Vis rapport - Videncenter for Jordforurening

SprækkeJAGG
Regneark til risikovurdering
af sprækker i moræneler
Teknik og Administration
Nr. 2 2008

INDHOLDSFORTEGNELSE
1. Forord ........................................................................................................3
2. Indledning..................................................................................................4
3. Sammenfatning .........................................................................................6
4. Metode og data..........................................................................................8
4.1 Teori og beregningsudtryk..................................................................8
4.1.1 Strømning ...................................................................................8
4.1.2 Transport af opløst stof...............................................................9
4.1.3 Forudsætninger og gyldighed ................................................... 12
4.2 Excel-regneark og datakrav.............................................................. 21
5. Datagrundlag .......................................................................................... 23
5.1.1 Redoxgrænsen .......................................................................... 25
5.1.2 Sprækkeafstand (2B) ................................................................ 26
5.1.3 Sprækkeapertur (2b) ................................................................. 30
6. Usikkerhed og følsomhed....................................................................... 33
6.1 Konceptuel usikkerhed ......................................................................33
6.1.1 Sprækker....................................................................................33
6.1.2 Redoxgrænse .............................................................................38
6.1.3 Sammenfatning..........................................................................38
6.2 Numerisk usikkerhed og følsomhed ................................................. 38
6.2.1 Sprækkeapertur..........................................................................38
6.2.2 Sprækkeafstand..........................................................................38
6.2.3 Følsomhed .................................................................................39
7. Worst-case sprækkeparametre ............................................................. 46
7.1 Sprækkeparametre ............................................................................ 46
7.2 Hydraulisk ledningsevne og strømning ............................................ 47
8. Praktiske eksempler ............................................................................... 51
8.1 Eksempel 1: Forurening med benzin i moræneler over
sandmagasin...................................................................................... 51
8.2 Eksempel 2: Forurening med benzin i moræneler med øvre oxideret
zone................................................................................................... 53
9. Referencer ............................................................................................... 56
BILAG
Bilag 1: Bestemmelse af hydrauliske sprækkeparametre ved hjælp af feltforsøg

1. Forord
Denne rapport omhandler beregningsmæssige forudsætninger, opstilling af hydrauliske
sprækkedata, og praktiske eksempler på anvendelse af regnearket
”SprækkeJAGG”.
Ved hjælp af regnearket kan der foretages screening af forureningstransporten
gennem moræneler til underliggende grundvand under hensyntagen til sprækketransport
for vandopløste forureningstyper.
Projektet er udført af firmaet GEO i samarbejde med GEUS, og det er finansieret
af Videnscenter for Jordforurening. Under udarbejdelsen er projektet evalueret
løbende af medarbejdere fra Videncenter for Jordforurening og Miljøstyrelsen
samt medarbejdere fra GEUS, DTU, NIRAS og GEO.
Rapporten er udarbejdet af Peter R. Jørgensen (GEO), Knud Erik Klint
(GEUS) og Mads Robenhagen Mølgaard (GEO) samt kvalitetssikret af Jes
Holm (GEO). Excel-regnearket er opstillet af Institut for Miljø og Ressourcer,
DTU, efter formelgrundlag fra Sudicky & Frind (1986) /1/.
3

2. Indledning
Miljøstyrelsen har ved udgangen af 2006 iværksat en opdatering af JAGGrisikovurderingsmodellen
/2/, jf. Miljøstyrelsens udbudsmateriale af 1. december
2006 (JAGG 2.0).
Formålet med nærværende rapport er at supplere Miljøstyrelsens JAGG 2.0
opdatering med et formelgrundlag og tilhørende hydrauliske data, der muliggør
screeningsberegning af vertikal transport af opløste forureninger gennem
sprækker i moræneler til grundvand. Baggrunden er, at hovedparten af jordforureninger
i Østdanmark findes over moræneler, hvor der generelt forekommer
sprækker eller lignende præferentielle strømningsveje, som transportveje for
forurening. Disse udgør et problem, fordi de forøger den vertikale forureningstransport
og dermed kan transportere forurening hurtigt forbi de biologisk aktive
øverste jordzoner, således at underliggende grundvand forurenes /3/.
Sprækkeproblematikken er veldokumenteret og nødvendig at medtage som
grundlag for realistiske vurderinger af forureningsrisikoen for grundvandet under
morænelag. De senere års miljøforskning har afprøvet forskellige modelmetoder
samt genereret modeldata for moræneler, herunder for sprækker, der
muliggør, at disse vurderinger kan understøttes af modelberegninger /3/.
Der findes en lang række modelmetoder, som kan medtage forureningstransport
i sprækker. De gennemførte afprøvninger viser, at såkaldte diskrete sprækkemodeller
(DSM) giver den mest retvisende modellering af måledata fra kontrollerede
forsøg med moræneler /4, 5, 6, 7, 8/. For anvendelsen som screeningsværktøj
er det endvidere afgørende, at transportbeskrivelsen i DSM modellerne
har vist sig særlig robust over for de skift i fysisk skala, hydrologi og
stofegenskaber, der optræder fra den ene til den anden forureningskilde /8/.
DSM-modeltypen har endelig den fordel, at den som modeldata for sprækker,
direkte kan benytte foreliggende sprækkedata indsamlet fra danske moræneundersøgelser.
Ulempen ved numeriske DSM-modeller er, at de er vanskelige at anvende samt
lægger op til detaljerede datainput, som oftest ikke foreligger for de konkrete
forureningslokaliteter, der skal risikovurderes. Som en løsning på dette problem
kan anvendes et analytisk beregningsudtryk for stationær stoftransport i
diskrete sprækker af Sudicky og Find 1982 /1/. Dette udtryk dækker en konceptuelt
forenklet modelopsætning, men med samme grundlæggende beskrivelser
af transportprocesserne, som i de numeriske løsninger. Udtrykket kan indbygges
i regneark, og datakravet er mindre end til de numeriske løsninger.
Vha. udtrykket kan man udregne den stationære forureningstransport fra en
vedvarende og kontinuert forureningskilde med konstant kildestyrkekoncentra-
4

tion. Resultatet viser dermed den maksimale forureningsflux fra forureningskilden
til underliggende grundvand efter fuldt forureningsgennembrud under
forudsætning af, at der er en ubegrænset forureningsmængde i kilden. Som
konsekvens heraf vil gennembruddet være 100 % af kildestyrken, hvis der ikke
sker nedbrydning. Dette betyder, at udtrykket kun kan anvendes, hvis der medtages
forureningsnedbrydning i beregningerne.
I nærværende rapport foretages:
1) Opstilling af ”worst case” hydrauliske data for sprækkestrømning i relation
til beregning af forureningstransport med SprækkeJAGG.
2) Vurdering af modelfølsomhed og usikkerheder.
3) Opstilling af praktiske eksempler på anvendelse af regnearket.
”Worst case” hydrauliske sprækkedata defineres som de indsamlede danske
sprækkedata, der betinger maksimal forureningstransport til grundvand mht.
koncentration og stofflux for danske forhold. På denne baggrund følger opsætningen
af regnearket forsigtighedsprincippet for sprækketransport.
5

3. Sammenfatning
Miljøstyrelsen har ved udgangen af 2006 iværksat en opdatering af JAGGrisikovurderingsmodellen
/2/. Som supplement til denne opdatering beskriver
nærværende rapport de beregningsmæssige forudsætninger, parameterisering
og praktiske eksempler på anvendelse af en regnearksmodel i Excel (Sprække-
JAGG), der skal kunne anvendes til screening af risikoen for forureningstransport
i sprækker gennem moræneler til grundvand.
SprækkeJAGG beskriver forureningstransporten fra en vedvarende og kontinuert
forureningskilde med konstant kildestyrkekoncentration i beregningsperioden.
Regnearket beregner den maksimale stationære forureningsflux fra forureningskilden
til underliggende grundvand, dvs. forureningsfluxen til grundvandet
efter der er sket fuldt forureningsgennembrud (figur 3). Beregningerne
med regnearket forudsætter, at der medregnes nedbrydning af forureningsstoffet.
Regnearket bygger på analytiske beregningsudtryk efter Sudicky and Frind
1982 /1/. Udtrykket gælder for mættet strømning og opløst stoftransport i et porøst
medium med parallelle spækker. Beregningsudtrykket medtager sorption
og nedbrydning af forureningsstoffer samt stofdiffusion fra sprækker ind i matrix.
Udtrykket repræsenterer en konceptuelt forenklet beskrivelse af strømning
og stoftransport i moræneler. Modellering af kontrollerede forsøg på en række
danske morænelokaliteter indikerer, at beregningsudtrykket giver god tilnærmelse
af de målte data og dermed kan anvendes til screening af risikoen for
forureningstransport i sprækker.
Regnearkets hydrauliske nøgleparametre repræsenteres af sprækkernes åbning
(sprækkeaperturen) og sprækkernes indbyrdes afstand. Disse oplysninger foreligger
sjældent for konkrete forureningssager. Regnearket bygger derfor på
indsamlede sprækkedata fra undersøgelse af 24 danske morænelokaliteter. Ud
fra disse data, samt modelstudier af forureningsdata fra grundvandsovervågningen,
er opstillet modelsprækkedata, som repræsenterer ”worst case” forhold
mht. forureningstransport i sprækker for dansk moræneler. Screeninger med
værkstøjet følger på dette punkt derved forsigtighedsprincippet.
Der er udført screening med regnearket for et praktisk eksempel med forureningsstoffet
benzen, hvor der er anvendt de opstillede ”worst case” sprækkeparametre
samt opslagsværdier for sorption og nedbrydning for forureningsstoffet.
Ved langsom anaerob nedbrydning af benzen viser eksemplet en forureningsdæmpning
på cirka 11 %, i forhold til kildestyrken, efter transport af forureningsstoffet
gennem 7 m sprækket morænelerlag til et underliggende grundvandsmagasin.
De anvendte nedbrydningsrater er standardværdier aflæst i Miljøstyrelsen
JAGG-model /2/.
6

Til sammenligning viser en beregning med de samme værdier for sorption og
nedbrydning, men uden hensyntagen til sprækker, en forureningsdæmpning på
mere end 99 %. Sammenligningen viser dermed en betydelig større forureningsflux
og risiko for underliggende grundvand, når der medtages sprækker i
risikovurderingen, end når der anvendes almindelig stempelstrømning som beregningsmetode.
Som nævnt giver SprækkeJAGG en forenklet beskrivelse af forureningstransporten
i sprækker i sammenligning med faktiske forhold. Følgende forenklinger
betyder tendens til, at modellen overestimerer stoftransporten:
Der medtages kun store sprækker (små sprækker er udeladt).
Der simuleres udelukkende mættet strømning.
Der regnes med uafbrudt og lineær sprækkekontakt gennem hele
lerlaget.
Strømningen sker udelukkende i sprækker (ingen strømning i matrix).
Omvendt betyder forudsætningen om stationær strømning (konstant strømningshastighed)
tendens til, at forureningstransporten bliver undervurderet.
Dette gælder særligt betydningen af ekstremnedbør, der ikke repræsenteres.
Betydningen af disse faktorer vil kunne vurderes i videregående risikovurderinger
ved anvendelse af rapportens indsamlede datagrundlag for sprækker i
numeriske versioner af beregningsmetoden i SprækkeJAGG.
7

4. Metode og data
4.1 Teori og beregningsudtryk
4.1.1 Strømning
Strømning og forureningstransport i sprækker beskrives i denne rapport ud fra
en konceptuel fysisk model, hvor spækkerne opbygges af to friktionsløse parallelle
sprækkevæggene, figur 1.
Figur 1. Konceptuel model for strømning i sprækker efter kubisk lov (ligning
1). 2b sprækkeapertur; 2B sprækkeafstand; w sprækkebredde og Q strømning.
Afstande mellem sprækkevæggene betegnes 2b (aperturen), og afstanden mellem
sprækkerne betegnes 2B. Strømningen i en sprække (Q) kan beskrives som
/9/:
hvor,
: tværsnitsareal af sprække, : hydraulisk ledningsevne af sprække, :
sprækkeapertur (afstand mellem plader), : sprækkebredde, : densitet af
vand, : viskositet af vand, : tyngdeacceleration, : gradient langs sprækken.
Dette udtryk kaldes også den ”kubiske lov”, der referer til at strømningen
(Q) varierer med sprækkeaperturen (2b) i 3. potens.
Den hydrauliske ledningsevne af sprækken (K) beskrives som:
8

og den samlede hydrauliske ledningsevne (Kf) for sprækkenetværket beskrives
som:
hvor,
: sprækkeporøsiteten, : afstand mellem sprækker.
4.1.2 Transport af opløst stof
Excel-regnearket bygger på analytiske udtryk for mættet strømning og stoftransport
i et porøst medium med spækker. Transporten beskrives fra en vedvarende
og kontinuert forureningskilde med konstant kildestyrkekoncentration.
Udtrykkene er opstillet af /1/ og dækker et homogent og isotropt system med
ligeligt fordelte parallelle sprækker med konstant apertur (sprækkeåbning). Udtrykkene
beskriver strømning i sprækkerne, dispersion og diffusion langs
sprækkerne, diffusion ind i matrix, ligevægts-sorption og 1-ordens nedbrydning
i sprækker og matrix.
Ifølge /1/ kan den stationære koncentration i morænen under forureningens
nedre afgrænsning i en given dybde (z) beskrives ved følgende 1-dimensionale
stoftransportligning:
hvor
og
: koncentration i vandfasen [ML -3 ]
: vertikal afstand under forureningskilden [L]
: kildestyrkekoncentration [ML -3 ]
strømningshastighed i sprækker [LT -1 ]
: porøsitet af matrix [-]
: dispersionskoefficient i sprække [L 2 T -1 ]
: dispersionskoefficient i matrix [L 2 T -1 ]
: retardationsfaktor for sprækken [-]
: retardationsfaktor i matrix [-]
: 1.ordens nedbrydningsrate [T -1 ]
: sprækkeapertur [L]
: afstand mellem sprækker [L]
9

Ved hjælp af beregningsudtrykket (5) beskriver regnearket forureningstransporten
fra en vedvarende og kontinuert forureningskilde med konstant kildestyrkekoncentration.
Som resultat af denne konstante forureningspåvirkning beregnes vha. regnearket
den maksimale stationære forureningsflux fra forureningskilden til underliggende
grundvand, dvs. stoffluxen ved forureningsgennembrud. Ses der bort
fra nedbrydning af forureningsstoffet, vil der som konsekvens heraf være samme
forureningsflux gennem top og bund af beregningslaget. Dermed beregnes
ingen forureningsdæmpning under passagen gennem laget. Regnearket kan således
kun anvendes til beregning af risikoen, såfremt der medregnes nedbrydning
af forureningsstoffet. Betydningen af de indgående parametre er vurderet i
følsomhedsanalysen afs. 4.2.3 og praktiske eksempler i kapitel 6.
Beregningsudtrykket (5) svarer til beregningsmetoder for sprækketransport i
vandmættet moræneler med de numeriske sprækkemodeller FRACTRAN /10/
og FRAC3Dvs /11/. Disse metoder er eksperimentelt verificeret for vandmættede
forhold vha. kontrollerede forsøg med strømning og stoftransport med
dansk moræneler, figur 2, /4, 5, 6, 7, 12/.
10

Figur 2. Eksempler på simulering af kontrollerede stoftransportforsøg med
FRACTRAN og FRAC3Dvs, som anvender samme numeriske metode til modellering
af sprækketransport som SprækkeJAGG. Styrken ved metoden er, at
den ud fra fastholdte hydrauliske sprækkeparametre, dvs. uden re-kalibrering,
kan gengive ændringer i stoftransport med og uden nedbrydning i LUC søjleforsøg
(a og b) selvom strømningshastigheden ændres i forsøgene /4, 6, 7/, og
(c) der foretages ændring i fysisk skala fra søjleforsøg til feltforsøg /5/.
De væsentligste forskelle er, at det analytiske beregningsudtryk (5) kun beskriver
stationære mættede forhold og er 1-dimensionalt, at der ses bort fra strømning
i matrix, at der kun gives mulighed for at definere 1 sæt parallelle sprækker,
at de valgte parametre er konstante i hele beregningsdybden, og at der ikke
er mulighed for at definere forskellig nedbrydning og sorption i hhv. sprækker
og matrix. En sammenligning mellem beregnede forureningsgennembrud med
FRAC3Dvs og det anvendte analytiske udtryk (5) i SprækkeJAGG er vist i figur
3.
11

Figur 3. Stoftransportberegninger med SprækkeJAGG og FRAC3Dvs. Kurverne
viser forureningskoncentrationer, der transporteres gennem bunden af et
15 m sprækket morænelag som funktion af sprækkeapertur (2b) og sprækkeafstand
(2B). I alle beregninger er der anvendt 300 mm/år som konstant infiltration,
kildekoncentrationen 1 og nedbrydningsraten 0,001/år for forureningsstoffet.
4.1.3 Forudsætninger og gyldighed
Tabel 1 sammenfatter forudsætninger, gyldighed og den forventede nøjagtighed
af det anvendte beregningsudtryk (5) i SprækkeJAGG. Gyldigheden angiver,
hvorvidt SprækkeJAGG vurderes at anvende konceptuelt dækkende beskrivelser
for moræneler. Beregningsnøjagtigheden (resultat i tabel 1) angiver,
hvorvidt evt. manglende gyldighed i beregningsforudsætningerne betyder
overestimering eller underestimering af forureningstransporten.
12

FORUDSÆTNING GYLDIGHED RESULTAT
1) 1 sæt parallelle vertikale sprækker
med konstant hydraulisk ledningsevne
2) Vertikalt gennemgående sprækker
Forenkling, men relevant fokusering
på betydende store sprækker. Følger
forsigtighedsprincippet
Delvis opfyldt, usikker, følger forsigtighedsprincippet
Overvurdering af transport
Risiko for overvurdering af transport
3) Ingen matrixstrømning Ikke opfyldt Overvurdering af transport i sandede
moræner
4) Mættet strømning Ikke opfyldt Overvurdering af forureningstransport
5) Konstant strømningshastighed Ikke opfyldt Risiko for over- og undervurdering
af forureningstransport
6) Diffusion ind i matrix Opfyldt Realistisk vurdering
7) Homogen fordelt nedbrydning i
sprækker og matrix
Delvist opfyldt for oxideret moræne,
usikker for reduceret moræne
Risiko for undervurdering af transport
8) 1. ordens nedbrydning Delvis opfyldt Stof- og koncentrationsbestemt
9) Homogen fordelt sorption
i sprækker og matrix
Usikker Potentiel overvurdering af transport
Tabel 1. Beregningsmæssige forudsætninger i SprækkeJAGG samt deres betydning
for risikovurderingsresultat.
De enkelte forudsætninger i SprækkeJAGG uddybes i det følgende:
1) 1 sæt parallelle vertikale sprækker med konstant hydraulisk ledningsevne
(figur 1)
Ad 1). Forudsætningen er som regel ikke opfyldt, idet der normalt forekommer
flere forskellige sprækkeordner med forskellig orientering, grad af udvikling
og hydraulisk ledningsevne og endvidere kanalisering af strømningen, figur 4.
Strømningen sker dog erfaringsmæssigt overvejende i større sprækker, der forenklet
kan repræsenteres som 1 sæt parallelle sprækker, figur 4a.
Modelleringerne af de kontrollerede stoftransportforsøg (figur 2) viser, at selvom
strømningen i de naturlige sprækker er kanaliseret (figur 4), og dermed
konceptuelt ikke følger den kubiske lov (ligning 1 og figur 1), så kan stoftransporten
alligevel gengives (figur 2) ved at omregne de enkelte farvede sektion i
figur 4a (sprækkekanaler) til en effektiv sprækkeafstand for hydraulisk ledende
sprækker (beregningsmetode i /5/).
13

Figur 4. Moræneler med farvetracer efter kanaliseret strømning langs sprækker
vist for samme kontrollerede forsøg, som er modelleret i figur 2. Billederne viser:
a) horisontalt snit i 4 mu.t. og b) vertikalt profil i 4 – 5 mu.t. ved Havdrup
på Sjælland /5/, og c) strømning i rodkanaler, der følger en vertikal sprækkevæg
4 mu.t. ved Hinnerup i Jylland /7/.
14

2) Vertikalt gennemgående sprækker
Ad 2). De danske sprækkeundersøgelser (se senere) indikerer, at der generel
forekommer sprækker med betydende hydraulisk ledningsevne i de øverste cirka
8 – 10 m af morænelag /4, 6, 7, 13, 14 og bilag 1/. Sprækker er endvidere
påvist til større dybde, f.eks. i boringer /15/. Endvidere indikerer modelstudier
af grundvandsovervågningsdata, at modelsimulering af sprækkestrømning (eller
andre præferentielle strømningsveje) er en nødvendig forudsætning for modellering
af den hurtige spredning af BAM, som er sket i grundvand under tykkere
morænelag (se afsnit 4.1.1) /16, 17/.
3) Ingen matrixstrømning
Ad 3). Forudsætningen er ikke opfyldt, men strømningen i matrix kan ofte i
praksis ignoreres i moræneler med lerindhold over cirka 12 – 15 %, mens den
har stigende betydning ved aftagende lerindhold, f.eks. i sandede moræner og
morænesand /3/. Figur 5 viser transport af pesticidstoffet BAM gennem to morænelag,
der er ens, bortset fra forskellig hydraulisk ledningsevne i matrix.
Figur 5. FRAC3Dvs modellering af BAM-transport ved forskellig hydraulisk
ledningsevne af lermatrix, men derudover ens sprækkeopsætning og strømning
gennem 16 m morænelag. Diagrammet viser middelkoncentrationen i porevand,
der strømmer gennem bunden af morænelaget. Modelopsætning og randbetingelser
er vist i figur 18a, b /fra 16/.
4) Mættet strømning
Ad 4). Forudsætningen om vandmætning er ikke opfyldt, idet der generelt er
umættede forhold samt endvidere begrænset vertikal nettostrømning i store dele
af sommersæsonen i oxideret zone (øverste cirka 2 til 6 m, figur 12) af moræneler,
figur 6.
15

Figur 6. Typiske årstidsvariationer af dybden til frit vandspejl (boringsfilter D)
i oxideret moræne (TE, gulbrun) og af hydrauliske trykniveauer (boringsfilter
A - C) målt i den underliggende reducerede moræne (TB, SC og TB, grå). Det
fremgår, at vandspejlet (D) svinger inden for næsten hele tykkelsen af den oxiderede
zone, og at grænsen mellem oxideret og reduceret zone danner vertikal
grænse mellem sæson mættede (vintersæson) og permanent mættede forhold
/fra 4/.
Den oftest ringe vertikale nettovandbevægelse i sommersæsonen betyder, alt
andet lige, et ophold i stoftransporten og dermed forlængelse af den til rådighed
værende tid til forureningsnedbrydning i de biologisk aktive øverste jordlag.
Endvidere betyder ophold, at der sker forureningsakkumulation i matrix
ved diffusion fra sprækkerne ind i matrix.
Betydningen af vandmætning fremgår af figur 7, der viser transport af et pesticid
(MCPP) og en konservative tracer (PFBA) ved hhv. mættet og umættet
strømning (ved samme infiltration) gennem en 1 m lang intakt søjle (diameter
0,5 m) udtaget fra 0 – 1 mu.t. i oxideret zone fra sprækket moræneler /18/. Det
fremgår, at den samme transporterede stofmasse gennem søjlen er væsentligt
forskudt mod mindre vandgennemstrømning (x-aksen i figur 7) ved vandmættede
forhold end ved umættede forhold, selvom der er anvendt samme infiltrationsrate
i forsøgene. Ved den mættede strømning sker størstedelen af transporten
i enkelte store sprækker/sprækkekanaler svarende til det meget hurtige
maksimale stofgennembrud, der ses efter kun cirka 2,5 liter gennemstrømning
modsat ved umættet strømning, hvor maksimumsværdien først kommer efter
23 liter. Ved de umættede forhold (fri dræning fra bunden af søjlen) sker der
kun overskridelse af de mindre sprækkers infiltrationskapacitet, mens de store
sprækker ikke vandmættes/aktiveres og dermed ikke deltager i transporten.
Som resultat sker transporten under umættede forhold primært i de små sprækker,
og dermed langsommere (ligning 1), svarende til det viste stofgennembrud.
Endelig viser figur 7, at 12 dages strømningspause dæmper stoftransporten
yderligere, fordi noget af stoffet trænger ind i matrix under pausen.
16

Forskellen, der ses mellem peak-værdiens beliggenhed for MCPP (”saturated
flow” i (a)) og PFBA (saturated flow i (b)), skyldes primært opblødning af
jordoverfladen i søjlen. Under feltforhold forventes en lignende variation i
overfladens beskaffenhed over tid. Umættede forhold i makroporerne/sprækkerne
betyder endvidere bedre luftudskiftning og ilttilførsel til nedbrydningsprocesserne.
Idet SprækkeJAGG kun beregner vandmættet strømning,
forventes modellen på ovenstående punkter at overdrive udvaskningsrisikoen
i forhold til virkelige forhold.
Figur 7. Transport ved vandmætning og umættede forhold af et pesticid MCPP
(a) og en konservativ tracer PFBA (b) gennem en intakt jordsøjle (diameter 0,5
m) af moræneler udtaget fra 0 – 1 mu.t. I alle 6 forsøg er anvendt infiltrationen
66 mm/dag. Stoffet er tilsat som en 0,5 liters puls ved påbegyndelse af strømningen
bortset fra forsøgene ”10 day pause”, hvor strømningen først er påbegyndt
10 dage efter stoftilsætningen /fra 18/.
17

5) Konstant strømningshastighed
Ad 5). Forudsætningen om konstant strømningshastighed er ikke opfyldt. Dermed
kan betydning af vekslende perioder med og uden infiltration samt episodisk
accelereret infiltration ved mættede/umættede forhold ikke beskrives med
SprækkeJAGG. Dette betyder dels, at ophold og længere pauser i strømningen,
hvor forureningsstoffer kan nå at trænge ind i matrix, ikke repræsenteres (se figur
7 ”10 day pause”). Ligeledes betyder forudsætningen om konstant strømning,
at der med SprækkeJAGG ses bort fra accelereret transport i forbindelse
med ekstremnedbør, hvilket kan betyde underestimering af stoftransporten. Figur
8 viser et modelsimuleret eksempel på pesticidforurening af grundvand forårsaget
af 2 dages ekstremnedbør og dertil koblet accelereret udvaskning af
MCPP. Eksemplet viser, at udvaskningen i forbindelse med nedbørshændelsen,
bevirker en kortvarig overskridelse af drikkevandskravet i nedsivningen til
grundvandsvandmagasinet /19/. Da der kun regnes med konstant strømning i
SprækkeJAGG ventes modellen på dette punkt at undervurdere udvaskningsrisikoen
i forhold til virkeligheden.
Figur 8. FRAC3Dvs modelberegnet eksempel på pesticidforurening af grundvand
pga. en MCPP forureningspuls (100 g/l), der infiltreres i forbindelse
med en ekstrem nedbørshændelse. Kurven viser koncentrationen af MCPP der
transporteres gennem bunden af 16 m sprækket moræneler. Pulsen bliver udvasket
fra teræn i løbet af 2 dage med 25 mm/dag efterfulgt af fortsat vertikal
transport ved konstant strømning (120 mm/år) i resten af beregningsperioden
og en MCPP nedbrydningsraten t½ = 1 år /19/.
Nærmere situations- og stofspecifikke vurderinger kan foretages ved dynamisk
simuleringer med FRAC3Dvs på basis af foreliggende sprække- og jordfysiske
data og tidsserier for nedbør /20/.
18

6) Diffusion ind i matrix
Ad 6). Forudsætningen er opfyldt, og beregningsmetoden i SprækkeJAGG er
verificeret over for kontrollerede forsøg med stoftransport i sprækket moræneler.
7) Homogen fordelt nedbrydning i sprækker og matrix
Ad 7). De få foreliggende undersøgelser af nedbrydning i sprækkevægge og
matrix, viser for oxideret zone et rimeligt ens nedbrydningspotentiale for de to
domæner, herunder relativ ens forekomst af bakterier i både sprækker og matrix
/4, 21/. Endvidere indikerer modelstudier af nitratreduktion bestemt under
aktiv strømning (figur 2b), at der sker ens nedbrydning af nitrat i sprækker og
matrix, forudsat jordprøverne i forvejen har været udsat for forhøjede nitratkoncentrationer
/7/.
Figur 9a - c viser laboratorieforsøg med aerob nedbrydning af et pesticid i oxideret
moræneler. Det fremgår, at der er målt noget mindre aerob nedbrydning i
(a) umættede delprøver med naturligt lavt vandindhold end i (b) tilsvarende
vandmættede delprøver. Endvidere er der målt lidt mindre nedbrydning i
vandmættede delprøver af sprækkevægge (b) end i tilsvarende prøver af matrix
(c). Sammenfattende indikerer resultaterne dog forekomst af signifikant potentiel
pesticidnedbrydning i både sprækker og matrix i oxideret zone.
Resultaterne indikerer endvidere, at udtørring vil kunne hæmme nedbrydningen,
evt. gennem hele oxideret zone i sommersæsonen /4/. Det skal endelig
nævnes at der er målte sammenlignelige nedbrydningsrater for oxideret moræneler
og oxideret sandjord /12/.
På baggrund af ovenstående forventes som udgangspunkt, at nedbrydningskonstanter
for vandmættede aerobe forhold vil kunne anvendes som retningsgivende
for nedbrydningspotentialet i oxideret moræneler for mættede og umættede
forhold og sprækker og matrix. Der tages forbehold for evt. betydning af reducerende
forhold udviklet lokalt i sprækkerne under vandmætning /7, 22/.
Figur 9d viser anaerob nedbrydning af pesticidet MCPP i reduceret moræne.
Det fremgår, at der er meget forskellig nedbrydningsaktivitet i de enkelte delprøver,
hvilket er i overensstemmelse med resultater fra f.eks. Strategisk miljøforskning
/f.eks. 23/. Hvorvidt dette skyldes en sporadisk og heterogen fordeling
af nedbrydningen i reduceret zone eller metodemæssige begrænsninger er
usikkert. Med hensyn til evt. forskellig fordeling af nedbrydningspotentiale i
sprækker og matrix foreligger der ikke data. Såfremt der kun sker nedbrydning
langs sprækker og ikke i matrix, vil SprækkeJAGG, afhængig af nedbrydningsraten,
kunne underestimere forureningsfluxen.
19

Figur 9. Nedbrydning af pesticid (MCPP 44 g/kg) udtryk ved CO2 udvikling
i jordprøver af matrix og sprækkevægge for (a) umættet naturligt vandindhold
(10 % moisture content) og (b – d) vandmættede forhold (25 % moisture content)
/fra 4/.
8) Første ordens nedbrydningskonstant
Ad 8). Forudsætningen om første ordens forureningsnedbrydning anvendes i de
fleste stoftransportmodeller, og den er dermed ikke specifik for sprækkeproblematikken,
hvorfor den ikke diskuteres nærmere i denne rapport. For nærmere
beskrivelse se f.eks. /17/.
20

9) Homogent fordelt sorption ved ens kd-værdi
i sprækker og matrix
Ad 9). Forudsætningen om ligevægtssorption anvendes i de fleste stoftransportmodelleringer
og er dermed ikke specifik for sprækkeproblematikken,
hvorfor den ikke diskuteres nærmere i denne rapport. For nærmere beskrivelse
se f.eks. /17/
4.2 Excel-regneark og datakrav
SprækkeJAGG-regnearket er vist i figur 10. Det fremgår, at der ud fra de anvendte
input-værdier kan beregnes ligevægtskoncentrationsprofiler som funktion
af dybden. Porevandskoncentrationerne vises både grafisk og numerisk.
Regnearksudtrykket anvender følgende datainput for sprækker og lermaterialet:
- Sprækkeafstand
- Sprækkeapertur
- Matrixporøsitet
- Tortuositet
- Dispersionskoefficienter for sprækker og matrix
For forureningsstoffet kræves data for:
- Ligevægtssorption, Kd-værdi
- Nedbrydningsrate, 1. nedbrydning
- Diffusionskoefficient.
21

Figur 10. Excel-regnearket til beregning af ligevægtskoncentrationsprofiler af
opløste forureningsstoffer ved vertikal vandmættet sprækketransport gennem
morænelerlag. Beregningsresultatet vises grafisk og numerisk som funktion af
dybden og afstanden (m) fra sprække ind i matrix. Dybden (z) angiver den vertikale
afstand under forureningen og ikke afstanden under terræn.
For forureningslokaliteten kræves data for:
- Lertykkelse
- Nettonedbør (til beregning af sprækkestrømningshastigheden)
- Kildestyrken i forureningskilden
- Areal og dybde af forureningskilden.
Det forudsættes, at data for forureningskilden, nedbrydning og lertykkelse, herunder
tykkelsen af oxideret zone, indsamles i forbindelse med de konkrete forureningssager,
der ønskes risikovurderet. Endvidere forudsættes, at data for
stofegenskaber indsamles eller beregnes for de specifikke forureningskomponenter,
der indgår i risikovurderingen. I nærværende rapport er for stofegenskaber
anvendt standardværdier fra Miljøstyrelsens JAGG-model /2/.
22

5. Datagrundlag
Dette afsnit beskriver og vurderer de sprække- og jorddata, der indgår som input
til SprækkeJAGG. Herudover diskuteres data i forhold til strømningsbeskrivelsen
i SprækkeJAGG og betydningen heraf for regnearkets retvisning.
Da der normalt ikke foreligger sprækkeoplysninger fra de forureningslokaliteter,
der skal risikovurderes, er datagrundlaget for regnearket opstillet ud fra foreliggende
data for sprækker og jordfysiske parametre indsamlet i danske
sprækkeundersøgelser, figur 11.
Disse omfatter data for:
Afstand mellem vertikale sprækker
Sprækkeapertur
Strømning og stoftransport fra kontrollerede forsøg.
Figur 11 viser beliggenheden af de morænelokaliteter, hvorfra der er anvendt
data til opstillingen af det hydrauliske datagrundlag til regnearket, se endvidere
referencelisten i kapitel 7.
Figur 11. Lokalisering af sprækkeundersøgelser.
23

I tabel 2 er givet en kort geologisk/landskabsmæssig klassificering af lokaliteterne
og nøgledata for sprækkeforekomsten og udførte forsøg på de enkelte lokaliteter.
Lokalitet Landskabstype Antal
udgravinger
Antal
profiler
Maksimal
sprække
dybde
(m)
Silstrup Randmoræne 1 4 < 4
Intakte søjler
(LUC)
Transportforsøg
Feltforsøg
Estrup Moræneflade
(Bakkeø)
1 4 > 5
Ringe Småbakket moræneflade
4 24 > 5 + +
Lillebæk Småbakket moræneflade
1 4 > 4
Slæggerup Moræneflade
over kalksten
1 4 > 5
Ranzausgade Moræneflade
over kalksten
1 4 > 3.5
Englandsvej Moræneflade
over kalksten
1 1 > 6
Avedøre Moræneflade
over kalksten
2 8 > 5.5 +
Kamstrup Moræneflade
over smeltevandsslette
grusgrav 1 > 7
Havdrup Moræneflade 4 8 + +
Haslev Moræneflade
over kalksten
1 4 > 9
Flakkebjerg Moræneflade
over smeltevandsslette
3 18 > 6 + +
Fårdrup Småbakket moræneflade
1 4 > 5
Mammen Småbakket moræneflade
over
smetevandssand
(Plateau)
1 4 < 2
Grundfør Småbakket moræneflade
1 4 > 3 +
Gjorslev Moræneflade
over kalksten
1 4 >5 +
Højstrup Moræneflade
over kalksten
1 4 > 5
Gedserodde Randmoræne kystklint 1 > 6
Hinnerup Småbakket moræneflade
1 3 4 +
Vasby Dødislandskab
over moræneflade
1 4 >4,5
Tune Moræneflade
over smeltevandsslette
grusgrav 1 9
Farre Småbakket moræneflade
1 1 -
Sigerslev Moræneflader
over kalksten
Kridtgrav 2 8
I alt 24 lokaliteter 32 udgravn. 116 profiler
24

Tabel 2. Opmålte danske moræneprofiler og geologisk ramme.
Det fremgår af tabel 2, at lokaliteterne dækker et bredt udsnit af danske morænetyper.
Der er fundet sprækker på alle lokaliteter i øverste 2 mu.t. og på enkelte
af lokaliteterne ned til 7 – 9 mu.t.
Ud over opmåling og optælling af sprækkespor og bioporer er der opmålt tykkelse
af oxideret/umættet zone, og der er endvidere på flere lokaliteter udtaget
LUC-intaktsøjler til hydrauliske laboratorieforsøg (se figur 2) /3/. På enkelte
lokaliteter er der tillige udført kontrollerede feltforsøg mhp. skalering af data
for strømning og stoftransport, herunder er der på enkelte lokaliteter udført forsøg
med farvetracer til bestemmelse af afstanden mellem hydraulisk aktive
sprækker under rodzonen, /3/. Modellering af feltforsøgene mhp. at generere
hydrauliske sprækkeparametre til modelberegninger af stoftransport, herunder
til SprækkeJAGG, fremgår af bilag 1.
5.1.1 Redoxgrænsen
Grænsen mellem oxideret (gulbrun) og reduceret (grå) moræneler (redoxgrænsen)
er en vigtig grænse for sprækkeegenskaber og for mange forureningsstoffers
sorption og nedbrydning. I SprækkeJAGG indgår grænsen derfor som en
skilleflade mellem evt. separate kørsler med forskellige datasæt for sprækkeparametre
og stofegenskaber (se kapitel 6).
Figur 12 viser dybden til redoxgrænsen sammen med lerlagstykkelsen på nogle
af de opmålte lokaliteter. Bortset fra lokaliteterne Grundfør, Ringe og Mammen,
hvor redoxgrænsen ligger dybere end morænelerlaget, er der udviklet en
redoxgrænse mellem 2 og godt 5 mu.t. på alle lokaliteter. Der ses i øvrigt tendens
til, at jo dybere sprækkerne trænger ned jo dybere ligger redoxgrænsen.
Idet lokaliteterne udgør et relativt stort antal punkter, som er tilfældigt udvalgt
i forhold til redoxgrænsens beliggenhed, forventes dybdevariationen i figur 12
at repræsentere moræneler generelt, dvs. at det som udgangspunkt kan forventes,
at redoxgrænsen ligger mellem 2 og cirka 6 meters dybde. Kendes den specifikke
dybde af grænsen fra boringer på en forureningslokalitet, så vil variationen
i morænen på resten af lokaliteten oftest være mindre end den samlede
variation i figur 12.
25

16
14
12
10
8
6
4
2
0
Ranzausgade
Havdrup
Avedøre
Højstrup
Gjorslev
Silstrup
Slæggerup
Flakkebjerg
Lillebæk
Grundfør
Gedser
dybde til redoxgrænse
lertykkelse
Figur 12. Dybden til redoxgrænsen og tykkelsen af morænelerlaget for nogle
af de sprækkeopmålte lokaliteter i figur 11. Ved Ringe og Mammen er lerlaget
gennem-oxideret og redoxgrænsen er registreret i underliggende lag.
5.1.2 Sprækkeafstand (2B)
5.1.2.1 Fysiske sprækkespor
Figur 13 viser den kumulative sprækkeafstand beregnet ud fra opmålte sprækkespor
på de 24 lokaliteter. Betegnelsen ”kumulativ” angiver gennemsnitsafstanden
mellem alle vertikale sprækker med forskellig horisontal retning omregnet
til samme vertikale plan (f.eks. sprækkerne i 2 sæt af vinkelret orienterede
sprækker).
Det fremgår af figur 13, at der er lille variation i sprækkeafstanden i den oxiderede
zone imellem de enkelte lokaliteter. Omvendt er der større variation af afstanden
mellem de dybe sprækker i den reducerede zone. Knækket på kurverne
i figur 13 skyldes, at særligt udtørringssprækkerne i profilerne ”uddør” omkring
redoxgrænsen (se figur 12 og 13). Overgangen mellem oxideret og reduceret
zone er derved styrende for sprækkehyppigheden.
Fårdrup
Haslev 1
Kamstrup
Estrup
Ringe
Mammen
26

Figur 13. Kumulativ afstand mellem vertikale sprækkespor vs. dybde fra udvalgte
undersøgelseslokaliteter fra figur 11. Opdateret efter /24, 31/.
På grund af den observerede lille variation i sprækkeafstand i oxideret zone
vurderes der at være relativ stor sandsynlighed for, at sprækkeafstanden på en
given forureningslokalitet på moræneler vil ligge inden for variationsbredden
af dataene i figur 13.
Det fremgår, at der er stor variation i både sprækkedybde og sprækkeafstand
inden for korte afstande på de undersøgelseslokaliteter, hvor der er opmålt flere
udgravninger inden for et lidt større område. Dette er illustreret i figur 14, der
viser sprækkedybder fra 3 til 6 m i udgravningerne på Havdrup-lokaliteten (cirka
2 ha).
27

Figur 14. Eksempel på variation i sprækkeafstand og sprækkedybde mellem
udgravninger inden for en enkelt lokalitet (ca. 2 ha) /19/.
Variationen af sprækkedybde og sprækkeafstand (tabel 3) imellem profilerne
på denne lokalitet dækker dermed en stor del af variationen mellem samtlige
24 opmålte lokaliteter i figur 11.
Udgravning
(Havdrup)
Måledybde
[m]
E1 1
2,0
3,5 (red. ler)
E2 1
2,5
3,5 (red. ler)
E3 1
2,0
3,5 (red. ler)
E4 3 (red. Ler)
5 (red. ler)
Store
Sprækker*
69
3
0
25
20
4
40
15
12
92
22
* Sammenhængende sprækker (> 0,5 m lange).
** Mindre sprækker og kontaktflader mellem jordaggregater.
Antal målinger Kumulativ sprækkeafstand [m]
Små
sprækker**
25
-
-
30
20
-
35
-
-
-
-
Store
sprækker*
0,15
3
> 10
0,3
0,35
2
0,12
0,18
0,8
0,35
1
Små
sprækker**
0,025
-
-
0,025
0,035
-
0,025
-
-
-
-
Tabel 3. Eksempel på variationen i afstand mellem store og små vertikale
sprækker mellem 4 udgravninger (lokaliteten vist i figur 14) /modificeret efter
19/.
28

Sammenfattende viser sprækkeopmålinger at:
der forekommer sprækker på alle 24 undersøgte lokaliteter.
spækkedybderne varierer mellem 2 m og > 8 meter.
opmålte forskelle i sprækkedybde og sprækkeafstand på én og samme
lokalitet (figur 14 og tabel 3) dækker en stor del af den samlede variation
for alle 24 opmålte lokaliteter.
aerob zone-tykkelse mellem 2 m og knap 6 m.
5.1.2.2 Hydraulisk aktive sprækker
Undersøgelser med farvetracere viser, at det kun er en del af de opmålte sprækker,
som er hydraulisk ledende/effektive (blå sprækker i figur 15). Der er kun
udført enkelte farvetracerforsøg i en skala, der svarer til opmålingerne af
sprækkesporene i udgravninger (figur 13).
Figur 15. Eksempel på fordelingen af hydraulisk ledende og ikke ledende
sprækker undersøgt ved farvetracerforsøg. De angivne sprækkeåbninger (apertur)
er middelværdier gældende sprækkekanalerne med farvetracer (blå). Orange
og sorte sprækker er ikke hydraulisk aktive /5/.
I stedet er der foretaget estimering af hydraulisk aktive sprækkers frekvens ud
fra farvetracerforsøg udført i mindre profiler og i intakte søjler fra de opmålte
profiler /4, 6, 7, 25/. Endeligt er foretaget bestemmelse af afstanden mellem
29

hydraulisk aktive sprækker ved modelsimulering af feltforsøg i Ringe, Havdrup
og Avedøre med modelkoderne FRAC3Dvs og CRAK (bilag 1).
Resultaterne af disse bestemmelser for oxideret moræneler fremgår af figur 16,
der viser afstanden mellem opmålte sprækkespor (fra figur 13) og den estimerede
afstand mellem hydraulisk aktive sprækker. For reduceret zone foreligger
der kun forsøgsdata fra Havdrup (figur 15), hvor sprækkeafstanden i 5 mu.t. er
1,1 – 1,25 m og 4 – 5,17 m for hhv. opmålte sprækkespor og hydraulisk aktive
sprækker /5/.
Data indikerer sammenfattende, at afstanden mellem de hydraulisk ledende
sprækker er op til knapt 10 gange større end de fysiske sprækkespor. De mindre
afstande, der er vist for hydraulisk aktive sprækker end for sprækkesporene
i Ringe, bygger alene på modelsimuleringer /14/. Betydningen af sprækkeafstanden
for opløst stoftransport fremgår af følsomhedsanalysen figur 23 og 24.
Figur 16. Kumulativ afstand mellem vertikale sprækkespor og hydraulisk aktive
sprækker vs. dybde i oxideret zone fra undersøgelseslokaliteterne i figur 11.
5.1.3 Sprækkeapertur (2b)
Figur 17 viser data for sprækkernes apertur, der repræsenterer værdier bestemt
ud fra forsøg med intakte søjler fra 7 af de 24 sprækkeopmålte lokaliteter og
værdier bestemt ved modellering af feltforsøgene fra Ringe, Havdrup og Avedøre,
bilag 1.
Det fremgår af figur 17, at der er stor spredning af aperturværdierne og tendens
til, at de aftager med dybden. Fordelingen af værdierne indikerer forekomst af
få store hydraulisk ledende sprækker mellem mange små sprækker. I realiteten
repræsenterer alle de viste aperturer sprækker som hydraulisk ledende, men
30

fordi sprækkestrømningen varierer med sprækkeåbningen i 3. potens (kubiske
lov, ligning 1), er det i praksis relevant at skelne mellem ledende og ikke ledende
sprækker.
Figur 17. Sprækkeapertur som funktion af dybden i naturligt sprækkede intakte
morænesøjler (diam.= 0,5 m) udtaget fra 7 af de 24 sprækkeopmålte lokaliteter
i figur 11 og i feltforsøg fra Havdrup, Ringe og Avedøre (bilag A).
31

Som følge af 3. ordens sammenhængen mellem sprækkeapertur og strømning
sker hovedparten af den vertikale vandbevægelse under vandmættede forhold i
de store hydraulisk ledende sprækker (betydning for stoftransport, se figur 22
og figur 4a, b samt figur 15) /5/.
Det analytiske udtryk, der anvendes i SprækkeJAGG, tillader som nævnt kun,
at der anvendes 1 sprækkeapertur og 1 sprækkeafstand. Dette kræver særlig
vægtning af de store sprækker. Denne vægtning er udtrykt i figur 17 som 95 %
fraktilen for sprækkeaperturen opdelt for hhv. oxideret og reduceret zone.
32

6. Usikkerhed og følsomhed
6.1 Konceptuel usikkerhed
6.1.1 Sprækker
På baggrund af forekomsten af sprækker på alle 24 undersøgelseslokaliteter og
den indikerede store variation af sprækkedybden inden for den enkelte lokalitet
(figur 14 og tabel 3) må der som udgangspunkt forventes sprækkeforekomst i
de øverste cirka 8 - 10 m på forureningslokaliteter med moræneler, når der ikke
foreligger yderligere oplysninger.
Der findes ingen direkte målinger af hydrauliske data for sprækker i større dybde
end cirka 6 mu.t. Sprækkeobservationer i boringer samt grundvandsovervågningsdata
indikerer dog, at strømningen i upræget grad også sker præferentielt
i større dybde. Blandt andet har indhold af pesticidstoffet BAM i grundvandsmoniteringsboringer
i moræneområder kun kunne modelsimuleres i oplandsstudier,
hvis der indregnes transport i præferentielle strømningsveje for
moræner generelt, dvs. også for større morænetykkelser end 6 m, figur 18 /16,
17/.
(figur fortsættes næste side)
33

Figur 18. FRAC3Dvs modelsimuleringer af BAM-transport gennem bunden af
16 m tykt morænelag (a - d) og (e) GMS-simulering af det resulterende BAM-
indhold i en vandværksboring med og uden hensyntagen til dybde sprækker (f).
Simuleringerne viser, at den udbredte forekomst og spredning af BAM i grundvand
under lerlagene forudsætter, at strømningen igennem moræneler kontrolleres
af strømning i dybe sprækker eller lignede præferentielle strømningsveje
(sprækker/sandslirer etc.) /fra 16/.
Ud over strømningen i dybe sprækker kan der ske strømning i sandslirer/tynde
sandlag og sandede partier imellem morænebænke (se figur 19 og 20) /16, 17/.
Morænebænkene er aflejret ved individuelle gletscherfremstød og er sjældent
mere end 2 – 5 m tykke, hvorved tykkere morænelag typisk opbygges af flere
bænke adskilt af spordisk udbredte sandstriber og sandlag, figur 19 (unit TE –
TA). Disse er ofte mere eller mindre skråstillede med mulighed for indbyrdes
skæring.
34

Figur 19. Eksempel på typisk opdeling af tykkere morænelag i mindre enheder/morænebænke
(unit TA – TE), der stedvist er adskilt af tynde vandførende
sandlag/medslæbte sandslirer/sandstriber). Placering af profil er vist i figur 14.
/fra 19/.
I figur 20 er vist et eksempel herpå, hvor indlejrede sandslirer/sandlag danner
strømningsveje for grundvand med nitratindhold i et dæklag af reduceret moræneler
/22/. Ud over dette eksempel er betydning af sandindslagene for stoftransporten
i de dybe moræner dårligt belyst, men pga. af den hyppige skråstilling
forventes sandindslagene i udbredt grad at kunne danne hydraulisk kontakt
til underliggende grundvand, enten direkte eller ved indbyrdes skæring.
35

Figur 20. Eksempel på kontakten mellem 2 morænebænke, som stedvist er adskilt
af tynde vandførende sandlag/medslæbte sandslirere (a og b). Det fremgår
af profilet (c), at tynde sandslirer danner transportveje for nitrat /22, 26/.
Modelstudier indikerer, at stoftransportsimulering for sprækker godt kan anvendes
på screeningsniveau som tilnærmet beskrivelse af transporten i sandslirerne,
figur 21. Dette gælder fortrinsvist mobile forureningsstoffer, som i det
viste eksempel i figur 21. Stoffer, der adsorberes kraftigere, vil muligvis blive
transporteret i større omfang i sandslirerne end i sprækker (mindre adsorption i
sand end ler). Sprækkemodellen vil for denne type tilfælde kunne risikere at
underestimere transporten.
36

Figur 21. FRAC3Dvs modelsimuleringer af sprækketransport (a, c) versus
transport i sandslirer (b, c) for et mobilt pesticid (R = 6,8) uden medtagelse af
nedbrydning /fra 19/.
Sammenfattende er der således indikation for:
1) at der forekommer forureningstransport i sprækker og/eller sandslirer i
større dybde i moræneler end de opmålte sprækkedata i figur 13 og 17
dækker.
2) at forureningstransport af mobile forureningsstoffer i både sprækker og
evt. sandslirer kan beregnes som sprækketransport med SprækkeJAGG
på screeningsniveau.
På den baggrund regnes der i SprækkeJAGG med gennemgående sprækker ved
vertikal forlængelse af de opmålte sprækkeparametre fra de øverste cirka 8
mu.t. Screeningen følger på denne baggrund forsigtighedsprincippet.
37

6.1.2 Redoxgrænse
Der er påvist forekomst af en øvre oxideret og en nedre reduceret moræne på
21 ud af de 24 lokaliteter med redoxgrænse mellem de to zoner beliggende
mellem cirka 2 - 6 mu.t. Der er situationer, hvor der ikke er udviklet reduceret
zone, men som udgangspunkt vil denne oftest være udviklet på forureningslokaliteter
med mere end 6 m moræneler.
6.1.3 Sammenfatning
Der vurderes at være en relativ lille konceptuel usikkerhed om opbygningen af
moræneler som strømningsmedium, og at stoftransporten oftest er kontrollerede
at præferentiel strømning i sprækkerne og/eller ofte skråstillede sandlag/sand-slirere
i morænen. Sprækkerne dominerer typisk i de øverste 6 m,
hvorfra der foreligger et betydeligt antal målinger af sprækkeparametre og hydrauliske
karakteriseringer. Usikkerheden drejer sig primært om typen af præferentielle
strømningsveje (sprækker og sandslirer) og samspillet mellem disse
i de dybe morænelag.
Modelsammenligninger indikerer, at transportsimulering for sprækker på
screeningsniveau godt kan anvendes som tilnærmelse for transporten i sandslirerne
for mobile/moderat mobile forureningsstoffer. På den baggrund regnes
der i SprækkeJAGG med vertikal forlængelse af de opmålte sprækker fra de
øverste cirka 8 meter som gennemgående, uanset morænelerlagets tykkelse.
Screeningen følger på denne baggrund forsigtighedsprincippet.
6.2 Numerisk usikkerhed og følsomhed
6.2.1 Sprækkeapertur
Sprækkeaperturværdierne dækker knapt 40 bestemmelser fordelt på 8 morænelokaliteter.
De beregnede 95 % fraktiler i figur 17 repræsenterer store gennemgående
sprækker. Disse vurderes ud fra datamaterialet at være velkarakteriserede
og vides at udgøre de primære transportveje for stoftransport under høj
grundvandstand (vandmætning) i vintersæsonen, hvor størstedelen af nettoinfiltrationen
ligger.
For større dybde indikerer modelstudier i Miljøstyrelsens BAM-projekter /16,
17/, at BAM-indholdet i grundvand overestimeres, når der i modelsimuleringer
anvendtes aperturværdier større end knapt medianværdier fra datasættene i figur
16 og 17. På den baggrund vurderes de beregnede 95 % fraktilværdier for
aperturer i hhv. oxideret og reduceret zone (figur 17) at repræsentere ”worstcase”
sprækkeaperturer/sprækker. Anvendelse af 95 % fraktilerne i Sprække-
JAGG vil dermed følge forsigtighedsprincippet
6.2.2 Sprækkeafstand
Som udgangspunkt dækker de opmålte sprækkespor på de 24 undersøgelseslokaliteter
et stort antal målinger, og de repræsenterer en god geografisk og geologisk
spredning. På den baggrund vurderes der at være lille numerisk usikker-
38

hed mht. fordelingen sprækkeafstande i de øverste cirka 8 m af morænelerlag i
Danmark.
Til sammenligning foreligger der væsentligt færre data for afstanden mellem
hydraulisk aktive sprækker, specielt for dybe sprækker i reduceret zone. Data,
primært for oxideret moræneler (figur 16), indikerer, at afstanden mellem de
hydraulisk ledende sprækker er op til knapt 10 gange større end de fysiske
sprækkespor. Der foreligger kun måledata for afstanden mellem dybe hydraulisk
aktive sprækker i reduceret moræneler fra en enkelt undersøgelseslokalitet
(figur 15) og ingen data fra større dybde end 8 mu.t.
For større dybde indikerer Miljøstyrelsens BAM-undersøgelser, at sprækker er
nødvendige at medtage som forudsætning for, at målte indhold af BAM i
grundvandsovervågningen kan reproduceres med modelsimuleringer. Modelsimuleringerne
giver god tilnærmelse af overvågningsdataene ved anvendelse
af sprækkeafstanden 1 m for dybe gennemgående sprækker, mens der som
nævnt i sidste afsnit (se figur 18e, f) sker overestimering af BAM-indholdet,
når der anvendes en sprækkeafstand på 5 m /16/. Betydningen af forskellen for
simulering af BAM-transport gennem 16 m sprækket moræneler fremgår af figur
18f.
Tænkes som udgangspunkt opsætningen med sprækkeafstanden 2B = 1m anvendt
i SprækkeJAGG, vil modellen beregne BAM-transporten til grundvandet
i gennemsnitssprækker (grundvandsovervågningens data dækker et bredt spektrum
af større eller mindre grad af sprækketransport fra mange BAM-kilder).
Modellen vil dermed overvejende sandsynligt underestimere risikoen for et antal
kilder, hvormed sprækkeopsætningen ikke vil følge forsigtighedsprincippet
på den enkelte forureningskilde.
Valget af 2B = 5 m vil derved kunne repræsentere en relevant ”worst-case”
værdi for sprækkeafstanden mellem dybe sprækker for reduceret moræneler i
SprækkeJAGG ud fra oplandsmodelleringerne i BAM-projekterne. Dette støttes
af følsomhedsanalysen i det følgende afsnit, der viser, at stoftransporten ikke
stiger væsentligt, når sprækkeafstanden overstiger cirka 5 m (figur 24c).
6.2.3 Følsomhed
Normalt regnes sprækkeaperturen for den mest følsomme hydrauliske parametre
for stoftransport i sprækker, fordi vandstrømningen varierer med aperturen i
3. potens ved fastholdt hydraulisk gradient (ligning 1), dvs. hvor der ikke er
begrænsning i vandtilførslen.
Betydningen af sprækkeaperturen fremgår af figur 22, der viser gennembruddet
af en opløst TCE-forureningsfront (defineret som den relative koncentration
C/C0 = 10 -5 ) fra en vedvarende konstant forureningskilde ved fastholdt hydraulisk
gradient /27/. Ved at øge aperturen fra 5 m til 20m i simuleringerne
39

fremgår det, at ankomsttiden af forureningsfronten reduceres fra cirka 1000 år
til 20 år.
Figur 22. Modelsimuleret transport af forureningsstof (opløst TCE) gennem
lerlag som funktion af sprækkeapertur ved fastholdt vertikal hydraulisk gradient
(0,2). I beregningen er TCE-kildestyrken ved lerlagets top fastholdt på
1566 mg/l. Figurens y-akse viser tiden før forureningsfronten af TCE (defineret
som C/C0 = 10 -5 svarende til 10 g/l) passerer bunden af lerlaget ved transport
i parallelle sprækker med afstanden 2B = 0,23 m) /fra 27/.
Forudsætning om den fastholdte gradient er ikke gældende i den praktiske anvendelse
af SprækkeJAGG, hvor det er infiltrationen, der holdes konstant i beregningerne
(som udgangspunkt defineret som nettonedbøren på forureningslokaliteten).
Herved tilpasses den hydrauliske gradient (automatisk) i regnearket,
når aperturen ændres, således at den definerede infiltration fastholdes. For
denne situation bliver sprækkeafstanden den styrende parameter for den beregnede
forureningstransport med regnearket, mens aperturen blot justeres, således
at SprækkeJAGG producerer den korrekte mængde vand ved den givne
hydrauliske gradient.
Figur 23 viser stoftransportens følsomhed over for sprækkeafstanden. Det
fremgår heraf, at forureningstransporten vokser med stigende sprækkeafstand,
som nævnt forudsat, at der er samme størrelse infiltration i begge scenarier.
40

Figur 23. (a) Antallet af hydraulisk ledende sprækkers betydning for stoftransport.
Den øverste figur (a) viser målt (punkter) og modelsimulerede (med
FRACTRAN) gennembrud af en konservativ tracer gennem en intakt morænesøjle
ved konstant vandgennemstrømning af søjlen (10 liter/dag). De to simulerede
scenarier viser kraftigt gennembrud ved simulering af strømningen i kun 1
af de 3 observerede sprækker (”one primary fracture open”) og mindre kraftigt
gennembrud ved simulering af strømningen som ligeligt fordelt i alle tre
sprækker (”all primary fractures open”), svarende til mindre sprækkeafstand
/fra 28/. (b og c) viser opskaleret følsomhed med FRAC3Dvs af stoftransport
over for sprækkeafstand ved simulering af transport (b) gennem 4 m oxideret
moræneler m. nedbrydningsraten = 0,01/dag svarende til t½ = 69 dage (f.eks.
benzen, aerobe forhold) og (c) gennem 15 m reduceret moræneler med nedbrydningsraten
= 0,001/dag svarende til t½ = 1,9 år (f.eks. benzen, anaerobe
forhold). I begge simuleringer er anvendt infiltration = 300 mm/år. Anvendte
nedbrydningsdata er fra /2/.
41

For en situation med mange hydraulisk ledende sprækker viser følsomhedsanalysen
således, at forureningstransporten gennem lerlaget tilbageholdes mere
end i en situation med få sprækker (stor sprækkeafstand), som nævnt forudsat,
at infiltrationen gennem forureningsarealet er den samme i de to tilfælde (se figur
23). Den stigende transport, som ses ved den voksende sprækkeafstand,
skyldes dels større sprækkestrømningshastighed og dels et mindre sprækkeareal
(begge pga. af færre sprækker), som danner udgangspunkt for forureningsdiffusionen
fra sprækkerne ind i matrix (tilbageholdelse af forureningstransporten
ved såkaldt matrixdiffusion). Det skal indskydes, at der forekommer særlige
kombinationer af små sprækkeafstande og meget langsom forureningsnedbrydning,
hvor forureningsgennembrud er hurtigere og kraftigere end ved større
sprækkeafstande /1/.
Figur 24 viser beregninger af følsomheden for de enkelte beregningsparametre
i SprækkeJAGG. Der er anvendt 2b = 81 m (svarende til 95 % fraktilen, figur
16), 2B = 5 m for sprækker, samt infiltrationen 300 mm/år som udgangspunkt
(”base case”) for beregningerne i alle diagrammerne.
Bortset fra data for nedbrydningsraten af forureningsstoffet kan de viste parametre
i følsomhedsanalysen bestemmes vha. opslagsværker, erfaringsopsamlinger
og grundvandskortlægningen, eller de kan beregnes. Hermed udgør nedbrydningsraten
for forureningsstoffet den primære usikkerhedsfaktor ved anvendelse
af SprækkeJAGG. I det følgende afsnit med praktiske eksempler anvendes
standardværdier fra Miljøstyrelsens JAGG-model for stofegenskaber
/2/.
42

Figur 24. Følsomhedsanalyse af parametrene i SprækkeJAGG. Der er anvendt
2b = 81 m (svarende til 95 % fraktilen, figur 17), 2B = 5 m for sprækker samt
infiltrationen 300 mm/år gennem 15 m moræneler, som udgangspunkt (base
case) for beregningerne i alle diagrammerne. Der er anvendt nedbrydningsraten
(a)
(b)
(c)
43

= 0,01/dag svarende til en halveringstid t½ = 69 dage (f.eks. benzen, aerobe
forhold) og = 0,001/dag svarende til t½ = 1,9 år (f.eks. benzen, anaerobe forhold).
Nedbrydningsdata fra /2/.
Figur 24 (fortsat). Følsomhedsanalyse af parametrene i SprækkeJAGG. Der er
anvendt 2b = 81 m (svarende til 95 % fraktilen, figur 17), 2B = 5 m for
(d)
(e)
(f)
44

sprækker samt infiltrationen 300 mm/år gennem 15 m moræneler, som udgangspunkt
(base case) for beregningerne i alle diagrammerne. Der er anvendt
nedbrydningsraten = 0,01/dag svarende til en halveringstid t½ = 69 dage
(f.eks. benzen, aerobe forhold) og = 0,001/dag svarende til t½ = 1,9 år (f.eks.
benzen, anaerobe forhold). Nedbrydningsdata fra /2/.
45

7. Worst-case sprækkeparametre
7.1 Sprækkeparametre
Figur 25 viser de definerede ”worst-case” værdier for sprækkeapertur og
sprækkeafstand for hhv. oxideret og reduceret moræneler samt tilsvarende beregnede
hydrauliske ledningsevneværdier for de to zoner.
Oxideret ler:
Brunt ler
Kbulk = 2,4E-6 m/s
2b = 158 m
2B = 1,0 m
Reduceret ler:
Gråt ler
Gv.
Kbulk = 6,3E-8 m/s
2b = 81 m
2B = 5,0 m
Figur 25. ”Worst case” hydrauliske sprækkeparametre og tilsvarende hydrauliske
ledningsevne-værdier for oxideret og reduceret moræneler beregnet uden
strømning i matrix.
For sprækkeaperturen er anvendt 95 % fraktilerne fra figur 17 mhp. at sikre repræsentation
af de store hydraulisk aktive sprækker, som både teoretisk og i
feltforsøgene har vist sig at stå for hovedparten af vandbevægelsen under
vandmættede forhold.
Ved fastlæggelsen af ”worst-case” sprækkeafstanden er der taget udgangspunkt
i de indsamlede data for de hydraulisk aktive sprækker, dvs. resultaterne af farvetracerforsøg
og modelsimuleringerne i appendiks A. På den baggrund regnes
med værdien 1 m som ”worst case” sprækkeafstanden i oxideret zone. Denne
værdi repræsenterer en sikkerhedsfaktor 2 i forhold til den reelle afstand mellem
hydraulisk aktive sprækker i figur 16. Valget af denne sikkerhedsfaktor
begrundes med det beskedne datagrundlag for afstand mellem hydrauliske aktive
sprækker. Betydningen af sikkerhedsfaktoren for forureningstransporten
fremgår af simuleringerne i figur 23b.
For den reducerede zone er der eksperimentelt bestemt en afstand på cirka 5 m
for hydraulisk ledende sprækker /5/ (figur 15). Følsomhedsanalysen figur 22c
viser endvidere, at stigningen i stoftransporten ”flader ud” ved sprækkeafstande
over 5 m, der tillige synes at repræsentere en relevant ”worst case” værdi
for de dybe sprækker i Miljøstyrelsens BAM-projekter /16/. På den baggrund
regnes med værdien 5 m som ”worst case” sprækkeafstand for reduceret moræneler
i SprækkeJAGG.
46

7.2 Hydraulisk ledningsevne og strømning
Anvendelsen af repræsentative hydrauliske ledningsevneværdier for morænelag
i SprækkeJAGG er en forudsætning for, at der vil blive regnet med realistisk
hydraulisk gradientforhold i SprækkeJAGG, når der infiltreres nettonedbørsmængder
(”worst case” størrelse).
Bulk-hydraulisk ledningsevne (k) for moræneler (for sprækker og matrix mv.)
ligger generelt i intervallet 10 -6 – 10 -9 m/s for de øverste 10 – 15 m af lerlagene
/3, 29/. I figur 26 er den typiske vertikale fordeling af k-værdien vist for 3 af de
sprækkeopmålte lokaliteter fra figur 11 (Ringe, Havdrup og Flakkebjerg).
Dybde [m.u.t.]
1,E-09 1,E-08 1,E-07 1,E-06 1,E-05 1,E-04 1,E-03
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Bulk hyd. ledningsevne [m/s]
Sandlag --- redoxgrænse
Ringe
Dybde [m.u.t.]
1,E-09 1,E-08 1,E-07 1,E-06 1,E-05 1,E-04 1,E-03
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Bulk hyd. ledningsevne [m/s]
--- redoxgrænse
Flakkebjerg
47

Dybde [m.u.t.]
1,E-09 1,E-08 1,E-07 1,E-06 1,E-05 1,E-04 1,E-03
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Bulk hyd. ledningsevne [m/s]
Sandlag
--- redoxgrænse
Havdrup
Figur 26. Vertikal fordeling af hydraulisk ledningsevne fra 3 af lokaliteterne
fra figur 11.
Det fremgår af figur 26, at k-værdien på alle tre lokaliteter aftager fra 10 -5 - 10 -
6 i den oxiderede zone til 10 -8 - 10 -9 i den reducerede zone. Den viste vertikale
fordeling er generel for morænelag og afspejler den tilsvarende fordeling af
sprækkeforekomst og sprækkeaperturer vist i hhv. figur 13, 16 og 17. Endvidere
påvirkes tendensen af, at den hydrauliske ledningsevne af matrix for den
samme lertype er højere i oxideret zone (10 – 6 - 10 – 8 m/s) end i reduceret zone
(10 – 9 - 10 – 11 m/s), /3/. De tilsvarende hydrauliske ledningsevneværdier (kværdier)
beregnet på basis af ”worst-case” sprækkeparametrene i figur 25, viser
rimelig god overensstemmelse med de 3 viste profiler i figur 26.
Figur 27 viser målte og modelsimulerede hydrauliske trykhøjder i moniteringsboringer
i Havdrup-profilet (figur 26). Det fremgår, at der er rimelig overensstemmelse
mellem de målte og simulerede trykhøjder (”hydraulic head” til højre
i figur 27). De anvendte parametre for sprækker og matrix til hydraulisk karakterisering
af modelprofilet stammer fra målinger i de øverste 6 m af profilet
(tabel 3, figur 15, 16 og 17), som er forlænget til bunden af profilet efter samme
princip som i SprækkeJAGG.
48

Figur 27. Målte og modelsimulerede hydrauliske trykhøjder i moniteringsboringer
som resultat af infiltrationen (nettonedbøren) og grundvandsdannelse
gennem Havdrup-profilet. Anvendte sprækkeparametre (2b og 2B) i modelsimuleringerne
er vist til venstre i figuren /fra 28/.
Det fremgår af figur 27, dels at en stor del af nettonedbøren strømmer af lateralt
ved ”interflow” i sandlaget 5 - 6 mu.t. under nedsivning gennem morænelaget,
og dels at apertur-værdierne er væsentligt mindre end ”worst case” i figur
25.
Ved anvendelse af ”worst case” værdien 81m for sprækkeaperturen i stedet
for de 39 m i Havdrup-profilet, figur 27, skal infiltrationen være cirka 8 gange
så stor (ligning 1), for at den hydrauliske gradient bliver samme størrelse
som i figur 27, hvilket svarer til en infiltration på 360 mm/år gennem bunden af
lerlaget. Eksemplet indikerer, at der kan anvendes op til cirka 600 mm samtidig
med at rammen for en realistisk størrelse af hydraulisk gradient (mindre end 1)
gennem lerlaget overholdes i SprækkeJAGG ved anvendelse af ”worst case”
sprækkeværdierne.
49

I tykke morænelag sker der oftest en væsentlig lateral afstrømning af nettonedbøren
under nedsivningen gennem lerlaget (som vist i figur 27). Dette indebærer,
at en fastholdelse af nettonedbøren gennem hele lerlaget, som forsigtighedsprincippet
tilsiger i SprækkeJAGG, i mange tilfælde vil betyde en overdrivelse
af forureningstransporten gennem tykkere lerlag (se figur 24b).
Dette fremgår af følsomhedsanalysen i figur 22b, der viser, at den beregnede
forureningstransport, og dermed den vurderede risiko for grundvandet, reduceres
betydeligt, hvis der anvendes en reduceret gennemstrømning i lerlaget svarende
til de reelle 80 mm/år i stedet for nettonedbøren på 340 mm/år i figur 27.
Ligeledes i figur 22b ses der at være en meget betydende kobling mellem infiltrationen
og forureningsnedbrydningen. Som konsekvens heraf vil der i praksis
forventes meget stor variation af forureningsrisikoen for grundvandet i et indsatsområde,
selvom det overliggende lerlag har konstant tykkelse. Dermed er
vandbalancen (strømningshastigheden gennem lerlaget) og nedbrydningsforholdene
for morænelaget de vigtigste naturgivne faktorer at få klarlagt som
grundlag for en videregående risikovurdering på den enkelte forureningskilde.
Endeligt vil der kunne foretages graduering af risikoen for sprækkestrømning
på en given forureningslokalitet ved videregående undersøgelser, f.eks. af morænetype,
konsolideringsforhold (vingestyrke), type af underliggende grundvandsmagasin
osv. I risikovurderingen bør dog udover sprækkerne tages hensyn
til transport langs andre præferentielle transportveje, herunder tektonisk
forstyrrede sandindslag og andre typer geologisk heterogenitet i morænen, der
kan danne selvstændige transportveje for grundvandsforurening (figur 20).
50

8. Praktiske eksempler
De valgte eksempler på praktisk anvendelse af SprækkeJAGG tager udgangspunkt
i det 4. eksempel i Miljøstyrelsens opdatering af JAGG /30/. Sprækkeværdierne
anvendt i SprækkeJAGG svarer til ”worst case” sprækkerne i figur
25.
Betydningen af at medregne sprækketransport kan i det følgende eksempel 1
bedømmes direkte ved sammenligning af beregningsresultaterne med Miljøstyrelsens
beregningsresultat for samme forureningseksempel. I eksempel 2 vurderes
betydningen af opdeling af morænelerlaget i oxideret og reduceret zone
og betydningen af den samlede morænelertykkelse.
8.1 Eksempel 1: Forurening med benzin i moræneler over sandmagasin
Eksempel 1 er som nævnt baseret på samme betydende data som 4. eksempel i
/30/, bortset fra at forureningstransporten er beregnet ved sprækkestrømning,
som er defineret vha. ”worst case” værdierne i figur 25.
Lokalitets- og forureningsoplysninger:
Nettonedbør = 200 mm
Lertykkelse = 10 m
Forureningsareal = 5 x 5 m
Forureningsdybde = 0 - 3 mu.t.
Koncentration af benzen (3 mu.t) = 50 mg/L.
Parameterværdier for moræne og stof:
Sprækkeparametre = ”Worst case” for reduceret moræneler (se figur 25)
Porøsitet = 0,4
Tourtositet () = 0,4
Indh. af org. stof (foc) = 0,001
Volumenvægt () = 1,8 kg/L
Diffusionskoefficient i vand = 8E-6 m 2 /dag
1.ordens nedbrydningsrate () = 0,001/dag.
Det bemærkes, at tykkelsen af oxideret zone ikke er angivet i eksemplet, og at
der regnes med anaerobe nedbrydningsforhold (langsom nedbrydning) langs
hele transportvejen gennem morænelerlaget. Som følge af de manglende oplysninger
om tykkelsen af en evt. oxideret zone, er det ud fra forsigtighedsprincippet
antaget, at denne er max. 2 m tyk (se figur 13). Som konsekvens heraf er
anvendt de hydrauliske sprækkeparametre gældende for reduceret moræneler
langs hele transportvejen (figur 25).
51

Beregning af risiko
Figur 28 viser indsættelsen af input-værdierne i regnearket. Beregningsresultaterne
er vist grafisk og numerisk i figur 28b, c, som porevandskoncentrationer
for sprækker og matrix i stigende afstand fra sprækkerne og som funktion af
dybden.
c
a b
Figur 28. Eksempel 1. Input og beregningsresultater med spækkeregnearket.
Billedet viser (a) felt til indsættelse af input-værdierne i regnearket og beregningsresultater
vist (b) grafisk og (c) numerisk, som funktion af dybden og afstanden
fra sprækkerne. Bemærk at koncentrationerne i 10 mu.t. (markeret med
rødt i ”c”) svarer til 7 m under bunden af forureningskilde (3 mu.t.).
I det konkrete eksempel svarer de beregnede koncentrationer i dybden 7 m til
koncentrationerne lige over sandmagasinet i 10 mu.t., fordi forureningskildens
undergrænse ligger 3 mu.t. i lerlaget.
52

Koncentration for udvaskningen til sandmagasinet svarer til den angivne koncentration
for sprækken i 7 mu.t., da der ikke regnes med strømning gennem
matrix. Koncentrationen i sprækken kan aflæses til 44,36 mg/l svarende til en
forureningsdæmpning på kun 11 %. Til sammenligning er der beregnet 0,3
mg/l svarende til en forureningsdæmpning på over 99 % i samme eksempel fra
/30/, hvor der regnes med stempelstrømning uden sprækker.
Den beregnede sprækketransport med SprækkeJAGG vurderes at være realistisk,
fordi det er overvejende sandsynligt, at der forekommer hydraulisk ledende
sprækker ned til 10 mu.t. med de anvendte hydrauliske karakteristika (figurerne
13, 16 og 17). Herunder svarer den beregnede forureningstransport til
målt stoftransport i sammenlignelige dybder i feltforsøgene i Ringe og Havdrup
(bilag 1).
På den baggrund vurderes det sandsynligt, at risikovurderingsmodellen uden
sprækker vil give en betydelig undervurdering af forureningstransport til
grundvandsmagasinet. Ud fra SprækkeJAGG resultatet beregnes forureningsfluxen
til grundvandet under forureningskilden som følger:
Areal af forurenet felt = 25 m 2
Udstrømning = 200 mm/år
Stoffluxen gennem forureningsfeltet til grundvandet (10 mu.t.) = 44 mg/l/m 2 x
200 l/år x 25 m 2 = 220 g/år.
8.2 Eksempel 2. Forurening med benzin i moræneler med øvre oxideret
zone
Dette eksempel er identisk med eksempel 1, bortset fra at der antages påvist forekomst
af oxideret moræneler ned til 6 mu.t. Dvs. at der er 3 m oxideret moræneler
mellem forureningskilden og overgrænsen af de underliggende 4 m reduceret
moræneler over sandmagasinet (ligger fortsat i 10 mu.t). Det antages,
at der sker aerob nedbrydning af benzen i den oxiderede zone ( = 0,01/dag)
og anaerob nedbrydning ( = 0,001/dag) i den reducerede zone.
Ved forekomsten af både oxideret og reduceret zone udføres beregningen separat
for hver zone med regnearket. Dvs. der beregnes først for 6 m oxideret ler
og efterfølgende for de underliggende 4 m reduceret ler med anvendelse af tilhørende
parameterværdier
Trin 1. Vertikal transport fra bunden af forureningskilden til bunden af oxideret
zone: Beregningen er vist i figur 29, hvor der er anvendt ”worst case”
sprækkeparametre for oxideret moræneler (figur 25) og den høje nedbrydningsrate
for benzen ved aerobe forhold ( = 0,01/dag).
53

Figur 29. Eksempel 2 oxideret zone (trin 1). Input-værdierne og beregningsresultater
vist grafisk og numerisk for transport af benzen igennem oxideret zone
under aerob nedbrydning ( = 0,01/dag). Rød markering svarer til koncentrationen
ved bunden af oxideret zone (6 mu.t.).
Det fremgår af figur 29, at den beregnede porevandskoncentration i sprækkerne
er 22 mg/l i dybden 3 m under forureningskilden, svarende til en forureningsdæmpning
på 56 %, der således er væsentligt større end i eksempel 1. Resultatet
illustrerer betydningen af nedbrydningen samt den anvendte mindre sprækkeafstand.
Trin 2. Den videre vertikale transport fra top af reduceret zone: Som startkoncentration
er anvendt den aflæste sprækkekoncentration fra bunden af oxideret
zone i trin 1 (22 mg/L). I forhold til opsætningen i trin 1 er sprækkeparametrene
endvidere ændret til ”worst case” værdierne for reduceret moræneler
(figur 25), og der er anvendt nedbrydningsraten for anaerobe forhold.
Beregningen af trin 2 er vist i figur 30, hvor porevandskoncentrationerne i 10
mu.t. kan aflæses for z = 4 m. Koncentrationen i sprækken i denne dybde er
20,58 mg/l og dermed kun reduceret marginalt i forhold til koncentrationen ved
bunden af oxideret zone (22 mg/l).
54

Figur 30. Eksempel 2 (trin 2), fortsat transport gennem reduceret zone. Inputværdierne
og beregningsresultater er vist grafisk og numerisk for transport af
benzen igennem reduceret zone under anaerob nedbrydning ( = 0,001/dag).
Rød og violet markering svarer til koncentrationerne i hhv. 10 (z = 4 m) og 15
mu.t. (z = 9 m).
Det fremgår endvidere af beregningen, at hvis der antages en større tykkelse af
den reducerede zone svarende til en samlet morænelerlagstykkelser på 15 m,
beregnes der en porevandskoncentration i sprækkerne på 19 mg/l. Der beregnes
således kun en lille yderligere formindskelse af porevandkoncentrationer ved
større morænelertykkelse af reduceret zone. Dette skyldes ”1. ordensvirkningen”
ved den anvendte lave nedbrydningsrate i kombination med lave
koncentrationer.
55

9. Referencer
/1/ Sudicky and Frind 1982. Contamination transport in fractured porous
media: Analystical solution for a system of parallel fractures.
Water Resour. Res. 18,6. 1634-1642. 1982.
/2/ Miljøstyrelsen 2000. Manual for program til risikovurdering -
JAGG. Miljøprojekt nr. 520.
/3/ KE 2005. Modellering af pesticidudvaskning: Datagrundlag for
makroporer, strømning og stoftransport i moræneler, Københavns
Energi 2005.
/4/ Miljøstyrelsen 1998. Migration and biodegradation of pesticides in
clayey till. Pesticides Research. No. 37. Ministry of Environment
and Energy, Copenhagen, Denmark.
/5/ Jørgensen, P.R., M. Hoffmann, J. Kistrup, C. Bryde, R. Bossi, and
K.G. Villholt 2002. Preferential flow and pesticide transport in a
clay-rich till: Field, laboratory and modeling analyses. Water Resour.
Res.. 28(11), 2002, 2801-2815.
/6/ Jørgensen, P.R., T. Helstrup, J. Urup, and D. Seifert 2004. Modeling
of Non-reactive Solute Transport in Fractured Clayey Till During
Variable Flow Rate and Time. J. of Contam. Hydrol.. 68, 2004,
193-216.
/7/ Jørgensen, P.R., J. Urup, T. Helstrup, M. B. Jensen, F. Eiland, and
F. P. Vinther 2004. Transport and removal of nitrate in clayey till
underneath forest and arable land. J. of Contam. Hydrol., 73, 270 -
286.
/8/ Jørgensen P.R., H.C. Lindenroth, L.C. Larsen. Modellering af
forureningstransport i moræneler. Vand og Jord. December, 2006.
/9/ Freeze and Cherry 1979. Groundwater. Prientice-Hall, Englewood
Cliffs, New Jersey, 1979.
/10/ Sudicky and McLaren 1992. Numerical analysis of solute migration
through fractured clayey deposits into underlying aquifers. Water
Resour. Res. 28, 2. 515-526.
56

11/ Therrien, R. and E. A. Sudicky 1996. Three dimensional analysis of
variable–saturated flow and solute transport in discretely-fractured
porous media. J. of contam. Hydrol., 23, 1 – 44.
/12/ Miljøstyrelsen 1996. Udvaskningsforsøg med intakte blokke af
sprækket moræneler. I: Phenoxysyrer: Vurdering af risiko for
grundvand. Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen nr.18,
s.81-90.
/13/ McKay L.D., J. Fredericia, M. Lenczewski, J. Morthorst og K.E.S.
Klint 1999. Spatial variability of contaminant transport in fractured
till, Avedøre Denmark. Nord. Hydrol. 30, 1999, p. 333-360.
/14/ Sidle R.C., B. Nielson, M. Hansen, J. Fredericia 1998. Spatially
varying hydraulic and solute transport characteristics of fractured
till determined by field tracer tests, Funen, Denmark. Water Resour.
Res. 34,10. 22515 –2527. 1998.
/15/ Miljøstyrelsen 2000. Point and Non-point Source Leaching of Pesticides
in a till Groundwater Water Catchment. Pesticides Research.
Ministry of Environment and Energy, Copenhagen, Denmark.
/16/ Miljøstyrelsen 2002. Pesticider og vandværker. Udredningsrapport
om BAM-forurening. Miljøprojekt nr. 732.
/17/ Miljøstyrelsen 2005. BAM´s skæbne i grundvand. Miljøprojekt nr.
1000.
/18/ Miljøstyrelsen 1998. Validation and development of pesticide
leaching models. Pesticides Research no. 47. Ministry of Environment
and Energy, Copenhagen, Denmark.
/19/ Jørgensen, P.R., L. McKay, and J. Kistrup 2004. Aquifer Vulnerability
to Pesticide Migration Through Till Aquitards. Ground Water.
42. 6. 841-855. 2004.
/20/ Stenemo, F., P.R. Jørgensen, Jarvis N. Linking a one-dimensional
pesticide fate model to a three-dimensional groundwater model to
simulate pollution risks of shallow and deep groundwater underlying
fractured till. J. of Contam. Hydrol. 79, 89-106, 2005.
/21/ Vinther, F.P., Eiland, F., Lind, A.-M., Elsgaard, L. 1999. Microbial
biomass and denitrification related to macropores in agricultural
and forest soils. Soil Biol. Biochem. 31, 603–611.
57

22/ Jørgensen, P.R. and J. Fredericia 1992. Migration of nutrients, pesticides
and heavy metals in fractured clayey till. Geotechnique 42,
March, 1992, 67-77.
/23/ PEGASE 2004. Pesticides in European Groundwaters: detailed
study of representative aquifers and simulation of possible evolution
scenarios. PEGASE. Final Report. BRGM, France.
/24/ Klint K.E.S., C.H. Abildtrup, P. Gravesen, P.R. Jakobsen og H.
Vosgerau 2001. Sprækkers udbredelse i moræneler, Vand og Jord,
nr. 3. 2001.
/25/ Rosenbom, A. E 2005. Preferential flow and transport in variably
saturated fractured media. PhD-thesis.Technical University of
Denmark, 2005.
/26/ Miljøstyrelsen 1990. Forureningsspredning i moræneler. Miljøprojekt
nr. 155.
/27/ O´Hara, S.K., B.L. Parker, P.R. Jørgensen and J.A. Cherry 2000.
Trichloroethene DNAPL flow and mass distribution in naturally
fractured clay: 1. Evidence of aperture variability. Water Resour.
Res.. 36(1), 2000, 135-147.
/28/ Jørgensen, P.R., L.D. McKay and N.H. Spliid 1998. Evaluation of
chloride and pesticide transport in a fractured clayey till using large
undisturbed columns and numerical modeling. Water Resour. Res.,
34, no.4, 1998, 539-553.
/29/ Fredericia, J 1990. Saturated hydraulic conductivity of clayey tills
and the role of fractures. Nordic Hydrology, 21, p. 119-132, 1990.
/30/ Miljøstyrelsen 2007. Opdatering af JAGG modellen. Appendix 5.7.
(rapport udkast), NIRAS. 2007.
/31/ Klint K.E.S. og P. Gravesen 1999. Fractures and biopores in Weichselian
a till aquitard at Flakkebjerg, Denmark. Nordic Hydrology,
30 (4/5) 1999, p. 267-284.
58

Bilag 1
Bestemmelse af hydrauliske sprækkeparametre
ved hjælp af feltforsøg
59

1. Bestemmelse af hydrauliske sprækkeparametre ved hjælp af feltforsøg
Der foreligger dataserier for strømnings- og stoftransport fra feltforsøg ved
Ringe /Sidle et al. 1998 (/14/), Havdrup /Jørgensen et al. 2002 (/5/)/ og Avedøre
/Mckay et al. 1999 (/13/)/.
Forsøgene repræsenterer en feltskala, som er sammenligelig med størrelsen af
en typisk forureningslokalitet. Der er udført modelsimuleringer af forsøgene
med FRAC3Dvs /11/ og CRAK /1/. Disse modelkoder benytter samme grundlæggende
beregningsmetode for sprækketransport som JAGG-regnearket. Ved
simuleringerne er bestemt sammenhørende værdier for afstande mellem hydraulisk
aktive sprækker og sprækkeaperturer (hhv. figur 16 og17 i rapportens
kapitel 3).
Forsøgenes placering i forhold til reduceret og oxideret zone i lerprofilerne og
den vertikale transportafstand i forsøgene er vist i figur 1.1
Bortgravning af øv. 0.8–3 m
Ringe forsøg (0.8 – 4 mu.t.)
Avedøre forsøg (0.8 – 2.8 mu.t.)
Redoxgrænse (typisk 2 – 5 mu.t.)
Havdrup forsøg
(3 –5) mu.t.
Figur 1.1 Oversigt for anvendte feltforsøgs placering i forhold til oxideret/reduceret
zone og længden af den vertikale transportafstand i forsøgene.
60

Simuleringsresultater
Simuleringerne og de modellerede sprækkeaperturer er vist i figur 1.2 – 1.4.
Beskrivelse af modellerne og de anvendte værdier for modelparametre og randbetingelser
i simuleringerne er beskrevet i Sidle et al., 1998 /14/, McKay et al.,
1999 /13/ og Jørgensen et al., 2002 /5/ for hhv. Ringe, Avedøre og Havdrup.
Relativ Konc. (C/Co)
1,0
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0 1 2 3 4 5 6 7
Tid (dage)
A2
A2_sim
A4
A4_sim
A5
A5_sim
B1
B1_sim
B5
B5_sim
C4
C4sim
C5
C5sim
Relativ Konc. (C/Co)
1,0
0,9
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
0 1 2 3 4 5 6 7
Tid (dage)
Figur 1.2. Simuleringer af målt stoftransport fra feltforsøget i Ringe.
Figur 1.3. Simuleringer af målt stoftransport fra feltforsøget i Havdrup.
D1
D1sim
D4
D4sim
D5
D5sim
F4
F4sim
F5
F5sim
61

Figur 1.4. Simuleringer af målt stoftransport fra feltforsøget i Avedøre.
62

Figur 1.5. Vertikal fordeling af værdier for sprækkeapertur bestemt ved simulering
af feltforsøgene.
Sammenfattende viser simuleringerne, at de observerede tidsserier af transportdata
fra alle tre forsøg kan gengives rimeligt vha. de diskrete sprækkemodeller.
Tilsvarende simuleringer udført for reaktive stoffer med forsøgsdata fra
store intakte søjler (LUC) viser samme retvisning /5, 6, 7, 12, 28/.
Den numeriske beregningsmetode i modellerne, der er anvendt til simulering af
forsøgene, svarer til beregningsmetoden i SprækkeJAGG. De udførte simuleringer
validerer hermed regnearkets som repræsentativ metode til beregning af
sprækketransporten i sprækker.
63

Feltforsøgene repræsenterer ”worst-case” sprækketransport, fordi transporten
er undersøgt over en kort vertikal afstand. Ved transport over længere afstande,
som til grundvandet i de fleste forureningssager, forventes der normalt at forekomme
diskontinuitet i den enkelte sprækkes hydrauliske ledningsevne. Endelig
repræsenterer forsøgene ”worst-case” sprækketransport, fordi de er udført
for vandmættede forhold.
64