| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Diffus jordforurening og trafik

2 Historisk redegørelse og afgrænsning af undersøgelsesareal

I det følgende beskrives undersøgelsesstrategien for diffus jordforurening fra trafikken (liniemodellen) langs to vejstrækninger i Københavns kommune.

2.1 Systematiske trin ved opbygning af strategien

Undersøgelsesstrategien omfatter følgende trin, jf. /3/:

• Udarbejdelse af den historiske redegørelse, dvs. inddragelse af eksisterende viden om området.
• Opstilling af en eller flere forureningsmodeller for diffus jordforurening i området.
• Geografisk afgrænsning af det areal, der skal undersøges.
• Opstilling af hypoteser.
• Valg af passende analyseparametre og måleteknikker.
• Design af forsøgsplan, herunder hvilke data, der er nødvendige for at kunne acceptere eller afvise de definerede hypoteser.
• Opstilling af prøvetagnings- og analyseplan.

Undersøgelsesstrategien er illustreret i figur 2.1.

2.2 Historisk redegørelse

Undersøgelsen foretages på to forskellige vejarealer med følgende karakteristika:

• Vejene blev etableret for mindst 60 år siden.
• Vejene er i dag 4-sporede.
• Trafikhastigheden er 60 – 90 km/t.
• Trafikdensiteten er 20.000 - 48.000 biler/dag.

De to testarealer er følgende:

• Hareskovvejen: Strækningen gennem Utterslev Mose (1,5 km). Vejen er etableret i 1941. Årsdøgntrafikken var i 2001 48.000 biler/dag.
• Frederikssundsvej: Etapen mellem Vestvolden og kommunegrænsen (0,4 km). Vejen er etableret før 1900. Årsdøgntrafikken var i 2001 20.000 biler/dag

Testarealerne er vist på et oversigtskort i figur 2.2. Der er indsamlet oplysninger om vejdata samt om potentielle forurenende aktiviteter langs testarealet, herunder både punktkilder og diffuse kilder. Oplysninger om punktkilder, tidligere industrigrunde og områder med fyld- og lossepladser er indhentet fra Købehavns Kommunes Miljøkontrol /4, 5, 6, 7/.

Figur 2.1 Systematiske trin i undersøgelsesstrategien
Systematic steps for the investigation strategy

Klik her for at se figuren.

Figur 2.2 Oversigtskort over den fysiske placering af testarealerne i København
Overview showing the location of the test areas in Copenhagen

Hareskovvej

Frederikssundsvej

2.3 Meteorologiske data

I tabel 2.1 angives data fra DMI for temperaturen og nedbør ved målestationen i Københavns lufthavn i Kastrup, for årene 1961-1990.

Tabel 2.1 Temperatur, vind og nedbør /8, 9/
Temperature, wind and rainfall

Som det ses af tabel 2.1, er den hyppigste vindretning ved Københavns lufthavn, Kastrup, vestlig. I figur 2.3 vises en vindrose for alle 12 måneder af året for årene 1961-1990 /10/. En vindrose viser fordelingen af vindens retning og hastighed.

2.4 Opstilling af forureningsmodeller

Den diffuse jordforurening langs hovedveje antages at kunne beskrives med

• en liniemodel, dvs. emissioner fra trafik og vejanlæg

Det antages, at forureningen består af bly og andre tungmetaller, PAH, olie, pesticider, dioxiner, og evt. phthalater. Det antages, at forureningen aftager med afstanden fra vejen, og at det forureningspåvirkede areal strækker sig fra 0 til mindst 30 m fra vejrabatten. Ved større afstand antages forureningsniveauet alene at være bestemt af områdets øvrige diffuse kilder (kulturlag - bidragsmodel) /11/. Det antages, at jordforureningen aftager i dybden.

Baggrundsniveauer

Litteraturværdier for baggrundsniveauer i landområder er angivet i tabel 2.2, 2.3 og 2.4.

Klik her for at se figuren.

Figur 2.3 Vindroser og statistik for Kastrup lufthavn - Kilde DMI www.dmi.dk /10/.
Wind direction and statistics for Kastrup airport – source DMI

Tabel 2.2 Medianværdier for tungmetalkoncentrationer i danske landområder /14, 15/ (mg/kg TS).
Median values for heavy metals in Danish rural soils (mg/kg dw)

Tabel 2.3 Skønnede referenceniveauer for PAH i jord /1/ (mg/kg TS).
Estimated reference levels for PAH (mg/kg dw).

* ITE (NATO/CCMS) betyder internationale toksicitetsækvivalenter som defineret af NATO/CCMS.

Tabel 2.4 Skønnede referenceniveauer for organiske stoffer i jord.
Estimated reference levels for organic pollutants in soils

2.5 Afgrænsning af testarealet

På basis af den tidligere erfaring /1/ med forurening langs veje er testarealet afgrænset til ca. 100 m til hver side af Hareskovvej, jf. figur 2.4. Testarealet langs Frederikssundsvej er på basis af erfaring med undersøgelsen langs Hareskovvej afgrænset til ca. 30 m til hver side af vejen, jf. figur 2.5.

Figur 2.4 Oversigt over testarealet langs Hareskovvejen
Overview of test area along Hareskov road

Figur 2.5 Oversigt over testarealet langs Frederikssundsvej
Overview of test area along Frederikssund road

2.6 Definition af hypoteser

Der er opstillet følgende hypoteser om relationerne mellem den diffuse jordforurening og forureningskilden.

Hypoteser om undersøgelsesstrategier:

1. Undersøgelsesstrategien (en statistisk sammenligning af prøvetagningsfelter og en visualisering af forureningsniveauerne over arealet) er en effektiv metode til at sikre et datagrundlag for kortlægning på Vidensniveau 2, dvs. en statistisk dokumentation for at jordkvalitetskriterier i topjord fra delområder er overskredet.
2. Anvendelsen af en feltteknik (røntgenfluorescens, EDXRF) forbedrer datagrundlaget for kortlægning på Vidensniveau 2.
3. Dataindsamling baseret på den anvendte prøvetagningsplan (antal af prøvepunkter) giver et tilstrækkeligt grundlag for kortlægning på Vidensniveau 2.
4. Dataindsamling baseret på den anvendte analyseplan (parametervalg og analysemetode) giver et tilstrækkeligt grundlag for kortlægning på vidensniveau 2.

Hypoteser om forureningsmodellen:

5. Diffus jordforurening kan beskrives ved en liniemodel, idet der er en sammenhæng mellem afstanden fra forureningskilden og indholdet af forureningskomponenter i topjorden (2-10 cm). Indholdet aftager med afstanden fra liniekilden, indtil en afstand, hvor forureningsniveauet alene vil afhænge af områdets øvrige diffuse kilder.
6. Forureningsniveauet aftager med dybden i jordlaget.
7. Indholdet af forureningskomponenter i jordlag på 0-5 cm (inkl. græstørv) i uberørt jord (jord, hvor der ikke graves, f.eks. græsarealer og ikke-dyrket jord) er højere end i de dybereliggende jordlag fra 2-10 cm.
8. Diffus jordforurening i større afstand fra vej kan beskrives ved en bidragsmodel, idet der her er et varierende og tilfældigt indhold af forureningskomponenter, såsom PAH og tungmetaller, i fyldlaget, dvs. der er ingen tendens til højere indhold i bestemte retninger.
9. Diffus jordforurening i større afstand fra vejen kan beskrives ved en bidragsmodel, idet der her er et højere indhold af forureningskomponenter, såsom PAH og tungmetaller, i fyldlaget i forhold til referenceværdierne for intakt jord.

Hypotese om arealspecifikke analyseparametre:

10. Foruden tungmetaller og PAH findes olie (totalkulbrinter), dioxiner, PCB, phthalater og pesticider som diffus jordforurening.
11. Der er en sammenhæng mellem koncentrationerne af benzo(a)pyren (BaP), dibenzo(ah)anthracen (DiBahA) og summen af MST 7 PAH.
12. Der er en sammenhæng mellem koncentrationerne af bly og zink.
13. Der er en sammenhæng mellem koncentrationerne af cadmium og zink.
14. Der er en sammenhæng mellem koncentrationerne af bly og BaP.
15. De kritiske forureningsparametre er identiske med parametre fra andre undersøgelser, nemlig BaP og bly.

2.7 Valg af analyseparametre og måleteknikker

Potentielle forureningsparametre er identificeret som arsen, bly, cadmium, chrom, kobber, nikkel, zink, PAH, oliekulbrinter, phthalater, PCB, dioxiner og pesticider.

Som indikatorparametre er udpeget tungmetallerne Pb, Cu, og Zn samt Miljøstyrelsens 7 PAH som er målt i alle prøver. De øvrige forureningsparametre er målt i et mindre antal prøver, se analyseplan i afsnit 2.10.

Tungmetaller

Der er ønsket en vurdering af, om anvendelse af feltteknikken, EDXRF, til måling af As, Pb, Cr, Cu, Ni, og Zn er fordelagtig, hvad angår pris og effektivitet. Analyseusikkerheden er vurderet til 10 – 20 % ved EDXRF målinger for bly, kobber, nikkel og zink ved koncentrationer fra 40 - 200 mg/kg og genfindingen er omkring 70 - 150% /2/. Analyseusikkerheden og genfinding for arsen er derimod henholdsvis 48 % og 300 % ved lave koncentrationer (4 mg/kg). Analyseusikkerheden og genfinding for chrom er henholdsvis 96% og 300% ved lave koncentrationer (12 mg/kg)/2/.

As, Pb, Cd, Cr, Cu, Ni, og Zn kan måles ved en ICP-analyseteknik, som typisk har en analyseusikkerhed på mindre end 15%. Hg kan måles ved en cold vapor teknik.

Detektionsgrænserne for de to teknikker er angivet i tabel 2.5.

Tabel 2.5 Detektionsgrænser ved analyse af tungmetaller
Detection limits for the analysis of heavy metals

PAH

For analyse af Miljøstyrelsens 7 PAH (fluoranthen, benzo(b)fluoranthen, benzo(j)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, benzo(a)pyren, dibenz(ah)anthracen and indeno(123-cd)pyren) kan der anvendes Miljøstyrelsens standardmetode, en GC-MS-SIM-teknik (jordprøven ekstraheres med toluen på rysteapparat i 16 timer). Analyseusikkerheden er angivet som mindre end 20%.

En række prøver ønskes analyseret for et udvidet antal PAH (27) samt 4 grupper af alkylerede PAH (C₃ –phenanthrener, C₄ –phenanthrener, C₂ –dibenzothiophener og C₃ –dibenzothiophener). Formålet er at vurdere PAH-sammensætningen i diffus jordforurening i forhold til PAH-kilden. Resultaterne skal desuden indgå i Miljøstyrelsens projekt om baggrundsniveauer for PAH i jord.

I /21/ er der indsamlet litteratur vedrørende PAH-sammensætning i forhold til PAH-kilder. Der er peget på visse PAH-forbindelser og indikatorer, som kan benyttes til vurdering af kilden. Bl.a. nævnes det, at methylerede PAH stammer fra olieprodukter, at reten (7-isopropyl-1-methyl-phenanthren) er en specifik indikator for afbrænding af nåletræ, og at coronen, anthanthren og benzo(ghi)perylen dannes i forbrændingsmotorer. Der er anvendt følgende fire indikatorer:

Den udvidede analyse for PAH kan udføres ved en GC-MS-SIM teknik (jordprøven ekstraheres med acetone/pentan ved behandling på ultralydsbad i 5 min. og rysteapparat i 2 timer). Analyseusikkerheden er angivet som mindre end 15%.

Detektionsgrænserne er vist i tabel 2.6.

Tabel 2.6 Detektionsgrænser for organiske parametre
Detection limits for the analysis of organics

Olie

For analyse af benzen, toluen, ethylbenzen, xylener og totalkulbrinter er anvendt Miljøstyrelsens standardmetode ved GC-FID (jordprøven ekstraheres med pentan efter ekstraktion på rysteapparat i 16 timer). Analyseusikkerheden er angivet som mindre end 20%. Detektionsgrænserne er vist i tabel 2.7.

Tabel 2.7 Detektionsgrænser for organiske parametre
Detection limits for the analysis of organics

PCB og Phthalater

Indholdet af PCB og phthalater er målt ved en GC-MS-SIM teknik (jordprøven ekstraheres med acetone/pentan ved behandling på ultralydsbad i 5 min og rysteapparat i 2 timer). Analyseusikkerheden er angivet som mindre end 15%. Detektionsgrænserne er vist i tabel 2.8.

Tabel 2.8 Detektionsgrænser for organiske parametre
Detection limits for the analysis of organics

Dioxiner

Indholdet af dioxiner (polychlorerede dibenzofurans og dibenzodioxins) er målt ved GC/MS–SIM teknik. Detektionsgrænser er vist i tabel 2.9.

Tabel 2.9 Detektionsgrænser for dioxiner
Detection limits for the analysis of dioxins

Pesticider

Pesticider (Atrazin, DDT +DDE +DDD, Dichlobenil, Dieldrin, Lindan, Malathion, Parathion, Simazin) er målt ved GC-MS-SIM. Analyseusikkerheden er mindre end 15%. Detektionsgrænser er vist i tabel 2.10.

Tabel 2.10 Detektionsgrænser for organiske parametre
Detection limits for the analysis of organics

2.8 Design af forsøgsplan

Liniemodellen forudsætter at forureningsniveauet i prøvetagningspunkter langs de to testarealer aftager med afstanden fra vejen og i dybden. Det antages at det forureningspåvirkede areal strækker sig fra 0 til mindste 30 m fra vejrabatten. Det antages at prøvetagningsfelter i samme afstand til vejen vil være sammenlignelige, men at der vil være en vis variation på grund af mikrovariation i jordmediet, dyrkning af jorden (græs eller bede langs veje) samt lokale jordudskiftning (anlægsarbejde, vedligeholdelsesarbejde, afhøvling af rabatjord).

Til dokumentation af forureningsniveauet og afhængighed af afstand fra vejen udtages derfor en række prøver fra prøvetagningsfelter placeret med forskellige afstand fra vejen som illustreret i figur 2.6. Afstandsintervaller opdeles i 5 zoner A - E og i forbindelse med prøvetagning er positioner indmålt med GPS således at den nøjagtige afstand til vejen kan måles.

A 0 - 2 m
B 2 - 5 m
C 5 - 10 m
D 10 - 30 m
E 30 - 100 m

I zone E og evt. D kan der være bidrag til den diffuse jordforurening fra andre kilder herunder kulturlag i boligområderne (bidragsmodellen). De aktuelle prøvetagningspunkter i relation til afstanden fra rabatten er vist i figur 2.7.

Til kontrol af mikrovariation udtages mellem 1- 5 prøver i prøvetagningsfelter på 4 m² (2 x 2m), jf. figur 2.6 og 2.7.

Klik her for at se figuren.

Figur 2.6 Skitse over koncept for placering af prøvetagningsfelter
Sketch showing concept for sampling areas

Figur 2.7 Placering af prøvetagningsfelter iht. afstand langs Hareskovvej
Sampling position related to distance from hard shoulder

For at bestemme variationerne i dybden udtages der prøver i forskellige dybder, som følger:

0 - 5 cm Jordoverfladen inkl. græstørv
2 - 10 cm Jordlag under græstørv, som typisk antages at være repræsentative ved vurdering af risiko for hudkontakt.
20 - 30 cm Repræsenterer anvendelsesdybden
45 - 55 cm Repræsenterer anvendelsesdybden
95 - 105 cm Til afgrænsning af forurening

Dog udtages flest prøver i 2 - 10 cm's dybde, dvs. jordlaget, hvor risikoen for eksponering er højst. I resultatoversigten benævnes prøverne i forhold til dybden, f.eks.:

• 0,05 m's dybde
• 0,1 m's dybde
• 0,3 m's dybde
• 0,55 m's dybde
• 1,05 m's dybde

Afstanden mellem prøvetagningspunkterne i et prøvetagningsfelt er altid mellem 0,5 - 2 m. Prøvetagningsfelterne placeres i forskellige afstande fra vejen 1-100 m.

Forureningsmodellen antages, at forureningsniveauet inden for en zone, f.eks. zone A er sammenligneligt (ens). Det vil sige, at indholdet i jordprøver fra samme dybde i hvert delområde bør være repræsenteret af en gennemsnitsværdi, en medianværdi, en variationskoefficient og et konfidensinterval for den sande gennemsnitsværdi.

I alle prøver måles indikatorparametre og der udvælges passende prøver til analyse for de øvrige parametre. Den detaljerede prøvetagnings- og analyseplan udarbejdes på grundlag af besigtigelsen og retningslinierne i forsøgsplanen.

2.9 Prøvetagningsplanen

Besigtigelse

På grundlag af kortmaterialet, det historiske materiale og forsøgsplanen er der udarbejdet et forslag til prøvetagningspositioner, jf. figur 2.6. Herefter er der foretaget en besigtigelse, og positionerne er justeret i henhold til observationer og adgangsforhold.

Antal af prøvetagningspunkter - Hareskovvej

I tabel 2.11 angives forslag til antal af prøvetagningsfelter og jordprøver langs Hareskovvejen.

Tabel 2.11 Prøvetagningsplan for Hareskovvejen

De trafikale forhold langs testarealet er ens, og derfor forventes forureningsbelastningen langs vejstrækningen at være ens. Prøvetagningsfelterne placeres i forskellig afstand til hver side af vejen. Tæt på vejrabatten forventes ændringerne i forureningsniveauerne at være målbare over afstande på få m. Derfor undersøges udvalgte prøvetagningsfelter intensivt tæt på vejen, mens andre prøvetagningsfelter er screenet med et mindre antal prøvetagningspunkter. De prøvetagningsfelter, som undersøges intensivt, forventes at være repræsentativ for delområder i samme afstand og dybde.

Der placeres ingen prøvetagningsfelter i boligområdet ved Tingbjerg, da dette undersøges i forbindelse med diffus forurening og kulturlaget /11/.

Antal af prøvetagningspunkter - Frederikssundsvej

På baggrund af resultaterne fra Hareskovvejen er prøvetagningsplan for Frederikssundsvejen revideret og der er kun udtaget prøver fra zone A- D og 0- 55 cm's dybde, jf. tabel 2.12.

Tabel 2.12 Prøvetagningsplan for Frederikssundsvej

Der placeres ingen prøvetagningsfelter i boligområderne ved Banefløjen, Voldfløjen og Åfløjen, da disse undersøges i forbindelse med diffus forurening og kulturlag /11/.

2.10 Prøvetagningsarbejde

Et feltteam bestående af to personer har udført borearbejde, prøvetagning, feltobservationer, indmåling og feltdokumentation.

Jordprøverne er tilstræbt udtaget i jord, hvor der ikke jævnligt fortages jordarbejder, f.eks. i græsplæner, men ikke i bede.

Prøvetagningen i hver felt er dokumenteret på et feltkort og observationer er noteret i en standard feltjournal med:

• lokalitetsnavn
• dato
• initialer på feltfolk
• skitse af prøveudtagningsstedet med felt- og boringsnr.
• indmåling af UTM koordinator i forhold til referencepunkt (hvis GPS-måling umulig)
• prøvetagningsfelternes indbyrdes beliggenhed
• antal boringer/felt
• antal prøver/boring
• dybde for prøveudtagningen

Herudover er der noteret observationer vedrørende:

• afstande til trafik (tilladt hastighed)
• vejkryds
• busstoppested
• jernbaner
• belægninger som asfalt, jernbanesveller, grus, bede, krat

Herudover er der i feltjournalen udført en geologisk beskrivelse af den opborede jord.

Jordprøverne er udtaget med et håndbor ved at jorden fjernes indtil toppen af den ønskede jordprofil, hvorefter håndboret renses for jorden. Der er herefter udtaget en 10 cm jordprofil som én jordprøve. Brug af et karteringsspyd ville sandsynligvis give et mere præcist geologisk profil, men prøvetagningsmængden ville være alt for lille i forhold til analysebehovet. Endvidere kan man ved brug af håndbor fornemme fremmede genstande, mens der med et kvarteringsspyd er en risiko for at banke spyddet igennem ledninger m.v. hvis disse ikke er meget præcist angivet på ledningsplanerne.

Prøvetagningspunkter er indmålt ved en GPS-5700 med en nøjagtighed på 10 mm vandret og 20 mm lodret. Koordinator er angivet i system 34 Sjælland og terrænkote i DNN. GPS-målingerne er fortaget i forhold til signal fra ca. 6 – 8 satellitter. Signalet er dog svagt på visse tidspunkter om dagen. Disse tidspunkter kan i forvejen aflæses i en web-almanak /22/. Der kan desuden være forstyrrelser ved målinger tæt på høje bygninger eller under høje træer. Det anbefales derfor, at indmåle enkelte referencepunkter med GPS, så baggrundskort og indmålte boringer kan vurderes i forhold til hinanden. GPS- målingerne bør i øvrigt foretages i det koordinatsystem, som grundkortet findes i, da omregninger mellem de forskellige koordinatsystemer vil øge usikkerheden.

Hver jordprøve har fået et entydig prøvenr. bestående af lokalitetens ID-Zone, ID-felt nr.-boringsnr. og en dybdeangivelse. Alle jordprøver er udtaget i rilsanposer, lagt i køletasker og transporteret til miljølaboratoriet (NIRAS), hvor der er målt PID og foretaget en geologisk beskrivelse. Der er udtaget delprøver til de forskellige analyser. Prøveemballage er fremsendt af analyselaboratorierne og bestod af redcap-glas til olie- og PAH-analyse iht. Miljøstyrelsens standardmetoder, teflonkopper til EDXRF-analyse, plastposer til tungmetalanalyse med ICP og tørstofbestemmelse samt rilsanposer til udvidet PAH-, PCB-, phthalat-, pesticid- og dioxinanalyser.

2.11 Analysearbejde

PID, pH, tørstofindhold og organisk indhold

For alle jordprøver er jordarten beskrevet og der er målt tørstofindhold, glødetab og PID-udslag (udslag målt med en Photoionisation-detektor, der giver udslag ved flygtige forureninger).

Tungmetaller

Alle prøver fra prøvetagningsfelterne er analyseret for As, Pb, Cr, Cu, Ni og Zn (uden anden forbehandling end tørring, jf. konklusionerne i /2/) med en feltteknik (Røntgenfluorescens teknik - EDXRF) hos Teknologisk Institut i Århus.

Tungmetalindholdet er herefter kontrolleret i ca. 10 – 20% af prøverne ved en akkrediteret ICP-analyseteknik (induktivt koblet plasma) hos AnalyCen, hvor der desuden er målt for Cd.

PAH

Alle jordprøver er analyseret for sum af MST 7 PAH (polycycliske aromatiske hydrocarboner) ved Miljøstyrelsens standardmetode med en GC-MS-SIM teknik (gaschromatografi med masse spektrometri og selektiv ion monitoring) hos AnalyCen.

Til vurdering af PAH-sammensætningen er en række prøver (ca. 20% af prøverne i 2-10 cm's dybde) analyseret for et udvidet antal af PAH (27) samt 4 grupper af alkylerede PAH (C₃ –phenanthrener, C₄ –phenanthrener, C₂ –dibenzothiophener og C₃ –dibenzothiophener). Analysen er udført hos Eurofins ved en GC-MS-SIM-teknik

Olie

En række prøver (ca. 10% af prøverne udtaget i 2-10 cm's dybde) er analyseret for oliekulbrinter hos AnalyCen, og der er foretaget en vurdering af muligheden af, at prøverne har et naturligt indhold af kulbrinter, PAH m.v.

Phthalater, PCB, dioxin og pesticider

Ca. 3 - 10% af prøverne er analyseret for phthalater (dimethylphthalat, diethylphthalat, di-n-butylphthalat, butylbenzylphthalat, DEHA, DEHP, di-iso-nonylphthalat og di-n-octylphthalat) og PCB (CB 28, CB 52, CB 101, CB 118, CB 153, CB 138, CB 180). Analyserne er udført ved GC-MS-SIM hos Eurofins (i ekstraktet fra en udvidet PAH-analyse). Desuden er ca. 3 - 5% af prøverne analyseret for dioxiner (polychlorerede dibenzofuraner og dibenzodioxiner). Denne analyse er udført ved GC-MS-SIM hos GfA Gesellschaft fûr Arbeitsplatz- und Umweltanalytik mbH, Tyskland.

Et mindre antal prøver (8 stk.) analyseret for pesticider (Atrazin, DDT +DDE +DDD, Dichlobenil, Dieldrin, Lindan, Malathion, Parathion, Simazin) ved GC-MS-SIM hos Eurofins.

Kvalitetsmålinger

Der er udført nogle få analyser for tungmetaller, PAH og PCB på referencejord (standard). Der er ved udførelse af dobbeltbestemmelse på delprøver fra samme homogeniserede jordprøve foretaget en vurdering af analyseusikkerheden for målinger af tungmetaller med EDXRF og ICP samt for Miljøstyrelsens 7 PAH ved GC-MS-SIM.

2.12 Databehandling: Deskriptiv statistik

Den deskriptive statistik giver et overblik over forureningsniveauet for de enkelte områder som helhed, men siger ikke noget om rumlige (spatielle) tendenser (f.eks. om forureningsniveauet aftager i en vis retning), som analyseres særskilt. Der henvises til lærebøger om statistisk for en uddybende beskrivelse på de anvendte teknikker /23/.

Resultaterne fra udvalgte parametre i hver zone præsenteres med følgende parametre: Minimum, maksimum og gennemsnit samt koncentrationerne som repræsenterer 10%, 25%, 50% (medianværdien), 75% og 90% datafraktiler. Resultaterne afrundes til to betydende ciffer i oversigtstabellerne.

Fraktiler

Ved beregning af fraktilværdier i oversigtstabellerne returneres kun målte værdier, hvis rangordenen svarer til de ønskede fraktiler, ellers interpoleres mellem de to værdier til hver side. Beregningen for den "k`te" fraktil på "n" antal datapunkter udføres som følger:

Ligeledes anvendes ved beregning af en medianværdi en interpoleret værdi for datasæt med et lige antal datapunkter. Det vil sige, at et datasæt opfattes som et kontinuum. I /23/ er der redegjort for nødvendigheden af interpolation, samt beregningsprocedurer, såfremt der ikke findes en "unik" værdi. Dette er ikke problematisk, hvis der er mange datapunkter, men mindre tilfredsstillende ved få data. Derfor vises ved mindre end 7 data alene min., max., medianværdien og evt. gennemsnittet.

Desuden illustreres udvalgte analyseparametre som fraktilplot, hvor hvert datapunkt plottes som en fraktil, jf. /23/. På fraktilplottet kan der aflæses, hvilket datapunkt (X), der svarer til f.eks. 0,80 fraktil. Dette betyder, at 80% af dataene har koncentrationer svarende til eller er mindre end X. Fordelen ved et fraktilplot er, at alle datapunkter er vist, og figurens udseende herunder datafordelingen er uafhængig af koncentrationsintervaller(som f.eks. ved histogrammer).

Data under detektionsgrænser

Der er anvendt forskellige analysemetoder med forskellige detektionsgrænser, jf. tabel 2.5–2.10. Dette har dog ikke betydning, hvis resultaterne er væsentligt større end detektionsgrænserne, men er problematisk ved arsen, chrom og nikkel. Koncentrationsniveauerne for disse metaller i testarealer er typisk omkring eller under detektionsgrænsen for EDXRF-metoden, mens de ligger over detektionsgrænsen for ICP-metoden. Resultaterne for disse metaller er derfor vist særskilt for de to analysemetoder.

I /23/ angives, at hvis 15% af dataene er under detektionsgrænsen, kan der anvendes en værdi svarende til

• den halve af detektionsgrænsen,
• detektionsgrænsen
• eller en passende lav værdi.

Hvis 15-50% af dataene er under detektionsgrænsen, kan der overvejes en datahåndtering, hvor der fjernes data fra begge ender af fordelingen. I så fald er der behov for en større datamængde og en symmetrisk fordeling. Såfremt 50 - 80% af dataene er under detektionsgrænsen, bør det overvejes at anvende andre parametre til beskrivelse af dataene, f.eks. 0,75 fraktil.

Af hensyn til databehandlingen skal det generelt bemærkes, at resultater under detektionsgrænsen angives med en værdi svarende til det halve af detektionsgrænsen.

Gennemsnit

Metoden til håndtering af data under detektionsgrænsen har betydning ved beregning af gennemsnitsværdien. I oversigtstabellerne er der derfor kun vist en værdi for gennemsnittet, hvis 85% af resultaterne er over detektionsgrænsen. I modsat fald er der kun vist minimum, maksimum og medianværdien.

Medianværdien vil være upåvirket af data under detektionsgrænsen, hvis den ligger over detektionsgrænsen, men for at undgå misvisende fraktilværdier i oversigtstabellerne, anvendes betegnelsen "i.p." for resultater under detektionsgrænsen. Parametre med værdier under detektionsgrænserne er typisk chrom, nikkel og arsen samt enkelte PAH.

Datafordeling og betydning ved databehandling

Hvis et sæt prøver repræsenterer punkter fra en normalfordeling, kan resultaterne beskrives ved gennemsnittet og variansen (symmetrisk spredning af data på hver side af gennemsnittet). Et sæt prøver fra en normalfordeling vil i praksis være begrænset til en endelig størrelse og vil derfor være t-fordelt. Histogrammerne for en normalfordeling med en stor varians vil være bedre end en fordeling med en lille varians som illustreres i figur 2.8

Figur 2.8 Histogrammer for to normalfordelinger med hhv. en stor og lille varians
Histograms showing two normal distributions with a large and a small variance

Figur 2.9 Histogrammer for lognormalfordelinger
Histogram showing log normal distributions

Miljødata viser derimod ofte en asymmetrisk fordeling af værdier med en lang hale til højre på fordelingen (høje værdier), jf. figur 2.9. Dette betyder, at forudsætningen for mange statistiske standard tests ikke er opfyldt. Da funktionen Y=ln(X) for lognormale data er normalfordelt, kan en logaritme- transformation af værdierne betyde, at dataene bliver tilnærmelsesvis normalfordelte. En sådan transformation er nødvendigt, hvis der skal anvendes statistiske tests eller geostatistiske databehandlinger, idet disse forudsætter, at dataene er normalt fordelt, bl.a. ved beregning af gennemsnit og konfidensinterval for dette.

I alle datatabeller vises dog gennemsnittet, selv om forudsætningen om en normalfordeling ikke nødvendigvis er opfyldt. Hvis gennemsnittet og 0,5 fraktil (medianværdien) er forskellige, er der tale om en asymmetrisk fordeling - hvis der f.eks. findes høje værdier, vil gennemsnittet være højere end median.

Hvis dataene er normalfordelte (symmetriske omkring gennemsnittet), vil et fraktilplot have en S-form med en relativt flad sektion i midten. Derimod vil en stor spredning i koncentrationsniveauet betyde, at kurven stiger brat. Hvis dataene er asymmetriske med en lang hale (høje værdier) til højre ses en stejl stigning i den øverste højre del af kurven i forhold til den nederste venstre del.

Miljødata kan dog også være anderledes fordelt, og man skal være opmærksom på dette, hvis forskellige datasæt skal sammenlignes.

Udover tabellerne med deskriptiv statistik og fraktilplot er der i kap. 4 desuden fortaget en analyse af datafordelingen. Til databehandlingen er anvendt forskellige værktøjer fra Excel og R (R er statistiske og grafiske værktøjer udviklet ved Bell Laboratories som "open source" og kan gratis downloades fra Internettet, http://www.r-project.org/). Kun resultater og særlig interessante figurer er inkluderet i rapporten.

Det er analyseret, om dataene er normalfordelte ved at udarbejde en normal-Q-Q-plot. Data er plottet i forhold til fraktilerne i en normalfordeling. Dette svarer til at plotte data på normalfordelingspapir. Her er blot anvendt teoretiske variabler i en standard normalfordeling som x-akse frem for fraktilerne. Disse akser er lineære og kan bedre håndteres af et elektronisk medie. For en ideel normalfordelt variabel vil punkterne ligge på en ret linie. For hvert plot er angivet den bedst tilpassede linie. Ekstreme afvigende værdier eller såkaldte "outliers" kan identificeres ved deres beliggenhed langt fra denne linie. Et sample fra en normalfordeling vil i praksis være begrænset til en endelig størrelse, og vil derfor være t-fordelt og udgøre en svag s-form i plottet. En udpræget s-form betyder imidlertid, at fordelingen har længere haler end normal- eller t-fordelingen. En U-form betyder, at fordelingen er skæv i forhold til en normal- eller t-fordeling.

Korrelation mellem parametre

Pearsons korrelation, R, mellem de enkelte parametre indikerer, om der er et lineart forhold mellem to parametre, hvor en positiv værdi på 1 betyder et perfekt positivt lineart forhold (begge parametre vokser) og en negativ værdi på –1 betyder et perfekt negativt lineart forhold (en parametre aftager, mens den anden vokser). En værdi tæt på 0 betyder, at der ingen korrelation er mellem parametre. Pearsons korrelation forudsætter normalfordelte data.

Følgende beskrivelser i tabel 2.13 er anvendt i forbindelse med databehandling:

* Der kan stadig være en sammenhæng, men denne kan ikke belyses pga. utilstrækkelig datamængde

Tabel 2.13 definition af beskrivelser ved korrelationsanalyse
Definition of description of degree of correlation

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 April 2004, © Miljøstyrelsen.