-6 L/mg Dispersivitet x (αL) 0.5 m 0.5 m Dispersivitet y (αy) 0.01 m (αy / αL = 0.02) 0.01 m (αy / αL = 0.02) Diffusion (effektiv, 10°C) 1.3E-5 m2/d 1.1E-5 m2/d Nedbrydningsrate (pseudo 1.ordens) 0 k=7.4E-3 d-1 3 3 Bulkdensitet (ρb) 1700 kg/m 1900 kg/m Kildekoncentration (opløselighed for PCE) - 240 (mg/L) Kildelængde (strømningsretning) - 4 m Kildebredde (på tværs af strømning) - 5 m

Evaluering af numerisk modellering Anvendelse af numerisk modellering giver en generel forståelse af de processer, der foregår, når ZVI‐Clay teknologien implementeres og af effekten på forureningssituationen. Dermed muliggøres en evaluering af effekten før den faktiske implementering af teknologien. Det blev konstateret, at begge modelleringsværktøjer var i stand til at forudsige de overordnede tenden- ser, når man indfører ZVI‐Clay teknologien. Det blev imidlertid også fundet at det, med den tilgængelige computerkraft, var COMSOL Multiphysics, der gav de mest pålidelige resultater indenfor en rimelig modelleringstid. Derfor er vurderinger og konklusioner generelt baseret på disse resultater.

RESULTATER OG DISKUSSION

Før implementering af ZVI-Clay teknologien Resultatet for koncentrationen før implementering af ZVI-Clay teknologien er vist i Figur 3. Massefluxen ved steady state er 17,5 kg/år, hvilket vurderes at være worst-case for situationen før implementering af ZVI-Clay teknologien. Steady-state opnås i hele modeldomænet på ca. 10 år, hvilket der mindst er gået, idet forureningen er ophørt for omkring 25 år siden /13/.

Figur 3 Planoversigt over PCE forurening før implementering af ZVI-Clay teknologien. Afstande angivet på figuren er meter nedstrøms kilden. Røde (horisontale) linjer viser strømning, blå (vertikale) er isopotentiallinjer.

Efter implementering af ZVI-Clay teknologien – strømning og transport Resultatet for simuleringen efter implementeringen af ZVI-Clay teknologien på tidspunktet hvor DNAPL’en er fjernet er vist i Figur 4.

Figur 4 Planoversigt over PCE forurening efter implementering af ZVI-Clay teknologien til tidspunktet hvor DNAPL er fjernet i kildezonen. Afstande angivet på figuren er meter nedstrøms kilden. Røde (horisontale) linjer viser strømning, blå (vertikale) viser isopotentiallinjer. Strømningsbilledet ændres efter implementeringen af ZVI-Clay teknologien (se Figur 4), hvilket skyldes den kraftigt nedsatte hydrauliske konduktivitet i kilden. Derfor ændres strøm- ningen til at gå udenom, i stedet for igennem, kilden. Dette giver en zone med meget lav strømning lige opstrøms og nedstrøms kilden, og samtidig en forøget strømning langs siderne af kilden. Dette ændrede strømningsmønster resulterer i en meget smallere fane med kraftig forurening lige nedstrøms kilden. Den ændrede strømning betyder, at der ikke længere er ad- vektiv transport af forurening ud af kilden. Det ses dog, at der stadig er transport af forurening ud af kilden, hvilket skyldes diffusion og dispersion. Det er fundet, at dispersion er klart mest betydende af disse, hvilket skyldes kombinationen af den høje koncentrationsgradient på kilderanden og den høje strømningshastighed langs siderne af kilden. Det er fundet, at usikkerheden på den hydrauliske konduktivitet i kilden efter implementering af ZVI-Clay teknologien ikke har væsentlig betydning for massefluxen indenfor et bredt interval. Det skyldes, at realistiske hydrauliske konduktiviteter i kilden under alle omstændig- heder er klart lavere end i det omgivende magasin og derfor går strømningen udenom kilden. Massefjernelse Det er fundet, at nedbrydning er klart den dominerende proces for fjernelse af kildemasse efter implementering af ZVI-Clay teknologien, og transport ud af kilden er ubetydelig i forhold til denne. Massefjernelsen sker derfor som en pseudo 1.ordens reaktion. Massefjernelsen i kilden efter implementering af ZVI-Clay teknologien er vist i Figur 5. Bemærk at udgangspunktet er 317,5 kg, hvilket er halvdelen af de estimerede 635 kg, idet forureningen fordeles homogent over kilden, og kun halvdelen af kilden er i det sekundære magasin. Den del, der er i de andre dele af kilden, vil blive fjernet med samme hastighed, da der grundet den homoge- ne opblanding vil være lige hurtig nedbrydning over hele kilden, og nedbrydning som nævnt er klart den vigtigste proces for massefjernelse. Dette er endnu mere udtalt i de andre geologiske lag, hvor strømningen er lavere og massefjernelsen ved transport ud af kilden vil være lavere. Massen i kilden er næsten væk efter ca. 2 år på grund af den effektive nedbrydning (Figur 5), og efter 2,3 år overholdes jordkriteriet for PCE i kilden.

Figur 5 Fjernelse af kildemasse i sekundært magasin efter implementering af ZVI-Clay teknologien. Det er fundet, at nedbrydningsraten er den vigtiste parameter for tiden for kildefjernelse, og at den nøjagtige værdi af massen har mindre betydning, hvilket betyder, at usikkerheden på masseestimeringen ikke vurderes at være afgørende for resultatet. Tværsnitlig fluxfordeling og betydning for kontrolplan Den tværsnitlige fluxfordeling er præsenteret i Figur 6 for forskellige afstande nedstrøms kilden. Resultaterne er efter implementering af ZVI-Clay teknologien og er kørt til steady- state, hvilket ikke er en situation der opstår, men den er brugt til sammenligning for at kunne vurdere den relative fluxfordeling i de forskellige afstande.

Figur 6 Tværsnitlig fordeling af flux ved steady state i forskellige afstande nedstrøms kilden.

Det skal bemærkes, at der tættere end 1 m på kilden er observeret numerisk ustabilitet, der gør, at den samlede masseflux ikke er den samme her som i resten af modeldomænet ved steady-state. Man kan derfor ikke regne med den nøjagtige værdi i dette område, men det viser stadig tendensen til fluxfordelingen. Den høje strømningshastighed på randen af kilden og lave strømningshastighed lige ned- strøms kilden giver en flux, der meget tæt ved kilden er fordelt i to smalle toppe. Dette giver stor usikkerhed ved måling i felten, fordi det kræver, at målepunkterne er placeret meget præcist her for at opfange tendensen. Fra 1 m nedstrøms er fluxen i én samlet top, som er bredere, hvilket øger sandsynligheden for at opfange det ved måling i felten. Grundet den nedsatte strømning lige nedstrøms kilden er der en stor forsinkning, når effekterne skal observeres i et nedstrøms kontrolplan. Det er derfor vigtigt at placere kontrolplanet tæt på kilden. Det anbefales, at kontrolplanet er 1-3 m nedstrøms, og at målepunkterne placeres tættest i de inderste 6 m, hvor hovedparten af fluxen er, men en totalbredde på omkring 10 m anbefales af hensyn til usikkerheder på modellering og især de faktiske forhold i felten. Dette er benyttet ved den faktiske placering af transektet, bortset fra at totalbredden er sat til 16 m. Tidslig udvikling i masseflux Massefluxen som funktion af tiden er vist i Figur 7, hvor tiden 0 angiver implementering af ZVI-Clay teknologien. Varigheden af periode 1, 2 og 3 er angivet, men dog kun den sidste del af periode 1 (som er udgangspunkt for simuleringen i periode 2).

Figur 7 Tidslig udvikling af masseflux fra kilden, effekt af implementering af ZVI-Clay teknologien. Efter implementeringen af ZVI-Clay teknologien er det fundet, at massefluxen 1 m nedstrøms kilden efter en kort forsinkelse aftager kraftigt, grundet de ændrede strømningsforhold. At faldet er så kraftigt som i Figur 7 skyldes til dels worst-case vurderingen af før-situationen. Herefter tilnærmes steady-state, som dog ikke nås, før DNAPL i kilden er udtømt (estimeret til 0,7 år), hvorefter massefluxen falder yderligere på grund af nedbrydning og nedsat koncentration i den vandige fase, indtil massefluxen stort set er ophørt efter 3 år (Figur 7, stiplet graf). Der er numerisk usikkerhed tættere end 1 m på kilden, så resultaterne kan ikke bruges direkte her. Det er derfor valgt at forsøge at estimere reaktionen på kilderanden (Figur 7, hel, grøn graf). Her antages det, at reaktionen på den ændrede strømning sker som en samlet øjeblik- kelig reaktion når ZVI-Clay teknologien implementeres. Herefter følger en steady-state periode, indtil der ikke er mere DNAPL, hvorefter massefluxen falder på grund af nedbrydning og heraf nedsat koncentration i den vandige fase. Det skal dog bemærkes, at resultatet efter DNAPL udtømning er for 1 m nedstøms. I realiteten ville nedbrydningen give en hurtigere effekt på kildegrænsen, da der ikke er forsinkelse her, og kildemassen er næsten væk efter 2 år. Beskrivelse af massefjernelse-masseflux sammenhæng ved simpel eksponentialligning Det er undersøgt, hvorvidt en simpel eksponentialfunktion for sammenhængen mellem koncentrationen ud af kilden (C) og massen i kilden (M) kan benyttes når ZVI-Clay teknologien benyttes til remediering. Fra /5/: hvor Γ er en empirisk parameter som beskriver heterogeniteten af strømningsmønsteret, fordelingen af DNAPL og sammenhængen mellem disse. Når Γ > 1 er der generelt stor heterogenitet i strømning og DNAPL fordeling, med en stor del DNAPL placeret i zoner med lav strømning. Det modsatte er tilfældet for Γ<1 /6/. Det er undersøgt, om denne ligning holder efter implementeringen af ZVI-Clay teknologien. Dette er valgt, fordi det vurderes, at den simple funktion ikke kan tage højde for ændringen, der skyldes de ændrede strømningsforhold, hvilket også i høj grad afhænger af, hvordan DNAPL er fordelt før implementeringen af ZVI-Clay teknologien. Efter implementering af teknologien ændres strømningen ikke, så den relative koncentration ud af kilden er lig den relative masseflux. Derfor bruges masseflux i stedet for koncentration i ligningen. Resultatet er vist i Figur 8, både 1 m nedstrøms kilden og for den simplificerede tilnærmelse på kilderanden.

Figur 8 Forhold imellem relativ masseflux og massefjernelse og estimering med simpel eksponentialfunktion. Det er fundet, at efter ZVI-Clay teknologien er implementeret, kan den simple eksponentialfunktion give en god tilnærmelse til sammenhængen mellem relativ masseflux og massefjernelse. 1 m nedstrøms er en god estimering fundet med Γ = 0,3, og på kilderanden giver Γ = 0 en god estimering. At Γ‐værdierne er mindre end 1 afspejler, at kildemassen reduceres jævnt i kildezonen, og at massefluxen derfor først reduceres, efter al DNAPL er væk. Da esti- meringen kun er for perioden efter implementering af teknologien, medtages ikke effekten af strømningsændringen, som er meget betydende for massefluxen. Resultaterne i figur 8 bør derfor i praksis knyttes til den samlede effekt af oprensningen, som fremgår af figur 7. KONKLUSION OG PERSPEKTIVERING

Den optimale placering af kontrolplanet i feltforsøget ved Skuldelev vurderes at være 1‐3 m nedstrøms kildezonen med en bredde på ca. 10 m og højest tæthed af monitoreringspunkter i de inderste 6 m. Dette var en del af grundlaget for den faktiske placering af kontrolplanet i felten, bortset fra at en totalbredde på 16 m blev valgt for at tage højde for usikkerheder. Baseret på resultaterne fra den numeriske modellering for forsøgsområdet blev det fundet, at ZVI‐Clay teknologien giver en hurtig fjernelse af kildemasse og reduktion i masseflux. I for- søgsområdet ved Skuldelev er det estimeret, at kildekoncentrationen overholder jordkvalitetskriteriet for PCE efter 2,3 år. Massefluxen igennem et kontrolplan beliggende 1 m ned- strøms fra kildezonen vil stort set være ophørt i løbet af 3 år. Dette er en kort tidsperiode, sammenlignet med at en ubehandlet DNAPL kildezone kan være årsag til grundvandsforurening i årtier eller endda århundreder. Nedbrydning er fundet at være den klart dominerende proces for massefjernelse efter implementering af ZVI-Clay teknologien. Dispersion er den vigtigste proces for masseflux ud af kilden, indtil nedbrydningen har elimineret den kraftige koncentrationsgradient på kilderanden. Den høje dispersive transport ud af kilden betyder, at massefluxen kan være høj en periode efter implementering af ZVI-Clay teknologien. Den foreslåede simple eksponentialfunktion gav en god estimering af sammenhængen mellem fjernelse af kildemasse og reduktion i massefluxen (med Γ‐værdier mindre end 1), men kun efter indførelse af ZVI‐Clay teknologien. Effekten af strømningsændringen, som har stor betydning for massefluxen, er derfor ikke taget højde for ved den simple eksponentialfunktion. Disse resultater kan især bruges til at forstå processerne i ZVI-Clay teknologien bedre. I den forbindelse er det meget væsentligt at sammenligne modellen med feltresultater, når disse foreligger, for at kunne validere og kalibrere modellen. Det er en vigtig pointe, at massefluxen fra kilden kan være høj i den første tid, efter teknologien indføres. Resultaterne støtter, at teknologien er effektiv til at remediere DNAPL-kildezoner. Det kunne være interessant at udbygge modellen til 3D, hvilket specielt vil give et bedre estimat for før-situationen. Taksigelse Tak til Niras og Region Hovedstaden for adgang til feltdata til beskrivelse af forsøgsområdet. REFERENCER

/1/ Basu N. B., Rao P.S.C., Falta R. W., Annable M. D., Jawitz J. W., Hatfield K. (2008): Temporal evolution of DNAPL source and contaminant flux distribution: Impacts of source mass depletion, Journal of Contami- nant Hydrology 95 page 93-109. /2/ Brusseau M. L., DiFilippo E. L., Marble J. C., Oostrom M. (2008): Mass-removal and mass-flux-reduction behavior for idealized source zones with hydraulically poorly-accessible immiscible liquid, Chemosphere 71 pages 1511-1521. /3/ Cohen R. M. and Mercer J. W. (1993): DNAPL Site Evaluation, C. K. Smoley. /4/ DiFilippo E. L. and Brusseau M. L., (2008): Relationship between mass-flux reduction and source zone mass removal: Analysis of field data, Journal of Contaminant Hydrology 98 page 22-35. /5/ Falta R. W., Rao P. S., Basu N., (2005a): Assessing the impacts of partial mass depletion in DNAPL source zones I. Analytical modeling of source strength functions and plume response, Journal of Contaminant Hydrology 78 page 259-280. /6/ Falta R. W., Rao P. S., Basu N., (2005b): Assessing the impacts of partial mass depletion in DNAPL source zones: II. Coupling source strength functions to plume evolution, Journal of Contaminant Hydrology 78 page 259-280. /7/ Fjordbøge, A. S., Kjeldsen P., Larsen M. B., Christensen A. G., (2008): Anvendelse af ZVI-Clay teknologien til oprensning af DNAPL-forurening, ATV Jord og Grundvand. /8/ Fjordbøge, A. S., Kjeldsen P., Christensen A. G., Riis C. E., Larsen M. B., (2008): Afprøvning af ZVI-Clay metoden til oprensning af DNAPL på lokaliteten Vestergade 5, Skuldelev, Capital Region of Denmark, Koncern Miljø. /9/ Freeze R. A. and Cherry J. A., 1979, “Groundwater”, Prentice-Hall. /10/ Jørgensen I. V. (2008): Simulation of Mass Flux and Mass Removal from a Contaminated Site to Ground water, Eksamensprojekt skrevet ved DTU Miljø. /11/ Miljøstyrelsen (2008): Redegørelse om jordforurening 2006 ‐ Redegørelse fra Miljøstyrelsen Nr. 1, (2008), fundet november 2008 på hjemmesiden: http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2008/978‐87‐7052‐709‐5/pdf/978‐87‐7052‐710‐1.pdf /12/ Pankow and Cherry, (1996): Chlorinated Solvents – and other DNAPLs in groundwater: History, Behavior, and Remediation, Waterloo Press. /13/ Region Hovedstaden (2008): Skuldelev Gadekær (og uddybende beskrivelser i links), fundet juni 2008 på hjemmesiden: http://www.regionh.dk/menu/regionalUdvikling/Jordforurening/Skuldelev+Gadek%C3%A6r/?WBCMODE =PresentationUnpubl_blan_ /14/ Zhu J. and Zykes J. F. (2004): Simple screening models of NAPL dissolution in the subsurface, Journal of Contaminant Hydrology 72 (2004), page 245‐258.

FRA RÅDATA TIL 3D MODELLERING - OPTIMERET ANVENDELSE AF DANSKE GEODATA

Ph.d.-studerende Peter Scharling Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelser (GEUS)

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Det Canadiske firma EarthFX har udviklet geodatabase formatet SiteFX samt Visualiserings-, analyserings- og tolkningsværktøjet Viewlog. Disse to produkter er her testet til håndtering af danske geodata samt til opbygning af geologiske modeller baseret på en kombination af bo- rings-, flade- samt profil tolkning. Projektet, der kan beses på adressen http://www.earthfx.com/EARTHFX/denmark/, har demonstreret at Viewlog formår at sidde direkte oven på de meget store nationale databaser og stadig fungere effektivt. Yderligere har udviklingen af SiteFX til at håndtere danske geodata giver brugere uden en stor databaseafdeling i ryggen en unik mulighed for at udnytte potentialet i de nationale databaser.

BAGGRUND

I de senere år er de nationale geodatabaser Jupiter (geologi, geokemi og hydrologi)og Gerda (geofysik) udbygget kraftigt samt blevet gjort offentligt tilgængelige. Desværre har der manglet en integrerende platform, hvorfra personer uden specifikke databasekundskaber har kunnet få direkte og let adgang til at udforske de mange spændende geologiske og geofysiske data, der er efterhånden er indsamlet. Yderligere har den efterfølgende modellering været baseret på ”dumps” fra databaserne, der har bevirket, at modellerne med mellemrum har brug for opdatering på baggrund af nyere data. Processen med at konvertere de rå databasedumps til anvendelige input i modellerne i forbindelse med opdateringer er ofte så kompliceret, at det er næsten lige så nemt at lave en hel ny model.

VIEWLOG

Viewlog arbejder på 4 overordnede planer hvor hvert plan skaber grundlag for at kunne optimere arbejdet på det næste plan.

Tankegangen bag EarthFX´s produkter, hvor fundamentet til et succesfuldt projekt bliver skabt i den indledende fase med datahåndteringen.

Det nederste niveau, Data Håndtering, er til at begynde med det mest tidskrævende, men det skaber grundlag for, at det videre arbejde bliver succesfuldt. Data bliver læst direkte fra databaserne og bliver derved ikke importeret og konverteret, før de kan anvendes. Data bliver der imod filtreret og manipuleret gennem forespørgsler, der aktiveres, når data bliver anvendt i projektet. Det gørm, at alle projekter, der bygger på data fra databaser, bliver opdateret sammen med databaserne og import af ASCII filer er fortid!

Niveau 2, Visualisering, skaber grundlaget for forståelsen af sammenhænge mellem forskellige datatyper og derved også den efterfølgende analyse. Derfor er det altafgørende, at der er et bredt spektrum af muligheder for at visualisere og kombinere forskellige data. Kortvisuali- seringen er inddelt i 3 overordnede grupper.

a. Tegningsobjekter og GIS generede data som shape filer, der let linkes til eller importeres ind i Viewlog kan bruges til at visualisere veje, byer, vandløb o.lign. Projekter der arbejder med data i UTM-koordinater kan kombineres med et google-map visualiserings modul der yderligere forbedrer forståelsen af projekt-området. b. Griddede data som en digital højdemodel, geologiske flader eller grundvandsspejlet. c. En del af Viewlogs fundament er en meget avanceret log database, der mulig- gør samstilling af alle forskellige datatyper i samme log visning. Eksempler kan være lithologi, geokemi, geofysik eller filter-sætninger.

Disse data kan visualiseres både som fladekort, i 3D, langs tværsnit eller ”Fence diagram- mer”. Log data kan både visualiseres som selvstændige logs eller integreret med de andre data.

Niveau 3, Analyse, dækker for dette projekt i høj grad tolkning af sekvens stratigrafiske flader, da målet er en rummelig sekvens stratigrafisk model. Fladerne er tolket direkte i boringer, langs tværsnit eller som højdekurver på fladekort.

Den endelige Modellering er for dette projekt interpolationen af de tolkede flader, så de til- sammen danner den rummelige stratigrafiske model.

MODELOPSÆTNINGEN (KORT)

Viewlog henter data direkte fra de to nationale databaser, Jupiter og Gerda. I dette tilfælde bliver databaserne opdateret lokalt på den pågældende arbejdscomputer, men det ville også have været en mulighed at arbejde på en central server hvor databaserne bliver opdateret automatisk. I Viewlog sammenstilles de lithologiske logs fra Jupiter med gamma logs fra Gerda, og DGU nummeret bruges til at kæde de to data typer sammen ved logvisningen. Til at tolke boringerne oprettes en speciel tabel i projekt databasen. I denne tabel lagres de tolkede stratigrafiske horisonter sammen med en reference til den tolkede boring. Denne tolkning foregår inde fra Viewlog, og det er ligeledes muligt at vise både den lithologiske-, geofysiske- og tolkede log i samme logopsætning. Profiltolkningen er baseret på mere end 1000 km seismik fordelt på over 100 seismiske linier. Langs hvert eneste seismiske profil er der lavet et tværsnit, hvor de stratigrafiske horisonter er tolket på baggrund af reflektorerne. I de tilfælde, hvor boringer med eller uden gammalogs befinder sig i umiddelbar nærhed at de seismiske profiler, er de vist på tværsnittet til at støtte tolkningen. Horisonterne er tolket som punkter, der er forbundet til en sammenhængende linie. Interpolation af horisonterne foregår som en iterativ proces, hvor det ofte er nødvendigt at tilføje støttepunkter i områder med svag datadækning for at få tvinge horisonterne til at følge den konceptuelle model. Det er dog meget vigtigt at separere støttepunkterne fra tolkninger baseret på fysiske data i tolkningspunktet, da støttepunkterne ofte skal justeres, når der kommer nye data til.

Ud over håndteringen af de store databaser består modellen af et stort antal shape filer, over 100 tværsnit og mere end 200 grids på hver over 1mio. celler. Ved anvendelse af Viewlog til datahåndtering, visualisering, analysering og modellering åbnes der derfor op for helt nye muligheder for udnyttelse af vores allerede tilgængelige data fra de nationale geodatabaser.

Opsætningen af figurer til rapporter er en integreret del af Viewlog og fungerer ved, at man skifter mellem en arbejdsplatform, hvor der arbejdes i rigtige koordinater (UTM i dette tilfæl- de), og en rapportplatform, hvor den ønskede opsætning og udsnit fra arbejdsplatformen bliver vist sammen med figur tekst, logo, indramning m.m. Det betyder også, at rapportfigu- rerne bliver opdateret i det øjeblik, projektet opdateres med fx nye data i databasen.

Til at udbrede det endelige projekt til interessenter og offentligheden generelt har EarthFX udviklet et Web Server modul, hvor offentligheden kan logge ind og se dele af projektet, selv lave tværsnit i den rummelige model eller udforske de anvendte boringer. Det er ligesom i selve Viewlog muligt at skifte til rapportformat og printe fladekort, tværsnit og boringer med loginformation ud. Projektet er opsat på dette Web Server modul og kan frit inspiceres på adressen: http://www.earthfx.com/EARTHFX/denmark/.

SITEFX

SiteFX er inddelt i 3 hovedområder: 1. Håndtering af boringer og boringsoplysninger. 2. Im- port af data relateret til boringerne (kemi, vandniveauer, pumpning, geofysik m.m.). 3. Analy- se og afrapportering af de importerede data.

Man har adgang til boringerne gennem en lang række forskellige søgekriterier, der kan være baseret på eksakte boringsnumre, projekter, geografiske placeringer, dybder m.m. Desuden er det også muligt at definere sit eget søgekriterium ved selv at angive en tabel, felt og værdi for søgningen.

Når man har udvalgt en boring, får man adgang til alle oplysninger relateret til boringen, så som områdebeskrivelser, boringskonstruktion geologi, status og relaterede dokumenter. Her- inde fra er det muligt både at oprette nye boringer eller se og rette i data for allerede oprettede boringer. SiteFX importerer data enten ved manuel indtastning eller automatisk import af filer. Den manuelle indtastning af kemi data, vandniveauer eller andre relevante parametre er mulig, når der er valgt en boring eller et filter, som data skal relateres til. Hvis man har store mængder data,som skal ind i databasen, som kemiske analyser fra et analyselaboratorium eller geofysiske logs, er der udviklet automatiske importfunktioner, så data bliver trukket direkte ind i databasen og placeret de rigtige steder.

SiteFX udmærker sig ved et meget let tilgængeligt og samtidigt stærkt analyse og rapportering modul for de geokemiske data. Man udvælger et antal boringer eller filtre, som analysen skal baseres på. Derefter listes alle tilgængelige parametre eller et udvalg baseret på forudde- finerede parametergrupper. Til slut vælges det ønskede output med et udvalg, der spænder meget bredt. Der kan vælges den rå forespørgsel med data direkte fra databasen, grafer der viser de enkelte parametres udvikling over tid, rapporter der viser de ønskede data, Excel grafer og rapporter der tillader direkte korrigering, fordi de rå data bliver importeret med over i Excel arket eller en meget bred vifte af tilgængelige geokemiske plots. Det er muligt at gem- me alle indstillingerne fra udvælgelsen af boringer og filtre, hvilke parametre der skal indgå i analysen samt opsætningen for det ønskede output. Denne mulighed gør, at man hurtigt og effektivt kan generere nye outputs, når der er kommet nye data til uden at skulle gennem den indledende udvælgelse og opsætning mere end én gang.

JUPITER OG GERDA I SITEFX

SiteFX, der er udviklet af det Canadiske firma EarthFX, er anvendt til styring og sammenkob- ling af de nationale geodatabaser samt lokale projektdata.Det gør, at man inde fra SiteFX nu kan få adgang til alle de data, som ligger i Jupiter og udnytte de værktøjer, der er udviklet til analyse og rapportering af data.

For at få adgang til Jupiter er der lavet en importfunktion inde fra SiteFX, hvor man kan væl- ge at hente Jupiter direkte fra GEUS ftp-site eller fra EarthFX i Toronto, Canada. GEUS ud- trækker dagligt Jupiter og lægger den frit tilgængeligt ud på deres ftp-site. Hvis man vælger denne mulighed ,skal man dog selv konvertere Jupiter til SiteFX lokalt, hvilket kan tage flere timer. Derfor har man den mulighed at vælge en allerede konverteret, og ligeledes dagligt opdateret, version af Jupiter fra EarthFX og derved spare tiden til konvertering. Efter endt konvertering til SiteFX format eller direkte download af den konverterede Jupiter kan SiteFX derefter, hvis det ønskes, bruge den nye database som arbejdsdatabasen.

Den samme import/konverterings funktion bruges også til at hente Gerda databasen fra GEUS ftp-site. Da Gerda er meget stor og indeholder mange forskellige typer data, er det muligt at hente forskellige dele af databasen separat. Selve logdelen af Gerda kan vælges specifikt fra SiteFX, og den henter et udtræk som GEUS opdaterer én gang om ugen. Ønskes andre dele af Gerda kan man med fordel bruge data adgangssiden, http://gerda.geus.dk/index.html, hvor man selv kan definere og navngive det ønskede udtræk ud fra kriterier som Datatyper, UTM- område, Projekter, Regioner, Kommuner, Periode m.m. Når det ønskede udtræk er genereret, får man automatisk en e-mail fra GEUS, hvorefter SiteFX bruges til at hente filen. VIDERE VISUALISERING; ANALYSE OG MODELLERING MED VIEWLOG

SiteFX bruges til at strukturere alle typer geodata samt til analyse og rapportering af tids- variable data som kemi-, vandniveau-, pumpe- og lignende data. Når der skal arbejdes med data på kort (2D), langs tværsnit, i 3D eller laves log-rapporter, kan programmet Viewlog bruges. Det specielle ved Viewlog er, at det trækker data direkte fra databaserne; derfor vil projektet altid bestå af de nyeste data fra databasen (Da SiteFX ”bare” strukturerer data i en normal database, kan data dog frit eksporteres og vil ligeledes være tilgængelige for alle pro- grammer, som kan hente data fra en database). Når det kombineres med muligheden for at opdatere med de nyeste data fra Jupiter og Gerda gennem SiteFX, vil projektet altid have adgang til de nyeste data, hvad enten det drejer sig om kemiske-, hydrologiske- eller geologiske data. Viewlog begrænser ikke brugeren i, hvilke data der skal anvendes, eller hvorledes de skal sammensættes, da brugeren selv definerer, hvilke data som skal bruges.

Ved at anvende data direkte fra databaserne undgår man også et andet stort problem ved lang- strakte projekter eller ved efterfølgende opdateringer. Mange typer software til at arbejde med geodata importerer data direkte ind i et specialudviklet filformat, der er unikt for det pågæld- ende program. Det betyder, at ved opdateringer skal der ofte startes helt forfra med import af data samt de efterfølgende udvælgelser og rettelser, hvilket ofte ender med, at hele projektet reelt skal genopsættes. Dette problem er effektivt elimineret ved at arbejde direkte oven på databaserne, hvor projektet opdateres automatisk med databasen.

KONKLUSION

Et af de store problemer hidtil har været manglende software til håndtering af de store mæng- der data samt fraværet af en samlende platform, der formår at integrere de mange forskellige typer geodata under et. Dette projekt har demonstreret, at Viewlog formår at sidde direkte oven på de meget store nationale databaser og stadig fungere effektivt. Ud over håndteringen af de store databaser har Viewlog også demonstreret evne til at håndtere et stort antal shape filer, omkring 100 tværsnit og mere end 200 grids på hver over 1mio. celler. Ved anvendelse af Viewlog til datahåndtering, visualisering, analysering og modellering åbnes der derfor op for helt nye muligheder for udnyttelse af vores allerede tilgængelige data fra de nationale geodatabaser. Udviklingen af SiteFX til at håndtere danske geodata giver brugere uden en stor databaseafdeling i ryggen en unik mulighed for at udnytte potentialet i de nationale databaser. Der er også åbnet op for en effektiv integrering af lokale projekter med data fra Jupiter og Gerda, hvilket før voldte en del problemer. Det er heller ikke længere et problem, at rettelser i Jupiter går tabt ved opdatering af en nyere version.

MONITERING AF ARSEN OG KROMFORURENET JORD STABILISERET MED OKKERSLAM

Ph.d.-studerende Sanne Skov Nielsen Lektor Rasmus Jakobsen Lektor Peter Kjeldsen DTU Miljø, Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÈ

Okkerslam kan bruges til in situ fixering af arsen i forurenet jord. Ved til sætning af 3 % okkerslam til en stærkt forurenet jord på Collstrupgrunden i Hillerød nedsættes koncentrationen af arsen i porevandet med en faktor 100. Ved monitering af forsøget gennem vinteren ses, at arsenkoncentrationen i porevandet stiger i den nederste del af den behandlede jord, hvilket formentlig skyldes øget vandmætning, der medfører reduktion af jernoxider og dermed frigivelse af sorberet arsen. I den behandlede jord er frigivelsen af arsen dog stadig en faktor 100 lavere end i den ubehandlede. Dette betyder, at okkerbehandlet jord ikke er så redoxfølsom som først antaget.

BAGGRUND

Der findes 227 grunde i Danmark, hvor der ligger eller har ligget træimprægneringsvirksom- heder, og 160 af disse er forurenede med arsen, krom og kobber. /1/. Af disse 3 stoffer er det især arsen, der udgør et miljøproblem, idet stoffet er relativt mobilt og nemt udvaskes fra forurenet jord til grundvand og overfladevandsrecipienter /2/.

Forskellige former for jernoxider er vidt udbredt til behandling af arsenforurenet drikkevand /3/ og kendt for i høj grad at kontrollere mobiliteten af metaller i jord /2//4/. Da okkerslam er et affaldsprodukt fra almindelig vandbehandling, er det langt billigere end teknisk fremstillede oxider.

På vandværkerne beluftes råvandet for at oxidere det opløste jern, som derefter udfælder som jernoxid og bundfældes i et sandfilter. Slammet består af omkring 60% jernoxid samt varierende mængder af manganoxider silicium, kalcit og organisk materiale /5/. Jernoxid-fasen består af en blanding af ferrihydrit og grøn rust, Disse 2 jernoxider har et højt overfladeareal i størrelsesordenen 100-300 m2/g. Netop det høje overfladeareal er medvirkende til okkerslam- mets høje sorptionsevne. Ferrihydrit og grøn rust er imidlertid meget reaktive og vil sandsynligvis omdannes til mindre reaktive jernoxider med tiden. Der er dog sandsynligt, at arsen indbygges i krystalstrukturen under denne transformation, hvilket vil gøre det mindre tilgæn- geligt for udvaskning.

Tidligere laboratorieforsøg har vist et stort potentiale at bruge okker fra vandværker til immo- bilisering af arsen i jord /6//7/. Det er påvist i en række batch- og kolonneforsøg, at ved at blande den forurenede jord med 3 % procent okker nedsættes udvaskningen af arsen og krom med 90% /8/.

FORMÅL

Det springende punkt i stabilisering af arsenforurenet jord med okkerslam er, at okkerslammet vil opløses under reducerede forhold og frigive bundet arsen. Hvis vandmætningen bliver til- strækkelig stor, standser diffusionen af ilt ned gennem jorden, hvilket kan medføre jernreducerende forhold og dermed reduktiv opløsning af sorbenten. Det er dog uvist, præcis hvor længe jorden skal være vandmættet, før de jernreducerende forhold opstår, og hvor lang tid der vil gå, før der sker arsenmobilisering fra okkerslammet. I et forsøg med arsen og jernoxid- holdige flodsedimenter var tidshorisonten er omkring 20 dage /9/ og i vandmættet jord er perioden ofte 1-10 dage /10/.

FELTLOKALITET

I 1972 blev træimprægneringsanstalten Collstrup i Hillerød nedlagt efter 35 års produktion af imprægnerede master og telefonpæle. Eftersom en stor del af jorden på grunden overskred afskæringskriteriet, blev området afspærret og henligger i dag som forurenet grund. Det se- kundære grundvand under lokaliteten er forurenet med arsen, hvilket er et tydeligt tegn på, at der sker en udvaskning fra jorden. I overensstemmelse hermed er der konstateret forhøjede arsenkoncentrationer i grøfterne, der dræner vand fra lokaliteten ud i Esrum Sø. Området blev tilplantet i 1979, men ikke alle steder har træerne overlevet, så området er præget af ranglede træer og bare pletter, hvilket ses af det forstørrede luftfoto i figur 1 herunder.

Geologisk set ligger grunden på en smeltevandserie, der består af vekslende lag af sand, silt og fedt ler, hvilket giver lokale hængende vandspejl 0-3 meter under terræn. Grundvandsspej- let i det sekundære magasin findes ca. 3 meter under terræn. Mægtigheden af smeltevands- formationen er 1-8 meter, og den underlejres af moræneler med en mægtighed på 5-15 meter /11/.

Figur 1 Luftfotos af Colstrupdepotet, Stenholtvang. Den hvide ring angiver placeringen af feltforsøget. Bemærk de bare pletter i træbevoksningen (th), der svarer nøje til hotspots med højt kobberindhold.

Samfundsteknik konkluderede i 1989 /11/, at 90% af arealet er forurenet med mere end 40 mgAs/KgTs i ned til 1 meters dybde. Ud over den diffuse forurening findes desuden flere stærkt forurenede områder med koncentrationer i størrelsesordenen 200-1000 mgAs/kgTS. Cr og Cu er overvejende koncentreret i overfladen og ser ikke ud til at mobiliseres i samme omfang som As. Stenholtvang har i dag status som affaldsdepot og sorterer under Region Ho- vedstaden på grund af sin omfattende forurening. I en rapport fra Miljøstyrelsen opretholder Region Hovedstaden, at en totaloprensning vil koste i størrelsesordenen 200-250 millioner kroner ved rensning af den forurenede jord /12/. Hermed vil Collstrupgrunden være en af de dyreste grunde i Danmark at oprense.

EKSPERIMENTER

Okkerslam På vandværkerne oxideres råvandet ofte på en iltningstrappe, hvorved der udfældes et såkaldt amorft jernoxid, ferrihydrit. Okkerslammet fra Sjælsø vandværk i Nordsjælland opbevares i et slambed for det køres til destruktion. Vandmætningen betyder, at det organiske materiale i slammet omsættes under anarobe forhold og formentlig ved delvis jernreduktion, idet der under overfladen findes en brun-grønlig jernfase, der formentlig er det delvist reducerede jernoxid, grøn rust. Røngtendiffraktionsforsøg viser dog, at den grønne fase oxideres til ferrihydrit i løbet af få minutter /8/. Grøn rust er tidligere identificeret i okkerslam fra vandværker /13/ og er lige som ferrihydrit en glimrende sorbent af arsen med en sorptionskapacitet på over 1100 µmolAs/g /14/

Fe % 32,2 Mn % 1,11 Si % 4,06 As ppmTS 21,8 Cr ppmTS 5,2 Cu ppmTS 10 Overfladeareal, lufttørret prøve m2/g 181 Glødetab, prøve tørret ved 105 oC % 30,4 Ferrihydrit og Mineralogi Grøn Rust Tabel 1 Data for okkerslam fra Sjælsø Vandværk

Feltforsøget Forsøget blev installeret i et arsen-hotspot med op til 2000 mg/kg As i 30 centimeters dybde (placering på grunden er vist i figur 1). I 90 centimeters dybde var arsenforureningen dog kun 33 mg/kg, hvilket er tæt på afskæringskriteriets 20 mg/kg. Jorden blev derfor behandlet til denne dybde. Græstørven blev fjernet fra et 1x1 meter område og jorden ned til ca. 90 centimeters dybde gravet op. Jorden blev blandet op med 3% TS okkerslam, idet den blev fyldt tilbage i hullet og græstørven reetableret oven på. Herefter installeredes PrenArt SuperQuartz porevandssamplere 30, 60 og 90 cm under ter- ræn i behandlet og ubehandlet jord, samt 10 centimeter under den behandlede jord (100 cm Figur 2 Opsætning af porevandsamplere til monite- under terræn) og 120 cm under terræn i det ring af behandlet (th) og ubehandlet (tv) jord ubehandlede kontrolprofil (se figur 2). Porevandet trækkes med vakuum fra sampleren op i en glasflaske, hvorfra der blev udtaget prøver til måling af koncentrationen af arsen og krom.

Der er desuden lavet et profil af arsenkoncentrationen og jernoxidkoncentrationen i den uforstyrrede jord, for at kunne identificere fordelingen af arsen og krom i jorden. Der blev udtaget jordprøver, som analyseres for arsen på GAAS og jern og Cr på FAAS efter syreoplukning.

RESULTATER OG DISKUSSION

Den uforstyrrede jord Jordprøver viste, at kromforureningen er koncentreret i de øverste 30 cm af jordprofilet, hvilket tyder på, at den findes som udfældede Cr(III)-oxider og -hydroxider sammen med det organiske materiale. Tilsætning af okkerslam vil derfor kun have en begrænset effekt på mobiliteten krom, da det i forvejen er stort set immobiliseret.

I figur 3 ses en sammenhæng mellem arsen og jernkoncentrationen i profilet bortset fra de øverste 20 cm. Ved røngtendifrraktion og tørstofanalyse er det påvist, at jorden i forvejen indeholder nogle få procent jernoxid (figur 3). Der vil altså samlet set være en højere sorptionskapacitet tilstede end den der tilføres med okkerslammet. Dog må sorptionskapaciteten i jorden antages fuldt mættet efter mere end 70 års udvaskning. Jernoxidet i jorden er As (mg/kg) Fe (10 mg/kg) oftest en blanding af goethit og ferrihydrit 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 under danske klimatiske forhold og disse 0 jernoxider kan sorbere hhv. 6 mgAs/gGoethit og ca. 400 mgAs/gFerrihydrit (ved pH 7) /3/. 20 Denne sorptionskapaciteten for goethit er, som det ses i figur 3, lagt overskredet idet 40 der her i gennemsnit findes 70 mgAs/gFe Jern Arsen svarende til ca. 110 mgAs/gJernoxid. Krom 60

I den øverste del af jordprofilet er arsen- (cm) Dybde koncentrationen væsentligt større, end at 80 det kan forklares ved sorption til jernoxider. Det er muligt, at Cr(III)-oxiderne også kan sorbere arsen, eller at arsen findes 100 bundet som tungtopløseligt kobberarsenat. 120 Porevandskoncentration Figur 3 Koncentrationen af jern, arsen og krom i det Arsenkoncentrationen i porevandet i de 7 uforstyrrede jordprofil 1 meter fra feltforsøget. samplere ses i figur 3. Jorden på det sted, hvor feltforsøget blev opsat indeholdt en del barkfyld i de øverste 40-60 cm. Barkfyldet viste sig at indeholde store mængder af arsen og krom (9000 mgAs/kgTS og 13000 mgCr/kgTS) /8/, hvilket gav meget høje porevandskoncentrationer på op til 72 mg/L As fra samleren i 60 centimeters dybde. Koncentrationen i samplerne i 30 og 60 cm dybde i den ubehandlede jord falder i løbet af må- leperioden. Dette skyldes, at der fjernes betydelige volumener porevand og at den lettilgænge- lige pulje af arsen fjernes. Det viser samtidig, at der findes en betydelig pulje af arsen, der er stærk bundet til jorden, formentlig udfældet i en mineralfase.

Arsenkoncentrationen er i de øverste samplere næsten 1000 gange lavere i den behandlede jord (ca. 40 mg/L) i forhold til den ubehandlede (ca. 50 µg/L). Det ses dermed tydeligt, at stabiliseringen har den ønskede virkning, nemlig at arsen sorberes til okkerslammet.

30 cm dybde 60 cm dybde

70 80

70 60

60 50 50 40 40 30 [mg/L]

[mg/L] 30

20 20 Arsen i porevand i porevand Arsen Arsen i porevand i porevand Arsen 10 10

0 0 0 50 100 150 200 250 0 50 100 150 200 250 Tid [Dage] Tid [Dage]

90 cm dybde

40 [mg/L] 30

20 Arsen i porevand porevand i Arsen 10

0 0 50 100 150 200 250 Tid [Dage]

Figur 4 Koncentrationen af arsen i den behandlede (sort) og ubehandlede jord (grå) i 3 dybder

Frigivelse af arsen i vinterperioden I løbet af vinteren sker en forøgelse i arsenkoncentrationen i både den behandlede og ubehandlede jord. Dette skyldes formentlig, at der på grund af lerjordens lave permeabilitet op- står en såkaldt pseudo-gley, hvor jorden er vandmættet. Dette skaber hurtigt iltfrie forhold og i løbet af 1-10 dage også jernreducerende forhold /10/. Hermed opløses de naturligt forekommende jernoxider i jorden. Mobiliseringen af arsen i vinterperioden er dog 10 gange lavere fra den behandlede jord. Der er desværre ikke målt iltindhold i jorden sideløbende med udtagning af vandprøver til metalanalyser. De skyldes, at porevandet kommer i kontakt med atmo- sfærisk luft under vacuum-extraktionen.

Ved udgravningen af den jord, der senere blev behandlet med okkerslam, var det tydeligt, at der 90-100 cm under terræn træffes et lokalt hængende vandspejl. Disse er hyppigt forekommende i den smeltevandsserie, der findes på lokaliteten. At arsenfrigivelse sker om vinteren kan altså forklares ved, at vandspejlet stiger og skaber lokale jernreducerende forhold, der frigiver arsen. Dog ser det ud til, at ikke hele jernoxidpuljen opløses, idet arsenkoncentrationen ikke stiger til samme niveau som i den ubehandlede jord. Der sker muligvis det, at ferrihydrit i okkerslammet reduceres til den intermediære jernoxid grøn rust. Grøn rust kan sorbere ca 130 mg arsen per gram /14/ hvor ferrihydrit kan sorbere op mod 400 mgAs/g /3/, begge ved pH 6-7 . Desværre er grøn rust særdeles vanskelig at identificere i jord, da mineralet i løbet af få minutters kontakt med atmosfærisk luft oxideres til goethit eller ferrihydrit.

KONKLUSION

Ved tilsætning af 3 % okkerslam nedsættes udvaskningen af arsen fra stærkt forurenet jord med en faktor 10, selv under reducerende forhold. Dette skyldes sandsynligvis formentligt, at selv delvist reducerede jernoxider som grøn rust kan sorbere arsen og dermed forhindre udvaskning.

LITTERATUR

/1/ Branchevejledning for forurenede træimprægneringsgrunde, VEJ nr 60088 af 01/01/1992. www.retsinfo.dk /2/ Smedley, P. L. og Kinniburgh, D. G. (2002): A review of the behaviour, source and ditribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry 17: 517-568 /3/ Choong, T.S.Y. Chuah, T.G. Robiah. Y. Koay, F.L.G. og Azni, I. (2007): Arsenic Toxicity, health hazard and removal techniques from water: an overview. Desalination 217: 139-166. /4/ Cornell, R. M. og U. Schwertmann (2001): The Iron Oxides – Structure, Properties, Reactions, Occurrence and Uses. VHC Publishers, Weinheim. /5/ Aktor, H. (1990): Okkerslam – Karakterisering af vandværksokkerslam og vurdering af betydningen af naturgivne forhold og fysisk-kemiske processer. Phd.-afhandling. Institut for Teknisk Geologi, DTH og Er- hvervsforskerudvalget, ATV. December 1990 /6/ Sarkar, D.; M. C. Konstantinos, V. Vandanapu og R. Datta (2007): Arsenic immobilization in soils treated with drinking water residuals. Environmental Pollution 146: 414-419 /7/ Petersen, L. R. (2006): Evaluering af okkerslam og nulvalent jern til fiksering af arsen og krom fra en træimpreægneringsgrund. Eksamensprojekt ved Institut for Miljø of Ressourcer, DTU. Oktober 2006 /8/ Nielsen, S. Skov (2007): Stabilisering af tungmetalforurenet jord med okkerslam fra vandværker. Eksamens- projekt ved Institut for Miljø of Ressourcer, DTU. December 2007 /9/ Islam, F.S Gault, A.G. Boothman, C. Polya, D. Charnock, J.M. Chatterjee, P. og Lloyd, J. R. (2004): Role of metal-reducing bacteria in arsenic release from Bengal delta sediments. Nature 430: 68-71 /10/ Hans Christian Bruun Hansen, Købehavns Universitet – LIFE. Institut for Grundvindenskab og Miljø. Personlig kommunikantion. /11/ Samfundsteknik (1989): Forureningsundersøgelse af tidligere imprægneringsanstalt Stenholtvang, Hillerød kommune. Fase 1. Skov og Naturstyrelsen, april 1989 /12/ Miljøstyrelsen (2006): Redegørelse fra Miljøstyrelsen nr. 1 2006: Redegørelse om jordforurening 2005. /13/ Christian Bender Koch og S. Mørup (1991): Identification of green rust in an iron sludge. Clay Minerals 26 577-582 /14/ Jönsson, J. og D. Sherman (2008): Sorption of As(III) and As(V) to siderite, green rust (fougerite) and mag- netite: Implications for arsenic release in anoxic groundwaters. Chemical Geology 255:173-181

AFPRØVNING OG SAMMENLIGNING AF INJEKTIONSMETODER TIL FORBEDRING AF OPRENSNING I MORÆNELER

Ph.d.-studerende Ida Damgaard Ph.d.-studerende Camilla M. Christiansen Lektor Mette Broholm Professor Poul L. Bjerg DTU Miljø, Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet

Seniorforsker Knud Erik Klint Seniorforsker Bertel Nilsson Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelser (GEUS)

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

Tre forskellige metoder til optimeret in situ oprensning på morænelerslokaliteter (pneumatisk frakturering, direkte injektion med Geoprobe og hydraulisk frakturering) er afprøvet og sammenlignet. Forsøgene er lavet for at bestemme vigtige dimensioneringsparametre for metoderne i forbindelse med afværge. Der er injiceret sporstof direkte i lerformationen med Geoprobe i 4 boringer (1 isoleret og 3 i en klynge) i dybdeintervallerne 2,5-3,5, 6-7 og 8,5-9,5 m u.t. Injektionsafstanden var på henholdsvis 25 og 10 cm. Der er udført hydrauliske frakturer i 3, 6,5 og 9,5 m.u.t. samt en multifraktur med 4 frakturer med en afstand på 25 cm fra 6,25-7 m.u.t. I artiklen er de foreløbige resultater beskrevet, mens de endelige resultater ventes at foreligge i foråret 2009.

BAGGRUND

Ved in situ oprensning af lavpermeable lokaliteter er der udviklet flere metoder til at forbedre injektionen af reaktive stoffer, der skal tilsættes ved en given in situ oprensningsmetode. Det drejer sig fx om pneumatisk frakturering, direkte Geoprobe injektion og hydraulisk frakturering.

Ved metoderne bliver der dannet sprækker eller nye strømningsveje i moræneleren, hvori reaktive hjælpestoffer kan transporteres. Forskellene på metoderne ligger primært i de dannede sprækkers apertur, tæthed og (influens)radius og/eller de injicerede væskers fordeling i jorden. Disse forhold og parametre, som bl.a. styrer diffusion ud af lermatricen, er afgørende for oprensningstid og projektering af afværge.

Pneumatisk frakturering blev afprøvet på en morænelerslokalitet i Vadsby i december 2005. Ved fraktureringen injiceredes en række sporstoffer (bl.a. brilliant blue, fluorescein og rhodamine WT) under højt tryk i 5 forskellige dybdeintervaller (4, 5, 6, 7 og 8 meter under terræn (m.u.t.)) i én boring. Efterfølgende dokumentationsaktiviteter (kerneprøvetagning, udgravning og vandprøvetagning) blev udført i december 2005 og forår/sommer 2006. Disse har vist, at fraktureringen formåede at sprede sporstoffer ud i en radius på ca. 1-2 m omkring boringen. Man håbede at observere dannelsen af tætte, overlappende netværk af sprækker (i hvert fraktureringsinterval). Dokumentationsarbejdet afslørede dog ikke tegn herpå i de dybere injektionsniveauer, hvor sprækketætheden var ≥ 1 m. /1,3/

Hydraulisk frakturering og direkte Geoprobe injektion er afprøvet/anvendt på andre lokaliteter i Danmark /fx. 4, 5/. Fokus har været anderledes på disse lokaliteter og dokumentationen væsentligt mindre detaljeret i forhold til de nye forsøg. Resultaterne derfra er således ikke direkte sammenlignelige med resultaterne fra den pneumatiske frakturering på Vadsbyvej. Der var derfor behov for en sammenlignelig afprøvning og dokumentation af disse teknikker på en typisk morænelerslokalitet.

FORMÅL

I dette projekt er hydraulisk frakturering og direkte Geoprobe injektion afprøvet og dokumenteret på morænelerslokaliteten i Vadsby. Hermed opnås en god dokumentation af begge metoders egenskaber på dansk grund, samt et direkte sammenligningsgrundlag for alle tre metoder på en repræsentativ dansk morænelerslokalitet.

Undersøgelserne er lavet som samarbejde mellem Region Hovedstaden, Orbicon, GEUS og DTU i tilknytning til forskningsprojektet REMTEC (www.remtec.dk).

FELTLOKALITET

Industrigrunden Vadsbyvej 16A, 2640 Hedehusene (Høje-Taastrup) er i 2005 kortlagt som forurenet som følge af oplag af kemikalier (bl.a. klorerede opløsningsmidler) og maskinværk- stedsaktiviteter på lokaliteten i årrækken 1973-76 hhv. 1986-93 /1/. Maskinværkstedet er i dag nedlagt, og lokaliteten anvendes til landbrug.

Vasbyvej

f HF lse a D ede dbr al u n Nabo ont inge C oris ren H foru BA N GI

Lade

Halm- N baller

PF 30 m Græs område Figur 1 (v) Luftfoto over lokaliteten i Vadsby. (h) Skitse af opsætningen af injektionstest. HF = Hydraulisk frakturering, GI = Geoprobe injektion. PF = Pneumatisk frakturering.

Forureningen på Vadsbyvej har gennem de sidste ca. 30 år spredt sig i moræneleret, initielt via sprækketransport og siden via diffusion ind i lerens matrix. Den nuværende forurenings- tilstand på lokaliteten truer det underliggende grundvandsmagasin, og dermed drikkevands- indvindingen i området (Københavns Energis kildeplads Brokilde) /1, 2/. Da forureningen overvejende træffes mellem 6 til 14 m.u.t., er der bl.a. foreslået in situ oprensning ved brug af anaerob dechlorering. In situ oprensning ved anaerob dechlorering kræver en god kontakt mellem hjælpestoffer og forureningen i moræneleren for at begrænse oprensningstiden.

Injektionsforsøg Direkte injektion med geoprobe og hydraulisk frakturering er afprøvet på lokaliteten i Vadsby. Testfelterne er beliggende udenfor det forurenede areal og nær det tidligere testfelt for pneumatisk frakturering. Placeringen af de tre testfelter kan ses i Figur 1.

Til forsøgene er sporstoffer med forskellige egenskaber benyttet: brilliant blue (synlig i dagslys), fluorescein (fluorescerende, mobil) og rhodamine WT (fluorescerende, sorberende). Formålet med at benytte disse sporstoffer er at vurdere både den advektive og diffusive stoftransport efter injektionen. De injicerede koncentrationer var: fluorescein 10.000 mg/l, rhodamine WT 2.000 mg/l og brilliant blue 10.000 mg/l.

Forsøgene er indtil videre dokumenteret ved kerneprøvetagning rundt om injektionspunkterne lige efter injektionen. Frakturen i 3 m.u.t. er udgravet. Klyngefeltet af injektionspunkter vil blive udgravet.

Direkte injektion med Geoprobe Ved remediering benyttes direkte Geoprobe injektion til at injicere de reaktive stoffer i under- grunden overvejende via eksisterende højpermeable indslag i leret så som sandlinser. I kom- mercielle sammenhænge er injektionerne typisk lavet med en vertikal afstand på 25 cm.

Formålet med Geoprobe injektionsforsøgene på Vadsbyvej var at:

¾ Dokumentere transportradius rundt om én Geoprobe injektion i flere forskellige dybder. ¾ Dokumentere den vertikale fordeling af sporstof rundt om ét Geoprobe injektionspunkt i flere forskellige dybder. ¾ Dokumentere sporstoffordelingen i et injektionsområde på 10m2 med flere injektionspunkter i flere forskellige dybder.

Der er lavet en injektionsboring med injektion i tre intervaller med hver 5 injektioner med 25 cm afstand. Intervallerne er: 2,5-3,5; 6-7 og 8,5-9,5 m.u.t. Endvidere er der lavet et klyngefelt med 3 injektionsboringer (med en afstand på 0,75 m), hvor to følger samme interval som det enkelte injektionspunkt. Det tredje injektionspunkt er lavet med en indbyrdes afstand på 10 cm mellem 6-7 m.u.t. og det dybeste injektionsinterval med 5 injektionspunkter med hver 25 cm afstand.

Hydraulisk frakturering Ved afværge kan hydraulisk frakturering benyttes med to forskellige formål:

A. Flere frakturer laves over dybden i det forurenede område, hvorved diffusionsbegrænsningerne minimeres. B. Et net af frakturer dannes under det forurenede område, hvorved fluxen til underliggende magasiner minimeres (frakturerne fungerer som horisontal barriere).

Hvis der skal opnås succes med formål A, har modelleringsstudier vist, at det er nødvendigt at opnå en sprække afstand på ~10 cm for at få oprensningstider inden for en ~10 års periode. Tidlige fraktureringsstudier (e.g. /6/) har vist, at det er muligt at lave forholdsvis tætte spræk- ker i lavpermeable sedimenter. Det vides dog ikke, om det er muligt i dansk moræneler, og hvis det er, om det så er muligt at gennemføre det til en konkurrencedygtig pris.

For at opnå succes med formål B er det essentielt, at der kan laves relativt flade frakturer ned til en dybde på 8-10 m.u.t., da in situ remediering overvejende benyttes ved dybe forureninger, hvor metoden både pris- og risikomæssigt kan konkurrere med en opgravning. Generelle geo- tekniske overvejelser af konsolideringsforhold siger, at frakturer lavet i 8-10 m.u.t. gradvist vil udbrede sig mod overfladen, men der ligger ingen tests til grund for disse overvejelser.

Ved de hydrauliske tests på Vadsbyvej ønskes det derfor at:

¾ Dokumentere mulige sprækkeafstand/densitet (A). ¾ Dokumentere mulige sprække radius og form i forskellige dybder (B).

Der er udført hydraulisk frakturering i 3, 6,5 og 9,5 m.u.t. Derudover er der lavet en multifraktur med 4 hydrauliske sprækker med 25 cm afstand fra 6,25 til 7 m.u.t.

FORELØBIGE RESULTATER FRA GEOPROBE INJEKTION

I Figur 2 ses en optegning af, hvor der er fundet sporstof i kernerne, der er udtaget rundt om enkelt injektionspunktet (GI-A) og ved to boringer i klyngefeltet (GI-B og GI-C).

K12 GI-A K6 K2 K3 K5 K1 K4 K11 K13 GI-B GI-C K9 m b.s. K8 K7 m b.s. 0 0

1 1

2 2

3 3

4 4 5 5 6 6 7 7 8 8 9 9 10

K12 K7 K13

K11 K9 K8

7,8 m 7,8 m N Sporstof i sprække (<10 cm) N

1,5 m Diffust sporstofområde (>10 cm) 1,5 m Injektionspunkt GI-A GI-B,C,D GI-A GI-B,C,D

Figur 2 Fordelingen af sporstof i kernerne udtaget ved GI-A og klyngefeltet. Resultaterne viser, at sporstofferne spredes/udbredes i flere dybder, end de er injiceret i i det øverste injektionsinterval (2,5-3,5 m.u.t.). Dette kan forklares med, at injektionen er lavet over redoxgrænsen, hvor der findes mange naturlige sprækker (horisontale såvel som vertikale) og makroporer som sporstoffet kan spredes i. Det er muligt at sprede sporstofferne i mere end 1 meters afstand fra injektionspunktet.

I 6-7 m.u.t. genfindes alle injektionspunkterne i 2 kerneboringer (GI-K3 og GI-K1) med en afstand på 0,5 meters til injektionspunktet. Sporstofferne er ikke truffet i forbindelse med naturlige sprækker, hvilket indikerer, at sprækkerne er dannet ved injektionen. I GI-K1 findes der sporstof i flere dybder, end der er injiceret i. Dette tyder på, at de dannede sprækker deler sig, muligvis ved møde med naturligt eksisterende sprækker eller lag med højere permeabilitet. Flere af injektionerne genfindes endvidere i rimelig tilsvarende dybde, som de er injiceret, og med en afstand på mere end 1 meter fra injektionsboringen.

Der er kun få kerner, der dækker det dybeste injektionsinterval (8,5 til 9,5 m.u.t.). Dette skyldes, at der i ca. 8 m.u.t. var et sandlag. Da Geoproben udtager kernerne uden stempel i kerne- rørene, var det ikke muligt at komme forbi sandlaget i alle boringerne. I de kerner, der er udtaget, er der truffet sporstof i én dybde helt ude i 1 meters afstand fra injektionsboringen. I 0,5 meters afstand er flere dybder med sporstof identificeret. I kernerne fra 7-8,5 m.u.t. er der truffet sporstof i flere dybder.

I klyngefeltet er der en god spredning af sporstof i det øverste injektionsinterval. Ligesom i den tilsvarende enkelt injektionen er der fundet sporstof i flere dybder, end der er injiceret.

I de dybere injektionsinterval er det muligt at genfinde stort set alle injektionerne i de forskellige dybder helt ud i en afstand på 1 m i flere boringer. Der synes at være en tendens til, at der er sporstof i flere dybder i større afstand fra injektionspunktet ved injektionen i 10 cm interval (GI-K8 og GI-K9 i forhold til GI-K13). I kernerne- der kan være påvirket af sporstof fra flere injektionspunkter (GI-K12, GI-K11 og GI-K7), synes der at være en god fordeling af sporstof over dybden.

Ud fra det tilgængelige data er det ikke muligt at afgrænse radius for spredningen af sporstoffet omkring injektionsboringen. Med henblik på at afgrænse denne er der udtaget supplerende kerneprøver til videre undersøgelse.

FORELØBIGE RESULTATER FRA HYDRAULISK FRAKTURERING

Fraktur i 3 m.u.t. Ved at betragte hævningsdata fra fraktureringen (Figur 3) forventes frakturen at være udbredt i sydvestlig retning, hvor den gradvist går mod overfladen, og er tættest på overfladen, hvor landhævningen er størst. Under fraktureringen blev landhævningen mellem A2 og C2 (markeret på Figur 3) målt til max. 1,6 cm med et nivelleringsinstrument (David White 3100). Ved udgravning af frakturen er der fundet god overensstemmelse mellem udbredelsen af frakturen og landhævningsdata. Frakturen er fundet at have en diameter på ca. 6-7 m (Figur 3). HF – B (3 m u.t.)

26-33 min

HF- D 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0

Placering af Teolit Udbredelse af hydraulisk fraktur Sporstofudbredelse

Figur 3 (øverst til v) Max landhævning ved fraktureringen. (øverst til h) Forventet udbredelse af hydraulisk fraktur i 3 m.u.t. (bund) billede af fraktur fra udgravning. Placering af billedet er angivet på øverste skitse til h.

Fraktur i 6,5 m.u.t. Ved at betragte landhævningsdata fra fraktureringen i 6,5 m.u.t. (Figur 4) forventes denne at være udbredt mod syd, hvor den går gradvist mod overfladen.

Der er udtaget 6 kerner ved frakturboringen i 6,5 m. Der er kun truffet fraktursand i 1 kerneboring (6,7 m.u.t.). Fraktursandet er truffet lidt dybere, end det er injiceret, hvilket tyder på, at frakturen ikke er søgt mod overfladen i 0,75 m syd for boringen, som det umiddelbart ville forventes ud fra landhævningsdata.

I 5 kerneboringer blev der ikke truffet fraktursand. Til gengæld blev der fundet sporstof i disse boringer, hvilket kan forklares ved, at der er dannet en sprække, der går længere ud, end fraktursandet er nået til. I en kerne er der fundet sporstof over redoxgrænsen, hvilket kan indikere at der er kontakt hertil. Denne kontakt kan enten være via naturlige vertikale sprækker, eller ved at den skabte fraktur har kontakt hertil. I Figur 4 ses en skitse over den forventede udbredelse af frakturen i 6,5 m.u.t. Dog bør det tages i betragtning, at der i grundlaget for denne kun er set fraktursand i en enkelt kerneboring.

73-81 min HF – C (6,5 m u.t.)

Figur 4 Den formodede udbredelse af frakturen i 6,5 m.u.t. (mørkerødt område). Det lyserøde område markerer den observerede udbredelse af sporstof (ikke afgrænset).

Fraktur i 9,5 m.u.t. Der ses umiddelbart ikke nogen landhævning ved fraktureringen i 9,5 m.u.t. I de sidste minutter af fraktureringen i 9,5 m.u.t. blev der observeret opskydning af fraktursand til overfladen (Figur 5). Opskydningen blev observeret i en afstand på ca. 1,5 meter fra fraktureringsboringen, og den var ca. 2 meter lang i nordlig retning. Ved bortgravning af det øverste lag, blev der kun fundet fraktursand over ca. 0,75 m af den i alt 2 m lange sprække i overfladen.

(v) Billeder K3 Observeret sprække i (h) N jordoverfladen

HF- K1 D 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5

Figur 5 (v) Oversigt over fraktureringsfeltet ved 9,5 m.u.t. , med opskydningen indtegnet. (m) Opskydning af fraktursand og formationssand i de sidste minutter af fraktureringen i 9,5 m.u.t. i en afstand på ca. 2 m til fraktureringsboringen. (h) sprække dannet i sidste minutter af fraktureringen i 9,5 m.u.t. i en afstand på ca. 1,5 m fra fraktureringsboringen. Der er udtaget 2 kerner ved frakturboringen for at undersøge, hvorfor frakturen søgte mod overfladen. Der blev ikke på baggrund af geologien i kernerne fundet nogen årsag til, at opskydningen var sket.

Multifraktur I Figur 6 ses en skitse over den forventede horisontale udbredelse af de 3 frakturer, der er fundet i kerneboringerne. Den grønne fraktur forventes ud fra observationer i de udtagne kerner at have en vertikal udbredelse. Der er ikke fundet rødt fraktursand ved fraktureringsboringen. Den hvide og gule fraktur er fundet i 7 m.u.t. indtil en afstand til frakturboringen på 1,5 m.u.t. i nordvestlig retning, hvor den er fundet i 5,5 m.u.t. Endvidere blev der observeret transport af sporstof til bunden af udgravningen (vest for fraktureringsboringen) i ca. 7 m afstand, hvilket kan indikere en større udbredelse i denne retning. For at lokalisere den røde fraktur er der udtaget supplerende kerner. En kerneboring for vurdering af sporstofudbredel- sen udenfor frakturen måtte opgives på grund af nedskridningsfare ved nyligt etablerede udgravning.

HF-A N ? ? ? ?

Figur 6 Konceptuel model af den forventede udbredelse af frakturerne omkring multifrakturen.

FORELØBIGE KONKLUSIONER

Geoprobeinjektion: • Det er muligt at sprede sporstof til mindst 1 meters afstand i flere dybder end der injiceres i ved injektion over redoxgrænsen. • Under redoxgrænsen genfindes stort set alle injektionspunkter i en afstand på 0,5 m og flere af punkterne genfindes også i 1 meters afstand. • Ved injektion med interval på 10 cm i 6-7 m.u.t. genfindes stort set alle injektionspunkter i en afstand på 1 m. • Der synes at være en forøget vertikal fordeling af sporstof ved injektion med 10 cm interval frem for 25 cm interval. • Der udføres supplerende kernearbejde for at belyse den horisontale spredning af sporstof omkring injektionsboringerne yderligere.

Hydraulisk frakturering • Den hydrauliske fraktur i 3 m.u.t. har en diameter på ca. 6-7 m.

• Udbredelsen af frakturen i 6,5 m.u.t. forventes at have en oval form (nord – syd). Det synes at være dannet en sprække, der har en større udbredelse end selve den sandfyldte fraktur. • Det lykkedes ikke at lave en horisontal hydraulisk fraktur i 9,5 m.u.t. • Det var muligt at udføre 4 fraktureringer fra en boring. Udbredelsen af frakturerne er dog ikke som ønsket, da der er indikationer på at 2 af frakturerne løber sammen. • Sprækketykkelsen varierer op til 1 cm. Overvejende er tykkelsen dog fra 1-3 fraktursandkorn, svarende til max. 4 mm, i den udgravede fraktur og de udtagne kerner, hvor fraktursandet er observeret.

AFSLUTNING AF UNDERSØGELSER

• For at opnå bedre forståelse for udbredelsen af de hydrauliske frakturer måles jordens stressforhold. • Udgravning til ca. 5 m af Geoprobe klyngefelt. • Flere kerner er udtaget på lokaliteten for bedre at kunne beskrive fordelingen af sporstoffer. • Opgørelse af massefordeling for sporstoffer og fraktursand.

Når alle data er bearbejdet, vil der blive udført en samlet evaluering af de tre metoder i forhold til at forøge oprensningen i moræneler. Der vil blive lagt vægt på både praktiske begrænsninger, metodernes formåen i forhold til at sikre en effektiv kontakt mellem hjælpe- stoffer og forurening i matrix og overkomme diffusionsbegrænsninger samt omkostningerne ved metoderne.

REFERENCER

/1/ Københavns Amt. Pneumatisk Frakturering – Dokumentation af pilotforsøg Vadsbyvej 16A, Hedehusene. Februar 2006. NIRAS. /2/ Region Hovedstaden, Skitseprojekt, Vadsbyvej 16A, Taastrup, juni 2008, Orbicon /3/ Christiansen, C. M., Riis, C., Broholm, M., Christensen, A. G., Klint, K. E., Wood, J., Bauer-Gotwein, P. and Bjerg, P.(2008): Characterization and Quantification of Pneumatic Fracturing Effects at a Clay Till Site. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 570–576. /4/ Miljøstyrelsen. Oprensning af klorerede opløsningsmidler i moræneler med stimuleret reduktiv deklorering. Lok. Nr. 461-169, Rugårdsvej 234-238, 5210 Odense NV. Pilotforsøg – Hovedrapport. November 2007. COWI, DTU Miljø, Geosyntec Consultants og Region Syddanmark. /5/ Miljøkontrollen. Test af reduktiv dechlorering som afværgeteknologi, Gammel Kongevej 39. Januar 2006. Hedeselskabet. /6/ Murdoch et al., 1991, The feasibility of hydraulic fracturing of soil to improve remedial actions. Final report. EPA/600/2.91/012 (NTIS PB91-181818).

BIOREMEDIATION OF DIURON INITIAL CHARACTERISATION OF BACTERIAL CONSORTIA

Ph.d.-studerende Stine Fogh Faculty of Life Sciences University of Copenhagen and the Geological Survey of Denmark and Greenland (GEUS)

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

ABSTRACT

Use of herbicides is a threat to groundwaters and drinking supplies. Several studies have reported environmental implications and effects of the phenylurea herbicide diuron ((N´-(3,4- dichlorphenyl)-N,N-dimethyl-urea)). Towards being able to clean up diuron pollution by bioremediation the bacteria Arthrobacter globiformis sp. D47, Sphingomonas sp. SRS2 and Variovorax sp. SRS16 are studied. The selected bacteria have different characteristics that may enable them to degrade diuron. Mineralisation of diuron is preferred since degradation generate metabolites much more ecotoxic than diuron. The main hypothesis in this project is that bacteria which are able to degrade compounds structurally similar to diuron are able to degrade diuron and maybe the main metabolites of diuron degradation. The degradation experiments show that the bacteria Sphingomonas sp. SRS2 and Variovorax sp. SRS16 are able to utilise the degradation pathway for other phenylureas to degrade diuron. It is shown that when the bacteria are combined in consortia diuron can be mineralised. The experiments in this initial characterisation of phenylurea degrading bacteria indicate that it may be possible to develop bacterial consortia for bioremediation of diuron pollution based on the bacteria Ar- throbacter globiformis sp. D47, Sphingomonas sp. SRS2 and Variovorax sp. SRS16.

INTRODUCION

Use of herbicides in agriculture as well as in domestic scale is a threat to ground waters and other drinking water supplies. Pesticides and residues thereof are found in concentrations ex- ceeding the EU water quality criteria. This limit the content of toxic substances including herbicides to a maximum of 0.1 µg l-1 for a single compound and a maximum of 0.5 µg l-1 in total (European Commision 2000).

Substituted phenylurea herbicides were introduced shortly after World War II (Bouras et al. 2007; Sørensen et al. 2003). This group of herbicides are widely used in agriculture for the control of weeds in a range of crops as well as on hard surfaces like pavements and along railways. When herbicides are applied they eventually reach the soil surface and the fate and distribution of the chemical in the soil depend on different processes including transport, sorption and degradation (Bouras et al. 2007; Fernandez-Bayo et al. 2008). Depending on these different processes the herbicide may be more or less available to the microorganisms. In the microbial active top soil phenylurea herbicides including diuron can be degraded. The degradation rate increase in soils after repeated use. Several microbial strains with phenylurea degrading ability have been isolated from such soils (Sørensen et al. 2001; Tixier et al. 2001; Turnbull et al. 2001a; Dellamatrice and Monteiro 2004).

Around the world diuron is the cause of environmental concerns. In Denmark it is reported that diuron affects the growth of eelgrass (Dahlöf et al. 2008). In California diuron is one of the most widely used herbicides and is frequently found in the water sources in concentrations in the range 1-20 µg l-1. One concern is that diuron is classified as a known/likely human carcinogen. A second concern is that diuron may be transformed to other even more potent by- products during water purification (Chen and Young 2008). The Environmental Protection Agency in the US (US EPA) as well as the EU Commission have included diuron on a contaminant priority list for compounds that may require regulation in the future (European Commision 2000; US EPA 2005).

Degradation of diuron in soils is slow and incomplete and the main metabolites N-(3,4- dichlorophenyl)-N’-methylurea (DCPMU), 3,4-dichlorophenylurea (DCPU) and 3,4- dichloroaniline (3,4-DCA) are more toxic than diuron (Tixier et al. 2000; Tixier et al. 2001; Tixier et al. 2002). Therefore bioremediation of diuron should focus on mineralisation. This often occurs in several successive transformation steps and these different steps may be per- formed by several different enzymes and/or organisms. Degradation by consortia of different bacteria is said to be more effective than degradation by single strains (Esposito et al. 1998; Schwarzenbach et al. 1993).

In the literature different degradation pathways have been described for diuron. Its degradation can occur aerobically by successive demethylations of the urea group followed by hydrolysis to generate 3,4-DCA (Figure 1) (Cullington and Walker 1999; Sørensen et al. 2003; Field et al. 2003). Along another pathway the phenylurea is hydrolysed directly to its aniline (Figure 1). This reaction has been described for diuron and isoproturon (Sørensen et al. 2003; Sørensen et al. 2003; Tixier et al. 2002; Turnbull et al. 2001b). There have been isolated phenylurea degrading bacteria that employ either of the two degradation pathways shown in Figure 1. The following bacterial strains have been used in this project: Arthrobacter globiformis strain D47 (D47) can degrade diuron in one step into 3,4-DCA. In the study by Turnbull et al. (2001a) it is indicated that D47 degrade diuron by a hydrolysis reaction which generate the metabolite 3,4-DCA.

Sphingomonas sp. SRS2 (SRS2) mineralises isoproturon stepwise by two successive N- demethylations followed by cleavage of the urea side chain and mineralisation of the phenyl structure (Sørensen et al. 2001).

Variovorax sp. SRS16 (SRS16) was originally isolated as a linuron mineralising bacterium able to use the herbicide as carbon, nitrogen and energy source (Sørensen et al. 2005). It has recently been shown that SRS16 is able to mineralise diuron (Sørensen et al. 2008). O O CH Cl CH3 Cl 3 N N Diuron Diuron N CH Cl N CH Cl 3 H 3 H

Cl O NH DCPMU Cl N CH H 3

Cl O NH 2 DCPU Cl N H

Cl Cl 3,4-DCA 3,4-DCA Cl NH Cl NH2 2

? Futher degradation may not happen ? Futher degradation may not happ due to the toxicity of 3,4-DCA due to the toxicity of 3,4-DCA

CO and biomass CO2 and biomass 2

Figure 1 Degradation pathways for the phenylurea herbicide diuron. The pathway to the left shows degradation in one step from diuron to 3,4-DCA by hydrolysis. To the right is shown the pathway with successive demethylation steps (Sørensen et al. 2003; Sørensen and Aamand 2003).

MATERIALS AND METHODS

The chemicals diuron and its three main metabolites DCPMU, DCPU, and 3,4-DCA were purchased from Dr. Ehrensdorfer GmbH (Augsburg, Germany) with pyrities in the range 97.7% – 99%. Stock solutions were prepared of diuron and the metabolites in acetonitrile in concentrations of 5000 mg l-1 and 100 mg l-1 and kept in the dark at 5 ◦C. Before use the stock solutions was sonicated for 5 min. Standard solutions used for experiments as well as for cali- bration of the UPLC method were prepared as a mixture of the 4 compounds. HPLC-grade acetonitrile, methanol (Sigma Aldrich), dichloromethane (Sigma Aldrich) and formic acid (Merck) were used. For TLC analysis [phenyl-U-14C]diuron was used and was purchased with a >95% purity from Izotop, Budapest.

The two media used for the experiments are: Minimal medium – MS medium (l-1): Buffer -1 solution (l ): 68.0 g KH2PO4; 89.0 g Na2HPO4·2H2O; 500 ml MilliQ water. Nutrient solution -1 - (l ): 2.5 g MgSO4·7H2O; 0.66 g CaCl2·2H2O; 500 ml MilliQ water.Trace element solution (l 1 ): 1.43 g H2BO3; 0.77 g MnSO4·H2O; 0.0195 g CuSO4·5H2O; 0.0105 g; ZnCl2; 0.0205 g -1 CoCl2·6H2O; 0.0125 g Na2MoO4·2H2O; 500 ml MilliQ water.Iron solution (l ): 0.514 g -1 FeCl3·2H2O; 100 ml MilliQ water. Preparation of MS medium (l ): 10 ml buffer solution, 10 ml Nutrient solution, 1 ml Trace element solution, MilliQ water was mixed and autoclaved at 121◦C for 30 min. 1 ml iron solution was added filter-sterilized after solution were autoclaved and cooled. Rich medium – R2B-MS (l-1): 0.5 g Bacto yeast extract; 0.5 g Bacto proteose peptone No 3; 0.5 g Bacto casamino acids; 0.5 g D-glucose; 0.5 g soluble starch; 0.3 g sodium pyruvate; 0.3 g K2HPO4; 0.05 g MgSO4·7H2O dissolved in MS medium. 1 ml iron solution was added filter-sterilized after solution were autoclaved and cooled.

Freeze batches (-80◦C) were prepared of the bacteria SRS2 (2·108 bacteria ml-1), SRS16 (2.4·109 bacteria ml-1) and D47 (8·108 bacteria ml-1). The bacteria were grown in suitable medium and added herbicides in order not to loose its degrading ability. The concentration of viable bacteria ml-1 (number of colony forming units (CFU)) in the freeze batches was esti- mated using the drop plating technique (Herigstad et al. 2001).

Degradation experiments were set up to examine the ability of SRS2 and SRS16 to degrade diuron. It was set up in R2B-MS and [phenyl-U-14C]diuron was added to a 0.5ppm concentration (2.1 M). 138 µl of a [phenyl-U-14C]diuron solution in acetonitrile with an activity at 181038 DPM 25 µl-1 was used. This was added to a dry sterile stand bottle and the acetonitrile was evaporated before 10 ml medium and 250 µl defrosted bacteria were added directly. A CO2 trap was placed in the bottle. The 0.5 M NaOH in the trap was regularly replaced with 14 fresh solution. The CO2 concentration in the NaOH was measured on a scintillation counter after being mixed with 10 ml of Wallac OptiPhase HiSafe 3 scintillation cocktail (Turku, Finland). The inoculum from the mineralization experiment was sampled regularly. 250 µl samples was pipetted to a sterile 1.5 ml eppendorf tube and added 107 µl methanol to a 30% (vol.) concentration and frozen at -18◦C. 10-20 µl of the defrosted samples was transferred to the TLC-plate manually by 10 µl capillary tubes. The TLC-plate was developed when the mobile phase (95% methanol: 50% dichloromethane) moved through the stationary phase by capillary action. The plates were developed in a CAMAG Horizontal Developing Chamber 2.

To examine the mineralization potential of the bacteria when they were grown together in two bacterial consortia the bacterial strains were combined in two different systems. SRS16 was combined with SRS2 and D47 respectively and mineralisation experiments were set up in R2B-MS and in MS media. The initial diuron concentration was 2.3 µM and the initial density of bacteria for the consortium SRS2:SRS16 is 4·107 bacteria ml-1, and for SRS16:D47 it is 7·107 bacteria ml-1. For SRS16 the initial density was 4·107 bacteria ml-1. The sampling was done as described above.

The TLC plates are analyzed autoradiographical on a cyclone scanner (Pachard Instrument Co.) with Optiquant 03.10 software. The autoradiographical analysis gives a percentage distribution of the radioactive composition of one sample and each sample sum up to 100%.

To examine the degradation ability of SRS16 and SRS2 towards diuron as well as the metabolites DCPMU, DCPU and 3,4-DCA a degradation experiment was set up with the bacteria and the compounds individually. This experiment was set up in MS at an initial diuron concentration at 2,3 µM and an initial bacterial density at 5·106 bacteria ml-1 and 1·106 bacteria ml-1 of SRS16 and SRS2 respectively. After filtration through 0.2 µm PTFE filters the samples were analysed by the developed UPLC method. RESULTS

The ability of SRS2 and SRS16 to degrade [phenyl-U-14C]diuron in the nutrient rich medium was studied. Generation of metabolites during degradation was monitored by TLC. Further- more the mineralisation ability of SRS16 was monitored and these results confirm previous studies by Sørensen et al. (2008). The generation of metabolites and the ability to mineralise and degrade diuron is presented in Table 1.

Table 1 Generation of metabolites and degradation of diuron by the bacteria SRS16 and SRS2.

Generated metabolites (in solution) Mineralisation Diuron DCPMU DCPU 3,4-DCA X SRS16 + + + - + + SRS2 - + + - - +

i) ii)

60% 60% 50% 2

2 50% CO 40% CO 14 14 40% C-diuron) C-diuron) 14 30% 14 30%

20% 20%

10%

Mineralisation to 10% Mineralisation to to Mineralisation (in % ofadded (in % of added

0% 0% 0 5 10 15 20 0 5 10 15 20 Time (d) Time (d) SRS2:SRS16; R2B-MS SRS2:SRS16;MS SRS16:D47; R2B-MS SRS16:D47;MS SRS16; R2B-MS Blind;MS Blind;R2B-MS

Figure 2 i) Diuron mineralisation by consortia in R2B-MS. SRS16 alone is included in this experiment

Mineralisation as well as generation of metabolites was monitored as the two consortia degraded [phenyl-U-14C]diuron in the two different media. In the rich medium the mineralisation of diuron by the consortium of SRS2:SRS16 started after a 5 day lag phase and reached the same level of mineralization as SRS16 around day 12 (Figure 2 i)). The consortium of SRS16:D47 started to mineralise diuron almost immediately and reached a maximum concentration about 5% below the level of the other two systems.

In the minimal medium (Figure 2 ii)), where the medium only supplies the bacteria with mineral salts, the consortium of SRS16:D47 started to mineralise diuron immediately and was able to mineralise about 50% of the added diuron in 5 days. The consortium of SRS2:SRS16 also started to mineralise quickly but at a much slower rate. The maximum mineralisation was not reached after 19 days. The generation of metabolites is presented in Error! Reference source not found.. When comparing the two media it was seen that a much higher concentration of DCPMU was generated in MS. Moreover, a much higher fraction of the added 14C was incorporated in the unknown compounds in R2B-MS compared to MS.

Table 2 Generation and degradation of metabolites when consortia of bacteria degrade diuron. The irrelevant cells are grey. Trace is when the concentrations ≤ 0,1 µM.

SRS16:SRS2 SRS16:D47 MS R2B-MS MS R2B-MS generation removal generation removal generation removal generation Removal Diuron + + + + DCPMU + + + + - - - - DCPU - + trace + trace + trace Trace 3,4-DCA - - trace trace - - - - X-start spot trace + + - + + + + CO2 + + + +

The experiences with the TLC method revealed large uncertainties. When the plate was dried after sample application some components may be lost due to evaporation and the experience that two analysis of the same plate varies by more than 100%, urged the development of an UPLC-method. Based on the literature and previous experience in the laboratory a mixture of 0,01% formic acid in MilliQ water and 100% methanol was selected as mobile phase.

After different tests of the method the following was selected: Mobile phase: 35% MeOH; 65% 0.01% formic acid in MilliQ, Flow: 0.6 ml min-1, Column temperature: 35ºC, Run time: 5 minutes. For every 5-6 samples a rinse method was run. During this method the apparatus was flushed with 80% MeOH in order to diminish the risk of carry over of different compounds. The limit of detection (LOD) of the method is determined with mixtures of diuron, DCPMU, DCPU and 3,4-DCA (Table 3).

Table 3 Limit of detection for diuron and its main metabolites for the developed UPLC method

LOD µM Diuron 0.1 DCPMU 0.3 DCPU 0.2 3,4-DCA 0.6

An experiment was set up to test the degrading ability of Variovorax sp. SRS16 and Sphin- gomonas sp. SRS2 towards diuron and the three metabolites. The results indicated that SRS16 was able to degrade diuron, as shown in Table 4. None of the known metabolites was detected as diuron disappeared. It was shown that SRS16 was able to degrade 3,4-DCA and that SRS2 was able to degrade diuron and DCPMU. DCPU was not generated by any of the consortia. Table 4 Generation of metabolites as SRS16 and SRS2 degrade diuron and the three main metabolites in MS. The irrelevant cells are grey.

Degradation Degradation by Generated metabolites by Generated metabolites SRS16 DCPMU DCPU 3,4-DCA SRS2 DCPMU DCPU 3,4-DCA Diuron + - - - + + - + DCPMU - + - - - + DCPU - - - - 3,4-DCA + -

DISCUSSION

In this project the bacteria Variovorax sp. SRS16, Sphingomonas sp. SRS2 and Arthrobacter globiformis strain D47 was selected based on their known capacity to degrade phenylurea herbicides structurally related to diuron. The diuron degrading ability has been tested for the bacteria SRS16 and SRS2 individually and for two consortia of bacteria: Sphingomonas sp. SRS2 and Variovorax sp. SRS16 and secondly Variovorax sp. SRS16 and Arthrobacter globiformis strain D47 is combined in the two tested consortia.

14 In this study mineralisation is measured as CO2 production from mineralisation of [phenyl- 14 14 U- C]diuron. CO2 can only be produced when the phenyl ring is opened and mineralised. When the phenyl structure from diuron is mineralised it is no longer an ecotoxic compound. This is why emphasis in this project was on mineralisation of [phenyl-U-14C]diuron.

The bacterial strain Variovorax sp. SRS16 was shown to be able to mineralise diuron in the nutrient rich R2B-MS medium. This is in accordance with the study by Sørensen et al. (2008). Moreover, traces of 3,4-DCA were detected for the first time in this project as SRS16 degrade diuron indicating that SRS16 is able to use the same degradation pathway for diuron as is suggested for linuron (Sørensen et al. 2005). This is in contrast to previously described systems suggesting that a degradation pathway is specific towards either N-methoxy-N-methyl- or N,N-dimethyl- substituted phenylureas. (Engelhardt et al. 1973; El-Fantroussi 2000).

This specificity towards dimethyl substituted phenylurea herbicides was one of the reasons for selecting the isoproturon degrading bacterium Sphingomonas sp. SRS2. It was shown that SRS2 demethylate diuron once and thereby generate DCPMU. A second demethylation of DCPMU to DCPU was expected (Figure 1) but DCPU is not detected when SRS2 degrade diuron or DCPMU in the MS medium. The enzymes lacking ability to demethylate DCPMU to DCPU may be explained by the large chlorine substituents on the aniline moiety of diuron (Zeyer et al. 1985). The recovery of 14C as SRS2 degrade [phenyl-U-14C]diuron is about 100% at times where the bacteria are active indicating that SRS2 is unable to mineralise the 14 phenyl structure since no CO2 is measured. Another explanation of not detecting DCPU may be that its degradation happens so fast that it is undetectable with the sampling frequency used in this experiment (Stork et al. 2008). A fast degradation of DCPU may be followed by a fast generation of 3,4-DCA. This may then be removed from the solution by absorption processes (Albers 2006; Bartha 1971; Bollag et al. 1983) and/or polymerisation reactions (Perrin-Ganier et al. 2001). This may also explain the simultaneous generation of the unknown compounds as DCPMU is degraded by SRS2 in R2B-MS.

The unknown compounds that were detected by the TLC method would not be detected by the developed UPLC method nor would it be by any similar technique. It is probable that some of the 14C may be incorporated into large components of the cells like proteins, nucleo- tides, and other large molecules that are unable to move on the TLC plate. This is in accordance with the size of the spots from the unknown compounds on the TLC plates. These are larger when bacteria are grown in the nutrient rich R2B-MS medium where the bacteria are stimulated and able to grow fast. This increase in the biomass and accordingly the amount of bound 14C is by up to several orders of magnitude larger in the rich medium (Reasoner and Geldreich 1985).

In the consortium where Variovorax sp. SRS16 is combined with Arthrobacter globiformis sp. D47 mineralisation of diuron starts immediately when grown in the MS medium. When this consortium is exposed to diuron Variovorax sp. SRS16 can degrade diuron and/or 3,4- DCA which is expected to be produced fast by Arthrobacter globiformis sp. D47 (Sørensen et al. 2008).

It is shown that the consortium of Sphingomonas sp. SRS2 and Variovorax sp. SRS16 can mineralise diuron in MS. This shows that when combined with Sphingomonas sp. SRS2 the mineralisation ability of Variovorax sp. SRS16 is activated probably by the metabolite(s) generated when Sphingomonas sp. SRS2 degrade diuron partially.

CONCLUSIONS

The bacterium Sphingomonas sp. SRS2 that originally was isolated as an isoproturon degrading bacterium is shown to be able to partially degrade diuron. Initially Sphingomonas sp. SRS2 demethylate diuron once and generate the metabolite DCPMU. DCPU was expected as the next metabolite but was not detected. 3,4-DCA is generated when Sphingomonas sp. SRS2 degrade diuron and DCPMU. Of the three main metabolites Sphingomonas sp. SRS2 is only able to degrade DCPMU. Mineralisation of diuron by Sphingomonas sp. SRS2 is not seen in these conditions.

Variovorax sp. SRS16 that was originally isolated as a linuron mineralising bacterium showed that it is able to mineralise diuron in a medium rich in nutrients. For the first time the metabolite 3,4-DCA is detected when Variovorax sp. SRS16 degrade diuron. This indicates that Variovorax sp. SRS16 may be able to utilise the degradation pathway known from linuron when it degrade diuron. The metabolite 3,4-DCA is removed quickly after generation.

The two consortia; one where Variovorax sp. SRS16 and Sphingomonas sp. SRS2 are combined and a second where Arthrobacter globiformis sp. D47 and Variovorax sp. SRS16 are combined are shown to be able to mineralise [phenyl-U-14C]diuron (14C-diuron). In the consortium with Arthrobacter globiformis sp. D47 traces of DCPU is detected during degradation of 14C-diuron in mineral salt medium (MS). The consortium with Sphingomonas sp. SRS2 generates DCPMU. There is not detected generation of any 14C-3,4-DCA in solution when these consortia degrade diuron in either of the conditions.

The experiments in this initial characterisation of phenylurea degrading bacteria indicate that it may be possible to develop bacterial consortia for bioremediation of diuron pollution based on the bacteria Sphingomonas sp. SRS2, Arthrobacter globiformis sp. D47 and Variovorax sp. SRS16.

ACKNOWLEDGEMENTS

I would like to thank my supervisors from GEUS, Jens Aamand and Sebastian R. Sørensen and from University of Copenhagen, Bjarne Strobel for giving me the opportunity to finish my studies with this project. And a special thank to the technical staff at GEUS for their help in the laboratory. Especially I would like to thank Jakob.

REFERENCES

• Albers CN (2006) Humusstoffers indflydelse på skæbnen af glyphosat og diuron i jord. • Bartha R (1971) Fate of Herbicide-Derived Chloroanilines in Soil. Journal of Agricultural and Food Chemis- try 19: 385 • Bollag JM, Minard RD, and Liu SY (1983) Cross-Linkage Between Anilines and Phenolic Humus Constitu- ents. Environmental Science & Technology 17: 72-80 • Bouras O, Bollinger JC, Baudu M, and Khalaf H (2007) Adsorption of diuron and its degradation products from aqueous solution by surfactant-modified pillared clays. Applied Clay Science 37: 240-250 • Chen WH and Young TM (2008) NDMA formation during chlorination and chloramination of aqueous diuron solutions. Environmental Science & Technology 42: 1072-1077 • Cullington JE and Walker A (1999) Rapid biodegradation of diuron and other phenylurea herbicides by a soil bacterium. Soil Biology & Biochemistry 31: 677-686 • Dahlöf I, Mogensen BB, Bossi R, and Jensen I (2008) Forekomst af herbicider i Nissum Fjord. Arbejdsrap- port fra DMU nr 244 • Dellamatrice PM and Monteiro RTR (2004) Isolation of diuron-degrading bacteria from treated soil. Brazil- ian Archives of Biology and Technology 47: 999-1003 • El-Fantroussi S (2000) Enrichment and molecular characterization of a bacterial culture that degrades methoxy-methyl urea herbicides and their aniline derivatives. Applied and Environmental Microbiology 66: 5110- 5115 • Engelhardt G, Wallöfe PR, and Plapp R (1973) Purification and Properties of An Aryl Acylamidase of Bacil- lus-Sphaericus, Catalyzing Hydrolysis of Various Phenylamide Herbicides and Fungicides. Applied Micro- biology 26: 709-718 • Esposito E, Paulillo SM, and Manfio GP (1998) Biodegradation of the herbicide Diuron in soil by indigenous actinomycetes. Chemosphere 37: 541-548 • European Commision (2000) Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the council of 23 October 2000. Establishing a framework for Community action in the field of water policy http://eur- lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2000:327:0001:0072:EN:PDF: • Fernandez-Bayo JD, Romero E, Schnitzler F, and Burauel P (2008) Assessment of pesticide availability in soil fractions after the incorporation of winery-distillery vermicomposts. Environmental Pollution 154: 330- 337 • Field JA, Reed RL, Sawyer TE, Griffith SM, and Wigington PJ (2003) Diuron occurrence and distribution in soil and surface and ground water associated with grass seed production. Journal of Environmental Quality 32: 171-179 • Herigstad B, Hamilton M, and Heersink J (2001) How to optimize the drop plate method for enumerating bacteria. Journal of Microbiological Methods 44: 121-129

• Perrin-Ganier C, Schiavon F, Morel JL, and Schiavon M (2001) Effect of sludge-amendment or nutrient addition on the biodegradation of the herbicide isoproturon in soil. Chemosphere 44: 887-892 • Reasoner DJ and Geldreich EE (1985) A New Medium for the Enumeration and Subculture of Bacteria from Potable Water. Applied and Environmental Microbiology 49: 1-7 • Schwarzenbach RP, Gschwend PM, and Imboden DM (1993) Environmental Organic Chemistry. John Wiley & Sons, INC., New York, • Sørensen SR and Aamand J (2003) Rapid mineralisation of the herbicide isoproturon in soil from a previously treated Danish agricultural field. Pest Management Science 59: 1118-1124 • Sørensen SR, Albers CN, and Aamand J (2008) Rapid mineralization of the phenylurea herbicide diuron by Variovorax sp strain SRS16 in pure culture and within a two-member consortium. Applied and Environ- mental Microbiology 74: 2332-2340 • Sørensen SR, Bending GD, Jacobsen CS, Walker A, and Aamand J (2003) Microbial degradation of isoproturon and related phenylurea herbicides in and below agricultural fields. Fems Microbiology Ecology 45: 1- 11 • Sørensen SR, Rasmussen J, Jacobsen CS, Jacobsen OS, Juhler RK, and Aamand J (2005) Elucidating the key member of a linuron-mineralizing bacterial community by PCR and reverse transcription-PCR denaturing gradient gel electrophoresis 16S rRNA gene fingerprinting and cultivation. Applied and Environmental Mi- crobiology 71: 4144-4148 • Sørensen SR, Ronen Z, and Aamand J (2001) Isolation from agricultural soil and characterization of a Sphingomonas sp able to mineralize the phenylurea herbicide isoproturon. Applied and Environmental Mi- crobiology 67: 5403-5409 • Stork PR, Bennett FR, and Bell MJ (2008) The environmental fate of diuron under a conventional production regime in a sugarcane farm during the plant cane phase. Pest Management Science 64: 954-963 • Tixier C, Bogaerts P, Sancelme M, Bonnemoy F, Twagilimana L, Cuer A, Bohatier J, and Veschambre H (2000) Fungal biodegradation of a phenylurea herbicide, diuron: structure and toxicity of metabolites. Pest Management Science 56: 455-462 • Tixier C, Sancelme M, Bonnemoy F, Cuer A, and Veschambre H (2001) Degradation products of a phenylurea herbicide, diuron: Synthesis, ecotoxicity, and biotransformation. Environmental Toxicology and Chem- istry 20: 1381-1389 • Tixier C, Sancelme M, it-Aissa S, Widehem P, Bonnemoy F, Cuer A, Truffaut N, and Veschambre H (2002) Biotransformation of phenylurea herbicides by a soil bacterial strain, Arthrobacter sp N2: structure, ecotoxicity and fate of diuron metabolite with soil fungi. Chemosphere 46: 519-526 • Turnbull GA, Cullington JE, Walker A, and Morgan JAW (2001a) Identification and characterisation of a diuron-degrading bacterium. Biology and Fertility of Soils 33: 472-476 • Turnbull GA, Ousley M, Walker A, Shaw E, and Morgan JAW (2001b) Degradation of substituted phenylurea herbicides by Arthrobacter globiformis strain D47 and characterization of a plasmid-associated hy- drolase gene, puhA. Applied and Environmental Microbiology 67: 2270-2275 • US EPA (2005) CCL2. Second drinking water contaminant candidate list. U S Environmetnal Protection Agency, Washington DC http://www.epa.gov/safewater/ccl/ccl2.html: • Zeyer J, Wasserfallen A, and Timmis KN (1985) Microbial Mineralization of Ring-Subsituted Anilines Through An Ortho-Cleavage Pathway. Applied and Environmental Microbiology 50: 447-453

DEVELOPMENT OF (mixed valence) IRON-BASED NANOMATERIAL FOR REDUCTION OF HALOGENATED COMPOUNDS

Ph.D.-student Karina Ayala Luis Supervisor Hans Christian Bruun Hansen Supervisor Christian Bender Koch Department for Basic Sciences and Environment University of Copenhagen

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

ABSTRACT

Halogenated compounds, e.g, chlorinated solvents, trihalomethanes, are substances of great environmental concern. These substances were and are widespread used and constantly formed in a worldwide scale, leading to the contamination of natural groundwater systems among other natural bodies. Hence, big efforts are devoted to the study and development of new engineered materials and cost effective technologies which can be used for the remediation of this type of contamination. This research focused primarily on the development and characterization of a novel iron-based nano material called organo-green rust, which can adsorb and reduce halogenated contaminants. The organo-green rust was successfully synthesized and it exhibits a high reactivity towards carbon tetrachloride (CCl4). The production of synthetic GR is generally easy and cheap involving a relatively fast synthesis (3 hours to 1 day) and based on common reactants, so this material is a promising alternative to be used as a remediation technology.

INTRODUCTION

Nowadays there is much focus on the development of efficient and cheap green technologies, which can be used in the remediation or cleaning of polluted areas like contaminated soil and water bodies and thus, big efforts are devoted to the study and development of this type of remedial technologies. Materials possessing redox reactivity are found to be effective and cost efficient technologies. Some of these materials contain FeII, which is a very reactive state of iron and its potential to reduce efficiently certain contaminants like chlorinated solvents and pesticides has been already proven (Lee and Batchelor, 2003).

When metallic iron is exposed to oxygen it will transform into a brown-orange rust, which con- tains the most oxidized form of Fe, ferric iron (FeIII). During oxidation experiments with Fe- systems, it was observed that depending on the chemical conditions, some of the systems developed first a “green” material before forming the orange-rust. Later investigations have linked these findings with the presence of a special type of iron-materials generally called “green rust” (Bernal, 1959). Detailed studies on the structure of green rust revealed that this material consisted of layers, where both ferric (FeIII) and ferrous (FeII) iron coexist (Figure 1).

: OH Metal layers : FeII or Fe III

Interlayers : water and anions

Figure 1 Schematic representation of the elements of the GR structure. The spaces between metals layers are called interlayers and they can host numerous types of negatively charged molecules or atoms like sulfate, carbonate, chlorine, etc. These molecules are linked to the GR structure via weak chemical interactions (e.g. electrostatic forces) and thus, they could be replaced by other compounds like surfactants, pesticides and polymers (Barriga et al., 2002; Esumi & Yamamoto, 1998; Newman & Jones, 1998). Due to these structural features, layered materials can act as efficient sorbents for several kinds of contaminants like heavy metals, pesticides, etc. removing them from aqueous solutions (Esumi &Yamamoto, 1998; Rives, 2001; Wang et al., 2005; You et al., 2002; Zhao & Nagy, 2004). GR is also expected to act as strong sorbent, with the advantage of the presence of FeII in the structure, which makes GR a reactive material. The reactivity of GR has been positively studied towards different classes of chemical compounds such as halogenated solvents, nitrates, and pesticides (Erbs et al., 1999; Lee & Batchelor, 2002; Legrand et al., 2004). Thus GR is a material which can serve both as a sorbent for chemicals and as a strong reductant of adsorbed and reducible compounds (e.g. chlorinated solvents).

Due to their wide spread use and slow natural degradation, halogenated products are of much concern as pollutants and hence as targets for remediation techniques. GR can reduce some of these compounds but at very low efficiency and rate. However, the affinity of other types of layered minerals towards halogenated substances was substantially improved by introducing (inter- calating) surfactant molecules in their interlayers. This technique, called intercalation, has been seldom used with GR. Our aims were to use the principle of intercalation of surfactants in the interlayers of GR to improve its affinity and reactivity towards halogenated contaminants, which was tested using CCl4 as a probe compound.

: surfactant (carboxylic acid)

X X Halogenated X X pollutant X

Degradation products

Organo-GR

Figure 2 Schematic representation of an organo GR based reaction. METHODS

The surfactants used in this investigation were simple carboxylic acids due to their low toxicity. The name and chemical formulas of the fatty acids are listed in Table 1.

Table 1. List of carboxylic acids used in the synthesis of organo-GR

IUPACa name Common name Chemical formula Abreviation

Pentanoic acid Valeric acid CH3(CH2)3COOH C5

Octanoic acid Caprylic acid CH3(CH2)6COOH C8

Nonanoic acid Pelargonic acid CH3(CH2)7COOH C9

Decanoic acid Capric acids CH3(CH2)8COOH C10

Dodecanoic acid Lauric acid CH3(CH2)10COOH C12

Tetradecanoic acid Myristic acid CH3(CH2)12COOH C14

Hexadecanoic acid Palmitic acid CH3(CH2)14COOH C16

Two techniques were used to synthesize the organo-GR: a) indirect synthesis (i.e. a common GR was produced first, later this material was chemically treated in order to introduce the surfactant in the structure) and b) direct synthesis (i.e. the organo-GR was obtained directly and not further chemical treatment was required). X-ray diffraction (XRD) was one of the techniques used to identify the formation of the new organo-GRs. The output of this technique is a diffraction pat- tern (or diffractogram), which consist of several peaks which are characteristic of the material analyzed. The diffraction peaks of the commonly known GR are well identified, thus the appear- ance of new peaks will prove the existence of a new type of GR.

In total, six experiments were carried out to study the reactivity of GR-C12 towards CCl4. Freshly precipitated GR-C12 was dissolved in pure water forming a GR solution. The solutions were then transferred into six glass-reaction flasks, which were sealed with Teflon lids to avoid the entrance of oxygen. Different volumes of CCl4 were introduced into the systems by using a Hamilton syringe. The experiments differed in the relative initial amounts of GR-C12 and CCl4 and they lasted 2 days. The initial concentrations of GR-C12 and CCl4 varied between 0.6 to 2.4 -1 g⋅ L and 1.7 to 17.9 ppm, respectively. Sampling for GR-C12 and CCl4 analyses were done at different time intervals. RESULTS AND DISCUSSIONS

Different organo-GRs intercalated with medium to long carboxylic acids (C9-C16) were successfully produced at laboratory scale, using both the indirect and direct techniques. The diffraction patterns of the organo-GRs are shown in Figure 3. In general, the syntheses were fast and depending on the technique and the carboxylic acid used lasted between 3 hours to 1 day. The most controlled, efficient and fast synthesis was obtained using with lauric acid (C12). Hence, GR intercalated with lauric acid, GR-C12, was used as the organo-GR, which reactivity against CCl4 was tested.

Figure 3 XRD difractograms of a common green rust intercalated with sulfates (GRSO4) and of the novel organo-GR intercalated with lauric acid (GR-C12), myristic acid (GR-C14) and palmitic acid (GR-C16).

The results from the reactivity experiments are shown in Figure 3. The six experiments were characterized by different R-values. R refers to the initial ratio of FeII mols present in the organo- GR against the initial mols of aqueous CCl4:

FeII in GR− C12 R = CCl4 This definition of R allows us to compare our results with values previously published for the common GRSO4 (GR intercalate with sulfate). A fast consumption of CCl4 was observed in all the experiments independent on the value of R. A minimum 20 % of aqueous CCl4 was left after 4 hours of reaction, however this value is still much higher that the ones reported for the reaction between GRSO4 and CCl4, where 33% and 50% of CCl4 was left after 195 h (R≈1400) and 72 h (R≈5), respectively. (O’Loughlin et al., 2003; Erbs et al., 1999).

100 R = 57 R = 59 80 R = 177

(%) 60 R = 227 R = 766

solution ] 4 40 R = 868

[CCl 20

0 0.00 1.00 2.00 3.00 4.00

Time (h)

II Figure 3 Relative concentrations of aqueous CCl4 with time due to reaction with GR-C12. R is the molar ratio: “Fe in GR-C12/CCl4”.

CONCLUSIONS

A new class of iron-containing nanomaterial called organo-GR was successfully synthesized. The syntheses were easy, cheap and fast to carry out. In addition, the new material has shown an improve reactivity towards the common and slow degradable contaminant CCl4. A 92 % disappear- ance of CCl4 with initial concentrations as high as 17900 µg/L, which is approximately 200 times the maximum concentration found in contaminated groundwater, was observed between 4 hours of reaction time. In conclusion, organo-GRs are novel materials with promising properties in the area of remediation of contaminated water systems. REFERENCES

Barriga, C., Gaitán, M., Pavlovic, I., Ulibarri, M. A., Hermosín, M. C., & Cornejo, J. (2002). Hydrotalcites as sorbent for 2,4,6-trinitrophenol:influence of the layer composition and interlayer anion. Journal of Materials Chemistry 12, 1027-1034.

Bernal, J. D., Dasgupta, D. R., & Mackay, A. L. (1959). The oxides and hydroxides of iron and their structural inter- relationships. Clay Minerals Bulletin 4, 15-64.

Erbs, M., Hansen, H. C. B., & Olsen, C. E. (1999). Reductive dechlorination of carbon tetrachloride using iron(II) iron(III) hydroxide sulfate (green rust). Environmental Science and Technology 33, 307-311.

Esumi, K. & Yamamoto, S. (1998). Adsorption of sodium dodecyl sulfate on hydrotalcite and adsolubilization of 2- naphthol. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 137, 385-388.

Lee, W. & Batchelor, B. (2002). Abiotic Reductive Dechlorination of Chlorinated Ethylenes by Iron-Bearing Soils Minerals. 2. Green Rust. Environmental Science and Technology 36, 5348-5354.

Lee, W. J. & Batchelor, B. (2003). Reductive capacity of natural reductants. Environmental Science & Technology 37, 535-541.

Newman, S. P. & Jones, W. (1998). Synthesis, characterization and applications of layered double hydroxides containing organic guests. New Journal of Chemistry 105-115.

O'Loughlin, E. J. & Burris, D. R. (2004). Reduction of halogenated ethanes by green rust. Environmental Toxicology and Chemistry 23, 41-48.

O'Loughlin, E. J., Kemner, K. M., & Burris, D. R. (2003). Effects of Ag-I, Au-III, and Cu-II on the reductive dechlorination of carbon tetrachloride by green rust. Environmental Science & Technology 37, 2905-2912.

Wang, B., Zhang, H., Evans, D. G., & Duan, X. (2005). Surface modification of layered double hydroxides and incorporation of hydrophobic organic compounds. Materials Chemistry and Physics 92, 190-196.

You, Y. W., Zhao, H., & Vance, G. F. (2002). Surfactant-enhanced adsorption of organic compounds by layered double hydroxides. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects 205, 161-172.

Zhao, H. & Nagy, K. L. (2004). Dodecyl sulfate-hydrotalcite nanocomposites for trapping chlorinated organic pollutants in water. Journal of Colloids and Interfaced Science 274, 613-624.

RADONMÅLINGER SOM TRACER

Diplomingeniør Jesper Bruun Petersen VIA University College/NIRAS A/S

Afdelingschef Mette Neerup Jeppesen NIRAS A/S

Lektor, geolog Inga Sørensen VIA University College

Civilingeniør Børge Hvidberg Geolog Rolf Johnsen Miljøtekniker Steffen Gram Lauridsen Region Midtjylland

Vintermøde om jord- og grundvandsforurening

Vingstedcentret 10. – 11. marts 2009

RESUMÉ

I efteråret og vinteren 2008 er udført forsøg på en lokalitet i Horsens med henblik på at måle på radon og dokumentere dets drivkræfter. Forsøgene understøtter og udbygger tidligere erfaringer omhandlende radon, samt brugen af radon som udtryk for et terrændæks dæmpning- faktor. Målinger er foretaget på radon (Rn222) og thoron (Rn220), diverse meteorologiske forhold samt målinger af trykdifferens. Målingerne giver et godt og sammenhængende overblik over drivkræfterne for radon.

Projektet udgør en del af et større projekt, som NIRAS og Region Midtjylland udfører for Miljøstyrelsen under Teknologiudviklingspuljen.

INDLEDNING

Radon er en naturligt forekommende radioaktiv ædelgas. Den kommer fra jorden som et led af naturlige radioaktive henfald, der oprinder fra stoffet uran. Radon findes overalt på jorden i større eller mindre mængder, og har været her siden tidernes morgen. I løbet af de sidste årtier er der kommet en vis fokus på radon, fordi stoffet er kræftfremkaldende. Radon er den vigtigste årsag til lungekræft blandt den ikke-rygende befolkning, og anslås at være skyld i 2 % af alle kræftinducerede dødstilfælde i Europa, og op mod 15 % af alle tilfælde af lungekræft, se figur 1.

Radon findes i større koncentrationer indendørs end udendørs. Grunden til dette skal findes i luftens bevægelighed i jordmatricen. Poreluften i jorden bliver, ligesom luften i atmosfæren, påvirket af diverse meteorologiske forhold, blandt andet lufttrykket. Eftersom radon findes på gasform i jordens poreluft, kan radon blive drevet ud af jorden ved advektion og diffusion. På grund af tryk- og temperaturforskelle mellem inde- og udeklimaet, vil radon søge ind i husene og her være en væsentlig årsag til øget naturlig bestråling.

Fig. 1 Radoninduceret dødelighed Dette projekt tager udgangspunkt i radons indtrængning i huse, dets drivkræfter og koncentrationer indenfor i forhold til i det kapillarbrydende lag.

Under projektperioden er der gennemført forsøg med henblik på at forbedre forståelsen for radons naturlige drivkræfter. Der er flere kendte mekanismer, der spiller ind over for radonkoncentrationen i et hus, end i de projektet målte, men målingerne har givet en god supplerende forståelse for de vigtigste mekanismer og deres effekt i forhold til radons indtrængning.

PROJEKTETS FORMÅL

Formålet med studiet er delt i flere grene. Projektets primære formål har været at bekræfte tidligere undersøgelser af, om måling af radonkoncentrationerne i indeklimaet og i det kapillarbrydende lag kan benyttes til at udtrykke tætheden af konstruktionen mod jorden. Desuden har et vigtigt formål været at udbygge viden om radons spredning fra jord mod bygninger, og om de faktorer der danner drivkræfterne for radons vej ind i huset.

Herudover blev der foretaget en undersøgelse af relevante radon-måleinstrumenter. I projektet har det således været et primært formål at teste egnetheden af RAD7 radon måleren fra ameri- kanske Durridge Inc., til professionel radonlogning. Dette udstyr blev af VIA, Horsens, ind- købt til opgaven. Flere andre instrumenter er blevet benyttet og undersøgt, eksempelvis AlphaGUARD radondetektoren fra tyske Saphymo, et udstyr der blandt andet blev benyttet i projektet Radon 95.

PROJEKTETS UDFØRELSE

For at imødekomme de forskellige formål i projektet har det været nødvendigt at inddele projektet i forskellige udførelsesmæssige faser. Således blev der udført to lange måleperioder på hver en måned, hvoraf den ene er afrapporteret. Imellem disse længere forsøgsperioder blev udført en række mindre eksperimenter, blandt andet søgning efter thoron (Rn220 iso- topen) ved ”sniffermetode” med RAD7. Indledningsvist blev desuden udført en række forsøg for at undersøge udstyrets kunnen og for at nedbringe forsøgenes usikkerhedsfaktor.

Forsøgene blev gennemført i et beboet parcelhus i Horsens. Huset er et af 21 huse, der indgår i anden undersøgelse (NIRAS for Kuben), hvor fokus er kontrol af forskellige bygningsmæs- sige foranstaltninger til sikring mod radonindtrængning.

Radonkoncentrationen i det kapillarbrydende lag blev målt via præinstallerede kobberrør tilsluttet en målebrønd udenfor huset. Der var herved mulighed for at suge luft ud fra det kapillarbrydende lag under huset uden at bore hul gennem fundamentet.

I indeklimaet blev radon målt med 7 Ramon 2.2 radon målere, placeret rundt omkring i huset. Som forsøg blev desuden installeret 2 stk. Ramon 2.2 i nabohuset, for at undersøge korrela- tionen i de tidslige udsving i radonkoncentrationerne. Desuden blev atmosfærisk tryk, vindhastighed og – retning, nedbør, temperaturer og trykdif-ferens mellem inde og ude målt med diverse udstyr. Denne opstilling var den primære forsøgsopsætning og loggede data fra medio oktober til medio november. Efterfølgende blev udført en række målinger af thoron niveauer i indeklimaet samt i det kapillarbrydende lag for at lokalisere eventuelle hotspots for radonkoncentrationer samt radon indtrængningspunkter.

Projektets sidste fase bestod af en måned lang dataindsamling med nogenlunde samme opstilling som førnævnte. Dog blev der i sidste fase foretaget datalogningen af de indendørs radonkoncentrationer. Her blev benyttet en AlphaGUARD radonmåler i stedet, som er et væsentligt mere pålideligt og professionelt instrument end Ramon 2.2. Forsøget kørte fra slutningen af november til slutningen af december.

Denne projektfase er under afrapportering. NIRAS forestår afrapporteringen. Alle måledata fra forsøget vil indgå i det samlede projekt til Miljøstyrelsen.

RESULTATER

Konklusionerne i projektet er flertallige. Med henvisninger til andre lignende projekter er der fulgt op på resultaterne i disse samt draget nye konklusioner ud fra de foreliggende data. For det første konkluderes det, at radonmålinger umiddelbart bør kunne bruges som faktor for et terrændækkes tæthed. Radonkoncentrationen i nærværende projekt dæmpes 40 – 50 gange, påhæftet en usikkerhed afhængig af det benyttede udstyr. Ved automatisk og kontinuert data- logning formindskes usikkerheden betydeligt.

For det andet konkluderedes for drivkræfterne for radon, at de væsentligste meteorologiske drivkræfter er atmosfærisk tryk, tryk- og temperaturdifferens. Det er desuden ganske tydeligt, at radon i indeklimaet afhænger betydeligt af radon i det kapillarbrydende lag. Et faktum der i særdeleshed tydeliggjordes ved sidste målerunde i december måned, se figur 2. De to radonkoncentrationer svinger i harmoni, i særdeleshed drevet af tryk- og temperaturforhold mellem ude – og indeklimaet. De nævnte drivkræfter er dog langt fra enevældige. Nedbør, vind og vindens retning spiller også ind, hvor vinden eksempelvis er med til at skabe væsentlige og varierende trykforhold i og udenfor husets fire vægge.

Radon over og under gulv Radon koncentration, RAD7, MP3ud 8000 Radon koncentration, AlphaGUARD, stue 200

7000 175

6000 150

5000 125

4000 100 Indendørs Udendørs 3000 75

2000 50 Radon koncentration [Bq/m3] Radon koncentration Radon koncentration [Bq/m3] Radon koncentration

1000 25

0 0 28.11.08 3.12.08 8.12.08 13.12.08 18.12.08 23.12.08 28.12.08 2.1.09 Dato

Fig. 2 Radon i indeklimaet og i det kapillarbrydende lag En interessant problemstilling ved radons indtrængning blev fundet på baggrund af de meteorologiske faktorers tidslige udsving samt ved efterforskning af thoron koncentrationerne. På baggrund af de gennemførte målinger vurderes det sandsynligt, at bygninger kan fungere som skorstene, der tiltrækker, samler og leder radon fra jorden og op i indeklimaet, selv under normalt ugunstige meteorologiske forhold.

Fra tidligere danske projekter, eksempelvis Radon 95 og Radon i danske boliger kendes en normal afvigelse mellem koncentrationen af radon i boligens soveværelse og opholdsstue. Denne korrelation blev i nærværende projekt bekræftet. Der er således normalt væsentligt lavere radonkoncentration i soveværelset end i stuen. Forskellen beror med al sandsynlighed på en større aktiv udluftning af soverummet.

Denne faktor samt udsving i indeklimaets radonkoncentration forklaret ved unormale udluft- ningsforhold, giver således anledning til en anerkendelse af betydningen af den manuelle udluftning. I samfundssundhedsmæssigt perspektiv er udluftning ikke kun af gavn for astma- tikere og allergikere, men også for at nedbringe både radonkoncentrationen samt den mængde luftbårne mikropartikler, der danner baggrund for kræftrisikoen ved radonbestråling.

Den afslutningsvise måleperiode, der forløb gennem december måned 2008, giver indblik i betydningen af en almindeligt kendt radonforanstaltning. Den aktuelle bolig i Horsens har installeret passiv ventilation af det kapillarbrydende lag (se figur 3). En foranstaltning, der gennem hele første forsøgsperiode var deaktiveret. I midten af sidste måleperiode blev denne ventilation imidlertid genaktiveret, og gav en tydelig reduktion af radonkoncentrationen i laget (se figur 2). På baggrund af de indsamlede data, er det i det aktuelle forsøg påvist, at en passiv ventilation i det kapillarbrydende lag aktuelt har resulteret i en halvering af radonkoncentration i indeklimaet.

Fig. 3 Principskitse af passiv ventilering af kapillarbrydende lag PERSPEKTIVERING

Der er flere sider af dette projekt, som er interessante. Brugen af radon som tracer i forureningssager, med henblik på en vurdering af dæmpningsfaktoren for terrændækket, kunne være et værktøj, der kraftigt kan reducere den pengemængde, der ellers bruges på sådanne sager.

Omvendt er radon i sig selv et sundhedsmæssigt problem, der kun kan løses med interesse fra politisk side. Radon og radioaktivitet i indeklimaet er nogle meget væsentlige problemstillinger, og selv om radonindtrængningen til de danske boliger er årsag til lige så mange døds- fald, som der hvert år dræbes i trafikken, hører man relativt set meget begrænset om det. Forskningen i området findes, og der er gjort store landvindinger, både herhjemme og i udlandet. Radon er et væsentligt sundhedsmæssigt problem, og det vil det for altid blive ved med at være, med mindre vi radikalt ændrer vores opfattelse af byggeri - politisk såvel som professionelt i byggebranchen.

UDVALGTE REFERENCER

1. Radon 95: En undersøgelse af metoder til reduktion af radonkoncentrationen i danske enfamiliehuse, Sundhedsstyrelsen, Statens Byggeforskningsinstitut, RISØ & GEUS, 1997 2. Radon i danske boliger, Sundhedsstyrelsen, RISØ & GEUS, 2001 3. Radon: a likely carcinogen at all exposures, S. Darby, D. Hill & R. Doll, 2001 4. Radon in homes and risk of lung cancer, S. Darby, D. Hill & A. Auvinen, 2005 5. Sundhedsstyrelsens hjemmeside; www.sst.dk 6. Effects of Ionizing Radiation, UNSCEAR, 2006 7. Om Radon, J. B. Petersen, 2008, v. Århus Ingeniørhøjskole. Tilgængelig som PDF på adressen: http://www.ibruun.com/6SEM_PROJEKT_RADON_JBP.pdf 8. Radonmålinger som tracer, J. B. Petersen, 2008, v. VIA UC, Horsens. Tilgængelig som PDF på adressen : http://www.ibruun.com/7SEM_Projekt_Radon_JBP_Rapport.pdf (hovedrapport) og http://www.ibruun.com/7SEM_Projekt_Radon_JBP_Bilag.pdf (bilag).