| Til bund | | Forside |

Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 32, 2005

Organiske miljøfremmede stoffer og tungmetaller i havsedimenter

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

Summary and conclusions

1 Baggrund

2 Beskrivelse af undersøgelsen

• 2.1 Prøvetagning
• 2.2 Kemisk Analyse

3 Resultater

• 3.1 Sammenligning af analyser
• 3.2 Diskussion af resultaterne
• 3.3 Organiske stoffer
  • 3.3.1 Blødgørere
  • 3.3.2 Nonylphenoler
  • 3.3.3 P-triestere
  • 3.3.4 PAH
  • 3.3.5 Individuelle chlorbiphenyler (CB) - PCB
  • 3.3.6 Chlorerede pesticider
  • 3.3.7 LAS
  • 3.3.8 Total hydrocarboner (THC)
  • 3.3.9 Organiske stoffer beregnet på glødetabsbasis
  • 3.3.10 Korrelation til glødetabet
• 3.4 Antibegroningsmidler
• 3.5 Spormetaller
  • 3.5.1 Kviksølv (Hg)
  • 3.5.2 Cadmium (Cd)
  • 3.5.3 Kobber (Cu)
  • 3.5.4 Nikkel (Ni)
  • 3.5.5 Bly (Pb)
  • 3.5.6 Zink (Zn)
  • 3.5.7 Generelt om spormetallerne
  • 3.5.8 Korrelations- og regressionsanalyse

4 Referencer

Bilag A - Prøvetagningspositioner og sedimentbeskrivelse

Bilag B - 1 Beskrivelse af analysemetoder

• 1.1 Bestemmelse af miljøfremmede stoffer ved GC-MS multimetode
• 1.2 Bestemmelse af metaller og sporelementer i sediment
• 1.3 Bestemmelse af LAS i sedimenter ved HPLC
• 1.4 Bestemmelse af biocider i sediment ved LC-MS
• 1.5 Bestemmelse af totalkulbrinter i sediment

Bilag C - 1 Analyseresultater

Forord

Denne rapport er udarbejdet i forbindelse med projekterne ”Organiske miljøfremmede stoffer og tungmetaller i havsedimenter” (benævnt projekt I) og ”Indhold af udvalgte stoffer i havne- og havsedimenter (benævnt projekt II – ikke publiceret pt.). Projekterne er gennemført for Miljøstyrelsens midler for forskning og udvikling. Projekt I er udført af DHI - Institut for Vand og Miljø med Arne Jensen som projektleder og Kim Gustavson som projektmedarbejder. Projekt II er udført af Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) med Britta Pedersen som projektleder og Jørgen Vikelsø og Jesper Platz som projektmedarbejdere.

Nærværende rapport er udarbejdet af DHI - Institut for Vand og Miljø.

Projektet har været fulgt af en styregruppe, der har afholdt et styregruppemøde i løbet af projektperioden. Rapporten blev sendt til skriftlig høring. Styregruppen havde følgende medlemmer:

Styregruppens medlemmer takkes for et konstruktivt samarbejde under udførelsen af projektet. Desuden takkes Frederiksborg Amt, Fyns Amt, Miljøkontrollen, Nordjyllands Amt, Vejle Amt og Århus Amt for arbejdet med prøvetagningen af sedimenter på de udvalgte positioner

Hørsholm, den 22. juni 2001

Sammenfatning og konklusioner

Formålet med denne undersøgelse har været at kortlægge forureningen af organiske miljøfremmede stoffer, antibegroningsmidler og spormetaller i havsedimenter fra danske farvande.

Sedimentprøver blev udtaget på følgende ti lokaliteter:

• Åbne farvande:
  Mecklenburg Bugt, Øresund syd for Ven og Kattegat sydøst for Anholt;
• Kystnære områder:
  Kongedybet (Øresund), Karrebæksminde Bugt og Smålandsfarvandet;
• Fjorde:
  Roskilde, Odense, Horsens Fjord og Nibe Bredning (Limfjorden).

Alle sedimentprøverne blev analyseret for 74 miljøfremmede organiske forbindelser, fem antibegroningsmidler og seks spormetaller samt aluminium. Desuden blev en sedimentprøve fra Marselisborg Havn, som blev analysereret i havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000), genanalyseret for alle stofferne, idet der i nærværende undersøgelse er anvendt en anden mere følsom metode til bestemmelse af de organiske forbindelser. Genanalysen viste en fin overensstemmelse med de tidligere udførte analyser, idet hovedparten af resultaterne afviger mindre end 10-30%. For seks stoffer var der omkring en faktor to i forskel.

Med den anvendte analysemetode blev der også detekteret mange flere stoffer, som i den tidligere undersøgelse var under detektionsgrænsen.

Tabel 1-3 viser antallet af påviste organiske, miljøfremmede stoffer og hvor mange sedimentprøver, som de er fundet i. Desuden viser tabellerne gennemsnit, minimum, maxium og standard afvigelse for hvert enkelt af de organiske stoffer.

Tabel 4 viser de tilsvarende værdier for spormetaller. Spormetallerne blev fundet i alle prøver. Af antibegroningsmidlerne blev TBT kun fundet i tre prøver. Koncentrationerne af DBT, MBT, diuron og irgarol var under detektionsgrænserne i alle prøver.

Generelt er niveauerne som forventet signifikant lavere end niveauerne, som blev fundet i havnesedimenterne (Jensen & Gustavson, 2000).

Områder med de højeste til tredjehøjeste koncentrationer på tørstofbasis af de enkelte stofgrupper er vist i tabel 5 (havnesedimentresultaterne ikke inkluderet).På basis af hyppigheden af 1.-3. pladser er, som vist i tabel 5, Roskilde Fjord den mest forurenede sammen med Mecklenburg Bugt og Kattegat, hvilket kan hænge sammen med de høje glødetabsindhold.

Tabel 1 Antal af påviste stoffer, gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af blødgørere, nonylphenoler og P-triestere i havsedimenter.

Tabel 2 Antal af påviste stoffer, gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af PAH'er¹

1 I en prøve er kun tre af PAH'er over detektionsgrænsen. I flere prøver er 2-13 PAH'er under detektionsgrænsen.

Tabel 3 Antal af påviste stoffer, gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af CB'er¹, pesticider, LAS og total hydrocarboner

1 I en prøver er kun påvist CB #52.

Tabel 4 Gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af spormetaller beregnet på tørstofbasis (mg/kg TS).

Tabel 5 Oversigt over områder med de højest til tredjehøjest indhold af de undersøgte stoffer

1 TBT blev kun fundet i disse tre prøver. Koncentrationerne af DBT, MBT, diuron og irgarol var under detektionsgrænserne i alle prøver.

De fundne stoffer er også omregnet til koncentrationer på glødetabsbasis (svarende til organisk stof), idet både de organiske stoffer og spormetallerne generelt binder sig til organiske stoffer. Rækkefølgen af de mest forurenende sedimenter ændrer sig ofte, når der sammenlignes på glødetabsbasis i stedet for tørstofbasis. Dette er også relevant set fra et biologisk synspunkt, idet dyrene, som lever i og på sedimentoverfladen lever af det organiske stof. Korrelation mellem glødetab og de fundne stofkoncentration er kun significant for ca. 10% af stofferne.

Spormetallerne er desuden normaliseret til aluminimumindholdet (tabel 6), idet denne enhed anvendes for at kompensere for geologiske forskelle imellem sedimenterne.

Tabel 6 Gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af spormetaller normaliseret til Al (mg/kg Al).

De fundne resultater for spormetaller beregnet på glødetabsbasis (tabel 7) er sammenlignet med Miljøstyrelsens grænseværdier for spormetaller beregnet på glødetabsbasis for diffust belastet sediment. Niveuaer under to gange denne værdi betragtes som diffust forurenet sediment.

Tabel 7 Gennemsnit, minimum, maximum og standardafvigelse for indhold af spormetaller beregnet på glødetabsbasis (mg/kg GT).

Følgende områder overskrider denne værdi for:

• Hg: Kongedybet, Nibe Bredning og Øresund;
• Pb: Mecklenburg Bugt og Kongedybet.

To gange grænseværdien overskrides ikke for Cd, Cu og Zn. Der er ingen grænseværdi for Ni. Generelt kan det konkluderes, at de fundne spormetalindhold svarer til diffust belastet sediment.

En korrelationsanalyse viste, at spormetallerne er signifikant korreleret med glødetabet og aluminium med undtagelse af Cd normaliseret til aluminium. Spormetallerne korrelerer med hinanden med undtagelse af Cd-Hg, Cd-Ni og Cd-Pb, hvilket formentlig skyldes, at Cd i det marine miljø er mere mobilt end de andre spormetaller.

Summary and conclusions

The purpose of this study has been to describe the pollution of marine sediments from selected areas close to and far from pollution sources. The parameters examined were organic pollutants, antifouling compounds and trace elements.

Sediment samples were taken from ten areas:

• Open Danish sea: Mecklenburg Bight, Øresund south of Ven and Kattegat southeast of Anholt.
• Coastal areas: Kongedybet (Øresund), Karrebæksminde Bight and Smålandsfarvandet.
• Bays: Roskilde, Odense, Horsens Bay and Nibe broad (Limfjorden).

All ten sediment samples were analysed for 74 organic pollutants, five antifouling compounds, six trace metals and aluminium. Apart from this, a sediment sample from Marselisborg Marina, which was analysed in the harbour sediment study (Jensen & Gustavson, 2000), was reanalysed as a more sensitive method for analysing the organic pollutants was used in this study.

The new results were in fine accordance with the former results as the majority of the results deviated less than 10-30%. There was a factor of about two in difference for six of the substances.

Many more organic pollutants, which were below the detection limit in the former study, were quantified with the new method. The occurrence of the different substances is summarised in the tables below.

Table 1-3 show number of organic pollutants detected in how many sediment samples. In addition, the tables show average, minimum, maximum and standard deviation for each of the compounds.

Table 4 shows the corresponding values for the trace elements which were found in all samples. The antifouling compound TBT was only found in three samples. The concentrations of the other antifouling compounds DBT, MBT, diuron og irgarol was below the detection limits in all samples.

Generally, the levels found were as expected significant lower the levels found in the harbour sediments (Jensen & Gustavson, 2000).

The highest to third highest concentrations on dry weight of the different group of substances (excluding the harbour sediment) were found in the areas as shown in the table 5. Ranking above the most polluted area based on the frequency of 1^st-3^rd is: Roskilde Bay together with Mecklenburg Bight and Kattegat, which may be related to the high concentrations of loss on ignition.

Tabel 1 Number of identified organic substances, average, minimum, maximum og standard deviation for content of softener, nonylphenols and P-triesters in sediments.

Tabel 2 Number of identified organic substances, average, minimum, maximum og standard deviation for content of PAH'es¹ in sediments.

1 In one sample is only three of the PAH'es above the detection limit.

Tabel 3 Number of identified organic substances, average, minimum, maximum og standard deviation for content of CB's¹, pesticides, LAS and total hydrocarbons in sediments.

1 In one sample is only identified CB #52.

Tabel 4 Average, minimum, maximum og standard deviation for content of trace elements (mg/kg dry weight).

Table 5 Overview of areas ranked 1-3 for the level of examined substances

1 TBT was only found in these three samples. The concentrations of DBT, MBT, diuron og irgarol was below the detection limits in all samples.

The measured concentrations have also been calculated on loss on ignition (equivalent to organic matter) as both the organic pollutants and trace metals have a high affinity to organic carbon. The sequence of the most polluted sediments was often changed when the comparisons were done on loss on ignition instead of on dry matter. It is relevant from a biological viewpoint to use this expression because the animals living in the sediments mainly eat the organic matter.

The trace elements were also normalised to aluminium (table 6) as this unit is often applied to compensate for geological differences.

Tabel 6 Average, minimum, maximum og standard deviation for content of trace elements normalisered to Al (mg/kg Al).

The levels of trace metals calculated as loss on ignition (table 7) were compared with the limit values calculated on loss on ignition developed by the Danish EPA for diffuse impacted sediments. Levels below twice these values are only considered as diffuse impacted sediments.

Tabel 7 Average, minimum, maximum og standard deviation for content of trace elements (mg/kg loss on ignition).

The following areas exceed these values:

• Hg: Kongedybet, Nibe Broad and Øresund;
• Pb: Mecklenburg Bight and Kongedybet.

These values are not exceeded for Cd, Cu and Zn. No value exists for Ni. Generally, it may be concluded that the detected level of trace elements in the sediments were equivalent to diffuse impacted areas.

A correlation analysis showed that the level of trace elements were significantlycorrelated with loss on ignition and Al with the exception of Cd normalised to Al. The trace elements correlate with each other with the exception of Cd-Hg, Cd-Ni and Cd-Pb. This may be due to

caused by the fact that Cd in the marine environment is more mobile than the other trace elements.

1 Baggrund

En netop afsluttet undersøgelse (Jensen & Gustavson, 2000) påviste, at havnesedimenter ofte er forurenede med kemiske stoffer i større eller mindre grad. Forskellige undersøgelser af marine sedimenter for disse stoffer i Danmark er bl.a. udført af Lillebæltsamterne og Århus Amt (Lillebæltssamarbejdet 1998, Århus Amt 1998 og Bennetzen et al, 2000) samt i nordisk regi (Østfeld et al, 1994). De danske undersøgelser er hovedsagelig foretaget i fjorde og i nærheden af spildevandsudløb, mens det nordiske projekt udelukkende undersøgte chlorerede forbindelser. Der mangler derfor oplysninger om baggrundsniveauer i sedimenter fra de åbne farvande for ikke chlorerede forbindelser.

Miljøstyrelsen har endvidere ønsket, at den ovenfor nævnte undersøgelse (Jensen & Gustavson, 2000) suppleres med yderligere undersøgelser af en række stoffer/stofgrupper, bl.a.. dioxiner, furaner og co-planar PCB forbindelser, for at få et mere fuldstændigt billede af forureningen af havnesedimenter. Desuden blev havsedimenterne også undersøgt for de samme stoffer og spormetaller.

2 Beskrivelse af undersøgelsen

• 2.1 Prøvetagning
• 2.2 Kemisk Analyse

I det følgende gives en beskrivelse af prøvetagningen, de anvendte kemiske analysemetoder og resultaterne.

2.1 Prøvetagning

Styringsgruppen bestemte, at de i tabel 1 viste lokaliteter skulle indgå i undersøgelsen. Tabellen viser endvidere, hvem der var ansvarlig for prøvetagningen samt, hvor prøverne skulle analyseres.

Tabel 1 Oversigt over prøvetagningslokaliteterne

* Den tørrede sedimentprøve fra 1999 havneundersøgelsen genanalyseres, idet de mere følsomme analysemetoder anvendes.

Sedimentprøverne er udtaget med et HAPS prøvetagningsudstyr med stålrør med undtagelse af Marselisborg Lystbådehavn og stationen i Kattegat, hvor prøven er udtaget med en van Veen grab. Kun de øverste 2 cm blev udtaget fra hver sedimentsøjle. Der blev udtaget så mange sedimentsøjler, så man til sidst havde min. 1 kg prøve. Alle segmenter blev samlet i en Rilsanpose og blandet godt og nedfrosset ^[1]. Prøverne blev derefter fremsendt til DHI, hvor de efter optøning blev fordelt på tre Rilsanposer til fordeling til de forskellige laboratorier. Prøverne blev nedfrosset igen inden fremsendelsen. Ved håndtering af prøverne brugtes kun instrumenter af rustfrit stål. Plast kan forurene prøven, da det kan indeholde forskellige organiske forbindelser.

I bilag A er positionerne angivet sammen med en kort beskrivelse af de udtagne sedimentprøver. Prøvetagningen er foregået i september/oktober 2000.

2.2 Kemisk Analyse

Sedimentprøverne blev analyseret med DHI's GC-MS Multimetode efter følgende metode: Sur dichlormethan-ekstraktion af 10 g prøve og gaschromatografi med massespektrometrisk detektion (GC-MS), som beskrevet i bilag B, afsnit 1.1. Den anvendte analysemetode er udviklet til brug i forbindelse med US EPAs liste over prioriterede forurenede stoffer (Standard Methods). I forhold til den metode, som blev anvendt i havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000), er detektionsgrænserne sænket med en faktor 2-5 på bekostning af, at færre stoffer bliver identificeret, bl.a. chlorbenzener og phenoler.

Analysemetoderne for spormetaller er vedlagt i bilag B, afsnit 1.2.

Sedimentprøverne til analyse for Lineære Alkylbenzen Sulfonater (LAS) er blevet analyseret med en HPLC-metode (bilag B, afsnit 1.3).

Analysemetoden for biocider er vedlagt i bilag B, afsnit 1.4 og for totalkulbrinter i afsnit 1.5. Analysemetoden for TBT er beskrevet af Jacobsen et. al., 1997. Endvidere blev tørstof og glødetab bestemt i prøverne efter DS204.

Fodnoter

[1] DMU neddelte prøverne på stedet og frøs dem ned straks efter prøvetagningen.

3 Resultater

• 3.1 Sammenligning af analyser
• 3.2 Diskussion af resultaterne
• 3.3 Organiske stoffer
  • 3.3.1 Blødgørere
  • 3.3.2 Nonylphenoler
  • 3.3.3 P-triestere
  • 3.3.4 PAH
  • 3.3.5 Individuelle chlorbiphenyler (CB) - PCB
  • 3.3.6 Chlorerede pesticider
  • 3.3.7 LAS
  • 3.3.8 Total hydrocarboner (THC)
  • 3.3.9 Organiske stoffer beregnet på glødetabsbasis
  • 3.3.10 Korrelation til glødetabet
• 3.4 Antibegroningsmidler
• 3.5 Spormetaller
  • 3.5.1 Kviksølv (Hg)
  • 3.5.2 Cadmium (Cd)
  • 3.5.3 Kobber (Cu)
  • 3.5.4 Nikkel (Ni)
  • 3.5.5 Bly (Pb)
  • 3.5.6 Zink (Zn)
  • 3.5.7 Generelt om spormetallerne
  • 3.5.8 Korrelations- og regressionsanalyse

Resultaterne af de kemiske analyser er i fuldt omfang angivet i bilag C, idet sedimenternes tørstofindhold og glødetab er vist i tabel 1, organiske stoffer i tabel 2 og 3 på henholdsvis tørstof- og glødetabsbasis, antibegroningsmidler i tabel 4 og spormetaller i tabel 5. Analyseresultaterne er i bilag C inddelt efter stofgrupper:

• blødgørere;
• nonylphenoler;
• P-triestere (phosphat-triestere);
• PAH;
• PCB (individuel chlorbiphenyler);
• chlorerede pesticider;
• LAS;
• total hydrocarboner;
• antibegroningsmidler;
• spormetaller.

Tabel 2 Oversigt over påviste stoffer i de 11 sedimentprøver (inkl. Marselisborg Lystbådehavn)

1 I en prøve er kun tre af PAH'er over detektionsgrænsen. I flere prøver er 2-13 PAH'er under detektionsgrænsen.

2 I en prøver er kun påvist CB #52.

3 Fra 2 til 11 pesticider er blevet påvist i de enkelte prøver.

4 TBT kun påvist i fire prøver og diuron og irgarol i en prøve (Marselisborg Lystbådehavn).

Enheden for alle stoffer er µg/kg TS med undtagelse af spormetallerne og total hydrocarboner, som er angivet som mg/kg TS samt Al i %. For de 32 identificerede PAH'er er beregnet en sum (Sum PAH). Der er ligeledes beregnet en sum for de syv CB'er og pesticiderne. For nogle af de organiske stoffer og antibegroningsmidle er koncentrationen under metodens detektionsgrænse, hvilket er angivet med tegnet < efterfulgt af detektionsgrænsen for det specifikke stof.

Af de i alt 86 stoffer, der blev analyseret for, er 72 stoffer påvist i koncentrationer over detektionsgrænsen. Det er stort set de samme stoffer, som forekommer i alle sedimenterne. Antallet af påviste stoffer er opsummeret i tabel 2.

3.1 Sammenligning af analyser

Som beskrevet i afsnit 2.2 har der i nærværende undersøgelse været anvendt analysemetoder med lavere detektionsgrænser end i havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000), idet DHI i mellemtiden har udviklet en mere følsom GC-MS metode. Resterne af den tørrede sedimentprøve fra Marselisborg Lystbådehavn (Jensen & Gustavson, 2000) er genanalyseret og resultaterne af de to analyseserier er vist i bilag C. Det fremgår af tabellerne, at

• for hovedparten af de organiske stoffer ligger differencen indenfor 10-30%, hvilket er et fint resultat, da der er anvendt forskellige analysemetoder;
• dårlig ovenensstemmelse omkring faktor to eller mere er fundet for benz(a)pyren, dibenzo(a,h)anthrachen, total hydrocarboner, TBT, irgarol og diuron,
• Kobber er blevet analyseret i begge undersøgelser, hvor der er fundet henholdsvis 141 og 142 mg/kg TS, hvilket bekræfter prøvens homogenitet.

Resultaterne har også vist, at det var en rigtig beslutning at anvende mere følsomme, dyrere analysemetoder, idet mange stoffer, bl.a. PCB og chlorerede pesticider, er blevet kvantificeret. I den tidligere undersøgelse var mange resultater under detektionsgrænsen.

Antibegroningsmidlerne diuron og irgarol var under detektionsgrænsen i alle havsedimentprøverne sammen med nedbrydningsprodukterne for TBT, som er DBT og MBT.

3.2 Diskussion af resultaterne

Resultaterne af de kemiske analyser præsenteres hovedsagelig som koncentration beregnet på tørstofbasis, idet de fleste andre sammenlignelige undersøgelser har anvendt denne enhed. Imidlertid har stort set alle de undersøgte stoffer, inkl. spormetallerne, en høj affinitet til organisk stof svarende til glødetabet, hvorfor resultaterne også præsenteres som koncentration på glødetabsbasis i bilag C, tabel 3 for de organiske stoffer og i bilag C, tabel 6 for spormetallerne. Dette er også relevant set fra et biologisk synspunkt, idet dyrene, som lever i og på sedimentoverfladen lever af det organiske stof.

Spormetallerne er desuden normaliseret til aluminimumindholdet (bilag C, tabel 7), idet denne enhed anvendes for at kompensere for geologiske forskelle imellem sedimenterne.

3.3 Organiske stoffer

I de følgende afsnit præsenteres de enkelte resultater per stofgruppe, idet de også kort sammenlignes med resultater fra andre undersøgelser. Resultaterne fra Marselisborg Lystbådehavn indgår ikke i præsentationen.

3.3.1 Blødgørere

Det fremgår af bilag C, tabel 2, at kun 1 ud af 8 stoffer er blevet påvist, mens de øvrige niveauer har været under detektionsgrænsen på 5-10 µg/kg TS. Di-n-butylphthalat er kun fundet i prøverne fra Mecklenburg Bugt (15 µg/kg TS) og Roskilde Fjord (17 µg/kg TS). Di-n-butylphthalat blev fundet i alle 12 havnesedimenter med et variationsinterval på 50-950 µg/kg TS med den højeste koncentration i Svanemøllen Lystbådehavn (Jensen & Gustavson, 2000).

Di-n-butylphthalat blev fundet i næsten alle 66 sedimentprøver i niveauer fra 35-2.400 µg/kg TS i Lillebæltsamternes undersøgelser (Lillebæltssamarbejdet 1998).

3.3.2 Nonylphenoler

Nonylphenol blev kun påvist i sedimenterne fra Roskilde Fjord (17 µg/kg TS), Kongedybet (11 µg/kg TS) og Horsens Fjord (32 µg/kg TS), (bilag C, tabel 2). 4-octylphenol og bisphenol A var under detektionsgrænsen.

I havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) blev nonylphenoler fundet i alle 12 prøver (170-3.400 µg/kg TS). I Lillebæltsamternes undersøgelser (Lillebæltssamarbejdet 1998) blev de også fundet i alle 66 prøver (150-33.000 µg/kg TS med et gennemsnit på 1.877 µg/kg TS). I Århus Bugt er der målt 86-120 µg/kg TS og i Randers Fjord og Mariager Fjord henholdsvis 150 og 100 µg/kg TS (Århus Amt, 1998).

3.3.3 P-triestere

Fig. 1 viser, at tributylphosphat blev fundet i fem havsedimenter og tris-1.3-dichlorisopropylphosphat i Odense Fjord, Kongedybet og Horsens Fjord samt et meget højt niveau af tricresylphosphat i Roskilde Fjord. Triphenylphosphat blev ikke påvist. Ingen af P-triesterne blev påvist i prøverne fra de mere åbne farvande: Nibe Bredning, Kattegat, Øresund, Smålandsfarvandet og Mecklenburg Bugt.

I havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) var alle niveauer <35 µg/kg TS. I Lillebæltsamternes undersøgelser (Lillebæltssamarbejdet 1998) blev P-triestere fundet i 11 ud af 66 prøver med tricresylphosphat i tre prøver (33-59-140 µg/kg TS), triphenylphosphat (10-27-40 µg/kg TS) og tributylphosphat i fem prøver (14-220 µg/kg TS).

3.3.4 PAH

De 32 PAH'er blev fundet i næsten alle sedimentprøverne. I prøven fra Nibe Bredning blev kun tre PAH'er påvist og i andre prøver var 2-13 PAH 'er under detektionsgrænsen. Fig. 2 viser summen af PAH'erne samt udvalgte PAH'er, som forekommer i de højeste koncentrationer. Alle stationerne er generelt belastet med PAH'er og de højeste niveauer er fundet i Smålandsfarvandet, Kattegat og Mecklenburg Bugt. I havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) blev de 18 analyserede PAH'er fundet i alle havne med undtagelse af Sønderborg Lystbådehavn, hvor kun 10 PAH'er blev påvist. Sum af PAH'er varierede fra 343 µg/kg TS (Sønderborg Lystbådehavn) til 19.000 µg/kg TS (Århus Fiskerihavn).

I Lillebæltundersøgelsen (Lillebæltssamarbejdet 1998) blev PAH'er fundet på samtlige 66 stationer. Summen af PAH'erne varierer mellem 80-81.600 µg/kg TS med den højeste koncentration i Nyborg Fjord. I Århus Bugt er der fundet henholdsvis 930-2.100-2.460 µg/kg TS, i Randers Fjord 1.600 µg/kg TS og i Mariager Fjord 2.790 µg/kg TS (Århus Amt, 1998).

Disse tal viser, at marine sedimenter generelt er belastet med PAH, hvis oprindelse enten er petrogen oprindelse, f.eks. fra oliespild, eller fra pyrogene kilder, specielt forbrænding af fossilt kulstof.

Klik her for at se fig. 1

Fig. 1 Koncentrationer af P-triestere i havsedimentprøverne (< angiver detektionsgrænsen). Figuren med Roskilde Fjord har en 10 gange større enhed.

3.3.5 Individuelle chlorbiphenyler (CB) - PCB

Fig. 3 viser, at de analyserede CB er fundet i alle prøver, idet dog kun CB#52 blev fundet i prøven fra Nibe Bredning. Desuden var enkelte andre CB under detektionsgrænsen på 0,1 µg/kg TS i nogle få prøver. Summen af de 7 CB viser, at Horsens Fjord er mest belastet med CB, hvorefter følger Roskilde Fjord og Mecklenburg Bugt.

I havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) var niveauerne på nær en havn alle under den højere detektionsgrænse på 10 µg/kg TS. I Lillebæltsundersøgelsen (Lillebæltssamarbejdet 1998) blev CB kun fundet på 3 (Vejle og Kolding Fjord) ud af de 66 stationer. Detektionsgrænsen var dog 15 µg/kg TS. I Århus Bugt (Århus Amt, 1998) er summen af 7 CB'er på henholdsvis 7,1-7,4-8,8 µg/kg TS, i Randers Fjord 5,4 µg/kg TS og i Mariager Fjord 8,8 µg/kg TS, hvilket svarer til niveauerne i nærværende undersøgelse.

I en undersøgelse af sedimenter fra Østersøen og de indre danske farvande (Østfeldt et al., 1994) blev der på seks danske sedimentstationer fra de åbne farvande i gennemsnit fundet 164 µg/kg glødetab med en variation på 93-255 µg/kg glødetab. I nærværende undersøgelse er gennemsnittet på 99 µg/kg glødetab med en variation fra 29-371 µg/kg glødetab med den højeste værdi i sedimentet fra Kongedybet.

3.3.6 Chlorerede pesticider

Som vist i fig. 4 er Kongedybet det mest belastede sediment med hensyn til pesticider, idet summen af pesticider er på 30 µg/kg TS med 6 påviste forbindelser, hvoraf α- og β-HCH udgør 80%. Smålandsfarvandet, Kattegat , Mecklenburg Bugt og Roskilde Fjord har alle niveauer af sum-pesticider på omkring 15 µg/kg TS. Aldrin er kun fundet i prøverne fra Smålandsfarvandet og Roskilde Fjord. α-HCH er kun fundet i Kongedybet sammen med β-HCH, som også er fundet i Roskilde Fjord. γ-HCH er fundet i alle prøver med undtagelse af Nibe Bredning. DDT er fundet i alle prøver, hvorimod dieldrin kun er bestemt i prøven fra Karrebæksminde Bugt.

Fig. 2 Koncentrationer af udvalgte PAH'er i havsedimentprøverne (< angiver detektionsgrænsen). Højre ordinat og søjle viser summen af PAH'erne.

Klik her for at se fig. 2

Fig. 3 Koncentrationer af individuelle chlorbiphenyler (CB) i havsedimentprøverne (< angiver detektionsgrænsen). Højre ordinat og søjle viser summen af CB'erne.

Klik her for at se fig. 3

Fig. 4 Koncentrationer af de hyppigste forekommende pesticider i havsedimentprøverne (< angiver detektionsgrænsen). Højre ordinat og søjle viser summen af alle pesticiderne.

Klik her for at se fig. 4

Endosulfanforbindelser er fundet i næsten alle prøver; men ikke i prøven fra Horsens Fjord.

Pesticiderne blev ikke detekteret i havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) formentlig p.g.a. den høje detektionsgrænse på 20-40 µg/kg TS. Derimod blev der fundet pesticider på 23 ud af 66 stationer i Lillebæltsundersøgelsen (Lillebæltssamarbejdet 1998) beliggende i fjordene. I Århus Amts undersøgelser (Århus Amt, 1998) blev der kun fundet DDT og dets nedbrydningsprodukter i sedimentet fra den ene position i Århus Bugt. p,p’ -DDE blev påvist i alle fem sedimentprøver (Østfeldt et al., 1994); men ikke p,p'-DDD og p,p'-DDT.

3.3.7 LAS

LAS er kun fundet i prøverne fra Mecklenburg Bugt og Horsens Fjord i koncentrationer på henholdsvis 540 og 5.500 µg/kg TS. I havnesedimenterne (Jensen & Gustavson, 2000) blev LAS målt i alle prøver (300-8.400 µg/kg TS) med undtagelse af Prøvestenen og Sønderborg Havn. LAS blev ligeledes påvist på 24 ud af 66 positioner i Lillebæltsundersøgelsen (Lillebæltssamarbejdet 1998) med en middelværdi på 1.875 µg LAS/kg TS og en maksimalværdi i bunden af Haderslev Fjord tæt på udløbet fra et rensningsanlæg på 22.000 µg/kg TS. I Århus Amts undersøgelser (Århus Amt, 1998) var niveauerne under detektionsgrænsen på 300 µg/kg TS.

3.3.8 Total hydrocarboner (THC)

Fig. 5 viser, at THC blev fundet i alle prøver med det højeste niveau i Horsens Fjord, hvorefter følger Kongedybet og Kattegat. Høje niveauer af THC (30-140 mg/kg TS) i Horsens Fjord er også blevet påvist i en undersøgelse udført for Vejle Amt (DHI, 2000). I havnesedimentundersøgelsen (Jensen & Gustavson, 2000) var niveauerne fra 35-549 mg THC/kg TS.

3.3.9 Organiske stoffer beregnet på glødetabsbasis

I tabel 3 er foretaget en sammenstilling af udvalgte organiske stoffer beregnet som µg/kg TS og som µg/kg GT. Det fremgår af tabellen, at resultater beregnet på glødetabsbasis ofte giver en anden fordeling af forureningsniveauerne. Det mest forurenende sediment er markeret med fed og nummer to med understregning i tabel 3. Det fremgår af tabellen, at det ændrer hyppigt på rækkefølgen, f.eks. var Smålandsfarvandet/Kattegat de mest forurenede områder m.h.t. PAH beregnet på tørvægt, mens rækkefølgen på glødetabsbasis blev Kongedybet/Øresund.

3.3.10 Korrelation til glødetabet.

Mange organiske stoffer har en høj affinitet til organisk stof. For at undersøge, om der er en sammenhæng mellem de fundne koncentrationer af miljøfremmede stoffer og indholdet af organisk stof, er korrelationen mellem sedimenternes glødetab og koncentrationerne af miljøfremmede stoffer på tørvægtsbasis undersøgt. For kun ca. 10% af stoffer primært indenfor PAHér og PCBér er der en signifikant korrelation.

Fig. 5 Koncentrationer af total hydrocarboner i havsedimentprøverne.

Klik her for at se fig. 5

Tabel 3 Sammenligning af indhold af organiske stoffer på tørvægts- (µg/TS) og glødetabsbasis (µg/kg GT)

Klik her for at se tabel 3

3.4 Antibegroningsmidler

Tabel 4 i bilag C viser, at TBT kun blev fundet i prøverne fra Kongedybet (4 µg Sn/kg TS), Roskilde Fjord (11 µg Sn/kg TS) og Odense Fjord (7 µg Sn/kg TS). DBT, MBT, diuron og irgarol blev ikke fundet i nogen af prøverne. I havnesedimentundersøgelsen blev TBT og diuron fundet i alle prøver og irgarol i 11 ud af 12 prøver. DBT og MBT blev ligeledes fundet i en del prøver. Som vist i havnesedimentundersøgelsen ((Jensen & Gustavson, 2000, tabel 8) er TBT, DBT og MBT fundet i utallige danske havnesedimenter.

3.5 Spormetaller

Fig. 6 viser fordelingen af spormetalllerne på tørstofbasis, fig. 7 på glødetabsbasis og fig. 8 normaliseret til aluminium. I det følgende vil metalindholdet på glødetabsbasis blive sammenlignet med de værdier (MST-indhold), som Miljøstyrelsen, 1983, har udviklet for diffust belastede sedimenter. Hvis indholdet på glødetabsbasis overskrider to gange MST-indholdet (2xMST), betragtes området som værende påvirket af andre kilder end den diffuse belastning. I det følgende fremhæves de tre mest belastede områder.

3.5.1 Kviksølv (Hg)

Af fig. 6 ses, at de højeste Hg-indhold fandtes i sedimenterne fra Horsens Fjord, Kattegat og Mecklenburg Bugt. Derimod viser de normaliserede resultater i fig. 7 og fig. 8, at Kongedybet har det mest belastede sediment sammen med sedimentet fra Nibe Bredning og Øresund. Det fremgår af fig. 7, at sedimentet fra Kongedybet, Nibe Bredning og Øresund syd for Ven overskrider 2xMST på 4,0 mg Hg/kg GT.

3.5.2 Cadmium (Cd)

De højeste Cd-niveauer er fundet i Smålandsfarvandet, Roskilde Fjord og Horsens Fjord (fig. 6). Omregnet på glødetabsbasis fandtes de højeste niveauer i Smålandsfarvandet, Karrebæksminde og Roskilde Fjord (fig. 7). Ingen af områderne overskrider 2xMST på 20 mg Cd/kg GT. Normaliseret til Al havde Roskilde Fjord, Odense Fjord og Smålandsfarvandet de højeste indhold (fig. 8).

3.5.3 Kobber (Cu)

Fig. 6 viser, at de højeste Cu-indhold fandtes i Roskilde Fjord, Smålandsfarvandet og Mecklenburg Bugt. På glødetabsbasis (fig. 7) fandtes de højeste niveauer i Kongedybet, Øresund og Mecklenburg Bugt. Ingen af værdier overskrider 2xMST på 500 mg Cu/kg GT. Rækkefølgen på data normaliseret til Al var Roskilde Fjord, Kongedybet og Odense Fjord (fig. 8).

3.5.4 Nikkel (Ni)

Kattegat, Smålandsfarvandet og Mecklenburg Bugt havde de højeste indhold på tørvægtsbasis (fig. 6). De normaliserede indhold på glødetabsbasis (fig. 7) viste meget mindre variation, idet fem af stationerne havde næsten ens indhold. Det samme er tilfældet med dataene normaliseret til Al (fig. 8). Der er ingen MST-værdier for Ni.

Fig. 6 Koncentrationer af spormetaller i havsedimentprøverne (mg/kg tørstof). Venstre ordinat viser enheden for kviksølv og cadmium og højre ordinat for de øvrige fire spormetaller.

Klik her for at se fig. 6

Fig. 7 Koncentrationer af spormetaller i havsedimentprøverne (mg/kg glødetab). Venstre ordinat viser enheden for kviksølv og cadmium og højre ordinat for de øvrige fire spormetaller.

Klik her for at se fig. 7

Fig. 8 Koncentrationer af spormetaller i havsedimentprøverne (mg/kg aluminium). Venstre ordinat viser enheden for kviksølv og cadmium og højre ordinat for de øvrige fire spormetaller.

Klik her for at se fig. 8

3.5.5 Bly (Pb)

De højeste blyindhold (fig. 6) fandtes i Mecklenburg Bugt, Smålandsfarvandet og Roskilde Fjord. Omregnet til glødetabsbasis (fig. 7) havde Mecklenburg Bugt, Kongedybet og Øresund de højeste niveauer, hvor de to første stationer netop overskred 2xMST på 700 mg Pb/kg GT. Normaliseret til Al var rækkefølgen Roskilde Fjord, Kongedybet og Mecklenburg Bugt (fig. 8).

3.5.6 Zink (Zn)

Smålandsfarvandet, Mecklenburg Bug og Kattegat havde de højeste indhold af Zn (fig. 6). På glødetabsbasis var rækkefølgen Kongedybet, Øresund og Mecklenburg Bugt (fig. 7). Ingen af nivauerne overskrider 2xMST på 2.600 mg Zn/kg GT. Normaliseret til Al (fig. 8) bliver rækkefælgen Odense Fjord, Roskilde Fjord og Kongedybet.

3.5.7 Generelt om spormetallerne

De fundne resultater viste, at de udtagne sedimentprøver generelt afspejler, at sedimenterne stort set kun er diffust belastet set i relation til 2xMST. Normaliseringen til enten glødetab eller Al giver mere ens koncentrationer; men også en anden rækkefølge med hensyn til belastningen i forhold til tørstofværdierne, f.eks. havde Limfjordstationen altid de laveste indhold på tørvægtsbasis, hvilket ændrede sig ved normaliseringen. Generelt har prøverne fra Smålandsfarvandet og Mecklenburg Bugt ofte nogle af de højeste koncentrationer.

3.5.8 Korrelations- og regressionsanalyse

Som vist ovenfor har spormetallerne en høj affinitet til organisk stof. For at undersøge, om der er en sammenhæng mellem de fundne spometalkoncentrationer og indholdet af organisk stof og Al, er korrelationen mellem sedimenternes glødetab og Al og spormetalkoncentrationerne på tørvægtsbasis undersøgt samt sammenhænge imellem stofferne (tabel 4). Af tabellen fremgår det, at der er en signifikant positiv korrelation (markeret med fed) mellem glødetab og Al og spormetallerne med undtagelse af Cd i relation til Al. Næsten alle metallerne korrelerer med hinanden med undtagelse af Cd-Hg, Cd-Ni og Cd-Pb, hvilket formentlig skyldes, at Cd i det marine miljø er mere mobilt end de andre spormetaller.

Ovennævnte positive resultater af korrelationsanalyse blev endvidere udbygget ved hjælp af en lineær regressionsanalyse med mg spormetal per kg som y-parameter og glødetab (%) eller Al (%) som x-parameter . Resultaterne er vist i tabel 5, hvoraf det fremgår, at der er en statistisk signifikant, lineær sammenhæng imellem spormetallerne og glødetab eller aluminium med undtagelse af Cd/Al.

Tabel 4 Korrelation mellem glødetab/Al og stofkoncentration på tørvægtsbasis.
Tabellen angiver r-værdier. Korrelationen er signifikant på 95% signifikansniveau, hvis r-værdien er større end 0,63; f=8.

Tabel 5 Regressionsanalyse med sammenhæng imellem spormetal og glødetab eller aluminium

* 95% signifikans; ** 99% signifikans; ***99,9% signifikans

4 Referencer

Bennetzen S., E. Bjørnestad, L. Møller & T. Breindahl (2000). Økotoksikologisk og kemisk karakterisering af organiske forureninger i marine sedimenter indsamlet af Lillebæltssamarbejdet og Fyns Amt. DHI – Institut for Vand og Miljø, rapport til Fyns Amt.

DHI – Institut for Vand og Miljø, 2000. Olieanalyser af sedimentprøver fra Horsens Sejlrende. Brev til Vejle Amt 28 april 2000.

Jacobsen J.A, Stuer-Lauridsen F. and Pritzel G., 1997. Organotin Speciation in Environmental Samples by Capillary Gas Chromatography and Pulsed Flame Photometer Detection (PFPD). Appl. Organometallic Chem. 11, 737-74.

Jensen A. & K. Gustavson (2000). Havnesedimenters indhold af miljøfremmede organiske forbindelser – Kortlægning af nuværende og fremtidige behov for klapning og deponering. DHI – Institut for Vand og Miljø, rapport til Miljøstyrelsen.

Lillebæltssamarbejdet 1998. Fyns Amt, Sønderjyllands Amt og Vejle Amt. Miljøfremmede stoffer i havbunden.

Miljøstyrelsen, 1983. Vejledning fra miljøstyrelsen. Vejledning i recipientkvalitetsplanlægning. Del II Kystvande. Vejledning nr. 2/1983, tabel 4.

Østfeldt P., Gustavson K., Jansson B., Jonsson P., Miettinen V., Ringstad O. & Wesén C., 1994. Halogenated Organic Compounds in the Marine Environment 1989-1990. Temanord 1994:591.

Århus Amt 1998. Miljøfremmede stoffer i Århus Amt Fase 2 og 3, 1997-1998.

Bilag A

Prøvetagningspositioner og sedimentbeskrivelse

* Prøve udtaget i 1999 havneundersøgelsen.

Bilag B

1 Beskrivelse af analysemetoder

• 1.1 Bestemmelse af miljøfremmede stoffer ved GC-MS multimetode
• 1.2 Bestemmelse af metaller og sporelementer i sediment
• 1.3 Bestemmelse af LAS i sedimenter ved HPLC
• 1.4 Bestemmelse af biocider i sediment ved LC-MS
• 1.5 Bestemmelse af totalkulbrinter i sediment

1.1 Bestemmelse af miljøfremmede stoffer ved GC-MS multimetode.

PRINCIP: Vandige prøver (TS < 10%). Et afmålt volumen vandprøve (ca. 1 l) ekstraheres med dichlormethan efter tilsætning af deuteriummærkede surrogat standarder under basiske (pH > 11) og sure (pH < 2) betingelser. Ekstrakterne behandles med aktiveret kobber for at eliminere svovl (mercaptaner elimineres ligeledes).

Faste prøver (TS > 10%). En afvejet mængde fast prøve (svarende til ca. 10 g tørstof af mineralske prøver og biologiske prøver) ekstraheres med dichlormethan, efter at prøven er gjort sur (pH <2) og efter tilsætning af deuteriummærkede surrogat standarder. Ekstraktet behandles med aktiveret kobber (og evt. syre men kun hvis det er absolut nødvendigt f.eks. ved analyse af meget fedtholdige prøver).

Det organiske ekstrakt tørres med Na₂SO₄ gennem et faseseperationsfilter, og inddampes til ca. 5 ml på rotationsfordamper ved forsigtig indblæsning under nitrogen, hvorefter det basiske ekstrakt overføres til et 8 ml glas og inddampes forsigtigt under nitrogen til 1 ml.

Dette ekstrakt analyseres direkte efter tilsætning af intern standard.

Ekstrakterne analyseres ved GC-MS (i SIM mode) under anvendelse af on-column injektion eller pulsed splitless injektion, kapillar kolonne, og temperaturprogrammering. Der foretages en kvantitativ bestemmelse efter kalibrering over for eksterne standard blandinger med de specifikke forbindelser, og stofferne identificeres ud fra deres retentionstider og massespektre. Beregningen foretages ved hjælp af en karakteristisk målion under anvendelse af surrogat standard og intern sprøjtestandard.

DETEKTIONSGRÆNSER: Detektionsgrænsen i vandprøver er mellem 0,01 og 0,6 µg/l. Detektionsgrænsen i faste prøver er mellem 0,1 og 20 µg/kg TS.

INTERN KVALITETSKONTROL: I forbindelse med hver analyseserie (10-12 prøver) udføres følgende kontrolanalyser: 2 reagensblind (Merck lichrosolv), 2 tilsætningsforsøg på et niveau, der højest er ca. 10 gange detektionsgrænsen (~2,5 ppm i det endelige ekstrakt) og 1 prøve i duplikat, hvis tilstrækkeligt prøvemateriale haves.

USIKKERHED: Ved kontrolanalyse af spikede, naturlige prøver er der en analyseusikkerhed, CV_Total, på 15-20 %.

1.2 Bestemmelse af metaller og sporelementer i sediment

PRINCIP:

Forbehandling: Prøvematerialet homogeniseres.

Destruktion: En repræsentativt udtaget delprøve af det foreliggende prøvemateriale afvejes i specialrensede glasflasker. 20 ml 7 M salpetersyre tilsættes. Prøveblandingerne destrueres under tryk ved opvarmning i autoklave til 120°C (200 kPa) i 30 minutter. Blindprøver samt referencemateriale destrueres parallelt med prøverne.

Analyse:

Cd, Cu, Ni, Pb: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af højtopløselig induktiv koblet plasma massespektrometri (HR-ICPMS), idet der anvendes ekstern kalibrering og rentrumsteknik.

Zn: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med flammeteknik (FAAS), idet der anvendes baggrundskorrektion, og måling foretages ved brug af en kalibreringskurve.

Al: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med acetylen-dinitrogenoxid flamme (FAAS, N₂O). Der anvendes baggrundskorrektion, og måling foretages ved brug af en kalibreringskurve.

Hg: De destruerede prøver analyseres ved hjælp af atomabsorptionsspektrometri med cold vapour teknik (CVAAS) under anvendelse af natriumborhydrid, idet der anvendes baggrundskorrektion, standardadditionsteknik og amalgamteknik.

REFERENCE:

Destruktion; Dansk Standard DS 259, DS 2210.

Måling ved HR-ICPMS: U.S. Environmental Protection Agency method 200.8 : 1991: Determination of trace elements in waters and wastes by inductively coupled plasma - mass spectrometry

Måling ved FAAS; Dansk Standard DS 238, DS 263, DS 284, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3111 A+B+D, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods for Atomic Absorption Spectrometry 1990.

Måling ved CVAAS; Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 3112 B, 18th edition (1992). Perkin Elmer Analytical Methods using the MHS Mercury/hydride System 1979.

INTERN KVALITETSKONTROL:

Resultaterne er kontrolleret ved samtidig analyse af syntetiske og naturlige referencematerialer.

USIKKERHED:

Ved kontrolanalyse er der en analyseusikkerhed, CV_Total, på 5-10 %, dog 10-15 % for Hg.

1.3 Bestemmelse af LAS i sedimenter ved HPLC

PRINCIP: Prøven tørres ved 105°C, neddeles og homogeniseres. 10 g prøve ekstraheres med methanol ved soxhlet i 12 timer. Ekstraktet inddampes, oprenses på C18 og analyseres ved omvendt fase væskekromatografi med UV og fluorescens detektion. Der anvendes en C8-LAS som intern standard til kvantificeringen. Identiteten bestemmes ved sammenligning med Marlon A. LAS bestemmes som summen af C10 - C14-LAS.

DETEKTIONSGRÆNSE: 0,2 mg/kg TS

INTERN KVALITETSKONTROL: Resultatet kontrolleres ved samtidig analyse af spikede sedimenter og blindprøver.

1.4 Bestemmelse af biocider i sediment ved LC-MS

Princip:

Sedimentprøven ekstraheres to gange med dichlormethan. Det samlede ekstrakt inddampes, genopløses og analyseres derpå ved væskekromatografi med massespektrometrisk detektion ved selektiv ion monitering (LC/MS-SIM). Ved metoden bestemmes atrazin, diuron, irgarol og simazin med en detektionsgrænse på 1 µg/kg tørstof.

Analyseusikkerhed:

RSD 20%, ved værdier mindre end 10 gange detektionsgrænsen dog op til 50%.

1.5 Bestemmelse af totalkulbrinter i sediment

PRINCIP: 50-100 g sediment koges med basisk metanol i 2 timer, hvorefter de organiske forbindelser rystes over i pentan. Kulbrinter bestemmes efter, at polære forbindelser er fjernet ved oprensning på en søjle med aluminiumoxid og silica. Derefter bestemmes indholdet af kulbrinter ved gaskromatografi med flammeionisationsdetektion, GC-FID.

INTERN KVALITETSKONTROL: Resultaterne kontrolleres ved samtidig analyse af spikede sedimenter.

DETEKTIONSGRÆNSER: 0,5 mg/kg TS for total kulbrinter.

REFERENCE: Intergovernmental Oceanographic Commision, Manuals & Guides No 11, UNESCO 1982

Bilag C

1 Analyseresultater

Tabel 1 Tørstof- og glødetabsindhold i de udtagne sedimentprøver

Tabel 2 Koncentrationer af organiske miljøfremmede stoffer beregnet på tørstof

Klik her for at se Tabel 2

Tabel 3 Koncentrationer af organiske miljøfremmede stoffer beregnet på glødetab

Klik her for at se Tabel 3

Tabel 4 Koncentrationer af antibegroningsmidler

Koncentrationer med kursiv angiver resultater mindre end detektionsgrænsen, da analysen var påvirket af støj.
Det kunne ikke udelukkes, at der var tinforbindelser tilstede.

Tabel 5 Koncentrationer af Hg, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn og Al på tørvægt

* I 1999 gav analyseresultatet 142 mg Cu/kg TS

Tabel 6 Koncentrationer af Hg, Cd, Cu, Ni, Pb og Zn beregnet på glødetabsbasis

Tabel 7 Koncentrationer af Hg, Cd, Cu, Ni, Pb og Zn normaliseret til Al

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 Januar 2006 • © Miljøstyrelsen.