Datorsimulering av grundvattensituationen kring Kikås avfallsanläggning MARIA BERGLUND EXAMENSARBETE

Transkript

1 Datorsimulering av grundvattensituationen kring Kikås avfallsanläggning MARIA BERGLUND EXAMENSARBETE Högskoleingenjörsprogrammet Byggingenjör Institutionen för bygg- och miljöteknik CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA Göteborg 2005

2 Examensarbete 2005:96 Datorsimulering av grundvattensituationen kring Kikås avfallsanläggning MARIA BERGLUND Institutionen för bygg- och miljöteknik CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA Göteborg 2005

3 Computer simulation of the groundwater situation around Kikås disposal plant MARIA BERGLUND, 1979 Department of Civil and Environmental Engineering Chalmers University of Technology Göteborg Sweden Telephone +46 (0) Omslag: Bild över området kring Kikås, tagen ur regional grundvattenmodell, med avfallsanläggningen samt lokalt och regionalt avrinningsområde markerade. Chalmers Göteborg, Sweden 2005

4 Abstract This report handles the subject hydrogeological modelling. The theoretic main emphasis handles hydrogeological numerical computer modelling, which is then put into practice to investigate the groundwater situation in a real case Kikås disposal plant in Mölndal, Sweden. Kikås disposal plant is to be phased out of use, and as a part of this process, Tyréns AB was commissioned by the local authority of Mölndal to investigate and describe the hydrogeological situation in the area and evaluate the hydrogeological effects of liquidation. During the investigation work, three part areas were identified where the situation was particularly unclear. One of these areas is the north-western part of the disposal plant and the adjacent cemetery area. The purpose with this report is to make a survey of the groundwater flow in a bigger region around the cemetery than earlier investigations have comprised, in order to get a better understanding of the prevailing circumstances in the area. Another goal is to be able to control the reliability of the conceptual model and the local numerical computer model that Tyréns has made for the disposal plant area. For this purpose a regional numerical computer model was created. The basis of the computer model consists of information about topography, geology, hydrology and groundwater levels in the area as well as the conceptual model of the disposal plant. For evaluation of the area both the regional and local models have been used. Possible contaminated mass transport from the disposal plant has been studied broadly by connecting a model of mass transport to the local groundwater model. The ground water model was created with the computer software Visual Modflow and for the mass transport model the computer software MT3D was used. The result shows that the local and the regional model present similar flow directions and groundwater levels in common areas, which strengthens the reliability of both of the computer models as well as the conceptual model. An important goal with the computer models was to quantify the groundwater flow from the cemetery area to the disposal plant and the wastewater flow from the disposal plant to the cemetery area. The result shows that the main part of the flow from the cemetery area to the disposal plant reaches the plant in the moraine layer under the disposal masses. Since the two layers are separated from each other by a tight layer of clay, the water that flows into the moraine layer does not found wastewater. A smaller part of the flow from the cemetery area, though, does flow into the disposal masses and founds wastewater, which is not to be ignored. A leakage from the disposal masses to the underlying clay and moraine layer and to the cemetery area is stated, which should be dealt with. One measure proposal is to install a draining pipe that separates the groundwater flow from the cemetery area from the waste- and groundwater flow from the disposal plant. The proposal s effects on the groundwater flow have been simulated in the local model. One problem with drawing-up the regional model was the big topographic differences in the area, which caused problems in the model structure in Visual Modflow. The experience that numerical computer modelling in severe topographic areas can be a time consuming task was a valuable lesson to learn. Parameters and model grid must be adjusted carefully to achieve reliable results from the model. It might be more suited to use a modelling program built on finite element method instead of finite difference method, for instance FEMWATER instead of Visual Modflow. This since the structure of finite element models is more flexible. Keywords: numerical model, hydrogeology, disposal plant I

5 Sammandrag Den här rapporten behandlar ämnet modellering inom hydrogeologi 1. Den teoretiska tyngdpunkten behandlar hydrogeologisk numerisk datormodellering, vilket sedan tillämpas för att ge svar på frågor rörande grundvattenströmning och föroreningstransport i ett praktiskt fall - Kikås avfallsanläggning i Mölndal. Kikås avfallsanläggning ska avvecklas och sluttäckas och som ett led i denna process har Tyréns AB fått i uppdrag av Mölndals kommun att undersöka och beskriva den hydrogeologiska situationen i området samt utvärdera de hydrogeologiska effekterna av en avveckling. I detta arbete har tre delområden identifierats där stora oklarheter råder. Ett av dessa delområden är anläggningens nordvästra kant och angränsande kyrkogårdsområde. Syftet med den här rapporten är att kartlägga grundvattenströmningen i en större region kring kyrkogårdsområdet än vad som tidigare har studerats för att på så vis skapa en bättre förståelse för rådande förhållanden i kyrkogårdsområdet samt kunna kontrollera tillförlitligheten hos såväl den begreppsmodell som den lokala datormodell som Tyréns har tagit fram för deponiområdet. För detta syfte har en regional datormodell över området upprättats. Till grund för datormodellen ligger uppgifter om topografi, geologi, hydrologi och grundvattennivåer i området, samt begreppsmodellen för deponin. För utvärdering av området har såväl den regionala som den lokala modellen använts. Eventuell föroreningstransport från avfallsanläggningen har översiktligt studerats genom att koppla en modell för föroreningstransport till den lokala grundvattenmodellen. Grundvattenmodelleringen har gjorts i programmet Visual Modflow och modellen för föroreningstransport har gjorts i programmet MT3D. Resultatet visar att den lokala och den regionala modellen uppvisar liknande strömningsriktningar och grundvattennivåer i gemensamma områden, vilket stärker såväl datormodellernas som begreppsmodellens tillförlitlighet. En viktig målsättning med de båda datormodellerna var att kvantifiera grundvattenflödet från kyrkogårdsområdet in till deponin, samt lakvattenflödet ut från deponin till kyrkogårdsområdet. Resultatet här visar att större delen av det vatten som strömmar från kyrkogårdsområdet till deponiområdet strömmar till deponiområdets underliggande moränlager, vilket är skilt från deponimassorna av ett tätande lerskikt, varför detta vatten inte bildar lakvatten. Ett visst flöde sker dock även från kyrkogårdsområdet till deponimassorna och bildar så lakvatten, vilket inte bör ignoreras. Ett utläckage från deponimassorna och underliggande ler- och moränlager till kyrkogårdsområdet är att konstatera, vilket bör åtgärdas. Ett förslag på åtgärd är en dräneringsledning som skär av flödet mellan kyrkogårdsområdet och avfallsanläggningen. Förslagets effekter på grundvattenströmningen har simulerats i den lokala modellen. Ett problem vid upprättandet av den regionala modellen var de stora topografiska skillnader som råder i området, vilket föranledde problem i modelluppbyggnaden i Visual Modflow. En lärdom av detta är att numerisk datormodellering i starkt topografiska områden kan vara tidsödande och kräver noggrann justering av ingående parametrar och gridindelning (modellens rutnät) för att modellen ska ge tillförlitliga resultat. Eventuellt lämpar det sig bättre att använda ett modelleringsprogram som bygger på finit elementmetod, t ex FEMWATER, istället för VISUAL MODFLOW, som bygger på finit differensmetod, då finita elementmetoder är mer flexibla i sin uppbyggnad. Nyckelord: numerisk modell, hydrogeologi, avfallsanläggning. 1 Hydrogeologi är den gren av geologin som behandlar vattnets uppträdande i jord och berg (SGU 2005). II

6 Förord Detta examensarbete har gjorts i samarbete med Tyréns AB i Göteborg och Mölndals kommun. Handledare på Tyréns har varit David Klemetz (civilingenjör Miljö- och vattenteknik) och Sven Lyngfelt (docent, Byggteknik, Chalmers) har varit handledare från Chalmers. Kontaktperson från Mölndals kommun har varit Hans Gustafsson (bitr. överingenjör Mölndals kommun). Lars Rosén (docent, Geologi och Geoteknik, Chalmers) har varit biträdande handledare från Chalmers. Examensarbetet omfattar 11 poäng och har pågått från maj till oktober Jag vill tacka Tyréns och Mölndals kommun för möjligheten att få göra det här arbetet med er tack för beredvillighet, handledning och trevligt bemötande. Tack David för stort engagemang och ypperlig handledning. Tack Sven för värdefull handledning och mycket konstruktiv kritik. Tack Daniel, mamma och pappa för all uppmuntran. Maria III

7 INNEHÅLLSFÖRTECKNING ABSTRACT...I SAMMANDRAG... II FÖRORD...III 1. INLEDNING BAKGRUND Syfte Avgränsning Metod Tidigare undersökningar MODELLERING AV GRUNDVATTENSTRÖMNING OCH FÖRORENINGSTRANSPORT VIKTIGA PARAMETRAR OCH BEGREPP VID GRUNDVATTENMODELLERING Avrinningsområde Vattenbalans Evapotranspiration och Nettonederbörd Representativ elemetarvolym Stationär och icke-stationär strömning Hydraulisk konduktivitet Darcy s lag Kontinuitetsekvationen för grundvattenströmning VIKTIGA PARAMETRAR VID MODELLERING AV FÖRORENINGSTRANSPORT Advektion Diffusion och Mekanisk resp. Hydrodynamisk Dispersion Adsorption K d -värden Nedbrytning BEGREPPSMODELLER MATEMATISKA MODELLER OCH NUMERISKA DATORMODELLER Randvillkor för grundvattenströmning Randvillkor för föroreningstransport PROGRAMVAROR FÖR HYDROGEOLOGISK NUMERISK DATORMODELLERING Black Box Model och Lumped Conceptual Model Fysikaliskt baserad modell Finita differensmodeller och Finita Elementmodeller Modeller för föroreningstransport Program för visualisering och bildpresentation Program för utvärdering av slugtest GRUNDVATTENMODELLERING OCH STUDIE AV FÖRORENINGSTRANSPORT I KIKÅS GEOLOGISKA OCH HYDROGEOLOGISKA FÖRUTSÄTTNINGAR Regionen kring Kikås avfallsanläggning Begreppsmodell - Deponiområdet HYDROGEOLOGISKA FRÅGESTÄLLNINGAR FÖR KYRKOGÅRDSOMRÅDET KOMPLETTERANDE UNDERSÖKNINGAR Installation av grundvattenrör Lodning av grundvattennivåer Slugtest GRUNDVATTENMODELL Tillvägagångssätt vilka program som har använts och hur Uppbyggnad Kalibrering Verifiering Validering Känslighetsanalys Osäkerhetsanalys STUDIE AV FÖRORENINGSTRANSPORT PROGNOS REKOMMENDATIONER... 43

8 4. AVSLUTNING REFERENSER LITTERATUR ELEKTRONISKA KÄLLOR MUNTLIGA KÄLLOR BILAGA 1 - FÖRTECKNING ÖVER RELEVANTA TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR SOM HAR UTFÖRTS I KIKÅS...

9 1. Inledning I detta kapitel ges en bakgrund till den situation vid Kikås avfallsanläggning som är upprinnelsen till den här rapporten. Rapportens syfte, avgränsningar och metodval redovisas, liksom de tidigare utredningar och undersökningar som gjorts i området Bakgrund Kikås avfallsanläggning i Mölndal har använts som upplagsplats för kommunen sedan Samtliga typer av avfall, såsom hushålls-, byggnads-, industri- och kemiskt avfall, samt slam och schaktmassor har deponerats. År 1972 upphörde tippningen av hushållsavfall och numera deponeras endast byggnadsmassor. Enligt beslut ska avfallsanläggningen avvecklas och sluttäckningen ska vara gjord år En avslutningsplan för anläggningen författades år 2002 av Mölndals kommun. Tyréns AB har av kommunen fått i uppdrag att utföra en förstudie i samband med revidering av anläggningens avslutningsplan. I förstudien ingår att undersöka och beskriva den hydrogeologiska situationen i området samt att utvärdera kvalitén på grund- och lakvattnet. Figur 1 Översiktsbild över Kikås avfallsanläggning, Mölndals kommun Syfte I arbetet med förstudien har tre delområden framkommit, där det finns stora oklarheter avseende de hydrogeologiska förutsättningarna, se Figur 2. Detta arbete syftar till att: 1. klargöra den generella grundvattenströmningen i avrinningsområdet kring Kikås avfallsanläggning. 2. utgöra en kompletterande undersökning av de hydrogeologiska förhållandena och grundvattensituationen vid den nordvästra delen av Kikås avfallsanläggning samt angränsande kyrkogårdsområde, område översiktligt studera den eventuella föroreningstransport som sker i området. De hydrogeologiska frågeställningar som arbetet sökt ge svar på redovisas i kap

10 Avgränsning Då arbetet syftar till att klargöra den generella grundvattenströmningen i regionen för att därigenom öka förståelsen för grundvattensituationen i delområde 1 har problematiken kring delområde 2 och 3 inte berörts, se Figur 2... Område 2 Lågpunkt nordost om infartskontrollen Område 3 - lakvattendammen Område 1- Kyrkogårdsområde Figur 2 Terängmodell, Kikås avfallsdeponi, med de tre för området särskilt intressanta delområdena markerade (Klemetz 2005, Figur 6) Metod Metoden som använts för att undersöka grundvattensituationen och utvärdera eventuell föroreningstransport är numerisk datorbaserad grundvattenmodellering som kopplats till en numerisk datormodell över föroreningstransport. Att använda denna typ av metod har i flera avseenden stora fördelar jämfört med andra modelleringsmetoder för grundvattenströmning (kap 2.4), varav de främsta är den numeriska datormodellens användbarhet för att öka förståelsen för såväl helheten i ett grundvattensystem som för de ingående parametrarnas inbördes relation, samt för att ta fram prognoser för olika framtida scenarier som innebär förändrade förutsättningar. För att kunna använda indata till modellen och utvärdera modellresultat på rätt sätt krävs goda teoretiska kunskaper om grundvattenströmning och föroreningstransport, förståelse för hur programvaran arbetar och tolkar indata till modellen samt kännedom om vilken praxis som bör tillämpas vid datormodellering. Arbetets teoretiska del (kap 2) behandlar dessa områden och utgör grunden för arbetets mer tillämpade del där modelleringen av det aktuella området vid Kikås avfallsanläggning genomförs och utvärderas (kap 3). 2

11 En lokal grundvattenmodell över avfallsanläggningens område har redan gjorts av Tyréns AB, men för att stärka tillförlitligheten hos denna och få en bättre förståelse för grundvattenströmningen i de nordvästra delarna av området, önskade Tyréns upprätta en regional modell som inkluderade närområdet åt nordväst. De båda grundvattenmodellerna tillsammans hoppas kunna ge bättre förståelse för de hydrogeologiska förhållandena i hela området. Någon modell över föroreningstransporten i området har inte gjorts tidigare. Vid upprättandet av grundvatten- och föroreningstransportmodellen har programmet Visual Modflow och MT3D använts, men även andra aktuella modelleringsprogram inom geomiljöbranschen har studerats, vilket redovisas i kap 2.5. Valet av programvaruuppsätting för modelleringen har begränsats till de programvaror som Tyréns har kunnat tillhandahålla. Inom ramen för detta har metodvalet varit att använda samma modelluppbyggnad och praxis i den regionala modellen som i den lokala, för att på ett tillförlitligare sätt kunna jämföra de båda modellerna. Utvärderingen av grundvattensituation och ev. föroreningstransport baseras till viss del på befintliga data från grundvattennivåmätningar och vattenprovtagningar som utförts kontinuerligt av Sweco sedan Utöver de befintliga grundvattenrören har Tyréns AB installerat ytterligare grundvattenrör inom kyrkogårdsområdet i syfte att klargöra grundvattenströmingen i denna del av avfallsanläggningen (kap 3.3.1). I examensarbetet har även ingått fältarbete, såsom grundvattenlodning och slugtest (kap och 3.3.3) Tidigare undersökningar Hydrogeologin vid Kikås avfallsdeponi har tidigare utretts vid ett antal tillfällen. I Bilaga 1 redovisas en sammanställning av tidigare utförda undersökningar. De viktigaste undersökningarna med avseende på hydrogeologin är: 1. Översiktlig utredning om fortsatt utnyttjande av upplagsplats, Kikås, VIAK, Hydrogeologisk översikt, Kikås avfallsupplag, VIAK, Avslutningsplan för Kikås avfallsanläggning, Mölndals kommun, Sammanfattning och bedömning av grundvattenprovtagningar under 2003, SWECO VIAK, [1] är en översiktlig bedömning av hydrogeologin i området. Utifrån topografi och geologi bedöms det finnas ett övre och ett undre grundvattenmagasin (akvifär 2 ). Det grundvatten som bildas i höjdpartierna runt deponeringsplatsen strömmar antingen in i deponin eller ner till det undre grundvattenmagasinet. Situationen kan också vara den motsatta förorenat lakvatten från tippområdet infiltrerar ner i det undre grundvattenmagasinet. [4] är en mer ingående studie av hydrogeologin. Grundvattennivån i deponin och trycknivåer i den underliggande moränen mäts vid två tillfällen i tre observationsrör. Det konstateras att ett övre och ett undre grundvattenmagasin existerar. Tre områden identifieras där okontrollerad 2 En akvifer definieras som en geologisk bildning som är så genomsläpplig att grundvatten kan utvinnas ut den i användbar mängd (Carlsson och Gustafson 1997, s 5). 3

12 läckage av lakvatten kan ske. Sprickmätningar utförs på bergpartier för att kartlägga vattenförande formationer i berget. [9] är i huvudsak fokuserad på att beräkna den grundvattenbildningen som sker direkt över deponin vid en eventuell sluttäckning. Det påtalas att vattenbalansberäkningarna för området bör kompletteras med läckage av grundvatten. Vidare är av vikt att få en bättre bild av grundvattensituationen uppströms sprängstensbanken, dvs med avseende på trycknivåer och föroreningar i deponin och i den undre akvifären. [11] är en sammanställning av utförda provtagningar och grundvattennivåmätningar som sker sedan 1995 sydväst om deponin i syfte att undersöka om utläckage av lakvatten förekommer. Analysresultaten visar på att ett visst läckage sker längs ett begränsat avsnitt längs den västra upplagskanten. Grundvattennivåmätningarna innanför och utanför visar att nivåerna är högre inne i upplaget än i omgivningen. Detta innebär en potentiell risk för fortsatt lakvattenläckage till omgivningen. Åtgärder för att minska vattenmängden som infiltrerar i upplaget (tätning, dränering) diskuteras. Klemetz (2005:1), ur vilken ovanstående sammanfattning är hämtad, är ett utkast (koncept) av den förstudie till revideringen av Kikås avfallsanläggnings avslutningsplan som Tyréns har i uppdrag att utföra. I konceptet beskrivs de hydrogeologiska förutsättnngarna kring avfallsanläggningen, de problemområden som identifierats samt de hydrogeologiska frågeställningar som förundersökningen ska söka svar på. En beskrivning av de kompletterande undersökningar som Tyréns gjort i området beskrivs också. 4

13 2. Modellering av grundvattenströmning och föroreningstransport En modell är enligt Nationalencyklopedins ordbok (1995, Band 2 s 392) ett förenklat, åskådligt tankeschema av en komplicerad, abstrakt företeelse. När man använder sig av ett ord med så bred betydelse är det viktigt att i varje sammanhang ange vad som avses eller vilken typ av modell det gäller. Gemensamt för alla modeller är dock att de ger en mer eller mindre förenklad bild av en ofta komplex verklighet, t ex ett grundvattensystem. Man måste därför tolka resultaten från en modell med stor försiktighet. Följande kapitel utgör en sammanfattning av vad modellering inom hydrogeologi bygger på och innebär samt en genomgång av de vanligaste programvaror som i dagsläget används vid hydrogeologisk datormodellering. Utifrån en grundlig förståelse för likheter, skillnader, fördelar och nackdelar med olika modelleringsmetoder och program, kan för uppgiften bra metodval och rimliga antaganden fattas Viktiga parametrar och begrepp vid grundvattenmodellering Nedan följer en beskrivning av viktiga ingående parametrar vid grundvattenmodellering och modellering av föroreningstransport samt en genomgång av de grundläggande fysikaliska samband som härvid utnyttjas Avrinningsområde Ett avrinningsområde definieras som det område som dräneras till ett givet vattendrag uppströms en given punkt i detta. För att entydigt bestämma ett vattendrags avrinningsområde måste man alltså ange vilken geografisk punkt som avses. Avrinningsområdet avgränsas av vattendelaren, vilken bestäms utifrån topografin då den löper vinkelrätt mot höjdkurvorna. (Bergström1993, s 3) Vattenbalans Det enkla faktum att inget vatten försvinner är en grundpelare i de flesta beräkningssammanhang för grundvatten, och brukar sammanfattas i den allmänna vattenbalansekvationen. Denna skrivs vanligen: P = Q tot + E ± m (1) där P = nederbörd [mm / år] Q tot = total avrinning för ett avrinningsområde [mm / år] 3 E = total avdunstning, evapotranspiration (kap 2.1.3) [mm / år] m = magasinsförändringar, markfuktighet [mm / år] 3 Enheten mm per år avser en volym vatten per ytenhet och år, d v s 1mm/år = 0,001 m 3 /m 2 år = 1 l/m 2 år (Knutsson och Morfeldt 2002, s 20-23). Q tot fås i enheten mm/år genom att dividera flödet Q [m3/s] med avrinningsområdets area A [m2] och multiplicera med 1000*3600*24*365. 5

14 Nederbörd Evapotranspiration Ytavrinning Total avrinning Magasinsförändringar, Markfuktighet Figur 3 Principskiss över vattenbalansen i mm per år med beteckningar för olika delar av vattnets kretslopp Evapotranspiration och Nettonederbörd Eftersom det är svårt att skilja mellan avdunstningen (evaporationen) från markytor med varierande vegetations- och markförhållanden och växternas transpiration beräknas ofta den totala avdunstningen, d v s avdunstningen från mark och vatten samt växternas transpiration, även kallad evapotranspirationen. I Syd- och Mellansverige beräknas evapotranspirationen normalt uppgå till mm per år. I grundvattensammanhang är storleken av den nederbörd som inte avdunstar, den s.k. nettonederbörden, särskilt intressant eftersom det är denna som kan bidra till grundvattenbildningen (Knutsson och Morfeldt 2002, s 20-23). Formeln för nettonederbörden blir således: P netto = P E [mm/år] (2) I engelsk litteratur och i grundvattenmodelleringssammanhang benämns nettonederbörden ofta recharge, R E (Visual Modflow User s Manual 2000, s 130) Representativ elemetarvolym Begreppet representativ elementarvolym (REV) anger den minsta jordvolym vid vilken konstant porositet uppnås. Vid val av kontrollvolym för beräkningar är det viktigt att inte överskrida REV. (Knutsson och Morfeldt 2002, s 101) Stationär och icke-stationär strömning Stationär strömning innebär att de förhållanden som råder, t ex vattnets strömningshastighet, tryck och vattenytenivå, är oberonende av tiden. För icke-stationär, även kallad transient, strömning gäller det omvända, att dessa förhållanden varierar med tiden. (Häggström 1999, s 52) 6

15 Hydraulisk konduktivitet Darcy s lag Fransmannen Henri Darcy fann år 1856 efter en serie strömningsförsök i en sandkolonn (se Figur 4) att vattenflödet, Q [m 3 /s], är direkt proportionellt mot skillnaden i trycknivåer, h 2 -h 1 [m], och tvärsnittsarean, A [m 2 ], men omvänt proportionell mot längden, L [m]. Figur 4 Strömningsförsök i en lutande kolonn med homogent poröst material (sand) (Knutsson och Morfeldt, Figur 6.5). För olika typer av material gäller en proportionalitetskonstant, som kallas den hydrauliska konduktiviteten, K [m/s]. Sambandet, som kallas Darcy s lag, blir då: Q = - K A dh/dl (3) där Q = vattenflöde [m 3 /s] K = hydraulisk konduktivitet [m/s] A = tvärsnittsarea [m 2 ] dh/dl = potentialändring per längenhet, även kallat hydraulisk gradient [m/m] Den hydrauliska potentialen, h [m], är summan av lägespotentialen, z [m], och tryckpotentialen, p/ρg [m], där p = tryck [Pa] ρ = vattnets densitet [kg/ m 3 ] g = gravitationskonstanten [m/s 2 ] Det är skillnaden i potential per längdenhet, den hydrauliska gradienten, som ger upphov till grundvattenströmning. Vattnet vill strömma från högre till lägre potential, och minustecknet i ekv (3) anger dels att markvattnet strömmar nedåt (lägre lägespotential), dels mot torrare delar 7

16 av markprofilen (lägre tryckpotential). En närbesläktad parameter till den hydrauliska konduktiviteten K är transmissiviteten, T [m 2 /s] 4. För att beskriva grundvattenströmning i naturen, är det nödvändigt att generalisera Darcy s lag till att gälla i tre dimensioner (x, y, och z), till skillnad från ovan där endast en dimension, den vertikala, beaktades. För att detta ska vara möjligt görs följande antaganden: Den hydrauliska konduktiviteten K är lika överallt och i alla riktningar Flödet Q är konstant Hastigheten q (även kallad Darcy-hastigheten) definieras Q/A Darcy s lag kan då skrivas på differential form q = - K dh/dl (4) Generaliseringen till tre dimensioner gör att ekv (4) är sann för var och en av x-, y-, och z- strömningskomponenterna, d v s q x = - K h/ x q y = - K h/ y q z = - K h/ z (4a) (4b) (4c) (Knutsson och Morfeldt 2002, s 97) q x, q y och q z ingår i uppställningen av kontinuitetsekvationen, kap Kontinuitetsekvationen för grundvattenströmning Kontinuitetsekvationen bygger på principen att massan är oförstörbar och har således stora likheter med den allmänna vattenbalansekvationen (se ekv (1) kap 2.1.2). Kontinuitetsekvationen beskriver förhållandet mellan den massa som strömmar in i ett definierat område och den som strömmar ut från samma område. Antingen är storheterna lika eller så måste skillnaden dem emellan kunna beskrivas som förändringar i massinnehåll. För att stationära förhållanden ska råda krävs att in- och utströmning är lika, samt att potentialerna h/ x, h/ y och h/ z (se ekv (4a), (4b), (4c)) inte ändras med tiden. Dessutom antas vattnet vara inkompressibelt, d v s vattnets densitet är konstant, samt inget vatten tillåts tillföras eller tas bort från kontrollvolymen, t ex genom grundvattenbildning eller utpumpning. Flödet in och ut från en enhetsvolym med sidorna x, y och z studeras. Kubens volym V är x y z. Massbalans kan beräknas genom att lägga ihop resultaten (skillnaden i in- och utströmning) från x-, y- och z-riktningarna. 4 Transmissiviteten definieras som integralen av K över den vattenmättade delen av en akvifer. T utgör på så sätt ett mått på den totala genomsläppligheten i en viss punkt i en akvifer (Carlsson & Gustafsson 1997, s 10). T används ofta i beräkningssammanhang för grundvatten, t ex vid bestämning av en akvifers uttagskapacitet. 8

17 q x y q x + ( q x / x) x x z Figur 5 Överskådlig bild över samband mellan in- och utflöde i en kontrollvolym Enligt Figur 5 är komponenten q x Darcy-hastigheten genom den vänstra sidan av kuben. Flödet in från vänster blir då q x y z. Darcyhastigheten ut från den högra sidan är q x + ändringen av hastigheten på sträckan x, vilket kan skrivas som q x + ( q x / x) x. Nettoskillnaden mellan in- och utflöde i x-riktningen är (( q x / x) x) y z = ( q x / x) V (5) Om samma analys görs för y- och z-riktningarna och nettoskillnaderna mellan in- och utflöde summeras fås uttrycket ( q x / x) V + ( q y / y) V + ( q z / z) V Denna summa måste vara 0 för en godtycklig volym i systemet för att kontinuitetsvillkoret ska vara uppfyllt, och innebär alltså att det inte sker några förändringar, t ex grundvattenuttag, inne i systemet. Om uttrycket divideras med V och summan sätts till 0 fås ( q x / x) + ( q y / y) + ( q z / z) = 0 (6) Genom att kombinera Darcy s lag (ekv (4a), (4b), (4c)) och kontinuitetsekvationen (ekv (6)) erhålls följande ekvation ( / x) (- K h/ x) + ( / y) (- K h / y) + ( / z) (- K h/ z) = 0 (7) Om materialet är homogent 5 och isotropt 6, d v s K är lika överallt i alla riktningar, kan ekvationen förenklas ( 2 h / x 2 ) + ( 2 h / y 2 ) + ( 2 h / z 2 ) = 0 (8) Ekvation (8) kallas Laplaces differentialekvation och gäller för grundvattenströmning i en homogen, isotrop akvifer under stationära förhållanden. För att lösa Laplaces ekvation måste akviferens geometri vara känd, liksom grundvattennivån vid eller flödet genom gränsen till omgivningen. Icke-stationära (transienta) förhållanden innebär att potentialerna h/ x, h/ y och h/ z (se ekv (4a), (4b), (4c)) varierar med tiden, vilket gör att summan av flödeskomponenterna inte är lika med 0 (jmf ekv 6 för stationära förhållanden). Vid transienta förhållanden måste 5 Att akviferen är homogen innebär att jordmaterialet i akviferen är alltigenom likartat. 6 Att akviferen är isotrop innebär att strömningen är lika i alla riktningar. 9

18 akviferens magasinsegenskaper beaktas. Dessa beskrivs med en s.k. specifik magasinskoefficient, S s [1/m]. Ekv (7) kan för transienta förhållanden då skrivas som ( / x) (- K xx h/ x) + ( / y) (- K yy h/ y) + ( / z) (- K zz h/ z) = S s h/ t R där K xx, K yy och K zz = hydraulisk konduktivitet i koordinatriktningarna x, y och z [m/s] h = hydraulisk potential R = källor och sänkor av olika slag, såsom grundvattenbildning och vattenuttag [l/s] S s = specifik magasinskoefficient [1/m] t = tid [s] Ekv (7) kan användas för en mer generell beskrivning av grundvattenströmning i såväl heterogena som anisotropa medier. Denna typ av grundvattenekvation är utgångspunkten för de flesta numeriska datormodeller (kap 2.4), som t ex Visual Modflow (kap 2.5.3). (Knutsson och Morfeldt 2002, s 98) 2.2. Viktiga parametrar vid modellering av föroreningstransport Föroreningstransport i grundvatten kan orsakas av fyra olika, grundläggande processer advektion, diffusion och dispersion, sorption eller nedbrytning. Nedan redovisas i korthet vad de olika processerna innebär och vad som avgör vilken process/vilka processer som dominerar föroreningstransporten Advektion Advektion bygger på att det är grundvattenflödet i sig som driver föroreningstransporten, d v s föroreningen sprids med samma hastighet som grundvattnet rör sig. En förutsättning för att advektion ska vara den dominerande transportprocessen är att föroreningen är konservativ, vilket innebär att den inte har någon, eller mycket liten förmåga att adsorberas till (fastna på) eller brytas ner av det geologiska materialet. Ett exempel på ett konservativt ämne är salt (NaCl) som i kontakt med vatten går i direkt lösning i Na+ och Cl- joner. Motsatsen till ett konservativt ämne kallas reaktivt och är således ett ämne som lätt adsorberas till det geologiska materialet (kap 2.2.3). (Fetter 1993, s 47-48,53) Diffusion och Mekanisk resp. Hydrodynamisk Dispersion Diffusion är en spridningsprocess som orsakas av att ett ämne vill förflyttas från ett område med högre koncentration till ett område med lägre koncentration. I lågpermeabla medier, där grundvattnet rör sig mycket långsamt kan diffusion vara den dominerande transportprocessen. I dessa fall kan diffusionen orsaka att föroreningen rör sig snabbare än grundvattnet. I mer genomsläppliga medier har diffusionen ofta så liten inverkan att den kan förbises. Mekanisk dispersion är den process som medför att en förorenad vätska som flödar genom ett poröst medium späds ut och sprids i icke-förorenat vatten. Tre faktorer har avgörande betydelse för dispersionens inverkan: 10

19 1. Porstorleken. Ju större porer desto högre spridningshastighet. Figur 6 Faktorer som avgör dispersionens inverkan. (Fetter 1993, Figur 2.4) 2. Färdvägen. Delar av vätskan kommer att färdas längre sträckor genom mediet än andra delar, d v s ju kortare färdväg desto högre spridningshastighet. 3. Friktionsvariationer. En vätska som rör sig genom ett poröst medium kommer röra sig snabbare i mitten av poren än nära längs kornmaterialets kanter där friktionen är högre. Eftersom diffusion och mekanisk dispersion inte går att skilja åt i ett grundvattenflöde, har begreppet hydrodynamisk dispersion myntats, vilket beskriver den sammantagna effekten av båda faktorerna. (Fetter 1993, s 40-52) Adsorption K d -värden De flesta ämnen färdas långsammare än grundvattnet genom marken. Detta beror på att de adsorberas till jordmaterialet, d v s de reagerar med jordmaterialet och fastnar på vägen. Speciellt för metaller är adsorptionen av mycket stor betydelse för ämnets transporthastighet. Adsorption är egentligen en samlingsbeteckning för olika mekanismer, som jonbyte, ytkomplexbildning och hydrofob adsorption. För mer ingående beskrivning av dess mekanismer hänvisas till Fetter (1993), s Den grundläggande orsaken till adsorption är dock att partiklar med olika elektrostatisk laddning (i detta fall en förorening och ett jordmaterial) dras till varandra. Förutom ämnet i fråga är alltså jordmaterialets beskaffenhet avgörande för om ämnet adsorberas eller ej. Generellt kan sägas att det endast är partiklar med mycket hög specifik yta som har någon nämnvärd adsorptionsförmåga. Lermineral har partikelytor med hög specifik yta (ca m 2 /g), varför adsorption kan spela en avgörande roll vid föroreningsspridning i leriga marker. Grövre partiklar som t e x sand har mycket liten specifik yta, varför adsorption i sandig mark knappt förekommer alls. Andra parametrar som är avgörande för adsorptionen är ph och föroreningens koncentration. Adsorption är ofta den viktigaste processen som styr ett ämnes uppehållstid i marken. För att kunna förutsäga hur snabbt ett ämne transporteras i marken är det därför viktigt att kunna uppskatta hur effektiv adsorptionen är. Traditionellt har man använt sig av enkla empiriska samband och genom laboratorieförsök uppskattat värden på de konstanter som ingår i sambanden. Det allra enklaste antagandet man kan göra är att det finns ett linjärt förhållande mellan ämnets koncentration, C [mg/l], i markvattnet och den adsorberade mängden. Det s.k. 11

20 K d -värdet [l/kg] anger då fördelningen mellan ämnet i fast fas, n [mg/kg], och den lösta koncentrationen C. Om ett ämne till största delen helt löses i vatten blir alltså K d -värdet litet och om ett ämne till största delen adsorberas till jordmaterialet blir K d -värdet stort. I Tabell 1 visas några exempel på ofta använda adsorptionssamband. Adsorption kallas även retardation. Beteckning Ekvation Linjär adsorption n = K d C Langmuir n = K 1 bc / (1 + bc) Freundlich n = ac m Gapon K G = (C 1/z 1 n 2 )/(C 1/z 2 n 1 ) Tabell 1 Exempel på adsorptionssamband, där n är mängden som finns i adsorberad form, C är koncentrationen av ämnet (ämnena) i jämviktslösningen, z är laddningen, K G är en selektivitetskoefficient medan K d, K 1, a och b är justerbara parametrar (Gustafsson 1998, Tabell 2). (Fetter 1993, s och Gustafsson 1998) Nedbrytning Många ämnen, såväl organiska som icke-organiska, bryts ner på sin väg genom marken. Detta gäller t ex olika aromatiska kolväten från oljeprodukter. En nedbrytningskoefficient λ för ett ämne kan beräknas ur sambandet: C(t) = C 0 e - λ där C(t) är koncentrationen C vid en viss tid t C 0 är koncentrationen vid tiden t=0 För icke-organiska ämnen finns halveringstiden för ämnet tabellerad. För organiska ämnen beror halveringstiden även på den omgivande marken. (Rosén 2005) 12

21 2.3. Begreppsmodeller En begreppsmodell, eller konceptuell modell, beskriver hur ett vattensystem eller en akvifer fungerar i stort. För att kunna arbeta vidare med andra typer av modeller, t ex matematiska och numeriska modeller (kap 2.4), är det helt nödvändigt att utgå från en begreppsmodell. Begreppsmodellen visas ofta i form av en principfigur, t ex en tvärsektion, i kombination med en förenklad beskrivning av det aktuella området, se Figur 7. Figur 7 Exempel på begreppsmodell i form av tvärsektion med karta, som visar grundvattenförhållandena i Nybroåsen med omgivning (Knutsson och Morfeldt, figur 7.11). Vid upprättande av en begreppsmodell utgör vattenbalansberäkningar ett viktigt led (kap 2.1.2). Faktorer som inte syns i den allmänna vattenbalansekvationen (ekv (1) kap 2.1.2) men som måste beaktas vid upprättande av en begreppsmodell, är de många mänskliga faktorer som påverkar grundvattnet, såsom dränering och tätortsbebyggelse med hårdgjorda ytor, grundvattenuttag, konstbevattning, konstgjord infiltration och skogsavverkning. Ingrepp som dessa i den naturliga miljön kan innebära betydande förändringar i hela vattenbalansen och får därför inte förbises. Vidare måste uppgifter om akviferens typ, storlek och gränser, liksom var och hur grundvattnet strömmar, ingå i begreppsmodellen. En begreppsmodell kan alltså sammanfattas som en sorts systemanalys av grundvattenförhållandena i relation till geologin, topografin och hydrologin samt påverkan av mänsklig verksamhet. Upprättandet av begreppsmodellen kan delas in i följande steg: 13

22 1. Utifrån arkiv- och kartstudier samt fältbesiktning upprättas en begreppsmodell över de geologiska förhållandena i trakten. En sådan modell kan t ex visa var grovkorniga avlagringar utbreder sig och har störst mäktighet och magasineringsförmåga för grundvatten. Dessa uppgifter hämtas ofta från SGUs jordartskartor och geotekniska undersökningar i området. 2. Avrinnings-, nederbörds- kemi- och temperaturuppgifter utvärderas för att få fram vattenbalansen och vattenkemin för avrinningsområdet samt frekvens av våt- och torrår. Härvid utgör mätningar från SMHI en viktig källa. 3. Undersökningsområdet avgränsas och olika akvifertyper inom området identifieras och analyseras. Undersökningsområdet bör i detta stadium inte avgränsas alltför snävt, eftersom helhetsbilden då kan gå förlorad. 4. De viktigaste akviferernas in- och utströmningsområdena avgränsas, tänkbara positiva och negativa hydrauliska gränser markeras och e v föroreningskällor lokaliseras. 5. En inventering av befintliga brunnar och källor genomförs, baserad på data från SGU:s brunns- och källarkiv samt kommunala arkiv för att erhålla uppgifter om grundvattennivåer, brunnsdjup, ungerfärlig vattenmängd, vattenbeskaffenhet, större grundvattenuttag samt konstgjord infiltration. 6. En översiktlig bild av grundvattnets bildning, strömning och beskaffenhet samt dess nyttjande inom området upprättas med ledning av punkterna En översiktlig bedömning görs av förväntad grundvattentillgång eller andra sökta parametrar Matematiska modeller och numeriska datormodeller En matematisk modell uttrycker den konceptuella modellen, begreppsmodellen (kap 2.3), i matematisk form. Det är viktigt att beakta att alla omvandlingar av en modell (eller för den delen övergångar från ett synsätt till ett annat ) innebär att avvikelser från grundproblemet, d v s fel, införs i systemet. De första felen införs redan då verkligheten ska formuleras i en begreppsmodell. När begreppsmodellen sedan uttrycks som en matematisk modell införs ytterligare fel i systemet. Man kan göra den matematiska modellen mer eller mindre fullständig ( hänsynsfull ) d v s tillåta stora eller små förenklingar från begreppsmodellen. Vid stora förenklingar från begreppsmodell till matematisk modell är det möjligt att få fram en analytisk lösning av den matematiska modellen. Problemet som kvarstår är dock att verkligheten i naturen är mer komplex än den analytiska lösningen. Det mesta i naturen kan dock beskrivas med icke-linjära system av partiella differentialekvationer, se t ex ekv (8) och (9) kap 2.1.7, men dessa går inte att lösa analytiskt. Om man ändå vill få fram en lösning på exempelvis ett grundvattenproblem som ligger tillräckligt nära den exakta lösningen, finns då två alternativa tillvägagångssätt: 1. Man kan förenkla modellen till något man känner en lösning till, t ex genom att linearisera de partiella differentialekvationerna så att det är möjligt att räkna fram en lösning med papper och penna (vänstra delen i Figur 8). Härvid har man dock ofta redan tappat en stor del av kopplingen till verkligheten (infört stora fel) och problemet kvarstår att man inte kan vara säker på att lösningen till den förenklade modellen ligger tillräckligt nära lösningen till det ursprungliga problemet. 14

23 2. Man löser problemet numeriskt (högra delen i Figur 8) genom att ta en given matematisk modell och skriva om (förenkla) problemet till något en dator kan beräkna, en numerisk modell. Vid numerisk datormodellering begränsas beräkningarna till ett antal punkter eller delområden och differentialekvationerna överförs till system av algebraiska ekvationer. Derivatorna i ekv (9) kap (eller motsvarande grundekvation) ersätts i den numeriska datormodellen med differenser vars storlek bestäms av upplösningen i modelluppbyggnadens rutnät, gridden. Ju finare gridupplösning desto närmare når resultatet den matematiska modellens lösning. Vid numerisk datormodellering är det alltså viktigt att beakta vilken grad av noggrannhet som den matematiska modellen ger, eftersom denna ligger till grund för den numeriska lösningen. Om den matematiska modellen formuleras alltför komplex (dvs tillåta endast mycket små förenklingar av begreppsmodellen) är det inte möjligt (ekonomiskt och datahanteringsmässigt) att lösa den matematiska modell ens numeriskt. Problem t ex Hur ser grundvattenytan ut? Begreppsmodell Förenklad modell - penna och papper Matematisk modell t ex serie differentialekvationer Numerisk modell - datormodell Numerisk lösning Ev. analytisk lösning Analytisk lösning Resultat Problemets lösning Resultat Figur 8 Principskiss över olika modellbegrepps betydelse och relation. Vid bruk av ordet modell eller modellering avses (i de fall inget annat föregår ordet) fortsättningsvis i denna rapport en numerisk datormodell eller nyttjande av sådan. Modellen inbegriper i dessa fall såväl den matematiska uppbyggnaden, indata till modellen samt valda randvillkor, medan ordet matematisk modell syftar till just den matematiska uppbyggnaden av den numeriska modellen. 15

24 Bruket av numeriska datormodeller inom hydrogeologin har ökat kraftigt under senare år, dels tack vare att kraftfulla persondatorer blivit vanliga, dels genom utvecklingen av alltmer avancerad och lättillgänglig programvara. Begränsningen är numer ofta bristen på tillräckligt bra indata. Den stora fördelen med att modellera i datormiljö är att när modellen väl är upprättad och kalibrerad kan beräkningar av ett stort antal fall göras. Modellarbetet kan på så vis fylla två huvudsyften: Att använda den upprättade modellen för att dels bättre förstå hur hela systemet i fråga fungerar, dels kunna värdera de ingående parametrarnas betydelse genom en s.k. känslighetsanalys, se nedan. Härigenom kan vägledning för fortsatta undersökningar fås, som då kan inriktas på de allra viktigaste parametrarna och var i terrängen dessa parametrar är av störst intresse (t ex för att hitta optimala lägen för provtagningsrör). Att utnyttja modellen för simulering och prognosberäkning. Härvid är det möjligt att pröva ett stort antal tänkbara situationer, t ex olika stora vattenuttag, olika föroreningsbelastning eller konsekvenser av tätande skikt eller dränering. (Knutsson och Morfeldt 2002, s 119) För att försäkra sig om att den matematiska uppbyggnaden fungerar och rimliga randvillkor har ansatts så att modellen ger trovärdiga resultat, bör följande moment alltid ingå i modelleringsarbetet: 1. Kalibrering. Att visa att modellen kan återge mätresultat, ev. efter viss anpassning av indata på parametrarna. 2. Verifiering. Att visa att den kalibrerade modellen kan återge andra mätresultat utan anpassning av parametrarna, eller att visa att den i någon mån är en sann återgivning av begreppsmodellen inom begreppsmodellens gränser och tillämpningsområde och med motsvarande noggrannhet. 3. Validering. Att visa att en datormodell inom sökt tillämpningsområde har en tillfredsställande grad av noggrannhet med hänsyn till den tänkta tillämpningen av modellen. Fullständig validering kan dock aldrig uppnås, utan bara till en viss grad. 4. Känslighetsanalys. Att visa hur styrparametrarna påverkar resultaten. Känslighetsanalysen görs vanligen genom en successiv förändring av respektive parameter för att få fram vilken eller vilka parametrar som styr mest. 5. Osäkerhetsanalys. Att beräkna på statistisk väg (t ex i %) vilken osäkerhet resultaten har eller att beskriva vad modellförenkling, skalproblem, mätnoggrannhet o d betyder för osäkerheten.(mattson 2005; Knutsson och Morfeldt 2002, s 123) Randvillkor för grundvattenströmning En förutsättning för att skapa en grundvattenmodell för ett område är att såväl områdets gränser till omgivningen som förutsättningarna inom modellområdet är väl definierade. Dessa, väl kända eller mer antagna, förutsättningar kallas randvillkor, och de utgör grunden för hur indata till modellen ska hanteras. Om lösningen på problemet görs analytiskt förutsätts akviferen vara såväl homogen som isotrop, se t ex Laplace differentialekvation (ekv (8) kap 2.1.7). Om mer realistiska förhållanden ska behandlas, t ex en heterogen, anisotrop akvifer, är det, som konstaterats i kap 2.4, lämpligare att lösa den matematiska modellen numeriskt med hjälp av dator. De ingående parametrarna blir då fler (ekv (9) kap 2.1.7) och randvillkoren mer komplicerade (Knutsson och Morfeldt 2002, s 119). Vid numerisk datormodellering finns ofta olika typer av randvillkor förprogrammerade och vid upprättandet av modellen väljs de randvillkor som 16

25 stämmer bäst överens med aktuella förhållanden. Nedan redovisas de randvillkor som används vid numerisk modellering i programmet Visual Modflow (kap 2.5.3) och dessas innebörd (Visual Modflow User s Manual 2000, s ). Andra programvaror kan ha alternativa randvillkor, men grundprinciperna är i stort sett desamma, och randvillkoren kan oftast härledas ur ekvationer liknande de som redovisats i kap och Constant Head Constant Head innebär att en vattenmättad zon har konstant nivå i området där randvillkoret ansatts. Ett typexempel kan vara en sjö där Constant Head ansätts från vattenytan ner till sjöbotten. Vid transient modellering är detta en sanning med modifikation, eftersom datorn då linjärt interpolerar en nivå mellan ingående och utgående nivå för varje tidssteg. Nivån är då endast konstant om in- och utgående nivå mellan tidsstegen är lika. River Vattendrag som floder och bäckar kan tillföra vatten till eller föra bort vatten från ett grundvattensystem. Randvillkoret River tar hänsyn till detta genom att ansätta en gradient mellan ytvattnet och grundvattnet. I randvillkoret ansätts ett mindre genomsläppligt material som skiljer ytvattensystemet från grundvattensystemet. Drain Randvillkoret Drain är utformat för att simulera effekterna av dränering i miljön. I urbana områden avleds t ex den allra största nederbördsmängden via dag- och spillvattenledningar och endast en liten del av nederbörden bidrar till grundvattenbildningen, men även i jordbruksmarker och längs vägar avleds ofta vatten via anlagda dräneringsdiken och rör. I randvillkoret sätts dräneringen vid en viss nivå. Om grundvattenytan ligger under denna, har inte dräneringen någon effekt i modellen. General Head Randvillkoret General Head kan representera många olika scenarier där storleken på ett ineller utflöde till modellen är beroende på grundvattennivån i en cell i modellen. Villkoret kan användas för att t ex representera grundvattennivån i en modell som är influerad av en stor ytvattentäkt med känd nivå utanför modellområdet eller för att länka samman grundvattennivån från en lokal grundvattenmodell med grundvattennivån i en regional modell. Till skillnad från River och Drain har inte General Head något begränsande värde på grundvattennivån, utan kan avvika från det värde som ansatts i randvillkoret för att binda ihop den linjära funktionen. Om General Head ansätts är det därför viktigt att vara uppmärksam på att inga orealistiska flöden in eller ut från modellen uppkommer under simuleringen. Wall Horizontal-Flow Barrier För att simulera ett tunt, vertikalt, lågpermeabelt skikt som hindrar det horisontella flödet har randvillkoret Wall utvecklats. Samma effekt hade kunnat uppnås genom att göra gridstorleken mycket liten och ansätta en hög hydraulisk konduktivitet i väggcellerna, men villkoret gör det möjligt att simulera en sådan företeelse utan att behöva göra ingrepp i gridden. Istället sätts den vertikala väggen vid ena sidan om de celler som markeras med randvillkoret Wall. Recharge Randvillkoret Recharge simulerar nederbördens inverkan i modellen. Eventuell konstbevattning som kan bidra till grundvattenbildningen kan också medräknas i villkoret. 17

26 Antingen ansätts den totala nederbörden i villkoret, med påföljd att även villkoret för evapotranspiration (se nedan) måste beaktas, eller så ansätts nettonederbörden i villkoret varvid evapotranspirationen redan är medräknad. I det senare fallet ansätts ofta olika recharge-zoner i modellen, eftersom nettonederbörden varierar kraftigt beroende på markens och vegetationens beskaffenhet. Mer om nettonederbörd och evapotranspiration finns att läsa i kap Evapotraspiration I de fall som Recharge -villkoret ansätts som total nederbörd ansätts här ett värde på beräknad evapotranspiration. Mer om evapotranspiration finns att läsa i kap No flow No flow innebär att inget vatten förutsätts passera gränsen. Detta kan liknas vid en tvärsektion som löper vinkelrätt mot höjdkurvorna. I en sådan sektion i naturen passerar inget vatten i horisontell led, d v s sektionen utgör en vattendelare som avgränsar ett avrinningsområde (kap 2.1.1). I brist på naturliga vattendrag vid gränserna för ett önskat modellområde kan därför no flow vara ett bra sätt att avgränsa modellen, genom att ansätta randvillkoret vinkelrätt höjdkurvorna i modellens utkanter. Om inget annat anges i gränsen mellan modellområdet och omgivningen antas automatiskt no flow gälla Randvillkor för föroreningstransport Liksom vid numerisk grundvattenmodellering, måste vid numerisk modellering av föroreningstransport vissa randvillkor antas gälla (jmf kap 2.4.1). Även här finns förprogrammerade randvillkor som väljs utifrån rådande förhållanden. Vid upprättandet av den numeriska modellen väljs vilka processer som antas verka i området, samt i vissa fall vilken beräkningsmetod som ska användas. Nedan redovisas de randvillkor som används vid modellering i programmet MT3D (kap 2.5.4) och dessas innebörd (Visual Modflow User s Manual 2000, s ). Andra programvaror kan ha alternativa randvillkor, men grundprinciperna är i stort sett desamma och grundar sig på de principer för föroreningstransport som beskrivs i kap 2.2. Constant Concentration Detta randvillkor simulerar en förorening som läcker med konstant koncentration längs randvillkorets gräns. Ett exempel på en situation där randvillkoret är lämpligt att använda är en läckande bensinstation som under en längre tid avger en förorening med fixerad koncentration. Recharge Concentration Randvillkoret gör det möjligt att koppla en föroreningskoncentration till den nederbörd som angivits i grundvattenmodellen. Randvillkoret är mycket användbart t ex vid simulering av vilka miljökonsekvenser som följer av ökade luftföroreningar från trafik- och industriutsläpp. Evapotranspiration Concentration Föroreningar finns i omlopp även i växternas vattenupptag och i avdunstningen från marken, vilket tas hänsyn till i detta randvillkor. Ett exempel på användningsområde skulle kunna vara att simulera föroreningars inträngning i byggnader via avdunstning. Point Source En point source, punktkälla, kan placeras endast vid ett existerande randvillkor för grundvattenströmning, som t ex river eller drain (kap 2.4.1). 18

27 2.5. Programvaror för hydrogeologisk numerisk datormodellering Olika typer av matematisk modelluppbyggnad kräver olika mycket indata och ger således resultat med olika noggrannhet. Vilket syfte modellen ska fylla och till vad resultatet ska användas, måste därför beaktas vid val av modelleringsprogram eftersom den matematiska modelluppbyggnaden mellan olika programvaror skiljer sig mycket åt. Nedan följer en genomgång av de vanligaste datorbaserade modelltyperna, samt de mest erkända programvarorna och dess styrkor och begränsningar inom respektive grupp Black Box Model och Lumped Conceptual Model Den enklaste typen av numerisk datormodell inom hydrologin är den som beskriver förhållandet mellan in- och utflöde i t ex ett avrinningsområde (kap 2.1.1). Den interna strukturen i systemet beaktas inte, utan de ingående parametrarna representerar ett medelvärde för hela området. Benämningen black box model kan således anses passande, eftersom man har dålig kontroll över vad som händer internt i systemet, även om in- och utgående värden kan vara relativt tillförlitliga. En något mer utvecklad typ av modeller är s.k. lumped conceptual models där modellen försöker beskriva en process, t ex markvattendynamik. Den i Sverige mest använda modellen är den s.k. HBV-modellen, som har utvecklats av SMHI (Bergström 1976). Målet med HBVmodellen var från början att ta fram en relativt enkel avrinningsmodell att använda för t ex reglering av vattenmagasin och flöden och som insatsunderlag vid översvämningssituationer. HBV-modellen har sedan under ca 30 år utvecklats stegvis och idag kan modellen inkludera parametrar som t ex snösmältning, markfuktighet, magasinerings- och dämpningseffekter. En av HBV-modellens senare modifikationer är PULSE-modellen, vilken förutom ovan nämnda parametrar även kan simulera t ex markvattendynamik i olika skikt och korttidsförändringar i vattenkemi som exempelvis alkalinitet (vattnets buffertförmåga mot ph-förändringar), kvävehalt och ph. Modellen är väl kalibrerad och tillämpas med gott resultat i såväl Sverige som utomlands. PULSE-modellen används rutinmässigt för t ex flödesprognoser i hela avrinnningsområden. En stor fördel med att använda denna typ av modell är det begränsade databehovet och att de data som krävs ofta är lättillgänglig, t ex nederbörds- och temperaturuppgifter, och därmed lätt kan kalibreras och verifieras. HBVmodellen används idag bl a av SMHI för att beräkna avrinningen från älvarna i norra Sverige. (Knutsson och Morfeldt, s119) Fysikaliskt baserad modell En annan, mer komplex typ av numerisk datormodell är den fysikaliskt baserade, som utgår från ett antal ekvationer samt vissa antaganden om hur det hydrologiska systemet fungerar. Ekvationerna gäller egentligen för småskaliga, homogena system, men de antas i modelleringen ofta kunna tillämpas även i större skala och i heterogena system. Detta är givetvis en mycket grov förenkling av verkligheten, varför modelltypen lämpar sig bäst för studier av processer i mindre områden, där de fysikaliska parametrarna går att mäta och kontrollera och helst inte varierar alltför mycket. Ett tillförlitligt resultat kräver därför stor mängd indata, vilket i sin tur kräver omfattande fältundersökningar. (Knutsson och Morfeldt, s ) Som exempel på modelltypen kan nämnas svenska SOIL-modellen, som länge använts för att simulera vatten- och värmetransport samt kväve- och kolprocesser i jorden. Vid institutionen för Mark- och Vattenteknik vid KTH i Stockholm har modellen utvecklats vidare och består nu av ett antal olika submodeller för hela kedjan av processer i mark-växt-atmosfärssystemet, vilka är kopplade till den s k CoupModel. Modellens syfte är att simulera vatten- och värmeprocesser i olika marktyper för att bättre förstå och kunna kvantifiera ( sätta siffror på ) 19

28 processer som grundvattenbildning, snö- och isbildning, vertikala och horisontella flöden av vatten och värme i marken, rötters vattenupptag, vatten- och värmemagasin i marken, frostdjup och dräneringsflöden. Grundstrukturen för SOIL-modellen och CoupModel är ett tvärsnitt genom aktuella marklager. Snösmältning, infiltration och evapotranspiration är exempel på viktiga samspelande processer mellan mark och atmosfär som ingår i modellberäkningarna (Figur 9). Figur 9 Grundstruktur för SOIL-modellen och CoupModel med uppställningen för massbalans till vänster och värmebalans till höger (Jansson och Karlberg 2001, figur 0.1). Två kopplade differentialekvationer för vatten- och värmetransport utgör den matematiska modellens grund. Dessa ekvationer är lösta med en numerisk metod där de grundläggande antaganden som lösningen bygger på är: 1. Massan och energin är oförstörbar 2. Grundvattenflöde uppstår som en konsekvens av skillnad i hydraulisk potential (Darcy s lag, kap 2.1.6) eller temperatur (Fourier s lag 7 ) Med tillräcklig mängd relevant indata kan modellen ge mycket användbara och tillförlitliga resultat. En fördel med modellen är att programvaran finns att ladda ner gratis från Internet. (Jansson och Karlberg 2001, s 13-15) Finita differensmodeller och Finita Elementmodeller De vanligaste numeriska datormodellerna inom hydrogeologin idag är s.k. finita differensmodeller och finita elementmodeller. I bägge metoderna läggs ett system av nodpunkter ut över det aktuella området. I finita differensmodeller är noderna placerade i ett kvadratiskt eller rektangulärt rutnät som bildar kvadratiska resp. rektangulära celler. Akviferegenskaperna och grundvattennivåerna antas i finita differensmodeller vara konstanta inom varje cell, till skillnad från finita elementmodeller där detta inte är ett krav. 7 Fouriers lag säger att värmeflödet är proportionellt mot temperaturändringen per längdenhet och sker i den riktning temperaturen avtar mest (Byström 2002). 20

29 I finita elementmodeller är området istället indelat i ett antal element, som i tvådimensionella modeller är triangulära eller rektangulära och i tredimensionella modeller är utformade som prismor, tetraedrar eller hexaedrar. För varje element kan strömningen beskrivas genom grundvattennivån i varje nodpunkt. Ett system av ekvationer erhålls genom förhållandet att grundvattennivån måste vara kontinuerlig i varje nod. Storleken på cellerna eller elementen spelar stor roll för hur nära den numeriska lösningen kommer den exakta lösningen (se kap 2.4). Beroende på tillgången på mätvärden samt behovet av information inom olika delar av området kan cellernas eller elementens storlek varieras inom området. I finitqa elementmetoder kan olika typer av element kan förekomma i samma område. Vid val av cell- respektive elementstorlek är det viktigt att inte överskrida den representativa elementarvolymen (kap 2.1.4). Finita differensmodeller kom i bruk före de finita elementmodellerna. De förstnämnda är relativt enkla att förstå och programmera och lämpar sig väl för att lösa regionala strömningsproblem i relativt enhetliga akviferer men också i system som består av flera lager. De är emellertid begränsade genom att de bygger på regelbundna celler och att heterogena förhållanden måste beskrivas genom formen på dessa celler. Bland de mest använda finita differensmodellerna är Visual Modflow (fortsättningsvis förkortat Modflow) i olika varianter och Mike-She (se Figur 10). Modflow-modellen, som är utvecklad vid US Geological Survey, löser grundvattenströmning i tre dimensioner och kan kopplas till transportmodeller av olika slag, te x MT3D (kap 2.5.4). Modflow är ett av de mest spridda och allmänt accepterade programmen för grundvattenmodellering på marknaden idag. Mike-She-modellen, som är utvecklad vid Danskt Hydraulisk Institut, är en relativt komplett - och därför också mycket datakrävande - hydrologisk modell, som beskriver såväl grundvatten som yt- och markvatten. Mike-She-modellen lämpar sig väl för grundvattenproblem relaterade till avrinningsområden (kap 2.1.1). Såväl Modflow- som Mike-She-modellen har använts vid utredningen om fortsatt byggande av Hallandsåstunneln. 21

30 Regn och snö Modell för interception Nettonederbörd från vegetation Evapotranspiration från mark eller vattenytor från rotzonen Modell för snösmältning Grundvattenbildning och uttag Infiltration Ytavrinning 2-d modell för ytavrinning och flöde i vattendrag Grundvattenytans höjning eller sänkning Sjö eller magasin Rotzon 1-d modell för flöde i den omättade zonen för varje element. 3-d modell för grundvattenflöde Utbyte genom perkolation Utbyte genom gränsskikt Figur 10 Principfigur över hela det hydrologiska systemet med angivelser hur de olika delarna kan modelleras i MIKE-SHE-modellen (DHI Software, 2005). Finita elementmodeller (FEM) är mer komplicerade att förstå och programmera, men är också mer flexibla genom att elementen kan göras oregelbundna. Därigenom är de lämpliga att använda för att studera mer heterogena grundvattensystem i lite större skala, t ex påverkan på grundvattennivåer vid ett planerat vattenuttag, lokalisering av brunnar i en åsakvifer eller vid andra ingrepp som kan ha en vidsträckt påverkan på grundvattensituationen. Som exempel på FEM-modeller kan nämnas FEMWATER (Knutsson och Morfeldt 2002, s ). Modflow och FEMWATER, liksom PEST, Zonebudget (se nedan) och MT3D (kap 2.5.4) hör alla till samma modellpaket GMS (Groundwater Modeling System) utvecklat vid US Geological Survey. PEST står för Parameter Estimation Software, och mjukvaran används i kombination med Modflow eller FEMWATER. Syftet med PEST är att låta datorn utföra modelleringen bakvägen, för att hitta en så optimal lösning som möjligt (Environmental and Water Resource Software 2005). Tillvägagångssättet vid en PEST-körning är att först upprätta en grundvattenmodell i Modflow där man genom att ansätta hydraulisk konduktivitet, nederbördsmängd mm får fram en grundvattenyta som man jämför och kalibrerar mot uppmätta grundvattennivåer. Det PEST gör är att sedan utgå från uppmätta grundvattennivåer för att hitta en optimal lösning genom att variera t ex den hydrauliska konduktiviteten, 22

31 nederbördsmängden eller andra valda parametrar inom vissa ansatta ramar. En PEST-körning kan vara ganska tidsödande (upp emot något dygn) och programmet är ganska känsligt för brister i modelluppbyggnaden. Zonebudget är en mjukvara i vilken modellområdet indelas i olika zoner. Zonebudget beräknar och kvantifierar sedan in och utflöde från de olika zonerna. Funktionen är mycket användbar för att t ex konstatera hur stor del av ett grundvattenflöde som kommer från intilliggande zon respektive från nederbörd, eller för att fastställa hur stor del av inkommande grundvattenflöde till en zon som dräneras ut i zonen Modeller för föroreningstransport MT3D och WHI UnSat Suite (fortsättningsvis förkortat UnSat Suite) är två vanligt förekommande program för modellering av föroreningstransport. UnSat Suite är speciellt utformat för att simulera endimensionellt grundvattenflöde och föroreningstransport i den omättade markzonen, medan MT3D kan simulera föroreningstransport i tre dimensioner, men endast i den vattenmättade zonen (Environmental and Water Resource Software 2005). Ofta begränsas modelleringen av föroreningstransporten till att enbart gälla transporten i den vattenmättade markzonen. UnSat Suite kan ändå används till att simulera hur vattnet rör sig i den omättade zonen. Resultatet som fås ur en sådan simulering är nettonederbörden, d v s ett mått på grundvattenbildningen. Detta värde kan sedan användas som ingångsdata i t ex Modflow (kap 2.5.3). En MT3D-modell över föroreningstransporten kan kopplas till grundvattenmodellen i Modflow, och spridningen av en viss förorening med bestämd koncentration och efter en bestämd tid visas som en plym i grundvattenmodellen. Som indata till en MT3D-modell krävs uppgifter om föroreningens namn, egenskaper (som t ex K D -värde och dominerande transportprocess), val av adsorptionssamband och randvillkor Program för visualisering och bildpresentation Surfer är ett kart- och bildhanteringsprogram som kan konvertera data från t ex Modflow till 2D- eller 3D-bilder, vektorkartor över grundvattenströmningen mm. Programmet är även användbart för att skapa gridfiler från en grunddatabas, vilka används i modelluppbyggnaden i Modflow (kap och 3.4.1). (Environmental and Water Resource Software 2005) Program för utvärdering av slugtest Aquifer Test Pro är ett program som används för utvärdering av provpumpningar och slugtest (kap3.3.3). Programmet har inbyggda funktioner för att beräkna hydraulisk konduktivitet och transmissivitet (kap 2.1.6) samt magasinsegenskaper olika typer av akviferer. (Environmental and Water Resource Software 2005) 23

32 3. Grundvattenmodellering och studie av föroreningstransport i Kikås I detta kapitel redovisas examensarbetets mer tillämpade del, där, mot bakgrund av föregående kapitel, en numerisk datormodell för regionen kring Kikås avfallsanläggning upprättats för att studera grundvattensituationen i området Geologiska och hydrogeologiska förutsättningar För att ge en bättre förståelse för problematiken vid kyrkogårdsområdet följer här en beskrivning av de hydrogeologiska förutsättningarna i området kring Kikås avfallsanläggning samt den begreppsmodell (kap 2.3) som tagits fram för deponiområdet Regionen kring Kikås avfallsanläggning I Figur 11 visas SGUs jordartskarta över området kring Kikås avfallsdeponi. Området består till övervägande del av kalt berg i dagen med stråk av kärr- och mossområden. Större avlagringar av morän och isälvsmaterial (s.k. göteborgsmorän) angränsar västra kanten av deponin och breder ut sig åt nordväst. I dalgångar och låglänta partier runt anläggningen finns glacial lera. Figur 11 SGUs karta över aktuellt område (avfallsanläggningen rasterad). Idag är anläggningens utsträckning åt sydost större. Topografin i området är mycket kuperad. Avfallsanläggningen ligger i en dalgång som sträcker sig i nordväst-sydostlig riktning. De västra delarna av anläggningen ligger på ca 100 m ö h och sluttar ner till ca 80 m ö h åt sydost. Strax norr om upplaget finns Södra Långevattnet som har en medelvattennivå på 100 m ö h (Klemetz 2005, s 6). Såväl det lokala som det regionala avrinningsområdets storlek och gränser har bestämts utifrån topografin och närliggande vattendrag (kap 2.1.1) och redovisas i Figur 12. Deponiområdet är på ca 33 ha, det lokala avrinningsområdet är beräknat till ca 66 ha och det regionala till ca 780 ha. 24

33 22500 Deponiområde Lokalt avrinningsområde Regionalt avrinningsområde Figur 12 Deponiområde samt lokalt och regionalt avrinningsområde för Kikås avfallsanläggning Begreppsmodell - Deponiområdet Tyréns har utifrån jordartskarta, uppgifter om hydrologiska förhållanden, jordprovtagningar, grundvattennivåmätningar samt uppgifter från tidigare undersökningar tagit fram en begreppsmodell för geologin och grund- och lakvattenströmningen i deponiområdet, se Figur 13 och 14. Figur 13 visar att den generella grundvattenströmningen (blå pilar) oftast är, pga den topografiska skillnaden, riktad in mot upplaget. I själva deponin är grundvattenströmningen riktad öster ut ner mot lakvattendammarna. I nordvästra randen har tidigare utredningar påvisat att lakvatten strömmar ut från deponin (röd pil). Det är detta utläckage som föranlett en noggrannare studie av grundvattensituationen i de nordvästra delarna av deponin och det intilliggande kyrkogårdsområdet. 25

34 A A Figur 13 Deponiområde och avrinningsområde för Kikås avfallsdeponi och generell lak- och grundvattenströmning (Klemetz 2005, figur 4). Lakvattenyta i deponin Infiltrerande nederbörd Tryckyta i undre akvifär Ytavrinning +100 möh Deponi St Långvattnet Lera/Torv Fönster Morän lakvattenflöde grundvattenflöde Utläckage av lakvatten från deponi till undre akvifär Inläckage av grundvatten från undre akvifär in i deponi Figur 14 Begreppsmodell för deponiområdet. Sektion A-A i Figur 13 (Klemetz 2005, figur 5). 26

35 G KOMPOSTERING Deponimassorna underlagras av ett tätt lager av kompakterad torv och lera som vilar på relativt genomsläpplig friktionsmaterial, morän. Moränen vilar på berg. Nederbörd och ytavrinning från omgivningen (ofta kalt berg) når upplaget och infiltrerar antingen i deponin och bildar lakvatten, eller infiltrerar i friktionsmaterialet och bildar grundvatten. En mindre del av nederbörden infiltrerar också i sprickformationer i berget och bildar berggrundvatten. S Långevattnet som ligger nordväst om upplaget, och har en medelvattenyta på +100 m ö h, matar troligtvis aktuellt område (+80 m ö h) med grundvatten. Trycknivån i berg- eller grundvattnet kan vara högre än lakvattennivån i deponin. Om så är fallet kan grundvatten från berget och moränen strömma in i deponimassorna och bilda lakvatten. Detta sker vid platser där morän och deponi står i kontakt med varandra, t ex i släntfoten av deponin och vid fönster i det tätande lerlagret. Om trycknivån i berg- eller grundvatten är lägre än lakvattennivån kan istället lakvatten läcka ut till den undre akviferen. Detta kan föranleda en okontrollerad föroreningsspridning via berg- eller grundvatten från området. (Klemetz 2005, s 7-8) Kyrkogårdsområde Dräneringsledningar Dessa osäkerheter vad gäller trycknivåer i avfallsanläggningens omgivande berg- och grundvatten föranledde upprättandet av en regional modell över området. Det råder också osäkerheter om vilken inverkan det system av dräneringsledningar har som finns installerat i och i anslutning till deponin, se Figur Deponiområde Figur 15 Befintligt dräneringssystem i och i anslutning till nordvästra delen av Kikås avfallsanläggning (Klemetz 2005:2, Figur 1) 3.2. Hydrogeologiska frågeställningar för kyrkogårdsområdet Grundvattenbildning och grundvattenströmning från kyrkogårdsområdet är inte känd. Eftersom området utgörs av en isälvsavlagring (göteborgsmorän) med hög vattengenomsläpplighet är det sannolikt att området genererar mycket vatten till deponin. Hypotesen har varit att nybildat grundvatten från kyrkogården dels strömmar in i deponin, dels strömmar söderut, ner i den trånga dalgången väster om deponin. Det har dock inte

36 KOMPOSTERING tidigare funnits några grundvattenrör eller grundvattenobservationer som kunnat bekräfta hypotesen (Klemetz 2005, s 10). Mot denna bakgrund har följande hydrogeologiska frågeställningar formulerats för områdets nordvästra delar och kyrkogårdsområdet: Vilka strömningsförhållanden råder för grundvattnet i kyrkogårdsområdet? Stämmer de antagna värdena i den lokala modellen överens med de värden som den regionala modellen visar? Hur stort är grundvattenflödet [m 3 /dygn] från kyrkogårdsområdet in till deponin? Hur stort är lakvattenflödet [m 3 /dygn] från deponin ut i de nordvästra delarna av området? I Figur 16, 17 och 18 visas området i plan samt i profil- och sektionssnitt. Kyrkogårdsområde 12 A 11 GV101 GV104 GV Deponiområde B GV Rb 9407 B Rb 9405 Rb 9402 GR Rb 9411 Rb 9401 Obsrör 1 Obsrör Rb A Rb Borrhål Rb 9404 Rb 9410 Rb Figure 16 Plan över kyrkogårdsområdet och deponiområdet. Profilsnitt AA och sektionssnitt BB mellan kyrkogårdsområdet och deponiområdetvisas i Figur 17 resp 18 (Klemetz 2005:2, Figur 2). 28

37 Profillinje AA' Kikåsleden, Kikås Nivå [m ö h] Rb 9411 Berg GV14 Sand/Grus (Göteborgsmorän) GV105 GV13 GV x-koord [m] Figur 17 Profilsnitt AA från Figur 16 visar markyta, berggrund och geologi mellan kyrkogårdsområdet och deponiområdet (Klemetz 2005:2 Figur 4) Nederbörd Sektion BB' Kikåsleden, Kikås Deponigräns 100 Kikåsleden Jordvall Deponimassor Nivå [m ö h] Sand/Grus (Göteborgsmorän) Lera/Torv 85 Berg Berg y-koord [m] Figur 18 Sektionsnitt BB från Figur 16 visar marktyta, berggrund och geologi samt generell grundvattenströmning från kyrkogårdsområdet in i deponin (Klemetz 2005:2 Figur 6). 29

38 3.3. Kompletterande undersökningar Nedan redovisas de kompletterande undersökningar och installationer som Tyréns gjort i kyrkogårdområdet i syfte att ge svar på frågeställningarna i kap Installation av grundvattenrör För att klargöra grundvattenströmningen inom kyrkogårdsområdet har 8 nya grundvattenrör installerats, se Figur 19. Fyra av rören (GV11, 12, 13, 14) är PEH63-rör som har ODEX-borrats 8 ner till bergöveryta. Övriga rör (GV101, 103, 104, 105) är 1 -stålrör med filterspets vilka har slagits ner till bergöveryta. Installationsdjupet varierar mellan ca 2-7 m under markytan. Grundvattenytan ligger i regel ca 2-5 m under markytan. (Klemetz 2005, s13) Lodning av grundvattennivåer Utöver de grundvattennivåer som av Sweco lodats och dokumenterats i kontinuerliga mätningar (se bilaga/ref) i de befintliga grundvattenrören, har Tyréns lodat grundvattennivåerna i de nyinstallerade rören. Lodningen genomfördes med piplod, där en elektrisk signal alstrar ett pipljud när lodet kommer i kontakt med vattenytan. Figur 19 Nyinstallerade grundvattenrör vid kyrkogård (8 st) och lågpunkt nordost om infartskontrollen (3 st) visas som blå punkter. Befintliga grundvattenrör visas som röda punkter (Klemetz 2005, figur 9) Slugtest Slugtest är en beprövad metod för att bestämma den hydrauliska konduktiviteten (genomsläppligheten) i marken där ett grundvattenrör är installerat. Slugtesten har utförts med hjälp av en automatregistrerande tryckmätare, s.k. Diver, som registrerat trycknivåsänkningen 1 gång/sekund i ett grundvattenrör som först fyllts med vatten. För utvärdering av data har programmet Aquifer Test Pro använts (se kap 2.5.6) och Hvorslevs metod tillämpats (Aqtesolv 2005). I Figur 20 redovisas grafen från ett slugtest (GV14) där de olika momenten i genomförandet tydligt går att utläsa. Slugtest har utförts i 4 av de nyinstallerade grundvattenrören och resultaten framgår av Tabell 2. Genomförande av slugtest, maj Odexborrning innebär i korthet att borrkronans rymmare svänger ut och borrar ett hål som är större än fodderrörets ytterdiameter. Detta gör det möjligt att föra ner foderröret utan rotation (Sveriges Avantborrareförening 1996, s 1). I foderröret monteras ett brunnsrör med filterslits i plast varefter foderröret dras upp. Metoden används i porösa avlagringar, som t ex morän, för att undvika ras vid monteringen av brunnsröret. 30

39 SLUGTEST GV 14 - KYRKOGÅRDSOMRÅDET Divern i luften (hissas ner i röret) 2. Divern sänks i grundvattnet 3. Divern hålls still 4. Grundvattenröret fylls med vatten 5. Grundvattnet infiltrerar i marken och vattentrycket sjunker till ursprunglig nivå 6. Divern dras upp ur vattnet 7. Divern i luften (hissas upp ur röret) Figur 20 Kurva från Slugtest GV14. Grundvattenrör Hydraulisk konduktivitet Metod [m/s] GV9 6.54E-6 Hvorslev GV E-5 Hvorslev GV E-7 Hvorslev GV E-6 Hvorslev Tabell 2 Resultat av slugtest (Klemetz 2005, tabell 1) Grundvattenmodell Den begreppsmodell som tagits fram för deponiområdet (kap 3.1.2), uppgifter om kyrkogårdsområdets beskaffenhet och resultat från de kompletterande undersökningarna (kap 3.3) samt uppgifter om geologi och topografi i regionen har legat till grund för den regionala numeriska datamodell (kap 2.4) som upprättats över området. I datamodellen har undersökningsområdet från den lokala datamodellen som Tyréns tagit fram utvidgats till att omfatta såväl hela deponiområdet som stora delar av samhället väster om dito. Avrinningsområdet är på så vis till stor del avgränsat av naturliga vattendrag, vilket gör vattenbalansberäkningarna mer tillförlitliga. Ett alltför snävt modellområde innebär stora risker för felaktiga bedömningar och slutsatser, eftersom helhetsbilden då lätt går förlorad (kap 2.3). 31

40 Tillvägagångssätt vilka program som har använts och hur För att genomföra en grundvatten- och föroreningstransportmodell i datamiljö används flera olika programvaror för olika delar av modelleringsarbetet. De rådata som modellen bygger på behöver ofta formateras om för att kunna tjäna som indata till modellen. Nedan följer en sammanfattning av vilka program som använts och till vad för datamodelleringen i detta arbete. I Figur 21 framgår hur de olika programmen har använts tillsammans. 2 Excel (databas) Surfer (grid-filer; presentation) Borrhållsloggar; geoteknik Konceptuell modell Autodesk MAP (diggning xyz; Georeffa kartor;) Visual ModFlow + MT3D (beräkningar) Figur 21 Arbetssätt som har använts vid den numeriska datamodelleringen. Excel har använts för att bygga upp en grunddatabas. I databasen sparas alla registrerade punkter (x-, y-, z-koordinater) från inmätningar, i detta fall användes koordinater från Mölndals kommuns grundkarta. Autodesk MAP har använts för att slå ihop jordartskarta och tätortskarta till en och få kartan i göteborgs lokala koordinatsystem, även kallat att georeffa kartorna. I Autodesk MAP kan också ett område (t ex ett avrinningsområde eller ett område med en viss jordart) markeras och sparas i dxf-format för att sedan kunna hämtas upp och användas i modelluppbyggnaden. Surfer har använts för att skapa s.k. gridfiler ur excel-databasen. Gridfilerna kan t ex motsvara de olika lagrens utseende och läge. I gridformat (.grd ) kan lagren sedan importeras i modelluppbyggnaden. Surfer används också i modelleringens slutskede och presentation, eftersom programmet ur visualiseringssynpunkt kan göra mycket bra bilder. Visual Modflow har använts för att utföra själva modelleringsberäkningarna. Härvid importeras de kartbilder som skapats i Autodesk MAP i dxf-format, gridfiler från Surfer i grd-format, samt uppgifter om uppmätta grundvattennivåer från excel-databasen. Efter att ha matat modellen med uppgifter om viktiga parametrar som t ex randvillkor (kap 2.1.9), hydrauliska egenskaper för olika delområden och lager, stationära eller transienta förhållanden (kap 2.1.5), nettonederbörd (kap 2.1.3) mm får modellen snurra. Härefter justeras ingående parametrar tills de kalkylerade grundvattennivåerna stämmer överens med 32

41 de uppmätta (resultatet från detta moment i modelleringen visas i kap 3.4.3). Justeringarna får förstås inte överskrida rimliga gränser för t ex hydraulisk konduktivitet eller nettonederbörd. Det är också viktigt att inte ansätta något som strider mot den begreppsmodell som modellen har sin utgångspunkt i. Efter en grovkalibrering av ingående parametrar kan även gridindelningen göras finare i de delar av modellen som är särskilt intressanta. När modellen i tillräckligt hög grad är kalibrerad mot uppmätta grundvattennivåer kan den användas för att beräkna förväntade flöden i en viss sektion (t ex med hjälp av Zonebudget, kap 2.5.3) eller för att simulera hur en ändring av förutsättningarna påverkar grundvattnet, t ex vilken inverkan ändrade nederbördsförhållanden skulle ha på grundvattenströmningen. Efter verifiering, validering, känslighetsanalys och osäkerhetsanalys enligt kap väljs för området intressanta och relevanta planbilder och profilsnitt. Bilderna presenteras i 2D eller 3D i Surfer eller direkt ur Modflow Uppbyggnad Baserat på ovanstående är modellen uppbyggd av fyra lager och avgränsas uppåt av markytans topografi. Området är indelat i celler och cellernas storlek, gridstorleken, är 40x40 m i de perifera delarna och 10x10 m i det för studien intressanta kyrkogårdområdet med omnejd. I varje cell har specifika hydrauliska egenskaper ansatts, som t ex hydraulisk konduktivitet [m 3 /s m 2 ] och nettonederbörd [mm/år]. Vid modelleringen har stationära förhållanden antagits gälla. A A Figur 22 Plan med gridindelning över det regionala modellområdet samt översikt över ansatta värden på hydraulisk konduktivitet (ur Modflow). 33

42 Figur 23 Profil med lagerindelning, sektion A-A i Figur 22, i den regionala modellen Kalibrering Modellen har kalibrerats genom att de kalkylerade grundvattennivåerna i samtliga grundvattenrör inom modellområdet har jämförts med uppmätta nivåer. Resultatet framgår av Figur 24. Att punkterna ligger inom de streckade linjerna innebär 95 % överensstämmelse mellan kalkylerade och uppmätta nivåer. Figur 24 Kalibreringsdiagram över kalkylerade kontra observerade grundvattennivåer i samtliga GV-rör i den regionala modellen. 34

43 Verifiering Någon verifiering i strikt bemärkelse, att den kalibrerade modellen ska kunna återge andra mätresultat, har inte kunnat göras p.g.a. avsaknad av data. En jämförelse mellan den regionala modellen och den lokala modell som Tyréns upprättat över deponiområdet visar dock att grundvattennivåerna i de båda modellerna stämmer väl överens i områden där modellerna överlappar varandra, d v s den regionala modellen återger andra simulerade resultat, se kalibreringsdiagram i Figur 25. Även strömningsriktningar stämmer väl överens mellan de båda modellerna se Figur 26 och 27. Detta stärker båda datormodellernas, och inte minst begreppsmodellens, tillförlitlighet. LOKAL MODELL - grundvattennivåer i kyrkogårdsområdet REGIONAL MODELL - grundvattennivåer i kyrkogårdsområdet 35

44 LOKAL MODELL - grundvattennivåer i befintliga GV-rör (Sweco) REGIONAL MODELL - grundvattennivåer i befintliga GV-rör (Sweco) Figur 25 Kalibreringsdiagram över kalkylerade kontra observerade grundvattennivåer i den lokala respektive regionala modellen i GV-rör i kyrkogårdsområdet och befintliga, av Sweco installerade, GV-rör. 36

45 Figur 26 Generell grundvattenströmning (blå pilar) ur den regionala modellen. Figur 27 Grundvattenströmning ur den regionala resp lokala modellen (markerat område i Figur 26) Validering Med hänsyn till modellområdets stora utbredning visar överensstämmelsen mellan den konceptuella modellen över kyrkogårds- och deponiområdet och den regionala datormodellens resultat på en tillräcklig noggrannhet i modelluppbyggnaden Känslighetsanalys Känslighetsanalys har gjorts genom successiv förändring av parametrarna hydraulisk konduktivitet och nettonederbörd. Det visade sig att en förändring av den hydrauliska konduktiviteten (inom rimliga gränser med hänsyn till jordart) har betydligt större inverkan på modellresultatet än en (rimlig) förändring av nettonederbörden. 37

46 En annan parameter som visat sig spela en avgörande roll är modelluppbyggnadens lagertjocklek. Alltför tunt lager 1, topplager, kan orsaka att den kalibrerade grundvattenytan hamnar i lager 2, vilket får till följd att ovanliggande celler i lager 1 torrläggs, vilket i sin tur försämrar modellens tillförlitlighet Osäkerhetsanalys Att upprätta en datormodell som den ovan gjorda innebär stora förenklingar av de förhållanden som råder i verkligheten. Jordartskartan ger relativt tillförlitlig information om jordmaterial och berggrund nära markytan, men en stor osäkerhetsfaktor är t ex olika jordlagers djup, vilket spelar en avgörande roll för grundvattenströmningens omfattning. I detta avseende försämrar modelluppbyggnaden noggrannheten ytterligare, eftersom grid- och lagerindelningen ofta ger betydligt hackigare övergångar mellan olika jord- och bergmaterial än de i naturen förekommande. Detta gäller i synnerhet i starkt topografiska områden, likt området kring Kikås. Ett resultat av hackiga materialövergångar och lagerindelning är att celler torrläggs (kap 3.4.6) och modellens tillförlitlighet minskar avsevärt. Torra celler kan undvikas genom att topplagret görs djupare, men då ökar samtidigt andra osäkerhetsfaktorer. Andra parametrar, som t ex den hydrauliska konduktiviteten och nettonederbörden, låses alltid till en konstant nivå i hela cellen, vilket gör det önskvärt att topplagret inte är alltför djupt om dessa parametrar ska kunna variera med tillfredställande noggrannhet. Såväl torra celler som alltför djupa topplager bör alltså betraktas som viktiga osäkerhetsfaktorer. Generellt kan sägas att resultaten främst bör användas som rikt- och jämförelsevärden som kan bekräfta och i viss mån kvantifiera den konceptuella modellen Studie av föroreningstransport Den grundvattenmodell som upprättats i Modflow har använts för att studera hur eventuell föroreningstransport kan ske i området kring avfallsanläggningen. Detta har gjorts genom att till grundvattenmodellen koppla en modell över föroreningstransport i programmet MT3D (kap 2.5.4). Det ämne som har använts för simuleringen är kloridjoner, Cl -, vilket i sig inte är någon ytterst allvarlig förorening, men som ofta förekommer i marker som innehåller även mer miljöfarliga ämnen. Kloridjoner är mycket lättlösliga i vatten vilket innebär att K D -värdet i princip är 0, d v s adsorptionen är försumbar (kap 2.2.3), och advektion (kap 2.2.1) är den dominerande transportprocessen. De flesta miljöfarliga ämnen har högre K D -värde än kloridjoner, och sprids därför långsammare än dessa. På så vis är kloridjoner en god indikator på att en föroreningsplym kan vara på väg. Genom att simulera utsläpp av kloridjoner i modellen fås en uppfattning om vilka spridningsvägar eventuellt utläckage av föroreningar från deponin skulle ta. I Figur 28 visas resultatet av simuleringen. 38

47 50 DAGAR 1 ÅR Figur 28 Simulering av utsläpp av Cl (500 mg/l) i deponin. Föroreningens utbredning visas efter 50 dagar, 1 år och 10 år. 10 ÅR 39