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

Feltundersøgelse af vandforsyningernes plastrør

8 Diskussion

• 8.1 PE-rør
  • 8.1.1 Vurdering af afsmitning i forhold til kravværdier
  • 8.1.2 Migrationstest på nye og udtagne rørstykker
  • 8.1.3 Sammenligning mellem migrationstest og feltundersøgelse
  • 8.1.4 Tidligere undersøgelser
• 8.2 PVC-rør
  • 8.2.1 Vurdering af afsmitning i forhold til kravværdier
  • 8.2.2 Migrationstest på nye og udtagne rørstykker
  • 8.2.3 Tidligere undersøgelser

De følgende afsnit indeholder en vurdering af resultaternes betydning for vandkvaliteten i ledningsnet med plastrør af PE og PVC. Desuden er der foretaget sammenligning i forhold til resultaterne af migrationstesten for de forskellige rør ligesom resultaterne er sammenlignet med resultaterne af tidligere undersøgelser.

8.1 PE-rør

8.1.1 Vurdering af afsmitning i forhold til kravværdier

Undersøgelsen har vist, at der afgives nedbrydningsprodukter fra antioxidanter fra PE-rør. Ved migrationstests på både de nye PE-rør og de udtagne rørstykker fra ledningsnettet blev der fundet nedbrydningsprodukter fra antioxidanter i 12 af 13 vandprøver fra PE- rørstykker, hvorimod der i feltundersøgelsen kun blev fundet nedbrydnings-produkter i 2 af 14 vandprøver fra de 7 ledningsstrækninger med PE-rør.

Migrationstestene viser, at der kan afgives organiske stoffer til vandet, mens disse generelt ikke kan måles i vandprøverne udtaget i felten. Denne forskel kan skyldes,

at migrationstesten generelt er udført under mere ekstreme forhold end der normalt findes i ledningsnettene, som fx længere opholdstid, højere vandtemperatur mm.

Phenolbaserede nedbrydningsprodukter fra antioxidanter

Undersøgelsen har påvist, at der sker en afsmitning fra PE-rør med følgende nedbrydningsprodukter fra de antioxidanter, som er anvendt i PE rørene:

• (III) 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon
• (IV) 2,4-di-tert-butylphenol
• (VIII) 7,9-di-tert-butyl-1-oxaspiro[4,5]-deca-6,9 dien-2,8-dion
• (VI) 3,5-di-tert-butyl-4-hydroxybenzaldehyd
• (VII) 3,5-di-tert-butyl-4-hydroxyacetophenon
• (IX) 3-(3,5-di-tert-butyl-4-hydroxyphenyl) methylpropanoat

Koncentrationerne var højst for de første tre stoffer, men generelt er niveauerne lave. Detektionsgrænsen for analyserne var stofafhængig og ligger mellem 0,05 og 0,5 µg/l. Mens der for en række af additiverne er foretaget toksikologiske studier, er der kun meget få toksikologiske undersøgelser af de stoffer, der kan dannes ved nedbrydning. Miljøstyrelsen har fået foretaget en foreløbig toksikologisk vurdering af nedbrydningsproduktet 2,4-di-tert-butylphenol (IV). Der foreligger kun få undersøgelser, der kan lægges til grund for en vurdering af en sundhedsmæssigt baseret grænseværdi for stoffets tilstedeværelse i drikkevand. De foreløbige overvejelser peger i retning af et forslag om, at en grænseværdi for drikkevand, ud fra en sundhedsmæssig synsvinkel, bør ligge i størrelsesordenen 20 µg/l drikkevand /Ref. 1/.

Nedbrydningsprodukter fra de antioxidanter, som er anvendt i PE-rørene, blev målt i koncentrationer på højst 3,6 µg/l i migrationstestene og højst 2,6 µg/l i feltundersøgelsen. Sammenlignet med et forslag om en grænseværdi i størrelsesordenen 20 µg/l, er resultaterne, fundet ved denne undersøgelse, omkring 5-8 gange lavere.

For at kunne sammenholde resultatet fra migrationstesten med resultatet af feltundersøgelsen, er der foretaget omregning af resultatet af migrationstesten til fluksen af de påviste stoffer. Fluksen kan ud fra data om rørets dimension og opholdstid anvendes til beregning af den teoretiske koncentration for de enkelte stoffer i rør af given dimension og med en given opholdstid. Derved har det været muligt, at sammenligne resultaterne.

I tabel 8.1 er koncentrationen af 2,4-di-tert-butyl-phenol (IV) ved forskellige ledningsdimensioner og opholdstider beregnet ud fra den højst målte fluks på 92 ng/(dm²*d). I tabel 7.1 er der angivet opholdstider for de ledningstrækninger, der er anvendt til feltundersøgelsen. Opholdstiderne ligger generelt mellem et ½ og 2½ døgn. Selv ved lave dimensioner og lange opholdstider på 3 - 6 døgn er den forventede maksimale koncentrationen ca. 5-10 gange lavere end de 20 µg/l, som muligvis indikerer et acceptabelt niveau ud fra en sundhedsmæssig synsvinkel jf. tabel 8.1.

Tabel 8.1: Beregnet koncentration (µg/l) af 2,4-di-tert-butyl-phenol (IV) ved forskellige ledningsdimensioner og opholdstider

Phthalater

Der blev ikke fundet phthalater i de undersøgte prøver fra feltundersøgelsen og ved migrationstest på nye rør. Detektionsgrænsen var 0,1 - 0,3 µg/l og grænseværdien er 1 µg/l for sum af phthalater /Ref. 6/.

Ved migrationstests på udtagne rørstykker fra det eksisterende ledningsnet blev der i prøverne fra ø 63 mm rør (strækning 9) målt diethylphthalat (DEP) på 0,22 µg/l og 0,11 µg/l i prøverne fra ø 110 mm rør (strækning 10). Fluksen er beregnet til ca. 9 ng/(dm²*d) for begge rør.

I tabel 8.2 er koncentrationen af phthalater i vandet beregnet på baggrund af en fluks på 9 ng/(dm²*d) for forskellige ledningsdimensioner og opholdstider. Selv ved høje opholdstider og små ledningsdimensioner er den forventede maksimale koncentration under grænseværdien på 1,0 µg/l for summen af phthalater, jf. tabel 8.2 /Ref. 6/.

Tabel 8.2: Beregnet koncentration (µg/l) af diethylphthalat ved forskellige ledningsdimensioner og opholdstider

Flygtige organiske stoffer

Der blev ikke fundet flygtige organiske stoffer over detektionsgrænsen i feltundersøgelsen og ved migrationstestene, på nær trichlormetan og m/p-xylen, som blev målt i meget lave koncentrationer mellem 0,03 og 0,07 µg/l ved migrationstestene på nye PE-rør.

I tabel 8.3 er koncentrationen af trichlormetan i vandet beregnet på baggrund af en fluks på 33 ng/(dm²*d) for forskellige ledningsdimensioner og opholdstider. Selv ved lange opholdstider og små ledningsdimensioner er den forventede maksimale koncentration under grænseværdien på 1 µg/l for flygtige organiske klorforbindelser, jf. tabel 8.3 /Ref. 6/.

Tabel 8.3 Beregnet koncentration (µg/l) af trichlormetan ved forskellige ledningsdimensioner og opholdstider

GC-MS screening

Kun i migrationstest fra de udtagne PE-rørstykker fra det eksisterende ledningsnet er der påvist andre stoffer end de ovennævnte nedbrydningsprodukter fra antioxidanter. Der er påvist, cyclosiloxaner, naphthalen, octanol, benzoesyre, nonansyre og benzoethiazol samt benzothiazol i koncentrationer fra 0,3 - 2 µg/l. Cyclosiloxaner stammer fra silicone, hvilket tyder på, at vandet har været i kontakt med silicone. Det har dog ikke været muligt at finde en kilde til siliconen.

Ved feltundersøgelsen blev der påvist diphenyl 2-ethylhexyl phosphat i prøverne fra to ledningsstrækninger med en koncentration på ca. 0,2 µg/l. Stoffet er kendt som et erstatningsmiddel for phthalater i bl.a. maling og lak.

NVOC og AOC

I migrationstests på nye PE-rør blev der ikke fundet nogen afgivelse af NVOC idet den målte koncentration svarede til blindprøven på 0,1 mg/l. Koncentrationen var dermed under det danske krav om en total mængde af organisk stof på 0,3 mg/l ved 3. ekstraktion /Ref. 1/.

Afgivelsen af AOC ved migrationstest på nye rør var mellem 2,3 µg/l og 8,8 µg/l, svarende til en fluks mellem 150 og 580 ng/(dm²*d). I en undersøgelse i 2002 /Ref. 4/ blev afgivelse af organisk stof fra polymere materialer undersøgt med henblik på mikrobiel vækst, og afgivelsen af AOC fra PE- og PVC-rør var 350-550 ng/(dm²*d).

NVOC-koncentrationerne var mellem 0,6 og 1,8 mg/l på ledningsstrækningerne. Det er forholdsvis lave NVOC-koncentrationer, og alle resultater er under grænseværdien for NVOC på 4 mg/l /Ref. 6/.

I vandprøverne fra feltundersøgelsen var AOC-koncentrationen 3-33 µg/l. I undersøgelsen fra 2002 /Ref. 4/ omkring mikrobiel karakteristik og eftervækst i drikkevand var AOC-indholdet i 9 danske vandværkers vand i området 4-6 µg/l og 20-39 µg/l /Ref. 4/. Dette svarer meget godt til AOC-indholdet i denne undersøgelse. Vand med et AOC-indhold på under 10 µg/l klassificeres generelt som biologisk stabilt, selvom betydelig mikrobiologisk vækst er iagttaget under denne værdi.

Afgivelsen fra plastrør kan for vand med lavt AOC-indhold således fordoble den samlede mængde af AOC, hvis afgivelsen i ledningsnettet er ligeså høj som i laboratorieforsøgene. Det kan eksempelvis være tilfældet, hvis AOC indholdet fra vandværket er i området 4-6 µg/l og afgivelsen af AOC fra plastrør er 2-9 µg/l jf. ovenstående målinger.

8.1.2 Migrationstest på nye og udtagne rørstykker

På figur 8.1 er optegnet den beregnede fluks for de 3 forskellige undersøgte PE rørfabrikater på henholdsvis nye rør og rør udtaget fra ledningsnettet.

Der var generelt ikke forskel på resultaterne fra migrationstest på nye PE-rør og på udtagne rørstykker, jf. figur 8.1. Der var således ikke væsentlig forskel på afgivelsen fra nye rør og rør, der har været i brug. For nogle rør var der en større afgivelse fra et af de udtagne rørstykker end fra de nye rør. Tidligere undersøgelser har i modsætning hertil vist en faldende afgivelse med tiden.

8.1.3 Sammenligning mellem migrationstest og feltundersøgelse

For at vurdere resultaterne fra migrationstestene i forhold til koncentrationerne i drikkevandet er der gennemført en række beregninger, hvor der er lagt vægt på nedbrydningsprodukter fra antioxidanter. Ved disse beregninger fås en teoretisk koncentration i ledningsnettet og da temperaturen i vandet i ledningerne er væsentlig lavere end de 23° C som anvendes til migrationstest forventes i praksis en væsentlig lavere afgivelse.

Den højeste fluks målt i migrationstestene var for stofferne 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon (III), 7,9-di-tert-butyl-1-oxaspiro[4,5]-deca-6,9 dien-2,8-dion (VIII) og 2,4-di-tert-butylphenol (IV). Den totale fluks for nedbrydningsprodukter af antioxidanter i PE-rør var mellem 0 - 447 ng/(dm²*d), med en medianværdi på 150 ng/(dm²*d).

For at kunne beregne størrelsesordenen for den forventelige koncentration i drikkevand i ledningsnettet kan fluksen omregnes til en koncentration i ledningsvandet, hvor fluksen er målt ved migrationstestene.

Koncentrationerne i ledningsnettet er afhængig af dimensionen af plastrør, opholdstider og fluks. Jo længere opholdstider, jo større er koncentrationen i ledningsvandet. Derimod er koncentrationen i ledningsvandet lavere i rør af større dimension.

Figur 8.2 og 8.3 illustrerer beregninger for forskellige opholdstider og forskellige rørdimensioner. Der er foretaget beregninger for en fluks på 100 ng/(dm²*d), som repræsenterer den gennemsnitlig fluks for det mest dominerende stof, 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon (III), og for en fluks på 500 ng/(dm²*d), som repræsenterer den maksimale fluks for summen af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter.

Noter:

Figur 8.1: Migrationstest på nye og udtagne PE rør for de tre fabrikater.

Som det ses af figur 8.2 og 8.3, er den forventelige koncentration lavest for et ø 110 mm rør i forhold til et ø 63 mm rør, og vil være endnu lavere i rør af større dimension. Fra vandværket til forbrugeren vil der være forskellige ledningsdimensioner, idet der på hovedledningerne findes rør med dimensioner på typisk ø 160 – 400 mm og mindre dimension på de yderste strækninger. Derfor vil påvirkningen generelt forventes at være væsentlig mindre end vist i figur 8.2 og 8.3.

Ligeledes er koncentrationerne forventeligt højest for ledningstrækninger med lange opholdstider. Da detektionsgrænsen for det dominerende stof 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon (III) er på 0,2-1,0 µg/l, kan det ikke forventes, at der kan måles en afsmitningseffekt i vandprøver fra ledningstrækninger, der har mindre end 2 dages opholdstid, eller hvor ledningsdimensionen er større end ø 110 mm. Ved opholdstider på omkring 3 døgn viser de teoretiske beregninger, at summen af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter potentielt kan ligge på mellem 10 og 20 µg/l, jf. figur 8.3.

Figur 8.2: Skøn over forventelige koncentrationer i ledningsnettet baseret på den beregnede gennemsnitlige fluks af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter ved migrationstests. Ledningsdimension ø 63 mm – ø 110 mm.

Figur 8.3: Skøn over forventelige koncentrationer i ledningsnettet baseret på beregnet fluks for summen af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter ved migrationstests. Ledningsdimension ø 63 mm – ø 110 mm.

I det følgende beskrives en mere ekstrem forsyningssituation med meget lange ledninger til vandforsyning af enkelte forbrugere. Beregningerne tager udgangspunkt i den samlede maksimale afgivelse af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter, som er målt ved migrationstestene.

Med udgangspunkt i en mindre dansk vandforsyning beliggende i landzone vurderes det, at der vil forekomme stikledninger på mellem 100 og 500 m. Dimensionen af disse er mellem 32 og 50 mm. Under antagelse af et årsforbrug på 100 m³ pr husstand, og dermed pr. stikledning, kan man estimere opholdstiden i stikledningen. Den vil ofte ligge under 2 døgn, og kun under meget ekstreme forhold komme op på 3 døgn. Figur 8.4 viser koncentrationen i vandet ved forskellige opholdstider og ledningsdimensioner.

Figur 8.4: Skøn over forventelige koncentrationer i ledningsnettet baseret på beregnet fluks for summen af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter ved migrationstests. Ledningsdimension ø 32 mm – ø 50 mm.

Figur 8.4 viser at afsmitning af nedbrydningsprodukter fra antioxidanter i PE rør, vil være mindre end eller lig 20 µg/l hos forbrugerne selv i landdistrikterne, hvor der forekommer de længste opholdstider i ledningsnettet.

8.1.4 Tidligere undersøgelser

Inden for de sidste par år er der fremkommet et par artikler /Ref. 13, 15, 28/, hvor afsmitning af organiske stoffer fra PE-rør, som anvendes til vandforsyningsformål, er undersøgt.

Resultaterne fra denne undersøgelse er generelt på niveau med resultaterne fra tidligere undersøgelser bortset fra et par enkelte stoffer.

I en tidligere undersøgelse af Brocca et al. /Ref. 12, 13/ er afsmitning undersøgt fra to forskellige PEM-rør og et PEL-rør. Beregnet fluks af de undersøgte stoffer er vist i tabel 8.4. For 5 af stofferne er koncentrationsniveauet generelt det samme som i denne undersøgelse. Afgivelsen af 4-tert-butylphenol (II) og 2,4-di-tert-butyl-phenol (IV) er højere i undersøgelsen udført af Brocca et al.. Dette kan skyldes forskelle i afsmitning fra forskellige rørtyper eller analysemetoder, herunder metoder for identifikation og kvantificering af stoffer. Som redegjort i afsnit 5.1.1 har Brocca et al. fundet høje koncentrationer af stof X (3-(3,5-di-tert.butyl-4-hydroxyphenyl)-propanoic acid)), men dette stof kan ikke analyseres ved den angivne metode og derfor anses identifikationen og kvantificeringen af stof X for fejlagtig.

Ligeledes har Brocca et al. fundet høje koncentrationer af stof VIII. Ved de tidligere undersøgelser hos Brocca /ref. 12 og 13/, er stof VIII blevet identificeret som Cyclohexa-1,4-dien-1,5-bis(tert.butyl)-6-on-4-(2-carboxyethylidene, men er i denne undersøgelse på grundlag af vurdering af massespektre identificeret som 7,9-di-tert.butyl-1-oxaspiro(4,5)deca-6,9-dien-2,8-dion. Denne identifikation er i overensstemmelse med tyske erfaringer /Ref. 17/.

I undersøgelsen udført af Brocca et al. /Ref. 12, 13/ blev der gennemført en udvaskningstest, som er modificeret i forhold til EN 12873-1. Rørene blev vasket én gang, og herefter fyldt med nyt vand, der havde henstået i 7 dage ved 23°C, dvs. opholdstiden var længere end ved EN 12873-1.

i.m. : ikke målt u.d. : under detektionsgrænsen

* Tidligere fejlidentifikation af stof VIII.

Tabel 8.4: Beregnet fluks (ng/dm²*d) af de undersøgte organiske stoffer i vand efter 7 dages migrationstest (Brocca et. al /Ref. 13/) sammenlignet med resultaterne fra denne undersøgelse.

Skjevrak et al. /Ref. 28/ undersøgte 7 forskellige fabrikater af HDPE-rør (PN10, PE50, ø 63 mm med en godstykkelse på 5,8 mm) for afgivelse af flygtigt organisk kulstof (VOC). HDPE-rørene afgav fenoler, estere, aldehyder, ketoner, aromatiske kulbrinter og terpenoider. Af de undersøgte stoffer var der størst afgivelse af stofferne 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon (III) og 2,4-di-tert-butyl-phenol (IV), med koncentrationer på hhv. 0,06-0,6 og 0,06-5,0 µg/l, svarende til en fluks på hhv. 2-20 og 2-160 ng C/(dm²d), hvilket generelt svarer til denne undersøgelse. I forhold til denne undersøgelse er afgivelsen af stof III: 2,6-di-tert-butyl-p-benzoquinon lidt lavere.

Undersøgelsen af Skjevrak et al. /Ref. 28/ svarede til EN 12873-1 med 3 stagnationsperioder på 3 døgn. Analysemetoden var anderledes end den analysemetode, der benyttes i Danmark. Stofferne blev ekstraheret fra testvandet ved anvendelse af “purge and trap” og efterfulgt af analyser og identifikation ved GC/MS. Ved anvendelse af “purge and trap” til ekstraktion, vil man kun få analyseret for lavmolekylære stoffer med begrænset vandopløselighed, dvs. andre stofgrupper end der er undersøgt ved denne undersøgelse.

8.2 PVC-rør

8.2.1 Vurdering af afsmitning i forhold til kravværdier

Som det fremgår af nedenstående, er der generelt ikke fundet afsmitning af organiske stoffer fra PVC-rør.

Nedbrydningsprodukter fra antioxidanter

Alle målingerne var under detektionsgrænsen.

Organotin

Alle målingerne i migrationstestene var under detektionsgrænsen på 0,002-0,007 µg/l, men der er fundet dibutyltin på 0,008 og 0,031 µg Sn/l i de to prøver fra samme ledningsstrækning. Dibutyltin har vist sig at kunne have neurotoxiske effekter på cellekulturer i koncentrationer ned til 30 µg/l, hvilket er langt over de koncentrationer, der blev målt i feltundersøgelsen /Ref. 1/.

Forskellen på feltundersøgelsen og migrationstestene var, at der blev fundet lave koncentrationer af organotin (dibutyltin) ved 1 ud af 3 ledningsstrækninger i feltundersøgelsen. Det er forholdsvis lave koncentrationer sammenlignet med grænseværdien i bekendtgørelse nr. 871 for tin på 10 µg/l /Ref. 6/. Resultaterne er i samme størrelsesorden som i en canadisk undersøgelse fra 1999, hvor den højeste koncentration af dibutyltin var 0,053 µg Sn/l, men hvor de fleste vandprøver var under detektionsgrænsen på 0,005 µg/l. I undersøgelsen fra Canada var vandprøverne taget fra ledningsnet med nye PVC-rør /Ref. 7/.

Da migrationstesten af det udtagne rør ikke kunne påvise organotin-forbindelser, kan det ikke umiddelbart afgøres, om fundet stammer fra røret eller en anden kilde.

Phthalater

Alle målingerne var under detektionsgrænsen.

GC-MS screening

Ved migrationstest blev der generelt intet påvist ved GC-MS screeningen, men for et af de udtagne rørstykker er der påvist ca. 0,7 µg/l dodecamethyl-cyclohexa siloxane og ca. 0,3 µg/l tetradecamethyl-cyclohepta siloxane. Cyclosiloxaner stammer fra silicone, hvilket tyder på, at vandet har været i kontakt med silicone. Det har dog ikke været muligt at finde en kilde til siliconen.

Desuden blev der i feltundersøgelsen ved GC-MS screeningen påvist diphenyl 2-ethylhexyl phosphat i prøverne fra 2 ud af 3 ledningsstrækninger. Koncentrationen var ca. 0,2 µg/l. Stoffet er kendt som et erstatningsmiddel for phthalater i bl.a. maling og lak.

Bly

Der blev målt en afsmitning med bly fra de ældre PVC-rør udtaget fra ledningsnettene. Koncentrationerne af bly i prøverne var mellem 0,09 og 0,8 µg/l. Koncentrationen var væsentlig lavere for røret fra 1999 i forhold til rørene fra 1989 og 1991. Selv ved høje opholdstider og mindre ledningsdimensioner er koncentrationen beregnet til at være under grænseværdien som gælder ved indgang til ejendom på 5 µg/l jf. tabel 8.5 /Ref. 6/.

Tabel 8.5: Beregnet koncentration (µg/l) af bly ved forskellige ledningsdimensioner og opholdstider

NVOC og AOC

Ved migrationstest på nye PVC rør blev der ikke fundet nogen afgivelse af NVOC, idet koncentrationen svarede til blindprøven på 0,1 mg/l. Koncentrationen var dermed under det danske krav om en total mængde af organisk stof på 0,3 mg/l ved 3. ekstraktion.

Afgivelsen af AOC var ved migrationstesten på nye rør mellem 0,5 µg/l og 7,8 µg/l, svarende til en fluks mellem 35 og 550 ng/(dm²*d). I Miljøprojekt nr. 718 fra 2002 / Ref. 4/ blev afgivelsen af organisk stof fra polymere materialer undersøgt med henblik på mikrobiel vækst, og der blev påvist en afgivelse af AOC fra PE- og PVC-rør på 350-550 ng/(dm²*d).

NVOC-koncentrationerne var mellem 0,7 og 1,2 mg/l på ledningsstrækningerne. Det er forholdsvis lave NVOC-koncentrationer, og alle resultater er under grænseværdien for NVOC på 4 mg/l /Ref. 6/.

I vandprøverne fra feltundersøgelsen var AOC-koncentrationerne mellem 2,5 og 4,6 µg/l. I en undersøgelse fra 2002 omkring mikrobiel karakteristik og eftervækst i drikkevand var AOC-indholdet i 9 danske vandværkers vand i området 4-6 µg/l og 20-39 µg/l /Ref. 4/. AOC-indholdet i denne feltundersøgelse er derfor forholdsvis lavt. Vand med et AOC-indhold under 10 µg/l klassificeres generelt som biologisk stabilt, selvom betydelig mikrobiologisk vækst er iagttaget under denne værdi.

8.2.2 Migrationstest på nye og udtagne rørstykker

Analyseresultaterne var de samme for migrationstestene på både nye og udtagne rørstykker, bortset fra GC-MS screeningen. Ved migrationstest på det udtagne rørstykke fra ledningsstrækning nr. 1 blev der påvist ca. 0,7 µg/l dodecamethyl-cyclohexa siloxane og ca. 0,3 µg/l tetradecamethyl-cyclohepta siloxane. Cyclosiloxaner stammer fra silicone, hvilket tyder på, at vandet har været i kontakt med silicone. Det har dog ikke været muligt at finde en mulig kilde hertil.

Desuden blev der ved migrationstesten fundet lave koncentrationer af bly på udtagne rørstykker fra det eksisterende ledningsnet. Der blev ikke analyseret for bly ved migrationstest på nye rør, da bly ikke længere anvendes som stabilisator.

8.2.3 Tidligere undersøgelser

Skjevrak et al. har medtaget to fabrikater af PVC-rør i deres undersøgelse. Der er identificeret et mindre antal flygtige organiske stoffer. Disse er identificeret som aldehyder (hexanal, octanal, nonanal og decanal). Haxanal og octanal forekom i meget lave koncentrationer, mens nonanal og decanal forekom i koncentrationer fra under detektionsgrænsen og op til 0,28 µg/l. Det viser, at afgivelsen af flygtige organiske stoffer fra PVC rør er meget lav.

Jones-Lepp et al., 2001 har undersøgt afgivelse af organiske tinforbindelser fra 2 fabrikater af PVC-rør. Der blev gennemført 4 på hinanden efterfølgende ekstraktioner af vand fra rørene. Koncentrationen af DBT lå mellem 0,4 og 1,3 µg/l /Ref. 1/. I denne undersøgelse blev der fundet koncentrationer på 0,008 og 0,031 µg Sn/l af organotin (DBT) ved 1 ud af 3 ledningsstrækninger i feltundersøgelsen, hvilket er lavt sammenlignet med de tidligere undersøgelser.

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

Version 1.0 November 2005, © Miljøstyrelsen.