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

Diffus jordforurening og industri

5 Erfaringer ved afprøvning af strategien

5.1 Forureningsmodel

Som udgangspunkt er det antaget, at den diffuse jordforurening i testarealet har sin oprindelse i en nedfaldsmodel, dvs. nedfald fra de tidligere skorstene på det tidligere valseværk i perioden 1908 - 1979. Det er ligeledes forventet, at den diffuse jordforurening aftager i styrke med afstanden fra den oprindelige punktkilde, og at nedfaldsarealet er afhængigt af vindforhold og topografiske og fysiske forhold ved punktkilden. Der er tidligere foretaget undersøgelser i boligområdet ved siden af valseværket, og data fra disse undersøgelser er også anvendt i databehandlingen.

Desuden er det antaget, at der ved etableringen af boligerne i perioden fra 1930’erne er skabt et kulturlag, som kan beskrives med en bidragsmodel, hvorved små tilfældige bidrag af forurenende stoffer og materiale er tilført kulturlaget igennem de sidste 70 år. I datarapport for kulturlag /30/ er givet en beskrivelse af bidragsmodellen

Det er også antaget, at den diffuse jordforurening udgør en varieret og tilfældig belastning af topjorden. Det er også antaget, at området tæt på valseværket var yderlige belastet af tungmetalemission og støv fra valseværkets skorstene, samt at nogle områder kunne være påvirket af trafikken (liniemodel) eller af punktkilder.

Jorden fra hele testarealer er beskrevet som kulturfyld i de øverste jordlag og ofte ned til 1 m’s dybde. Generelt konkluderes det, at forureningsmønstret på testarealet er godt beskrevet ved hjælp af bidragsmodellen, men at området tæt på valseværket (inden for ca. 250 m) kan beskrives med nedfaldsmodellen.

Der er dog observeret mindre delområder med lavere eller højere niveauer, som antages at repræsentere punktforureninger eller områder, hvor jorden er fjernet i forbindelse med renovering eller jordudskiftning. Bemærk, at selv om forureningsmønstret beskrives som varieret og tilfældigt, kan der være en spatiel korrelation, som indikerer, at målinger tæt på hinanden er mere ensartede end målinger foretaget i større afstand. Dette betyder, at koncentrationen i et punkt kan estimeres på grundlag af de nærliggende målinger.

Generelt ses, at forureningen er størst i det øverste jordlag (bidrag ovenfra), men godt kan fortsætte i dybden.

Generelt er der ikke påvist en direkte påvirkning fra trafikken (f.eks. høje indhold af bly eller BaP i jordprøver udtaget tættest på trafikken), men der kan være tegn på en anden PAH-sammensætning i prøver udtaget tæt på vejen.

Generelt ses der i det undersøgte område overskridelse af JKK for bly, cadmium, zink og BaP, samt overskridelse af ASK for BaP. Kobberindholdet er forhøjet, mens JKK sjældent er overskredet.

Kun resultaterne for kobber, cadmium og zink viser faldende tendens med afstanden fra valseværket, men der ses inden for kort afstand både høje og lave værdier, som slører billedet, jf. figur 3.24, 3.25 og 3.26.

De andre hovedforureningsparametre – bly og BaP - viser et mere ensartet, men dog varierende koncentrationsniveau over testarealet. Der ses dog enkelte mindre afgrænsede områder med højere eller lavere værdier.

Det vurderes, at diffus jordforurening kan tilskrives forureningsbidrag (bly, zink og BaP) fra boliger (vedligeholdelse, materiale, opvarmning m.v.) samt fra nedfald (cadmium, kobber, zink, bly) af støv og emissioner fra skorstene og maskiner på valseværket.

I datarapport for kulturlag er det vurderet, at forureningsniveauet er afhængigt af boligområdets alder /30/. I figur 5.1 -5.5 sammenlignes koncentrationsniveauer fra testarealet med niveauer målt i andre boligområder.

I figur 5.1 ses det, at blyniveauet for området omkring valseværket på Amager tilsyneladende er lidt højere end for boligområder af tilsvarende alder i København, mens BaP-niveauet, jf. figur 5.5, svarer til den aldersmæssige rækkefølge. En eventuel påvirkning fra valseværket ses dog tydeligst for cadmium, kobber og zink, idet niveauerne for disse stoffer er meget forskellige fra niveauerne i boligområder med kulturlag, jf. figur 5.2, 5.3 og 5.4. Det bemærkes dog, at cadmiumindholdet i Ringsted er forholdsvis højt, omkring JKK i alle dybder, idet der er et højt naturligt baggrundsniveau i Ringsted.

Det antages derfor, at forurening med BaP og bly stammer fra boliger, mens valseværket har bidraget til en højere belastning med tungmetaller, herunder især kobber, zink og cadmium. JKK for kobber er dog ikke overskredet i området.

Figur 5.1 Oversigt over bly og boligområder med forskellig alder og historik
Overview of lead and housing areas according to age and history

Figur 5.2 Oversigt over cadmium og boligområder med forskellig alder og historik
Overview of cadmium and housing areas according to age and history

Figur 5.3 Oversigt over kobber og boligområder med forskellig alder og historik
Overview of copper and housing areas according to age and history

Figur 5.4 Oversigt over zink og boligområder med forskellig alder og historik
Overview of zinc and housing areas according to age and history

Figur 5.5 Oversigt over BaP og boligområder med forskellig alder og historik
Overview of benzo(a)pyrene and housing areas according to age and history

5.2 Analyseparametrene og analyseplanen

Analyseparametrene blev udvalgt på baggrund af erfaringsopsamlingen i fase I /1/ hvor der var identificeret følgende potentielle forureningsparametre:

• Aluminium (Al)
• Arsen (As)
• Bly (Pb)
• Cadmium (Cd)
• Chrom (Cr)
• Kobber (Cu)
• Kviksølv (Hg)
• Nikkel (Ni)
• Zink (Zn)
• PAH, udvalgte polycycliske aromatiske kulbrinter herunder BaP (standardmetode for MST 7 PAH iht. JKK samt en udvidet pakke til vurdering af PAH-sammensætning)
• Totalkulbrinter, herunder olie (standardmetode inklusiv BTEX)
• Phthalater (analysepakke for 8 phthalater, herunder DEHP)
• Polychlorerede biphenyler (PCB) (analysepakke for 7 standard PCB ’er; 28, 52, 101, 118, 138, 153 og 180)
• Pesticider (udvalgte persistente pesticider: Atrazin, DDT +DDE +DDD, Dichlobenil, Dieldrin, Lindan, Malathion, Parathion, Simazin)
• Dioxiner (standardpakke for 17 polychlorerede dibenzofuraner og dibenzodioxiner)

Tungmetaller, olie og PAH

Jordkvalitetskriterierne (JKK) for bly, sum af polycycliske aromatiske hydrocarboner (PAH) herunder benzo(a)pyren (BaP) overskrides hyppigt i det øverste jordlag (0 - 0,3 m under terræn, m u. t.) i kulturlag /30/. Herudover ses en belastning fra tidligere industri (valseværket) med bly, cadmium, kobber og zink. Der er ikke fundet olieforurening af betydning i testarealet og i de få tilfælde er der tale om enkelte tilfældige punktkilder.

Metallerne; bly, cadmium, kobber, (nikkel, kviksølv) og zink er ofte i en vis grad korrelerede og viser forhøjede niveauer i forhold til baggrundsværdierne i landområder. Disse parametre er derfor nyttige ved vurdering af diffus jordforurening og ved nedfald fra industrikilder hvor der er oparbejdet metaller.

Sum af MST 7 PAH er en vigtig parameter, idet især benzo(a)pyren er en hyppigt og særlig kritisk forureningsparameter. Ved at måle på alle 7 PAH kan det desuden kontrolleres, at der er overensstemmelse i koncentrationsniveau for BAP og DiBahA (dibenz(ah)anthracen), idet de enkelte PAH er direkte korreleret. Dette udføres som en kontrol for evt. analysefejl.

Analyse af flere PAH med henblik på en vurdering af PAH-sammensætning har indikeret interessante forhold, jf. afsnit 3.6 og 5.4, men disse forhold er ofte slørede, hvilket antagelig skyldes, at der er bidrag fra mange kilder. Vurdering af PAH-sammensætning er især interessent i forbindelse med kildekarakterisering, men bidrager ikke væsentligt til større sikkerhed vedrørende kortlægning af diffus jordforurening

PCB

Generelt er der ikke påvist indhold af polychlorerede biphenyler (PCB) i jordprøver omkring valseværket (intet påvist i 90% af prøver).

Phthalater

Der er målt lavt indhold af phthalater, men der er ingen overskridelse af JKK (der er intet påvist i 30 % af prøverne og kun én prøve har et indhold på mere end 2% af JKK ).

Dioxin

Der er fundet lavt indhold af dioxiner i alle jordprøver(5 - 20 ng internationale toksicitetsækvivalenter (ITE)/kg TS). Der er ikke opstillet et dansk JKK for dioxin, hvorfor den sundhedsmæssige betydning ikke kan umiddelbart vurderes. Til orientering kan det nævnes, at baggrundsniveauet i landbrugs- og byområder i Tyskland er henholdsvis 1- 5 ng ITE/kg TS og 10 – 30 ng ITE/kg TS /14,28/.

Pesticider

Pesticidindholdet (kun pesticider med lange nedbrydningstider) er analyseret i 4 jordprøver, men kun lavt indhold af DDT og parathion er fundet i 3 af de 4 prøver. JKK er ikke overskredet.

Konklusion vedrørende standardanalyseparametre

De vigtigste forureningskomponenter ved diffus jordforurening i kulturlag i byområder er bly og benzo(a)pyren (BaP). Supplerende analyser for henholdsvis andre tungmetaller (cadmium, kobber, zink) og sum af PAH vil medvirke til en bedre beskrivelse af forureningsfordelinger og ensartethed over et areal og identificere en eventuel påvirkning fra nedfald fra en industrikilde. Der er intet grundlag for at analyse for PCB, phthalater, dioxiner og pesticider.

5.3 PAH-sammensætning

Med det formål at vurdere PAH-sammensætningen i forhold til PAH-kilden er der analyseret en række PAH, ligesom det relative forhold mellem de enkelte PAH er analyseret for hvert testareal. Der er som nævnt i /20/ peget på visse PAH-forbindelser og indikatorer, som kan benyttes til vurdering af kildeoprindelsen.

Kilder til diffus jordforurening med PAH kan være olieprodukter, sediment fra spildevand (ofte olieprodukter), produkter indeholdende kultjære samt atmosfærisk nedfald fra forbrænding af fossilt brændsel (kul, koks og olie). I ældre jordforureninger er de lettere methylerede PAH, som karakteriser olieprodukter, ofte nedbrudt, men der findes også relativt stabile methylerede 3 – 4-ringede PAH-forbindelser. Endvidere er reten (7-isopropyl-1-methyl-phenanthren) en specifik indikator for afbrænding af nåletræ, og coronen, anthanthren og benzo(ghi)perylen dannes i forbrændingsmotorer /20/. For at kunne sammenligne disse indikatorer på alle testarealer i fase II med forskellig PAH-belastninger er indholdet normaliseret i forhold til BaP-, DiBahA- eller phenanthren-indholdet. De fire følgende indekser har vist forskelle ved sammenligning med data fra datarapporter om kulturlag og trafik /30,31/.

I figur 5.10 ses fraktilplots af de fire indekser for prøver fra 0 - 10 cm’s dybde. Dataene vises som logfraktil-plot, idet der ses stor spredning i indeksene, som formentlig skyldes, at højere indhold af indikatorstof nemt kan sløres ved tilstedeværelse af andre PAH-kilder. PAH sammensætning er diskuteret i detaljer i datarapport for kulturlag /30/. Som det ses af figur 5.10 ligner de fire PAH indekser for jordprøver fra valseværket niveauerne set for andre områder som er påvirket af kulturlag. Jordprøverne fra kulturlaget i byområder afviger generelt fra niveauerne som ses langs trafikerede veje, men at der er nogle få resultater som tilnærmer de samme værdier som for vejdata. I figur 3.12 er værdierne for valseværket vist på kort og her ses at indeks for coronen/ BaP er højst for prøverne udtaget langs en større vej, hvilket indikerer en PAH påvirkning fra trafikken. PAH-indholdet i disse prøver er dog ikke højere end ved andre prøver i delområdet.

Klik her for at se Figur 5.10

Figur 5.10 Indekser for PAH-sammensætning på de forskellige testarealer
Indexes for PAH composition on the different test areas

5.4 Måleteknikker

Måleteknikkerne blev udvalgt til at bestemme de ovennævnte analyseparametre med en detektionsgrænse svarende til mindst en 1/10 del af JKK, eller hvis der ikke findes JKK (PCB, dioxiner og visse pesticider) til 1/10 del af det forventede baggrundsniveau. Måleteknikker og detektionsgrænser er præsenteret i afsnit 2.6.

Et af delformålene ved de tekniske undersøgelser har været at få afprøvet feltteknikkerne med henblik på en optimering af analyseomkostningerne ved kortlægning af diffust forurenet jord, dvs. screening. I fase I blev der foretaget en evaluering af to feltteknikker; EDXRF for tungmetaller og immunoassay for PCB og PAH. EDXRF har en rimelig analysekvalitet og er forholdsvis billig, mens immunoassay er relativt dyr og kun niveauangivende /2/. EDXRF er derfor valgt som feltteknik ved nærværende undersøgelse.

I det følgende vurderes erfaringerne med denne feltteknik for tungmetallerne.

Vurdering af feltmålinger med EDXRF

Feltteknikken - røntgenfluorescens (EDXRF) – er afprøvet i fase 1 /2/ og er af økonomiske hensyn af interesse med henblik på at kunne øge antallet af analyser inden for et givet budget. Anvendelsen af EDXRF, analyseusikkerheden og genfinding er vurderet i datarapport for kulturlag /30/.

Som beskrevet i afsnit 2.10 er alle prøver fra området omkring valseværket på Amager analyseret for As, Pb, Cr, Cu, Ni og Zn med en feltteknik (EDXRF), dog uden anden forbehandling end tørring. Tungmetalindholdet er herefter kontrolleret i ca. 30% af prøverne ved en akkrediteret ICP-analyseteknik, og er desuden analyseret for Cd og i nogle få prøver for aluminium. Ved den tidligere undersøgelse af diffus jordforurening omkring valseværker i 2000 /17/ er jordprøverne analyseret med en ICP-teknik. Dette betyder, at mere end 55% af tungmetalresultater anvendt i forbindelse med databehandling er udført med ICP-teknikken.

EDXRF har i denne sammenhæng følgende ulemper:

• Høje detektionsgrænser
• Lave cadmiumniveauer f.eks. omkring JKK og ASK kan ikke måles

Desuden er der ved en feltanalyse yderligere en usikkerhed i forhold til laboratorieanalyser vedrørende sammenlignelighed med de akkrediterede laboratoriemetoder, dvs. genfinding - findes der samme mængde som i referencejord eller ved en akkrediteret analyse? Ligeledes er analyseusikkerhed (repeterbarhed og spredning mellem måleserier - fås det samme resultat ved gentagne analyser?) ofte større for feltmålemetoder.

Detektionsgrænserne ved EDXRF er væsentligt højere end ved ICP-teknikken, jf. tabel 2.4 og koncentrationsniveauerne for As, Cr og Ni i byjord er typisk omkring detektionsgrænsen for EDXRF-teknikken og på samme niveau som baggrundsniveauet i landområder. Det betyder, at EDXRF ikke kan bestemme koncentrationsniveauet for As, Cr og Ni i byjord, men disse parametre er sjældent forhøjede og aldrig over JKK. Der kan heller ikke måles for cadmium med EDXRF, idet detektionsgrænsen er på samme niveau som for de andre metaller, dvs. over afskæringskriteriet for cadmium (5 mg/kg TS).

I datarapport for kulturlag /30/ er der udført en sammenligning af data målt ved henholdsvis ICP og EDXRF og der ses både højere og lavere værdier ved ICP i forhold til EDXRF (dvs. ingen entydig bias). Ved en nøjere analyse af dataene ses dog alligevel en generel tendens til lidt højere indhold ved målingerne med EDXRF (systematisk fejl, bias) end ICP, især for de forurenede prøver. I figur 5.6 vises korrelation mellem EDXRF og ICP målinger for både testarealer i kulturlag /30/ og fra området omkring valseværket på Amager. Hvis afvigende datapunkter fjernes ses, at EDXRF-målingerne typisk er ca. 15 - 25% højere end ICP-målinger, jf. regressionsligning.

Da der ved EDXRF kun måles i et lille “vindue” på overfladen af jordprøven, mens der ved ICP udføres ekstraktion på 2 g jord, kan en forskel mellem de to typer målinger eventuelt forklares ved, at der ligge en påført forurening med tungmetaller på overfladen af jordpartiklerne.

Klik her for at se Figur 5.6

Figur 5.6 Sammenligning af EDXRF og ICP målinger fra København og valseværket på Amager
Comparison of measurements by EDXRF and ICP from Copenhagen and valseværket on Amager

Dette betyder ikke, at EDXRF-teknikken er udelukket fra anvendelse ved undersøgelse af diffus jordforurening, men at teknikken har en række ulemper i forhold til laboratorieanalyser som f.eks. ICP.

Konklusioner vedrørende anvendelse af feltteknikker

Erfaringerne fra afprøvningen af strategien for kulturlag /30/ fører til en anbefaling om anvendelse af laboratorieanalyser, såsom ICP eller AAS, i stedet for feltteknikken med røntgenfluorescens (EDXRF). Anvendelse af ICP eller AAS vil medføre lavere detektionsgrænser og sikre sammenligneligheden med andre undersøgelser (undgå bias). Desuden kan der tilsyneladende også opnås en lavere analyseusikkerhed, idet det vurderes, at EDXRF er meget følsom over for mikroheterogenitet i jordmediet.

Hvis der endvidere ved anvendelse af en feltteknik ikke inden for samme budget kan opnås et væsentligt større antal analyser end ved laboratorieteknikker, er der ingen fordele ved anvendelse af feltteknikker til diffus jordforurening. Feltteknikkerne anvendes også til hurtige screeninger, hvorved der kan leveres resultater, mens man er i felten. Prøvetagningsplanen kan således justeres løbende, hvilket dog ikke er relevant ved diffus jordforurening.

Derfor konkluderes det, at der er en faglig begrundelse for at vælge laboratorieanalyse for tungmetaller, f.eks. ICP-analyser (hvor der analyseres 5 - 6 metaller i samme analysegang), idet detektionsgrænserne er lave, resultaterne er sammenlignelige med andre undersøgelser, cadmium indgår i analysepakken og analyseprisen er rimelig.

5.5 Design af forsøgsplan

Der er ved andre undersøgelser anvendt et net på f.eks. 100 x 100 m, hvor der inden for et område på ca. 1 m² udtages en blandeprøve som et sammenstik af 5 enkeltprøver. Fordelen ved et regelmæssigt net er, at man kan minimere usikkerheden for alle punkter (samme afstand mellem punkterne). Ulempen er, at man ikke kan beskrive variationen på en mindre skala end nettets maske, f.eks. 100 m.

Forsøgsplanen for undersøgelsen af diffus jordforurening og industri (og for kulturlag) har været baseret på tilfældige prøvetagningsfelter, jf. afsnit 2.7. Der er til vurdering af den lokale heterogenitet udtaget 1 - 5 enkeltprøver fra felter af 100 m² (10 x 10 m). På denne måde indsamles et vist antal prøver med kort indbyrdes afstand, og forureningsvariationen kan vurderes inden for kort afstand. Prøvetagningsfelter er ved industrikilder placeret med høj tæthed tæt på kilden (0-250 m) og med aftagende tæthed i en afstand af op til 1- 2 km. Der er både bygningsmæssige og forureningsmæssige (punktkilder) restriktioner vedrørende placering af prøvetagningsfelterne. Prøvetagningsfelterne er placeret tilfældigt, men med øje for, at der skabes forskellig indbyrdes afstand, samt at der tages højde for bygninger, veje, historik, punktkilder m.m.

Mens forsøgsplanen har vist sig velegnet ved vurdering af forureningsvariationen (heterogenitet) inden for en kort afstand, har den dog en ulempe. Ved lavt prøveantal kan der skabes skævfordelinger, dvs. støj i databehandlingen, idet der tilfældigt er udtaget flere punkter tæt på hinanden i et område med lidt højere eller lavere indhold.

Prøvetagningstæthed og arealstørrelse

Databehandlingen har indikeret, at der skal være et vist minimum af punkter i et område med et sammenhængende forureningsmønster, før der kan foretages en geostatistisk databehandling. I forbindelse med databehandlingen skal der i hvert afstandsinterval være et vist antal datapar (data som sammenlignes parvis). Disse datapar anvendes til at beregne varians og den teoretiske semivariogram, der er en matematisk beskrivelse af arealets spatielle varians, som anvendes til at forudsige koncentrationsniveauer såvel som sandsynligheden for overskridelse af JKK m.v.

Det er antallet af datapar, der er afgørende for databehandlingen, og ikke nødvendigvis størrelsen af testområdet, dog skal undersøgelsesarealet have en vis størrelse. Der er behov for flere datapunkter, hvis der er et høj “støjniveau”, dvs. at variansen (“nugget”) inden for små afstande er højt. Udover et tilstrækkeligt antal punkter, skal arealet være stort nok til at randeffekter undgås og at datatætheden skal være tilstrækkelig i forhold til afstanden (“range”) mellem de korrelerede datapar. Undersøgelsesarealerne bør have en vis størrelse, f.eks. 0,2 – 1 km² og selvfølgelig en passende prøvetagningstæthed. Ved et større undersøgelsesareal minimeres randeffekterne.

For undersøgelser af påvirkning via nedfald fra en punktkilde skal der desuden være tilstrækkelige punkter ved forskellig afstand fra kilden til at afgrænse det forureningspåvirkede areal, idet prediktion af koncentrationsniveauet kun kan udføres for et areal, hvor der er indsamlet målinger.

Størrelsen af området har også betydning for antallet af punkter, idet der ved et større område er højere sandsynlighed for delområder med andre forureningsmønstre, f.eks. stor spredning (variationsmønster) eller et andet korrelationsforhold mellem forureningskomponenterne.

Baseret på erfaringer fra undersøgelsen ved valseværket og metalforarbejdningsvirksomheden er “range” for de korrelerede data typisk 400 – 2000 m, og inden for hver afstandsinterval (“lag”, typisk fastlagt til 50 m, dvs. semivariogrammet defineres af 8 - 40 “lag”) vurderes der på 75 – 200 datapar. Da datapunkter sammenlignes parvis, bør der være mindst 40 (svarende til 1600 datapar) – 90 (svarende til 8100 datapar) prøvetagningspunkter over arealet som helhed, dog er den nødvendige antal prøvetagningspunkter for en tilfredsstillende geostatistiske analyse afhængig af områdets “støjniveauet” – dvs. om der ses stor spredning i koncentrationer (inhomogenitet) inden for kort afstand.

Da prøvetagningstætheden både skal give en rimelig dækning af arealet samt belyse variationen inden for små afstande inden for arealet er der behov for flere prøvetagningspunkter end ved et standardnet. Ved et net på 100 m fås en prøvetagningstæthed på 100 pkt./km². Udtagning af f.eks. yderligere 100 prøver til at vurdere variationerne i punkter imellem disse punkter, medfører en prøvetagningstæthed på 200 pkt./km². I områder som skal kortlægges vurderes det, at der bør anvendes en tæthed på ca. 200 pkt./km², men ved afgrænsning af en forureningspåvirkning ved nedfald fra en punktkilde kan der anvendes en mindre tæthed i de afgrænsende arealer og i randområder. Den nødvendige tæthed bør dog afklares i en indledende undersøgelsesfase på det aktuelle undersøgelsesareal. Alle punkter bør fordeles tilfældigt, men det skal dog sikres, at alle delområder, herunder randområder, har en rimelig dækning.

Analysen for valseværket (2,1 km²) og metalforarbejdningsvirksomhed (nærområde på 4 km²) er udført med henholdsvis 365 og 165 målinger.

Den geostatistiske databehandling har desuden belyst, at der på de fleste testarealer forekommer relativt store variationer inden for selv små afstande. Semivariogrammernes “nugget effekt” (afskæring på Y-aksen) er et udtryk for mikrovariation (variation inden for få meter), som dels er et resultat af forureningsspredning kombineret med jordmediets heterogenitet, og dels i et vist omfang afspejler analyseusikkerheden. Analyseusikkerheden kan forbedres ved at anvende laboratorieanalyse med lille analyseusikkerhed, jf. afsnit 5.4. Mikrovariationen betyder, at selv et øget antal prøver ikke nødvendigvis vil forbedre estimatet for forureningsniveauet. Disse enkelte bidrag til usikkerheder og variationen kan imidlertid ikke klart adskilles. Et øget antal prøver vil dog hjælpe ved makroheterogeniteten, som ses, hvis der indgår delområder, hvor der er udskiftet jord, f.eks. ved gårdsaneringer. Denne type områder kræver dog et mere fintmasket undersøgelsesdesign kombineret med en meget detaljeret gennemgang af historikken i området, helt ned på ejendomsniveau. Undersøgelsen vil i et sådant tilfælde ligne en traditionel kortlægning af individuelle ejendomme.

Erfaringer fra afprøvningen af strategien fører til en anbefaling om en trinvis udvikling af undersøgelsesaktiviteterne for diffus jordforurening forårsagede af nedfald fra en punktkilde – se rapporten om undersøgelsesstrategier /44/.

Afstanden mellem prøvetagningsfelter bør sættes til mellem 50 og 300 m dog med en større tæthed tæt på kilden.

Fase 1
Screening af mindst 36 punkter som udtages i mindst 22 prøvetagningsfelter af ca. 100 m² (1 - 3 punkter/felt) heraf 10 felter i 0 - 200 og 12 felter i 200 - 500 m’s afstand fra kilden til nedfald. Disse data anvendes til vurdering af forureningsniveau som en funktion af afstand til kilden, forureningsheterogenitet (variation ved lille afstand (0-10 m), samt identifikation af indikatorparametre for forureningskomponenter i nedfaldet (f.eks. bly) i forhold til den diffuse jordforurening. Det vil sige at der som minimum måles for tungmetaller; Cu, Cd, Zn og sum af PAH samt eventuelt for andre parametre som kan forventes i emissionen fra kilden. De fleste prøver udtages i 2 - 10 cm’s dybde, men der foretages desuden en vurdering af fyldlagstykkelsen og jordforureningens vertikale fordeling ved prøvetagning ned til 1 m’s dybde i 25 - 50 % af punkter. Der foretages en indledende databehandling herunder en geostatistiske analyse.

Fase 2
På basis af databehandlingen i fase 1 udvides prøvetagning til at forbedre datatætheden (for den geostatistiske analyse) i det afgrænsede undersøgelsesareal eller eventuel med henblik på at afgrænse det påvirkede areal. Der udtages prøver i 2 -10 cm’s dybde i mindst 30 punkter som enkelte punkter (dvs. i alt 68 punkter, inkl. fase I) med forskellig indbyrdes afstand og med en prøvetagningstæthed på mindst 200 pkt. /km² i det påvirkede areal samt et antal prøver i større dybder. Der foretages databehandling herunder en geostatistiske analyse.

Fase 3
Evt. supplerende dataindsamling i delområder med afvigende karakteristik.

Enkeltprøver eller blandeprøver

I fase 1 /2/ er resultaterne for blandeprøve og stikprøver sammenlignet i to delområder på Østerbro. Det blev konkluderet, at der hverken var fordele eller ulemper ved blanding af jordprøver i områder, hvor der forventes ensartet forureningsniveauer.

Ved afprøvningen af strategier for diffus jordforurening i fase 2 er alle jordprøver udtaget som enkelte punktprøver, men der er udtaget op til 5 punktprøver inden for felter på 100 m² (10 x 10 m). Formålet er at måle på forureningsvariationen (heterogenitet) inden for en kort afstand, hvilket er en vigtig del af den geostatistiske analyse.

I datarapport for kulturlag /30/ er fordele og ulemper ved anvendelse af blandeprøver ved undersøgelsen af diffus jordforurening vurderet.

I figur 5.7 og 5.8 er der ved hjælp af et “Box and Whisker Plot” vist median, gennemsnit, den nedre og øvre konfidensinterval samt 25 og 75% fraktil for bly- og BaP-data i de enkelte felter fra området omkring valseværket (kun felter, hvor der er udtaget 3 – 7 jordprøver er vist).

Klik her for at se Figur 5.7

Figur 5.7 Variationsværdier for prøver fra et enkelt prøvetagningsfelt - bly
Measures of variation for samples from an individual sampling field area - lead

Klik her for at se Figur 5.8

Figur 5.8 Variationsværdier for prøver fra et enkelt prøvetagningsfelt - BaP
Measures of variation for samples from an individual sampling field area - BaP

Hvis der blev udtaget en blandingsprøve for hver felt ville man have et resultat som svarer til gennemsnitsværdierne vist i figur 5.7 og 5.8. For felt 4, 14, 18 27 og 62 er det ligegyldigt om man har analyseret på en blandeprøve eller enkelte prøver, idet spredning er lille.

I de andre felter ses stor variation. Dette betyder, at der ved blanding af stikprøver mistes oplysninger om hvor meget variation der kan forventes over et prøvetagningsfelt.

Konklusion vedrørende anvendelse af blandeprøver

Ved den anvendte strategi for kortlægning af diffus jordforening er man interesseret i at måle den spatielle korrelation, dvs. om prøver udtaget tæt på hinanden ligner hinanden mere end prøver udtaget på større afstand. Databehandlingen er baseret på målinger af variansen for prøver, som er udtaget tæt på hinanden.

I datarapport for kulturlag /30/ er det konkluderet at blandeprøver er mindre påvirket af et højt forureningsindhold i en enkeltprøve, men forureningsbilledet bliver sløret, idet man - hvis der måles på én blandeprøve - ikke kender størrelsen af variationen mellem punkterne i et delområde, hvis der måles på én blandeprøve. Dette kan kun undgås ved, at der analyseres på flere prøver fra delområdet. Disse prøver kan selvfølgelig være blandeprøver, men prisen for blanding af prøverne bør være mindre end den tilsvarende pris for at analysere på endnu flere jordprøver.

Det vurderes derfor, at fordelen ved at blande prøver fra hvert enkelt målepunkt (som reducerer variansen i målepunktet) ikke står mål med arbejdsindsats.

Ved en geostatistisk forsøgsplan anbefales ikke blandingsprøver.

Koncentrationsniveau og dæklag

Ved nedfald af luftbåren forurening vil jordoverfladen, inkl. græstørv, være belastet. Det kan derfor forventes, at forureningen i de øverste 0–5 cm vil være større end i de underliggende lag. Der er dog problemer forbundet med prøvetagning af jorden i det øverste vækstlag, hvorfor det også kan vælges at udtage jordprøver fra jordlag under græstørv i 2-10 cm dybde, som antages at være repræsentative ved vurdering af risiko for hudkontakt. Ligeledes antages det, at jordprøver udtaget i græsplæne er mere forurenet end jordprøver udtaget i bede, hvor der sker en opblanding af forurenet topjord med mindre forurenet jord i dybden.

Figur 5.9 viser koncentrationsniveauerne i 0,05 og 0,1 m’s dybde for prøver udtaget fra et 100 m² stort felt, men hvor der udtages tre prøver i græsplæne og tre prøver i bede, dvs. i alt 6 prøver i hver felt.

Generelt ses ingen signifikante forskelle mellem prøver udtaget i bede eller græsplæne, men figuren illustrerer, hvor stor variation, der kan forventes for prøver udtaget med kort indbyrdes afstand.

Det vurderes derfor, at jordprøver både kan udtages i bede og i græsplæne samt at jordprøverne fra 2 - 10 cm’s dybde er repræsentative for det øverste jordlag.

Klik her for at se Figur 5.9

Figur 5.9 Betydning af dæklag for koncentrationsniveau
Relation between type of cover layer and concentration levels

5.6 Prøvetagning i praksis

I industriområder har det vist sig problematisk at finde egnede lokaliteter med bar jord til udtagning af prøver. Ofte har det været nødvendigt at udtage prøver i bede, hvor der er risiko for, at der er sket en udskiftning af jorden.

Erfaringen er, at arbejdet med besigtigelse og vurdering af prøvetagningsfelters egnethed skal prioriteres og at forsøgsplanen efterfølgende skal revideres.

5.7 Databehandling og -præsentation

Deskriptiv statistik

Som en del af projektet er der afprøvet forskellige former for datapræsentationer, bl.a. histogrammer og normal Q-Q plot samt logaritme- transformerede Q-Q-plots. Mens disse former for data-præsentationer illustrerer, hvorvidt data er normalfordelte, samt om der er tale om en flere toppet fordeling, er det ofte svært at skabe et visuelt indtryk af forureningsniveauer og sammenligne data fra forskellige områder. Til det formål er anvendt fraktilplots, som har den fordel, at de viser fordelingen af alle datapunkter, ligesom figurens udseende er uafhængigt af koncentrationsintervaller (som f.eks. ved histogrammer).

Resultaterne fra hvert enkelt testareal er præsenteret i tabelform ved følgende parametre: Minimum, maksimum og gennemsnit samt 0,1 - 0,25 - 0,5 (median) - 0,75 og 0,9 fraktiler. Data fra de enkelte dybder er vist i samme tabel. Overskridelse af henholdsvis JKK og ASK er vist med en markering, således at man f.eks. direkte kan aflæse om 90% af dataene er under eller over JKK, eller om forureningsniveauet stiger eller falder i dybden.

I afsnit 2.11 er der givet en detaljeret beskrivelse af databehandlingen og der er redegjort for datahåndtering ved et mindre antal data, og for prøver, hvor intet er påvist, også i forbindelse med beregning af gennemsnit og median m.fl.

Et af de problemer, der har været, er at der for metallerne er anvendt to forskellige analysemetoder med hver deres detektionsgrænser. For målinger omkring detektionsgrænserne har den ene metode ikke påvist noget, mens der ved den anden metode er målt et tal. Til statistisk databehandling og grafiske præsentationer er der anvendt en værdi, som svarer til det halve af detektionsgrænsen. Hvis der er mange prøver, hvor der ikke er påvist noget påvirkes gennemsnittet. Der er derfor anvendt en protokol vedrørende forudsætninger ved beregning af gennemsnit. Ligeledes er det problematisk i oversigtstabellerne at vise en værdi svarende til det halve af detektionsgrænsen (f.eks. 10 mg/kg TS for As med EDXRF), idet værdien opfattes som en målt værdi, eller at vise disse værdier sammen med målinger med en mere følsom teknik (2,3 mg As /kg TS med ICP).

Ved evalueringen af de forskellige karakteristika for diffus jordforurening på tværs af de 10 testarealer er resultaterne præsenteret som medianværdier, dvs. at 50% af dataene er mindre end medianværdien. Gennemsnittet vurderes ikke at være repræsentativt for så stort et areal som testarealerne, idet et gennemsnit i teorien kun kan anvendes til at beskrive data, der er normalfordelte. Hvis dataene ikke er normalfordelte, fås en misvisende værdi, idet gennemsnittet alene svarer til en teoretisk blandeprøve, hvor der er blandet en lige mængde jord fra alle indsamlede jordprøver, dvs. en høj værdi kan have stor betydning. En medianværdi indikerer derimod, at 50% af prøverne har et indhold, som er lig eller mindre end medianværdien.

Endelig har den deskriptive statistik vist, at der sjældent findes normalfordelte data, men at data ofte tilnærmelsesvis kan beskrives som lognormalfordelte.

Da diverse databehandling forudsætter en normalfordeling, f.eks. ved beregning af et simpelt gennemsnit eller ved geostatistisk behandling, anvendes derfor logaritme-transformerede data.

Erfaringen fra projektet har vist, at det er muligt illustrativt at præsentere de deskriptive parametre for et givet areal.

Diskussionen vedrørende sikker beskrivelse af koncentrationsniveauerne for et areal og sandsynligheden for overskridelse af JKK eller ASK er behandlet under afsnittet om geostatistik.

Geostatistik

Den geostatistiske analyse gør det muligt at estimere koncentrationerne over et område, samt usikkerheden af estimatet. Ligeledes kan sandsynligheden for, om jorden på et givet sted i området ligger over jordkvalitetskriteriet eller under afskæringskriteriet beregnes. Men det er dog ikke alle områder, der er egnet til en geostatistisk analyse – områder uden en fælles forureningshistorik dvs. forskellige forureningskilder og stor heterogenitet kræver en større detaljeringsgrad eventuel helt ned på ejendoms niveau.

I afsnit 2.12 og figur 2.9 er angivet et flowdiagram som viser de forskellige trin som gennemgås i forbindelse med en geostatistisk analyse.

5.8 Beregning af sandsynlighed ved kortlægning

Et væsentligt resultat af den statistiske databehandling er sandsynligheden for, at:

1. Jordkvalitetskriteriet er overskredet.
2. Afskæringskriteriet ikke er overskredet.

Det vil sige, at man skal være sikker på disse forhold, før man kan tage en beslutning om kortlægning på Vidensniveau 2, og de videre tiltag.

Ad 1. Det er vigtigt at være sikker på, at der en vis sandsynlighed for, at jorden et givet sted i delområdet overskrider JKK, idet man ikke vil kortlægge på et ubegrundet grundlag.

Ad 2. Det er vigtigt at være sikker på, at der er en vis sandsynlighed for, at forureningsniveauet et givet sted i delområdet er mindre end afskæringskriteriet.

Det er nødvendigt med en administrativ beslutning om, hvilken grad af sandsynlighed der er nødvendigt ved disse to beslutninger i forbindelse med kortlægning af diffus jordforurening. Her skelnes mellem kortlægning på ejendomsniveau, hvor der indsamles data om en aktuel matrikel, og kortlægning af arealer med et fælles forureningsmønster.

Det er vigtigt at påpege, at beregning af sandsynlighed i ethvert punkt på grundlag af geostatistisk analyse er mere præcis end sandsynligheder beregnet på basis af den deskriptive statistik for de normal- eller lognormalfordelte data for arealet under ét.

Erfaringen har vist, at den geostatistiske analyse er et godt værktøj til beskrivelse af forureningsmønstret og fordelingen over et areal. Når det lykkes at belyse en spatiel korrelation, kan koncentrationerne, konfidensintervaller samt sandsynligheden for overskridelser af jordkvalitetskriteriet og afskæringskriteriet beregnes.

Hvis en spatiel korrelation ikke kan belyses, kan den indledende databehandling i forbindelse med den geostatistiske analyse ofte indikere en rational opdeling i delområder, hvor det kan undersøges, om fordelingen er normal. Hvis fordelingen er normal (eller lognormal) kan koncentrationen, konfidensintervallet samt sandsynligheden for overskridelser af jordkvalitetskriteriet og afskæringskriteriet for delområdet som helhed estimeres.

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

Version 1.0 April 2004, © Miljøstyrelsen.