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

Strategier for kortlægning af diffus jordforurening i byområder

3 Planlægning af en undersøgelsesstrategi

3.1 Systematisk opbygning af en undersøgelsesstrategi

Undersøgelsesstrategien omfatter følgende trin:

• Udarbejdelse af den historiske redegørelse, dvs. inddragelse af eksisterende viden om området samt erfaringer fra lignende sager.
• Opstilling af en eller flere konceptuelle modeller for diffus jordforurening i det aktuelle område.
• Geografisk afgrænsning af det areal, der skal undersøges.
• Opstilling af hypoteser.
• Valg af passende analyseparametre og måleteknikker.
• Design af forsøgsplan.

Trinene i en systematisk udvikling af en undersøgelsesstrategi er vist i figur 3.1.

Klik her for at se Figur 3.1.

Figur 3.1 Systematiske trin ved udvikling af en undersøgelsesstrategi
Systematic steps in the development of an investigation strategy

Efter planlægningsfasen iværksættes undersøgelsen, som foreslås udført faseinddelt, jf. afsnit 3.7.

Fase 1 vil typisk omfatte screening for ensartethed, og forskellighed, vurdering af variation ved lille afstand, analyseusikkerhed for de anvendte teknikker, og kontrol af analyseparametre i forhold til forureningsforhold

Fase 2 vil typisk omfatte prøvetagning og analyse til eftervisning af hypoteser.

Fase3 kan omfatte en supplerende dataindsamling.

Databehandlingen udføres for hver fase, og der anvendes her et trinvis flowdiagram til den geostatistiske databehandling, jf. kap. 5.

3.2 Den historiske redegørelse

Hvilke aktiviteter kan have medført diffus jordforurening?

Ligesom ved andre typer undersøgelser skal der indsamles oplysninger om potentielle forurenende aktiviteter, som kan have bidraget til diffus jordforurening. I Fase I /1/ er der redegjort for typiske kilder til diffus jordforurening, se også boks 2. I modsætning til forurening fra punktkilder, vil en undersøgelse af diffus jordforurening typisk omfatte et større geografisk areal, hvor der kan forventes bidrag fra flere forureningskilder, herunder både punktkilder (nedfaldsmodellen og liniemodellen) og diffuse kilder (bidragsmodellen - kulturlag, fyldjordsmodellen og overflademodellen). Det er også vigtigt at indsamle oplysninger om kendte punktkilder for at undgå prøvetagning i disse arealer. I boks 1 ses en tjekliste over oplysninger, der anvendes ved opstilling af en konceptuel model for diffus jordforurening samt ved afgrænsning af det område, der skal undersøges.

Diverse oplysninger vil kunne findes hos de kommunale og amtslige myndigheder og yderligere oplysninger om industrier i diverse lokal/nationalhistorisk litteratur samt i litteratur vedr. lokalindustri /7/. Opfyldte områder kan desuden ofte stedfæstes ud fra gamle flyfotos eller ud fra oplysninger fra kommunen /9/. Kilder og metoder til opsamling af historiske oplysninger er udførligt beskrevet i en rapport over historiske arealanvendelser i København /8/.

3.3 Opstilling af en konceptuel model

Den konceptuelle model anvendes ofte som et dynamisk værktøj i traditionelle forureningssammenhænge, hvor undersøgelsens resultater søges indpasset i en samlet beskrivelse af forureningens opståen og spredning.

Mens den traditionelle forureningssituation er relateret til en lineær model med spredning fra kilden til det omkringliggende miljø, er diffus jordforurening ofte forårsaget af mange tilfældige hændelser. Det er nødvendigt at skabe en overordnet forståelse af helheden i det diffuse mønster, og den konceptuelle model er her kernen for forståelsen af processen.

Den konceptuelle model omfatter en beskrivelse af den tidsmæssige udvikling og historiske aspekter vedrørende spredningen fra kilden og den forventede fordeling og belastning i jordmiljøet.

Opstilling af en konceptuel model indebærer desuden, at der kan antages en række hypoteser om forureningsparametre, om forventelige koncentrationer og fordelingen i jordlaget. Disse hypoteser er baseret på såvel den konceptuelle model og den historiske redegørelse som erfaringer fra tidligere undersøgelser af lignende områder. Samtidig skal hypoteserne relateres til de krav, der er opstillet i forbindelse med kortlægning på Vidensniveau 2, f.eks. “om jordkvalitetskriteriet for bly er overskredet i undersøgelsesområdet”. Hvis de indsamlede undersøgelsesdata ikke er i overensstemmelse med modellen, bør både modellen og forsøgsplanen revideres, således de afvigende målinger kan forklares. Da de indsamlede data skal afstemmes med den konceptuelle model, kan den konceptuelle model bidrage til sikring af datakvaliteten.

I kapitel 2 og figur 2.1 er der defineret fem forskellige forureningsmodeller for diffus jordforurening. Disse modeller danner grundlag for en konceptuel model for det det aktuelle geografiske areal, der skal undersøges.

Hvilke forureningsstoffer kan være til stede?

Den historiske redegørelse og erfaringer fra andre undersøgelser af tilsvarende lokaliteter udgør hovedkilderne til den viden, der kan opnås om mulige forureningsparametre på en given lokalitet, jf. boks 2, og bilag A. I rapporten over erfaringsopsamling og afklaring af kilder til diffus jordforurening /1/ er der redegjort for typiske kilder og forureningsparametre. Tidligere undersøgelser af diffus jordforurening har hovedsagelig fokuseret på tungmetaller og PAH.

Ved afprøvning af undersøgelsesstrategierne i Fase II er der ud over tungmetaller, PAH og oliekulbrinter også undersøgt for PCB, phthalater, pesticider og dioxiner. Det er konkluderet, at de forureningskomponenter, der er af betydning ved diffus jordforurening i byområder (bidragsmodellen - kulturlag) er bly og benzo(a)pyren (BaP). Supplerende analyser for andre tungmetaller (cadmium, kobber og zink) og sum af PAH vil medvirke til en bedre og mere sikker beskrivelse af såvel forureningsfordeling som -ensartethed over et areal.

Derimod er der fundet kun lavt indhold af PCB, phthalater, pesticider og dioxiner under danske eller udenlandske jordkvalitetskriterier (se Bilag A).

Ved nedfaldsmodellen, overflademodellen og fyldjordsmodellen vil forureningsparametrene være afhængige af henholdsvis de aktuelle industrielle kilder, det påførte materiale og jordfyldens oprindelse.

Ved liniekilder, dvs. jordforurening langs veje, er bly og benzo(a)pyren, samt evt. oliekulbrinter de mest kritiske forureningsparametre.

Indikatorparametre

Som indikatorparametre ved diffus jordforurening anvendes generelt bly og benzo(a)pyren, som desuden antages at være de mest kritiske parametre, dvs. de parametre, som hyppigst overskrider JKK og ASK.

Ved kendskab til diffuse kilder med andre stoffer, f.eks. fra skorstensafkast, medtages også disse stoffer.

I boks 2 er gengivet en oversigt over potentielle kilder og forureningsparametre /1, 4, 5, 6/. Listen er ikke udtømmende.

Klik her for at se Boks 2

3.4 Arealafgrænsning

Det er vigtigt at afgrænse arealer med sammenlignelig historik, idet det er her, der kan forventes en sammenhængende diffus forurening.

Det skal dog bemærkes, at erfaringer fra afprøvning af undersøgelsesstrategier har vist, at undersøgelsesarealerne bør have en vis størrelse, f.eks. 0,2 – 1 km², hvis der skal anvendes geostatistisk databehandling. Ved et større undersøgelsesareal minimeres randeffekterne fra målinger foretaget ved skellet til undersøgelsesarealet.

Ved nedfaldsmodellen vil flere parametre, såsom antal og art af punktkilder, geografi og emissionsforhold betinge omfanget af det forventede påvirkede areal.

Ved liniemodellen vil varigheden og arten af påvirkningen, samt arten af trafik- og vej/jernbaneforhold bestemme omfanget af jordforureningen. Dette betyder, at jordforurening langs en vejtracé kan variere, hvis de fysiske og trafikale forhold langs vejtracéens delsektioner er forskellige.

I boks 3 er der opstillet en liste over oplysninger, som kan være nyttige ved afgrænsning af undersøgelsesarealet, samt ved en eventuel senere opdeling i delområder med ensartede og sammenhængende forureningsforhold i forbindelse med databehandling, jf. kapital 5.

3.5 Definere Hypoteser

For at sikre, at undersøgelsen giver et tilstrækkeligt sikkert men samtidig målrettet grundlag for beslutning om kortlægning (dvs. at der ikke udføres unødvendigt arbejde) skal der defineres en række hypoteser om forureningsforhold, som enten kan bekræftes eller afvises.

De mest almindelige hypoteser ved kortlægning vil være at:

• De indsamlede data stemmer overens med den konceptuelle model for det afgrænsede delområde
• Jordkvalitetskriteriet er (ikke er) overskredet
• Afskæringskriteriet er (ikke er) overskredet.

I forbindelse med den fysiske afprøvning i Fase II er en række hypoteser for diffus jordforurening i kulturlag, fra trafikken og ved nedfald fra en punktkilde bekræftet eller afvist. Konklusionerne kan anvendes til at vurdere, hvorvidt data stemmer overens med den konceptuelle model.

For diffus jordforurening langs veje, for forurening forårsaget af nedfald fra en punktkilde og for bidragsmodellen for kulturlaget i et boligområde kan de i boks 4 opstillede hypoteser eksempelvis anvendes. Disse er baseret på tidligere erfaringer, jf. /4, 5 og 6/ og bilag A.

Som beslutningsgrundlag for kortlægning kan hypoteser i boks 5 anvendes og eventuel udvides med andre relevante stoffer afhængig af kilden.

Endelig kan der defineres supplerende hypoteser til at få en bedre og mere sikker beskrivelse af forureningsforhold og -fordeling over et areal, jf. boks 6.

Ved afprøvningen af strategierne på testarealerne er en række hypoteser om diffus jordforurening afprøvet og efterfølgende opsummeret i datarapporterne /4, 5, 6/.

3.6 Analyseparametre og måleteknikker

Indikatorparametre og støtteparametre

Bly og benzo(a)pyren (BaP) er de væsentligste forureningskomponenter ved diffus jordforurening fra trafikken (liniemodellen) og i kulturlag i byområder (bidragsmodellen). Supplerende analyser for andre tungmetaller (cadmium, kobber, zink) og sum af PAH vil medvirke til en bedre beskrivelse af forureningsfordeling over et areal, dvs. bedre beskrive og bekræfte om vi har et ensartet forureningsniveau på arealet Ved diffus jordforurening fra emission fra en punktkilde (nedfaldsmodellen), fra udlægning af forurenet materiale (overflademodellen) eller fyldjord (fyldjordmodellen), kan der være andre forureningsparametre, som er bestemt af den aktuelle kilde.

Kvalitetsmål for måleteknikker

Måleteknikkerne bør have en detektionsgrænse svarende til mindst 1/10 af JKK(dvs. 4 mg Pb/kg TS og 0,01mg BaP/kg TS), eller hvis ikke der findes JKK, til 1/10 af det forventede baggrundsniveau i ikke-forurenet jord. Analyseusikkerheden bør være mindre end 15% og nøjagtigheden højere end 80% /10/.

Målemetode for tungmetaller

Som analysemetode anbefales laboratoriemetoden ICP-AES (Induktivkobletplasma-AtomEmissionsSpektrometri), hvor for de udvalgte metaller måles ved de anbefalede bølgelængder /11/. Analyseusikkerheden er typisk mindre end 15% og nøjagtigheden 90 - 95%. ICP-analyser har desuden den fordel, at der i samme analysegang, kan analyseres 5 - 6 metaller, herunder cadmium,

Anvendelse af en feltmetode som EDXRF kan evt. komme på tale, såfremt der inden for samme budget som ved ICP-teknikken kan udføres et væsentligt større antal EDXRF-analyser samt et passende antal (10-15%) kontrolmålinger /4/.

Det kan være omkostningskrævende at analysere alle jordprøver for alle forureningsparametre. Som alternativ til ICP analyse for flere tungmetaller kan der med AAS analyseres for kun én indikatorparameter. F.eks. kan bly anvendes som indikator for diffus jordforurening fra trafikken. Indikatorparameteren belyser forureningsniveauet og spredningsmønstret over arealet. Som dokumentation for forureningsniveauet analyseres herefter et mindre antal repræsentative prøver for andre tungmetaller.

Målemetoden for PAH

Den kritiske parameter er benzo(a)pyren (BaP), som er en af de udvalgte polycycliske aromatiske kulbrinter (PAH), der indgår i Miljøstyrelsens standardmetode for bestemmelse af sum af PAH (MST JKK for sum af PAH omfatter 7 PAH; Fluoranthen, benzo(b)fluoranthen, benzo(j)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, benzo(a)pyren, dibenz(ah)anthracen and indeno(123-cd)pyren). Miljøstyrelsens standardmetode er p.t. (august 2003), en GC-MS-SIM-teknik, hvor jordprøven ekstraheres med toluen på rysteapparat i 16 timer. Analyseusikkerheden er angivet som mindre end 20%. Et forslag til ændring af denne standardmetode er under behandling.

3.7 Design af forsøgsplan

Forsøgsplanen tager udgangspunkt i den konceptuelle model for det aktuelle geografiske areal, dvs. den måde (mekanisme), hvorpå den diffuse jordforurening er opstået. I de følgende afsnit skitseres forsøgsplaner for de fem forureningsmodeller. Disse har mange fælles aspekter og især bidragsmodellen er sammenlignelig med henholdsvis strategien for overflademodellen og fyldjordsmodellen, idet der ikke forventes aftagende koncentrationer i bestemte retninger. Disse tre modeller beskriver blandt andet, hvordan en forurening er opstået. Den aktuelle forureningsfordeling i jorden kan i visse tilfælde være sammenlignelig for de tre modeller.

Ved overflademodellen udgør den diffuse jordforurening en forholdsvis ensartet belastning af topjorden, mens der ved bidragsmodellen ses en mere varierende og tilfældig belastning, som ofte fortsætter i dybden. Prøvetagningsstrategien er dermed den samme og variationsmønstret og forureningsdybdeprofilen belyser eventuelle forskelle mellem de to forskellige modeller.

Ligeledes adskiller bidragsmodellen og fyldjordsmodellen sig ved at fyldjordsmodellen er baseret på en systematisk påfyldning af jord af ukendt oprindelse, hvor forurenede jordpartier kan have indgået, mens bidragsmodellen er baseret på små tilfældige bidrag igennem århundreder. Eventuelle forskelle mellem disse to modeller vil også ses i variationsmønstret og i forureningens fordeling i dybden.

Antal og afstand mellem prøvetagningspunkter

Det optimale antal prøvepunkter (og afstanden mellem dem) er afhængig af hvorvidt der er en homogen forureningsfordeling over arealet og analyseusikkerheden.

Ved alle forureningsmodeller undtagen liniemodellen skal der derfor udtages prøver med lille (1-10 m) såvel som stor indbyrdes afstand (20 – 500 m). Herved kan det vurderes, hvorvidt variansen mellem målingerne stiger med afstanden.

Dette udføres ved at definere prøvetagningsfelter på ca. 100 m² (dog kun 4 m² for linemodellen), hvorfra der udtages jordprøver fra 1-3 punkter og hvor prøvetagningsfelter placeres med forskellige indbyrdes afstand.

Hvis den konceptuelle model for det aktuelle areal indikerer, at en forureningsfane kan forventes i en vis retning, er det selvfølgelig nødvendigt, at der udtages prøver både inden for og uden for fanen, således at denne udbredelse kan kortlægges.

Det anbefales, at jordprøverne udtages i uberørt jord. Det er vigtigt at skelne mellem plantebede, hvor der graves og tilføjes nyt jord og spagnum, og uberørt jord, hvor der ikke graves, f.eks. græsarealer og ikke-dyrket jord.

Jordprøverne udtages som enkeltprøver, idet der skal måles, hvorvidt prøver udtaget tæt på hinanden er mere ensartede end prøver udtaget i større afstand.

Prøvetagningsdybde

De fleste former for diffus jordforurening (nedfaldsmodellen, liniemodellen og overflademodellen) findes i jordoverfladen, og forureningen er i værste fald blandet ned til gravdybden (20 - 50 cm). Jordforureningen har vist sig at være størst i de øverste 0 - 30 cm jord, og aftager derefter i styrke (gælder dog ikke nødvendigvis for kulturlag eller opfyldte områder) /4, 5, 6/.

Det anbefales derfor at udtage flest jordprøver fra jordlag under græstørv i 2-10 cm dybde, som antages at være repræsentativ for vurdering af risiko for hudkontakt, samt et passende antal prøver i anvendelsesdybde som følger:

Nedfaldsmodel

Nedfaldet fra en punktkilde medfører ofte en forureningspåvirkning over et areal i en afstand på op til 1000 m, og med faldende koncentrationer med afstanden til kilden samt i dybden.

Afstanden mellem prøvetagningsfelter bør sættes til mellem 50 og 300 m, dog med en større tæthed tæt på kilden. Antal prøvetagningspunkter og tæthed i de forskellige undersøgelsesfaser er vist i boks 7 og 8 og i figur 3.2. Ligeledes er prøvetagningsdybder og analyseparametre vist i boks 7 og 8. Placering af prøvetagningsfelter vil afhænge af den vurderede nedfaldszone for punktkilden, hvor topografi, skorstenshøjden og vindretning kan påvirke zonen. Som udgangspunkt vurderes nedfaldszonen at være ligeligt fordelt omkring punktkilden.

I figur 3.2 ses en skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. nedfaldsmodellen.

Klik her for at se Figur 3.2

Figur 3.2 Skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. nedfaldsmodellen.
Sketch over sampling plan for diffuse soil pollution according to the deposition model.

Liniemodel

Forureningsbelastning langs en liniekilde, som f.eks. en vej, aftager med afstanden til kilden og i dybden. Forureningsudstrækningen fra liniekilden er typisk mindre end 20 m. Afstanden mellem prøvetagningsfelterne sættes til mellem 2 og 20 m, dog med en større tæthed tæt på liniekilden. Prøvetagningsfelterne afsættes i en ret vinkel på kilden. I udvalgte delområder udtages prøver med en større tæthed til vurdering af baggrundsniveauet.

Antal prøvetagningspunkter og tæthed i de forskellige undersøgelsesfaser er vist i boks 9 og 10 og i figur 3.3. Ligeledes er prøvetagningsdybder og analyseparametre vist i boks 9 og 10.

I figur 3.3 ses en skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. liniemodellen.

Figur 3.3 Skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. Liniemodellen (ikke målfast).
Sketch over sampling plan for diffuse soil pollution according to the deposition model.

Bidragsmodel

Modellen forudsætter, at de mange bidrag tilsammen udgør et ensartet niveau, men at de enkelte stikprøver udviser en større variation i både koncentration og forureningsparametre. Undersøgelsesarealet bør være mindst 0,2 km². Afstanden mellem prøvetagningsfelterne bør være mellem 20 og 300 m. I udvalgte delområder udtages prøver med en større tæthed til vurdering af niveauet og variationsmønstret.

Antal prøvetagningspunkter og tæthed i de forskellige undersøgelsesfaser er vist i boks 11 og 12 og i figur 3.4. Ligeledes er prøvetagningsdybder og analyseparametre vist i boks 11 og 12.

I figur 3.4 ses en skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. bidragsmodellen, overflademodellen og fyldjordmodellen.

Figur 3.4 Skitse over prøvetagningsplanen for diffus jordforurening iht. bidragsmodellen, overflademodellen og fyldjordmodellen (ikke målfast).
Sketch over sampling plan for diffuse soil pollution according to the deposition model.

Overflademodel

Modellen forudsætter en ensartet belastning over arealet. Afstanden mellem prøvetagningsfelterne bør være mellem 20 og 300 m. I udvalgte delområder udtages prøver med en større tæthed til vurdering af niveauet og variationsmønstret. Undersøgelsesarealet bør være mindst 0,2 km².

Antal prøvetagningspunkter og tæthed i henhold til faseopdelingen er identisk med bidragsmodellen, jf. boks 11 og 12. Derimod er analyseparametrene afhængig af kilden, men vil ofte omfatte udvalgte tungmetaller eller PAH. I Fase 1 evalueres fyldlagstykkelsen og jordforureningsvertikale fordeling, som forventes at være begrænset til det øvre jordlag. I Fase 2 vil der typisk udtages prøver i alle prøvetagningspunkter i 2-10 cm’s dybde, men evt. kun 10 - 30 % af prøvetagningspunkter i 20 – 30 cm’s dybde og ingen prøver i de dybere uforurenede lag.

Fyldjordsmodel

Jordforureningen kan forventes at udvise endnu større variationer mellem de enkelte stikprøver end ved bidragsmodellen. Afstanden mellem prøvetagningsfelterne bør være mellem 20 og 200 m. Undersøgelsesarealet bør være mindst 0,2 km².

I udvalgte delområder udtages prøver med en større tæthed til vurdering af niveauet og variationsmønstret.

For områder, hvor der er foretaget terrænregulering med fyldjord, kan der være tilkørt forurenet jord. Der kan være tale om få eller mange læs forurenet jord af varierende sammensætning. Dette kan medføre store variationer mellem de indbyrdes målepunkter samt i dybden. Forurenet jord kan have været påført fyldområdet som et jævnt lag spredt ud over arealet, hvor der evt. tilføjes flere lag lagt oven på hinanden eller tippet over en skrænt, hvor hvert læs jord udgør en ny skrænt. Det er ikke sikkert, at der vil kunne gennemføres en geostatistisk analyse, hvis der er mange delområder med forskellige egenskaber. Såfremt prøvetagningsnettet er tilstrækkeligt tæt, vil man evt. få bekræftet hypotesen om, at forureningen skyldes tilfældige forurenede jordlæs. Det kan anbefales, at der indledende foretages en prøvegravning (en rende) til vurdering af jordprofilet.

Antal prøvetagningspunkter og tæthed i henhold til faseopdeling er identiske med bidragsmodel, jf. boks 11 og 12. Derimod er analyseparametrene afhængig af kilden, men vil ofte omfatte udvalgte tungmetaller eller PAH. I Fase 1 evalueres fyldlagstykkelsen og jordforureningsvertikale fordeling, som forventes at fortsætte til større dybder (dvs. i ca. 10% af punkterne udtages prøver i større dybde ned til intakt jord). I Fase 2 vil prøvetagningsdybden typisk blive udvidet til at dække alle relevante forurenede lag.

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

Version 1.0 April 2004, © Miljøstyrelsen.