Miljøprojekt nr. 571, 2000
Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Optagelse af metaller og PAH-forbindelser i grøntsager og frugt

Dyrkningsforsøg og prøveindsamling i København og Skagen 1999

Indhold

Forord
 
1 Sammenfatning
1.1 Undersøgelser af frugt og grønt
1.2 Sundhedsmæssige vurderinger
1.2.1 Beregning af bidraget med kosten
1.2.2 Sundhedsmæssige vurderinger
1.3 Konklusioner
 
2 Formål
 
3 Baggrund
3.1 Definitioner
3.1.1 Jord, jordkvalitetskriterier, afskæringskriterier, rådgivningsinterval
3.1.2 Fødevarer, overvågningsværdier, grænseværdier, Overvågningssystemet
3.2 Gældende rådgivningsregler
3.3 Metaller, indledende undersøgelser
3.4 PAH-forbindelser
 
4 Optagelse af metaller og miljøfremmede, organiske stoffer i planter
4.1 Eksponeringsveje
4.2 Planternes betydning for opkoncentrering af stofferne
4.3 Jordens betydning for optagelse af stofferne
4.4 Andre faktorer af betydning for koncentrationen i planterne
4.5 Faktorernes betydning for undersøgelserne
 
5 Undersøgelsernes omfang
5.1 Grøntsagsundersøgelsen
5.2 Frugtundersøgelsen
 
6 Statistiske metoder, beregninger
6.1 T-test
6.2 Regressionsanalyser
6.3 Prøveantal
6.4 Jordbundsparametre, PLS-analyse
 
7 Grøntsagsundersøgelsen - metoder
7.1 Jorde
7.2 Afgrøder
7.3 Parametre og analysemetoder
7.3.1 Metaller
7.3.2 PAH-forbindelser
7.3.3 Jordbundsparametre
7.4 Forsøgsdesign
7.4.1 Randomiseret, komplet blokdesign
7.4.2 Antal gentagelser
7.5 Anlæg og pasning af forsøg samt prøvetagning og -forberedelse
7.5.1 Prøvetagning
7.5.2 Prøveforberedelse af planteprøver
 
8 Grøntsagsforsøget – resultater og diskussion
8.1 Dyrkning og høst
8.2 Metaller og PAH-forbindelser i forsøgsjordene
8.3 Jordbundsparametre
8.4 Muligheder for eksponering fra den underliggende jord
8.5 Metaller i grøntsager
8.5.1 Koncentrationer i grøntsagerne
8.5.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier
8.5.3 Regressionsanalyser, optagelse fra jorden
8.5.4 Betydningen af jordbundsparametrene, PLS-analyse
8.5.5 Antallet af prøver fra de enkelte forsøgsled
8.5.6 Sammenligning med overvågnings-/grænseværdier og Overvågningssystemet
8.6 PAH-forbindelser i grøntsager
8.6.1 Koncentrationer i grøntsagerne
8.6.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier
8.6.3 Anvendelse af resultaterne til humantoksikologiske vurderinger
 
9 Metaller i frugt, København - metoder
9.1 Formål
9.2 Baggrund
9.3 Områder, der indgik i undersøgelsen
9.4 Afgrøder, der indgik i undersøgelsen
9.5 Prøvetagnings- og analysestrategi
9.6 Gennemførte prøvetagninger og analyser
9.6.1 Prøvetagning
9.6.2 Kemiske analyser
9.6.3 Beregninger
 
10 Resultater af frugtundersøgelsen i København
10.1 Resultater
10.2 Resultater fra 1998 og 1999
10.3 Sammenligning med afskæringsværdier og Overvågningssystemet
10.4 Bidrag fra atmosfærisk deposition
10.5 Frugt og bær fra træer
10.6 Bær fra buske
 
11 PAH-forbindelser i frugt, Skagen - metoder
11.1 Valg af lokalitet
11.2 Forsøgsarealer, analysestrategi, antal prøver, stoffer
 
12 Resultater af frugtundersøgelsen i Skagen
12.1 Æble, pære blomme og hyben
12.1.1 Samleprøver
12.1.2 Enkeltprøver af æble
12.2 Stikkelsbær
12.3 Sammenfatning af resultater fra Skagen
12.4 Supplerende analyser af frugt- og bærprøver fra København
 
13 Humantoksikologiske vurderinger
13.1 Grundlaget for beregning af indtaget og PAH-forbindelser
13.2 Fælles beregningsgrundlag og -metoder
13.3 Indtaget af metaller med kosten, herunder afgrøder fra undersøgelsen
13.3.1 Resultater og diskussion
13.3.2 Bly
13.3.3 Cadmium
13.3.4 Nikkel
13.3.5 Andre sporelementer
13.3.6 Konklusion
13.4 Indtaget af benzo(a)pyren med grøntsager dyrket i forurenet jord
13.5 Vurdering vedrørende PAH-forbindelser i grøntsager
13.5.1 Risikogrupper
13.5.2 Børns BaP-eksponering
13.5.3 BaP-udsættelse ved acceptgrænser i jord og vand
13.5.4 Vurdering af indtag af forurenede afgrøder
13.5.5 Konklusion
13.6 Vurdering af BaP-indtag med frugt og bær fra Skagen
13.6.1 Bærbuske, stikkelsbær og hyben
13.6.2 Frugttræer, æbler, pærer og blommer
13.6.3 Konklusion
 
14 Konklusion
 
15 Litteratur
 
 
Bilag 1 Oversigter over resultater fra grøntsagsforsøg
Resultater af analyser af jordprøver fra grøntsagsforsøg 1999
Jordbundsparametre fra grøntsagsforsøget
Resultater af metal-analyser, grøntsager
Resultater af PAH-analyser, grøntsager
 
Bilag 2 Oversigter over resultater af frugtundersøgelser
Metal-analyser af haveforenings-grunde i Københavnsområdet
Metal-analyser af frugt, bær og nødder fra Københavnsområdet
PAH-analyser af grunde i Skagensområdet
PAH-analyser af frugt og bær i Skagensområdet
  
Bilag 3 Frugt og grøntsager fra kostmodellen
  
Bilag 4 Resultater af indledende undersøgelser, København 1996-98
 
Bilag 5 Statistiske analyser af grøntsagsforsøg
Jorbundsparametre
Antallet af prøver fra de enkelte forsøgsled
 
Bilag 6 Baggrund for tilrettelæggelse af grøntsagsforsøget
Grundbog for udvælgelse af "værst tænkelige" arter
Randomiseret, komplet blokdesign
Antal gentagelser
 
Bilag 7 Baggrund for tilrettelæggelse af frugtundersøgelserne
Metaller i frugt, København
Prøvetagning og analysestrategi
Udvælgelse af haveforeninger til prøvetagningen
  
Summary

Forord

I 1999 iværksatte Miljøstyrelsens Jordforureningskontor i samarbejde med Miljøkontrollen, Københavns Kommune og Nordjyllands Amt undersøgelser af optagelse af metaller og PAH-forbindelser i grøntsager og frugt, dyrket på forurenet jord. Projektet er udført under Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening. Undersøgelserne blev indledt i april måned med planlægning af dyrkningsforsøg med udvalgte grøntsager i jord med tre forureningsniveauer. I august måned blev det besluttet at inddrage indsamling af frugt, bær og nødder fra eksisterende haver, beliggende på mere eller mindre forurenet jord. Der blev udvalgt en række haver i Københavnsområdet, hvorfra prøver af frugt, bær og nødder blev indsamlet til analyse for metaller, mens prøver til analyse for PAH-forbindelser blev indsamlet i Skagen af Nordjyllands Amt.

Efterfølgende gennemførtes humantoksikologiske vurderinger af resultaterne af Fødevaredirektoratet (metaller) og Miljøstyrelsen (PAH-forbindelser).

Projektet blev fulgt af en styregruppe, nedsat af Miljøstyrelsen:

Preben Bruun, Jordforureningskontoret, Miljøstyrelsen (formand)
Susanne Boiesen Petersen, Miljøkontrollen, Københavns Kommune
Poul Bo Larsen, Miljøstyrelsen
Irene Edelgaard, Miljøstyrelsen
Elle Laursen, Sundhedsstyrelsen
Erik Huusfeldt Larsen, Fødevaredirektoratet
Anne Fabricius, Embedslægeinstitutionen for Køben-
havns og Frederiksberg kommuner
Helle Hansen, Nordjyllands Amt
Annelise Troest, Embedslægeinstitutionen for Vestsjællands Amt
Kirsten Schmidt, Embedslægeinstitutionen for Københavns Amt og Frederiksberg


Miljøkontrollen i Københavns Kommune og Nordjyllands Amt har bidraget til undersøgelserne ved at stille data fra kortlægning og tidligere undersøgelser til rådighed, ved udvælgelse af jorde og grunde samt ved prøveindsamling. Endvidere har Miljøkontrollen i Københavns Kommune sørget for levering af jord, samt anlæg og vedligeholdelse af grøntsagsforsøget.

Fødevaredirektoratet har bistået ved at stille data fra Overvågningssystem for levnedsmidler til rådighed og ved gennemførelse af beregninger af indtagelse af metaller med afgrøder, dyrket på forurenet jord, samt humantoksikologiske vurderinger, og Miljøstyrelsen har gennemført tilsvarende beregninger og vurderinger for PAH-forbindelser.

DHI (Lise Samsøe-Petersen) er ansvarlig for rapportens afsnit og bilag vedrørende optagelse af metaller og PAH-forbindelser i planter. De humantoksikologiske vurderinger vedrørende metaller og PAH-forbindelser er udarbejdet af henholdsvis Fødevaredirektoratet (Erik Huusfeldt Larsen & Niels Lyhne Andersen) og Miljøstyrelsen (Poul Bo Larsen). Endelig har Miljøstyrelsen (Preben Bruun) udarbejdet konklusionsafsnittet (afsnit 14).

1. Sammenfatning

1.1 Undersøgelser af frugt og grønt
1.2 Sundhedsmæssige vurderinger
1.2.1 Beregning af bidraget med kosten
1.2.2 Sundhedsmæssige vurderinger
1.3 Konklusioner
 

1.1 Undersøgelser af frugt og grønt

I litteraturen er der beskrevet en række undersøgelser af optagelse og transport af metaller og organiske, miljøfremmede stoffer i planter. De fleste af disse undersøgelser er baseret på forsøg, hvor stofferne er tilsat jorden umiddelbart før forsøget, og resultaterne viser mulighed for opkoncentrering af flere stoffer i planter. I forurenet jord er stoffernes oprindelse meget forskellig, ligesom de har ligget i jorden i en årrække, hvorved tilgængeligheden af stofferne er nedsat, og undersøgelser af optagelsen under sådanne forhold er få.

I forbindelse med revision af Miljøstyrelsens "Vejledning vedrørende rådgivning af beboere på let forurenet jord" iværksatte Miljøstyrelsens Jordforureningskontor i samarbejde med Miljøkontrollen, Københavns Kommune og Nordjyllands Amt i 1999 feltundersøgelser.

Formålet med undersøgelserne var at vurdere betydningen af indholdet i afgrøder af PAH-forbindelser og metaller i frugt og grønt, dyrket i forurenet jord under realistiske forhold - specielt i relation til koncentrationer af jordforureninger, der er relevante i forhold til rådgivningsintervallet. Rådgivningsintervallet afgrænses af et jordkvalitetskriterium (hvorunder anvendelse af jorden er uden restriktioner) og et afskæringskriterium (hvorover enhver kontakt med jorden bør undgås). Undersøgelserne omfattede dyrkningsforsøg med grøntsager og indsamling af frugt, bær og nødder fra eksisterende træer og buske fra ikke-forurenet jord og jord med forskellige grader af forurening. Af rodfrugter (kartoffel og gulerod) blev der analyseret prøver både med og uden skræl.

Undersøgelserne viste generelt stigende indhold af de fleste forureningskomponenter i grøntsager med stigende jordforurening, mens en sådan sammenhæng ikke kunne påvises for frugt og bær. Resultaterne viste dog for PAH-forbindelserne muligvis en tendens til højere koncentrationer i bær, der var dyrket på stærkt forurenet jord, end i bær, der var dyrket på ikke-forurenet jord.

Konklusionen på undersøgelserne var, at de undersøgte stoffer kun i meget begrænset omfang blev optaget gennem planternes rodnet og transporteret til andre dele af planterne, men at stofferne derimod blev optaget i de dele af planterne, som havde direkte kontakt med jorden, hvilket primært gør sig gældende for rodfrugter. Der kan desuden ske en optagelse i de overjordiske dele fra jord, der er afsat på planterne som jordstænk ved kraftig regn eller som ophvirvlet støv i tørre perioder. Undersøgelserne viste, at stofferne findes i de højeste koncentrationer i rodfrugter som kartoffel og gulerod, men at langt den største del kan fjernes ved skrælning.

Da koncentrationen af stofferne i afgrøderne er langt under koncentrationen i jorden, blev der i undersøgelserne lagt vægt på at undgå spor af jord i prøverne, der skulle analyseres - dels ved grundig vaskning og dels ved at undgå bær med jord på. Konklusionen er baseret på, at der ikke indtages jord sammen med afgrøderne.

1.2 Sundhedsmæssige vurderinger

1.2.1 Beregning af bidraget med kosten

Der blev foretaget beregninger af, hvilken betydning det vil have, hvis der i den daglige kost benyttes afgrøder, der er dyrket i forurenet jord. Beregninger af tungmetal- og PAH-indtaget er udført ved hjælp af en kostmodel, der er udviklet af Fødevaredirektoratet på basis af en stor kostundersøgelse suppleret med oplysninger fra Danmarks Statistik.

For metallerne gælder de beregnede indtag således for den samlede kost, herunder afgrøder dyrket i forurenet jord. Indtaget med kosten, hvori indgår afgrøder fra forurenet jord, blev sammenlignet med indtaget med kosten, hvori udelukkende indgår afgrøder, der kan købes i almindelig handel (baseret på data fra Fødevaredirektoratets Overvågningssystem).

For PAH-forbindelserne blev der gennemført beregninger for benzo(a)pyren, da der for denne forbindelse forefindes flest data i litteraturen vedrørende koncentrationer i afgrøder, samtidig med at indholdet af benzo(a)pyren i mange tilfælde benyttes i forbindelse med risikovurdering af PAH-blandinger. For benzo(a)pyren blev der ved kostmodelberegningerne anvendt resultater fra grøntsager dyrket i ikke-forurenet jord sammenholdt med resultater fra jord, der var forurenet. For frugt og bær blev de fundne koncentrationer sammenholdt med litteraturoplysninger vedrørende baggrundsniveauet.

1.2.2 Sundhedsmæssige vurderinger

I forbindelse med indtagelse af forurenede afgrøder må børn anses for at være mest udsatte, da de forholdsmæssigt indtager en større mængde fødevarer end voksne.

Beregningerne viste, at hvor børn ved indtagelse af markedsførte afgrøder gennemsnitligt får et bidrag svarende til 20% af PTWI, svarer bidraget ved indtagelse af afgrøder, der er dyrket i jord ved afskæringskriteriet, til 25% af PTWI, når kartofler skrælles - altså et merindtag af bly på 5% af PTWI-værdien. Ved anvendelse af kartofler med skræl fås et væsentligt større blyindtag (47% af PTWI).

For benzo(a)pyren blev der for børn beregnet et gennemsnitligt merindtag af benzo(a)pyren på ca. 5 ng/dag ved spisning af grøntsager (herunder skrællede rodfrugter) fra forurenet jord. Merindtaget svarer til ca. en fjerdedel af, hvad der accepteres ved indtagelse af jord, som netop overholder kvalitetskriteriet. Der blev udarbejdet en særskilt vurdering for benzo(a)pyren i frugt og bær. Resultaterne af denne del af undersøgelsen blev sammenholdt med et litteraturbaseret baggrundsniveau for benzo(a)pyren i frugt og bær på 0,02-0,04 g/kg vådvægt.

Ovenstående beregninger vurderes generelt at være meget konservative, idet de overvurderer merindtaget betydeligt. Dels er beregningerne foretaget med udgangspunkt i den øverste grænse af rådgivningsintervallet (for benzo(a)pyren endda ved ca. 2 x afskæringskriteriet), og dels må man forvente, at det rent faktiske merindtag over tid vil ligge væsentligt under det beregnede, da man generelt ikke har hjemmedyrkede afgrøder til at dække konsumet hele året rundt.

Ekstrabidraget af forureningskomponenter, der fås ved indtag af afgrøder dyrket på lettere forurenet jord, vurderes på denne baggrund at være beskedent, når rodfrugter skrælles.

1.3 Konklusioner

Der kan i afgrøderne findes niveauer af PAH-forbindelser (repræsenteret ved benzo(a)pyren) og bly, som er sundhedsmæssigt uacceptable. Dette skyldes de forholdsvis høje koncentrationer, der ses i rodfrugter på grund af den direkte kontakt med den forurenede jord. Størstedelen af indholdet findes i den yderste del af rodfrugterne og kan hermed fjernes ved skrælning. Selv om skrælning fjerner størstedelen af forureningsindholdet, kan spisning af afgrøder medføre et øget indtag af PAH-forbindelser (benzo(a)pyren) og bly, om end ekstraindtaget med afgrøder fra let forurenet jord er beskedent.

Størrelsen af ekstraindtaget er beregnet under forudsætning af, at alle afgrøder vaskes grundigt, og at rodfrugter skrælles. Jordbær indgik ikke i undersøgelsen, men da jordbær er i forholdsvis tæt kontakt med jorden, og da de vanskeligt kan skylles grundigt, må det (evt. indtil videre) anbefales, at de ikke spises.

Ekstraindtag af PAH-forbindelser og bly er principielt ikke acceptabelt, da der ikke findes en nedre grænse for disse stoffers skadevirkning.

Miljøstyrelsen vurderer dog ud fra en samlet betragtning, herunder det ernæringsmæssigt gavnlige i indtagelse af frugt og grøntsager, at indtagelse af hjemmedyrkede afgrøder ikke bør frarådes, da der er tale om beskedne ekstraindtag, men at visse forholdsregler anbefales (vask og skrælning).

Ved vurdering af, om det er acceptabelt at dyrke afgrøder i let forurenet jord, kan man imidlertid ikke begrænse vurderingen til selve indtagelsen af afgrøder. Det er ved dyrkning af grøntsager ikke i praksis muligt at undgå frie jordoverflader, og en deraf medfølgende eksponering af mennesker (specielt børn) for jord og jordstøv. Der kan ad denne vej ske en uacceptabel høj eksponering af børn for forureningskomponenter i jorden. Dyrkning af frugt og bær kan godt foregå, uden at der forekommer frie jordoverflader, hvorfor ovennævnte betragtning om det problematiske ved selve dyrkningen således ikke gælder for frugt og bær.

Ved de konkret undersøgte jordforureningssituationer for frugt og bær (kolonihaver i København og de tjæreforurenede grunde i Skagen), hvor afskæringskriterierne generelt er overskredet, vurderer Miljøstyrelsen på baggrund af undersøgelsesresultaterne, at der ikke er grundlag for at fraråde spisning af frugt, forudsat at denne vaskes grundigt forinden. Vedrørende bær vurderes det, at spisning af bær som sidder tæt på jorden, eller som på plukningstidspunktet er tilsmudset med jord, må frarådes. Der anses ikke at være grundlag for at fraråde spisning af bær i øvrigt, forudsat at disse vaskes grundigt forinden.

2. Formål

Formålet med undersøgelserne var at tilvejebringe et datamateriale, der kan anvendes som grundlag for vejledning i forbindelse med anvendelse af jordarealer, der er forurenet med et eller flere metaller eller PAH-forbindelser i en sådan grad, at den falder inden for "rådgivningsintervallet" som beskrevet af Miljøstyrelsen (2000). Resultaterne skulle endvidere sammenholdes med de overvågnings- og/eller grænseværdier, der er fastsat af Ministeriet for fødevarer, landbrug og fiskeri (1999) samt med resultaterne af det overvågningssystem for levnedsmidler, som Fødevaredirektoratet har etableret (Jørgensen et al. 2000).

Ved undersøgelserne skulle der frembringes data til belysning af sammenhængen mellem indhold af metaller og PAH-forbindelser i jord og koncentrationer af stofferne i grøntsager og frugt. Herunder skulle der inddrages forsøgsled, der gav mulighed for vurdering af betydningen af atmosfærisk deposition.

Resultaterne af undersøgelserne skulle endvidere anvendes som grundlag for humantoksikologiske vurderinger af et eventuelt merindtag af de undersøgte stoffer som følge af indtagelse af afgrøder, som er dyrket på forurenet jord.

3. Baggrund

3.1 Definitioner
3.1.1 Jord, jordkvalitetskriterier, afskæringskriterier,
rådgivningsinterval
3.1.2 Fødevarer, overvågningsværdier, grænseværdier,
Overvågningssystemet
3.2 Gældende rådgivningsregler
3.3 Metaller, indledende undersøgelser
3.4 PAH-forbindelser
  

3.1 Definitioner

3.1.1 Jord, jordkvalitetskriterier, afskæringskriterier, rådgivningsinterval

I Miljøstyrelsens Vejledning vedrørende rådgivning af beboere på let forurenet jord (Miljøstyrelsen 2000) anvendes to typer af toksikologisk baserede grænseværdier for de enkelte stoffer; jordkvalitetskriterier og afskæringskriterier:
Arealer, hvor jordkvalitetskriterierne er overholdt, kan benyttes frit og uindskrænket af alle mennesker, det vil sige selv ved meget følsom arealanvendelse.
Afskæringskriterier angiver for arealer med meget følsom arealanvendelse det niveau af jordforurening, over hvilket der bør ske en total afskæring af al kontakt med jorden.
Rådgivningsintervallet er intervallet mellem jordkvalitetskriteriet og afskæringskriteriet. Her kan jorden kun anvendes under visse forudsætninger.

De gældende kriterier er vist i tabel 3.1.

Tabel 3.1
Humantoksikologiske jordkvalitetskriterier og afskæringskriterier for jord (Miljøstyrelsen 2000).

Stof

Jordkvalitets-
kriterie
mg/kg TS

Afskærings-
kriterie
mg/kg TS

Arsen

20

20

Bly

40

400

Cadmium

0,5

5

Chrom

500

1000

Kobber

500

500

Kviksølv

1

3

Nikkel

30

30

Zink

500

1000

PAH’er*

1,5

15

Benzo(a)pyren

0,1

1

Dibenz(a,h)anthracen

0,1

1

* Summen af PAH-forbindelserne: Fluoranthen, benzo(b+j+k)fluoranthen, benzo(a)pyren, dibenzo(a,h)anthracen og indeno(1,2,3-cd)pyren.

3.1.2 Fødevarer, overvågningsværdier, grænseværdier, Overvågningssystemet

I Bekendtgørelse nr. 57 af 22/01/1999 om visse forureninger i fødevarer fra Ministeriet for fødevarer, landbrug og fiskeri (1999) er der fastsat maksimalgrænseværdier for indholdet af bly, cadmium, kviksølv og tin i fødevarer (herunder grøntsager og frugt), der skal sælges.
Fødevarer, der indeholder det pågældende stof i højere koncentrationer end maksimalgrænseværdien, må ikke sælges.
For de fleste stoffer og varetyper er der desuden såkaldte overvågningsværdier. Det skal tilstræbes, at indholdet af stofferne i fødevarerne er lavere end overvågningsværdierne.

For bly og cadmium er sådanne værdier fastsat for forskellige typer grøntsager og "frugt" som en samlegruppe (tabel 3.2)

I tabel 3.2 er de ved fødevare-bekendtgørelsen fastsatte værdier listet sammen med angivelse af laveste og højeste koncentration af de pågældende stoffer, der blev fundet i prøver fra københavnske kolonihaver i 1996-98 (se afsnit 3.3).

Tabel 3.2
Maksimalgrænseværdier og overvågningsværdier for indhold af bly og cadmium i grøntsager og frugt ifølge Bekendtgørelse nr. 57 af 22/01/1999 om visse forureninger i fødevarer. Til sammenligning er opgivet højeste og laveste koncentration af stofferne, der er fundet i prøver fra kolonihaver på stærkt forurenet jord i København 1996-98 (afsnit 3.3).

Stof

Føde-
varer

Overvågnings værdier, mg/kg vådvægt

Maksimale grænseværdier, mg/kg vådvægt

Fundet i Kbh. min-max, mg/kg vådvægt

Bly

a) Grøntsager

0,1

0,2

<0,01 - 0,209*

b) Bladgrønt-
sager

0,2

0,5

-

c) Grønkål

0,5

1,0

0,039

d) Kartoffel

-

0,1

0,024 - 0,029

e) Frugt

0,1

-

<0,01 - 0,079

Cad-
mium

a) Frugt

0,03

-

<0,0006 - 0,0096

b) Grøntsager
bortset fra kartofler

0,1

-

0,028 - 0,066

c) Kartoffel

0,06

-

0,007 - 0,017

-: Der er ikke fastsat nogen værdi
*: Denne koncentration er bestemt i en enkelt prøve af rødbede. Blandt de øvrige prøver var maksimum 0,079 mg/kg.

Fødevaredirektoratet gennemfører løbende overvågning af indholdet af bl.a. tungmetaller i fødevarer, der kan købes i forretningerne. Denne overvågning er baseret på indsamling af stikprøver af en række forskellige fødevarer, og har fundet sted gennem en årrække. Resultaterne publiceres jævnligt under overskriften "Overvågningssystemet" (Jørgensen et al. 2000). Dette datamateriale giver bl.a. et sammenligningsgrundlag til vurdering af, hvorvidt fundne koncentrationer af metaller i f.eks. afgrøder, der er høstet på forurenet jord, adskiller sig fra, hvad forbrugerne ellers kan blive udsat for.

3.2 Gældende rådgivningsregler

Ved undersøgelsernes igangsættelse frarådede Miljøstyrelsen (Miljøstyrelsen 2000) indtagelse af alle typer frugt og grøntsager, der var dyrket i forurenet jord, hvor koncentrationen af et eller flere af stofferne er over jordkvalitetskriteriet. Grundlaget for denne vejledning var estimater (Miljøstyrelsen 1996a) af optagelse og opkoncentrering af benzo(a)pyren og tungmetaller i planter. De omtalte estimater var baseret på meget konservative forudsætninger (dvs. der var anvendt det absolut "værst tænkelige tilfælde"), og de gav derfor begrænsede muligheder for en realistisk vurdering. På den baggrund ønskedes indholdet af metaller og PAH-forbindelser i hyppigt dyrkede typer grøntsager undersøgt under forhold, der findes på forurenede grunde.

3.3 Metaller, indledende undersøgelser

Miljøkontrollen i Københavns Kommune har tidligere gennemført flere undersøgelser; først en indledende undersøgelse i 1996-97, hvorfra der foreligger resultater af analyser (for cadmium, kobber, krom, nikkel, bly, zink og kviksølv) af 22 jordprøver samt enkelte prøver af frugt, bær og grøntsager fra Haveforeningen Kalvebod i København. Endvidere blev der i 1998 indsamlet prøver af frugter fra samme haveforening, hvorfra der foreligger analyseresultater (for ovennævnte metaller undtagen kviksølv) fra 10 prøver af hyldebær, 9 af pære, 9 af pæreskræl, 10 af æble, 10 af blomme, 8 af brombær og 4 af hasselnød. Resultaterne viste, at bortset fra en enkelt prøve (bly i rødbede), oversteg ingen af de undersøgte prøver de i fødevare-bekendtgørelsen fastsatte grænse- eller overvågningsværdier for bly, cadmium og kviksølv (tabel 3.2 og bilag 7).

For grøntsagernes vedkommende var datamaterialet meget spinkelt, og et dyrkningsforsøg i forurenet jord blev planlagt ved projektets begyndelse.

Resultaterne fra frugtprøverne fra København blev af Fødevaredirektoratet (Petersen 1999) sammenholdt med resultaterne af den løbende overvågning af bl.a. frugt (Jørgensen et al. 2000). Resultatet af sammenligningen, der var baseret på t-test, er vist i tabel 3.3.

Tabel 3.3
Resultatet af Fødevaredirektoratets sammenligning af indhold af tungmetaller i frugt og bær fra København 1998 med resultater af Fødevaredirektoratets Overvågningssystem (OS). Middelværdier. enhed: g/kg vådvægt (= ng/g vådvægt).

Afgrøde

Cadmium

Nikkel

Bly

Prøve

Kbh.

OS

Kbh.

OS

Kbh.

OS

Blomme

0,3 a

0,7 a

35 a

65 a

28 a

5,1 b

Hyldebær

1,5 a

1,1 a

68 a

51 a

13 a

25 b

Pære*

3,2 a

5,9 b

43 a

81 b

5,2 a

3,1 a

Æble

0,1 a

0,4 b

12 a

8,5 a

13 a

3,3 b

a og b: Tal efterfulgt af forskellige bogstaver angiver, at der er signifikant forskel (P<0,05) for hvert metal og afgrøde.
*: Værdierne, der er brugt til sammenligningen, er fra hele pærer i OSdata, men fra skrællede pærer fra København.

Som det fremgår af tabel 3.3, var forskellene i de fleste tilfælde ret små. De to tilfælde, hvor der var højest indhold i prøver fra København, var bly i blomme og bly i æble. Da bly normalt ikke optages i planter og transporteres til de overjordiske dele, må det anses for sandsynligt, at det målte indhold i frugterne fra København stammer fra atmosfærisk deposition, og altså sidder på overfladen af frugterne. Dette støttes af, at indholdet af bly i pærekød fra forurenet jord i København var på niveau med Fødevaredirektoratets prøver af hele pærer, mens indholdet i pæreskræl generelt lå højere. På baggrund af detaljerede analysedata, der er blevet tilgængelige efter sammenligningen, er gennemsnittene for indhold af cadmium, nikkel og bly i hele pærer fra denne undersøgelse beregnet til henholdsvis 6,0, 53 og 8,4 g/kg.

De foreliggende resultater gav imidlertid ikke tilstrækkeligt overbevisende dokumentation for, at der ikke er ekstra risiko forbundet med indtagelse af frugt og bær fra forurenet jord. Dette skyldes dels det spinkle datamateriale (højst 10 prøver af hver frugttype), dels, at ikke alle væsentlige typer bær var med i undersøgelsen. Således savnedes både jordbær (der er direkte eksponeret for forurenet jord) og små bær med relativt stor overflade som ribs og solbær (der kan forventes at optage større mængder end større frugter af forureningskomponenter fra støv, der afsættes på frugterne i tørre perioder, eller jordstænk ved kraftig regn). Endvidere blev det påpeget, at undersøgelsen var baseret på prøver fra en enkelt lokalitet, hvorfor det ikke kunne udelukkes, at der gjorde sig særlige forhold gældende for netop denne lokalitet, så resultaterne ikke kunne lægges til grund for en almen vurdering.

Det blev derfor som led i nærværende projekt besluttet at iværksætte en indsamling af frugt og bær fra kolonihaver i Københavnsområdet i vækstsæsonen 1999. Denne undersøgelse blev igangsat i august måned.

3.4 PAH-forbindelser

For PAH-forbindelsernes vedkommende foreligger der jordkvalitetskriterier og afskæringskriterier for jord, men der er ikke fastsat overvågnings- eller grænseværdier for fødevarer, og der er ikke gennemført analyser for disse forbindelser i tidligere prøver fra København eller Overvågningssystemet.

Det blev besluttet at inddrage PAH-forbindelser i såvel grøntsags- som frugtundersøgelserne i nærværende projekt.

4. Optagelse af metaller og miljøfremmede, organiske stoffer i planter

4.1 Eksponeringsveje
4.2 Planternes betydning for opkoncentrering af stofferne
4.3 Jordens betydning for optagelse af stofferne
4.4 Andre faktorer af betydning for koncentrationen i planterne
4.5 Faktorernes betydning for undersøgelserne

4.1 Eksponeringsveje

Planter kan udsættes for miljøfremmede, organiske stoffer og metaller fra både luften og jorden. Med luften kan stoffer transporteres over lange afstande, og der kan være tale om en betydelig eksponering af planter for sådan luftbåren forurening (atmosfærisk deposition) (Wild et al. 1992, Wagrowski & Hites 1997, Larsen et al. 1992). Fra jorden, planterne vokser i, kan stoffer optages i planterne via rødderne, enten direkte fra jordpartiklerne, med vandet eller fra poreluften (Paterson et al. 1990, Trapp 1995). Men planterne kan også optage stoffer fra jorden via blade, skud og frugter (Bromilow & Chamberlain 1995). Dels kan flygtige stoffer fordampe fra jorden og optages af blade lige over jorden (Schroll et al. 1994), dels kan stoffer optages i overjordiske plantedele fra jordpartikler. Når jorden er tør, kan jordstøv afsættes på planterne, og når det regner, kan der stænke betydelige mængder jord op på planterne (Trapp et al. 1998). Nogle af de stoffer, der findes i jord, der afsættes på planten, kan optages gennem blade, skud og frugter (f.eks. cadmium, kobber og zink), mens andre (f.eks. bly) stort set ikke trænger ind i planten og derfor kan vaskes af med jorden (Voutsa et al. 1996).

En sundhedsmæssig vurdering af indholdet af miljøfremmede, organiske stoffer og metaller i planter, dyrket i haver på forurenet jord, bør baseres på det samlede indhold af stofferne i afgrøderne - uanset hvor de kommer fra. På den anden side er det relevant at vide, om stoffer i afgrøderne stammer fra jorden eller fra luften, når man ønsker at vurdere belastningen fra forurenet jord. Dels er muligheden for at adskille bidraget af miljøfremmede, organiske stoffer og metaller fra jorden fra den luftbårne belastning nødvendig for en generel eksponeringsvurdering i forbindelse med forurenet jord. Endvidere vil atmosfærisk deposition være relevant også i forbindelse med ikke-forurenede arealer. Dels vil stofferne fra atmosfæren (delvist) kunne udelukkes ved at dække planterne (f.eks. væksthus) gennem hele vækstsæsonen – og nogle af dem vil kunne vaskes af blade og frugter efter høst.

4.2 Planternes betydning for opkoncentrering af stofferne

Nogle af de stoffer, der transporteres gennem jorden med vandet til rødderne, kan optages i planten og transporteres til skud, blade og frugter, hvor de kan ophobes - eventuelt indbygges i planten. Dette gælder f.eks. nikkel og zink (der faktisk er uundværlige for planter i små mængder; mikronæringsstoffer) samt cadmium (der ikke kan anvendes af planterne, men som alligevel optages) Andre stoffer optages stort set ikke i planten, men bliver "bremset" i de yderste lag af roden, hvor de eventuelt kan ophobes (f.eks. bly, kviksølv og de større organiske, PAH-forbindelser) (Hock & Elstner 1984, Bromilow & Chamberlain 1995).

Optagelse og opkoncentrering af miljøfremmede, organiske stoffer og metaller i planter er i høj grad bestemt af plantearten. For koncentrationer i rodfrugter er det af betydning, om den del af planten, der høstes, er en del af roden, hvorigennem der foregår aktiv optagelse og transport af vand og næringssalte til planten, eller om den blot er en "udvækst", der så at sige ligger passivt i jorden og vokser. Gulerødder er en del af det egentlige rodnet (omend ikke den mest aktive), mens radiser er knolde (egentlig kimstænglen, der svulmer op), ligesom kartofler er stængelknolde. Det er en af grundene til, at der i de fleste undersøgelser er fundet højere indhold af miljøfremmede, organiske stoffer og metaller i gulerødder end i f.eks. radiser og kartofler (Miljøstyrelsen 1996a, 1996b, Trapp et al. 1998). Dertil kommer, at gulerødder har et relativt højt indhold af fedtstoffer, hvorfor der kan bindes større mængder fedtopløselige, organiske stoffer i dem end i de mere fedtfattige kartofler (Scheunert et al. 1994).

Planternes rødder påvirker de fysisk-kemiske forhold i rodzonen på flere måder. Røddernes vækst i jorden gør den mere porøs, hvorved den iltes og vandtransporten ændres, ligesom der udskilles stoffer fra rødderne, som vides at kunne påvirke opløseligheden af både uorganiske og organiske forbindelser (Nardi et al. 1997). Disse forhold giver bl.a. betingelser for øget mikrobiel aktivitet i rodzonen, og det er påvist, at de kan have betydning - både positiv og negativ - for tilgængeligheden af miljøfremmede og andre stoffer i jorden (Del Castilho & Chardon 1995, Hamon et al. 1995).

Plantens vandtransport og vækst har også betydning for opkoncentreringen. Jo større vandmængde, der optages fra jorden, jo mere opløst stof vil der komme i kontakt med rødderne. Ved væksten sker der en fortynding af de i planten forekommende stofmængder, hvilket vil nedsætte koncentrationerne (Paterson et al. 1990, Trapp 1995). Disse forhold er medvirkende til variationen i koncentrationer af forureningskomponenter, der kan findes i samme afgrøde (Voutsa et al. 1996).

4.3 Jordens betydning for optagelse af stofferne

Jord består grundlæggende af en blanding af sand- og lerpartikler og organisk materiale (humus). Ikke alene forholdet mellem dem men også oprindelsen af både sand, ler og humus har stor betydning for jordens egenskaber (f.eks. har oprindelsen af sand og ler betydning for kalkindholdet). Miljøfremmede, organiske stoffer og metaller bindes til lerpartikler og humus, og forhold som jordens pH (reaktionsevne) og – i nogle tilfælde - dens ionbindingevne (ionbytningskapacitet) er også af betydning for, om stofferne er tilgængelige for planter (Bromilow & Chamberlain 1995, Aten & Gupta 1996, Dudka & Miller 1999). Derudover kan metaller optræde i forskellige former (frit, som forskellige ioner eller indbygget i større molekyler – måske udfældet som tungtopløselige salte), og dette bestemmes af en kombination af jordens egenskaber (Green & Karickhoff 1990). Det kræver derfor meget detaljerede undersøgelser af jordbundsforholdene, hvis man skal kunne vurdere metallers tilgængelighed for planter i en given jord – og selv med sådanne er det vanskeligt at forudsige, hvordan de enkelte metaller vil forefindes. Dertil kommer, at de omtalte bindingsmekanismer ændres med tiden, så der almindeligvis sker det, at jo længere et stof er i jorden, des fastere bliver det bundet (Green & Karickhoff 1990, Alexander 1995). I nogle tilfælde bliver bindingerne så stærke, at man ikke en gang kan få stofferne "frigjort" med stærke opløsningsmidler. Derfor kan man ikke umiddelbart beregne, hvor stor en koncentration i planter, en målt koncentration af et stof i jorden vil føre til.

Der er dog nogle "tommelfingerregler" for metallers tilgængelighed for planter: Humus og ler samt en høj ionbytningsevne nedsætter tilgængeligheden, mens pH har forskellig betydning for forskellige metaller (Green & Karickhoff 1990). Det antages almindeligvis, at planter optager cadmium bedre end zink, nikkel, kobber, bly og kviksølv – i den nævnte rækkefølge . Tilgængeligheden af bly og specielt kviksølv i ældre jordforureninger anses for at være meget begrænset (Green & Karickhoff 1990). Endvidere optages og transporteres de to stoffer kun i meget begrænset omfang i planter. Eventuelt bly fundet i rodfrugter er koncentreret i skrællen.

For miljøfremmede, organiske stoffer (som PAH-forbindelser) gør noget tilsvarende sig gældende, omend "tommelfingerreglerne" er mere begrænsede: Organisk materiale og måske lerindholdet i jorden har betydning for binding af stofferne i jorden, mens pH kun påvirker ioniserbare stoffer (Bromilow & Chamberlain 1995). Organiske stoffer vides også at blive bundet fastere, jo længere de ligger i jorden (Alexander 1995).

Da de miljøfremmede, organiske stoffer og metaller i jorde med ældre forureninger som oftest har ligget i jorden i en årrække, og de ikke-bundne stoffraktioner stort set er nedbrudt eller udvasket, mens den tilbageværende del kan være indbygget i jordens humus- og mineralstruktur, er der grund til at antage, at de kun vil blive optaget i planter i begrænset omfang.

På arealer, hvor jordbundsforholdene gør bindingen af stofferne minimal, er det sandsynligt, at en større del af stofferne er blevet udvasket af nedsivende regnvand gennem årene, end på arealer, hvor bindingen er kraftigere. De miljøfremmede, organiske stoffer og metaller, der findes i jorden (og som måles ved de kemiske analyser) er derfor ikke nødvendigvis lettere tilgængelige i jord med lavt indhold af organisk stof og ler/silt samt lav kationbytningsevne end i jord, hvor stofferne hele tiden har været bundet stærkere. For ældre forureninger kan det derfor ikke umiddelbart antages, at jordbundsforholdene er mere betydende for tilgængeligheden af de miljøfremmede stoffer end de ændringer af forholdene i rodzonen, planterødderne kan forårsage.

4.4 Andre faktorer af betydning for koncentrationen i planterne

En række andre faktorer udover forureningsgraden og jordtypen har betydning for, hvilke koncentrationer af metaller og PAH-forbindelser, der vil findes i planterne. Betingelser under væksten som fugtighed, vindeksponering og indstråling (skygge) har betydning for både vandtransport og vækst – og dermed for eventuel opkoncentrering af stoffer fra jordvæsken i planterne.

Indholdet af visse stoffer i overjordiske plantedele vil også være bestemt af atmosfærisk deposition. Dette gør sig specielt gældende i byområder for PAH-forbindelser og til en vis grad bly.

Endvidere vil forholdene være uensartede på forskellige forurenede grunde, ligesom variationen inden for den enkelte grund ofte vil være stor. Dette gælder både for stoffernes binding til jordmatricen og for deres fordeling – såvel vertikalt som horisontalt. Dette indebærer bl.a., at koncentrationer af forurenende stoffer, målt i de øverste jordlag, ikke nødvendigvis er repræsentative for de koncentrationer, planternes rødder kommer i kontakt med. Dette gør sig specielt gældende for arter med et dybtgående rodnet.

4.5 Faktorernes betydning for undersøgelserne

Der blev taget højde for disse forhold ved tilrettelæggelse af undersøgelserne på flere måder, således at
undersøgelsernes resultater blev repræsentative (forsøgsareal/er, design og prøvetagning)
der blev opnået en realistisk men alligevel "værst tænkelig" situation (valg af plantearter, forsøgsjorde/arealer)
betydningen af væsentlige jordbundsparametre for optagelsen kunne vurderes med henblik på at definere en "værst tænkelig" situation.

Ved anlæggelse af dyrkningsforsøg i - og ved indsamling af frugt og bær fra - jord med forskellig grad af forurening, blev det tilstræbt, at en/et af de anvendte forsøgsjorde/forsøgsarealer repræsenterede en meget høj forureningsgrad. Herved blev der opnået større sikkerhed for, at eventuelle ekstrapolationer fra de konkrete forsøgsjorde/-arealer til andre forurenede grunde blev baseret på data, der omfattede det interval, der skulle ekstrapoleres inden for. Endvidere ville inddragelse af relativt stærkt forurenet jord sikre muligheder for at måle indhold af de pågældende stoffer i planteprøver.

5. Undersøgelsernes omfang

5.1 Grøntsagsundersøgelsen
5.2 Frugtundersøgelsen
 

Begge undersøgelser var tilrettelagt under hensyntagen til, at de skulle forløbe inden for en enkelt vækstsæson, men derudover meget forskelligt.

5.1 Grøntsagsundersøgelsen

Grøntsagsundersøgelsen blev gennemført som et dyrkningsforsøg med 6 afgrøder, dyrket under så vidt muligt ensartede betingelser i tre jorde med forskellige forureningsniveauer (hvoraf den ene ikke var forurenet) og med 10 gentagelser (replikater).

Der var planlagt analyser i to faser: Først analyseredes halvdelen af prøverne af hver afgrøde – med tilhørende jordprøver, derpå blev resultaterne vurderet, og der blev truffet beslutning om, hvorvidt de resterende prøver skulle analyseres.

Fra denne undersøgelse foreligger samhørende data for jordbundsparametre, koncentrationer af metaller og PAH-forbindelser i jorden samt koncentrationer i afgrøderne for hver enkelt delparcel.

Denne undersøgelse giver derfor mulighed for undersøgelse af eventuelle korrelationer mellem koncentrationer i jord og planter samt eventuel betydning af jordbundsparametrene for tilgængeligheden af stofferne.

Derudover kan resultaterne fra de forskellige forureningsniveauer sammenlignes indbyrdes samt med resultater fra Overvågningssystemet.

5.2 Frugtundersøgelsen

Frugtundersøgelsen var baseret på indsamling af frugt, bær og nødder fra eksisterende træer og buske. Disse blev indsamlet i områder med forskelligt forureningsniveau, og resultaterne grupperet efter forureningsniveauet i det område, de var indsamlet fra. Som reference blev der indsamlet prøver fra ikke-forurenede eller svagt forurenede områder.

Til analyse for metaller blev der indsamlet i alt 243 prøver af frugt, bær og nødder i haveforeninger i Københavnsområdet. Grundlaget for vurdering af forureningsniveauet i den enkelte haveforening var eksisterende analyseresultater, som var relateret til hele haveforeningen generelt og ikke den enkelte grund.

Til analyse for PAH-forbindelser blev der indsamlet i alt 100 prøver af frugt og bær i villahaver i Skagen. Her var grundlaget for estimeringen af forureningsniveauet baseret på eksisterende jordanalyser fra den enkelte have.

Resultaterne af denne undersøgelse kan anvendes til vurdering af, hvorvidt forureningsniveauet i et område eller en have har betydning for indholdet af metaller eller PAH-forbindelser i afgrøderne samt, for metallernes vedkommende, til sammenligning med resultater fra Overvågningssystemet.

6. Statistiske metoder, beregninger

6.1 T-test
6.2 Regressionsanalyser
6.3 Prøveantal
6.4 Jordbundsparametre, PLS-analyse
  

Statistikprogrammet SAS (version 6.12) blev anvendt til de fleste af analyserne (SAS 1999).

6.1 T-test

Til undersøgelse af forskelle mellem middelværdier af forskellige datasæt blev der anvendt variansanalyser eller t-test – enten enkeltvis eller som gruppe-test (Tukey’s test), afhængigt af datasættenes karakter. Dette er specificeret i teksten i de enkelte afsnit. Varianshomogenitet blev undersøgt ved analyse af, hvorvidt der var korrelation mellem størrelsen af middelværdien og størrelsen af replikat standard afvigelsen. Manglende korrelation blev fortolket som varianshomogenitet. For at tilnærme fordelingen af datasættene til normalfordelingen blev alle værdier logaritmisk transformerede før anvendelse. Da adskillige værdier var lig nul, blev der lagt et fast tal til resultaterne før transformationen. For grøntsagerne blev der lagt 0,001 til, medens der for frugt blev lagt 0,01 til.

6.2 Regressionsanalyser

Til undersøgelse af korrelationer mellem koncentrationer i jord og koncentrationer i grøntsager blev der anvendt lineære regressionsanalyser – også på logaritmisk transformerede tal som ovenfor beskrevet - med beregning af prædiktionsintervaller omkring regressionslinierne (PROC GLM i SAS).

6.3 Prøveantal

Til belysning af betydningen af prøveantallet for variansanalysernes udfald, blev der anvendt en såkaldt power-test, baseret på t-testen (Green 1989). Ved power-testen kan der gennemregnes et stort antal eksempler på prøveantal, variation og ønsket niveau for en forskel, der skal kunne bestemmes. Herved fås et mål for, hvor stor standardafvigelsen maksimalt må være, hvis man skal kunne bestemme en forskel af en bestemt størrelse mellem to prøver som statistisk signifikant med et givet signifikansniveau (a ) og en given sandsynlighed for ikke fejlagtigt at antage, at værdierne ikke er signifikant forskellige (b ).

En vurdering af betydningen af prøveantallet for prædiktionsintervallernes størrelse i regressionsanalysen blev foretaget efter de samme principper som GLM-analysen efter Sokal and Rohlf (1995).

6.4 Jordbundsparametre, PLS-analyse

De statistiske analyser til undersøgelse af jordbundsparametrenes eventuelle betydning for biotilgængeligheden af metallerne blev udført ved hjælp af en "Partial Least Square" analyse (PLS), der er en såkaldt multivariat teknik (f.eks. Eriksson et al. 1995). Ved hjælp af denne analyse er det muligt at beskrive værdierne i ét datasæt (en Y-matrix, her biokoncentreringsfaktorerne) ud fra værdierne i et andet datasæt (en X-matrix, her jordbundsparametrene) og derved få et mål for, hvilke parametre i X-matricen, der har betydning for Y-matricen. Analysen er nærmere beskrevet i afsnit 8.5.4 og bilag 5.

7. Grøntsagsundersøgelsen - metoder

7.1 Jorde
7.2 Afgrøder
7.3 Parametre og analysemetoder
7.3.1 Metaller
7.3.2 PAH-forbindelser
7.3.3 Jordbundsparametre
7.4 Forsøgsdesign
7.4.1 Randomiseret, komplet blokdesign
7.4.2 Antal gentagelser
7.5 Anlæg og pasning af forsøg samt prøvetagning og -forberedelse
7.5.1 Prøvetagning
7.5.2 Prøveforberedelse af planteprøver
  

I dette afsnit opsummeres forsøgsplanlægningen og gennemførelsen af grøntsagsundersøgelsen. For en mere detaljeret beskrivelse af forsøgsplanlægningen henvises til bilag 5.

7.1 Jorde

Til forsøget valgtes tre jorde, hvis forureningsniveau – men ikke jordbundsparametre - var kendt på forhånd: En reference-jord (landbrugsjord fra Roskildeegnen), der karakteriseres som "ikke-forurenet", en "stærkt forurenet" jord fra en tidligere losseplads ("Valbyparkjord") og en jord, der var "mellem-forurenet", afgravet fra en grund i København i forbindelse med anlæggelse af en metrostation ("Cometjord"). Valbyparkjorden bar tydeligt præg af at stamme fra en losseplads, idet der var mange affaldsstykker (porcelæn, metal, murbrokker m.v.), dens struktur var fiberagtig, og farven var rødlig som af rust. Cometjorden og Referencejorden var som normale jorde.

7.2 Afgrøder

Følgende kriterier blev lagt til grund for udvælgelsen af afgrøder:

1. Afgrøder, hvorfra der bruges forskellige dele (rod, frugter, blade).
      
2. Afgrøder, der repræsenterer forskellige eksponeringsveje (direkte fra jorden, via vandoptagelse, via vandoptagelse + jordstænk).
  
3. Afgrøder, der dyrkes meget.
  
4. Afgrøder, der kan betragtes som "værst tænkelige" i relation til opkoncentrering af organiske stoffer og metaller (baseret på litteraturgennemgang som beskrevet i bilag 5).
   
5. Endvidere blev der taget hensyn til, at undersøgelsen skulle igangsættes og afsluttes inden for én vækstsæson, hvilket indebar, at der kun kunne anvendes enårige afgrøder.
  

På denne baggrund blev der udvalgt repræsentanter for rodfrugter, bladafgrøder samt frugter fra enårige afgrøder. Tabel 7.1 viser de udvalgte afgrøder til analyse for de to typer forureningskomponenter.

Tabel 7.1
Afgrøder, der blev anvendt i grøntsagsundersøgelsen

Rodfrugter

Bladafgrøder

Grøntsager med frugt, enårige

Afgrøde

Metaller

PAH

Afgrøde

Metaller

PAH

Afgrøde

Metaller

PAH

Gulerod

+

+

Salat

+

+

Bønner

+

-

Kartoffel

+

+

 

 

 

Squash

-

+

Radise

+

-

 

 

 

 

 

 


Radise blev sået på et senere tidspunkt end de øvrige afgrøder (se afsnit 8.1).

7.3 Parametre og analysemetoder

Jord- og planteprøver, der blev udtaget i forbindelse med undersøgelsen, blev analyseret for indhold af metaller og PAH-forbindelser. Jordprøverne blev endvidere analyseret for jordbundsparametre, der kan have betydning for binding af organiske stoffer og metaller. I alle analyseserier blev der som kvalitetskontrol analyseret en prøve af referencemateriale samt en blindprøve, og der blev gennemført en dobbeltbestemmelse for hver tiende prøve. Ved afvigende analyseresultater blev analyseserien eller prøven målt om.

7.3.1 Metaller

Der foreligger jordkvalitetskriterier for arsen, cadmium, bly, krom, kobber, kviksølv, nikkel og zink, og det er dem, der almindeligvis indgår i analyser af forurenet jord.

På baggrund af resultaterne af de tidligere (1996-98) undersøgelser i København og de i litteraturen forekommende oplysninger om kviksølvs tilgængelighed for optagelse i planter i forurenet jord, blev det ikke anset for relevant at analysere for kviksølv. Der blev analyseret for cadmium, bly, nikkel, krom, kobber, zink og arsen.

Følgende analysemetoder blev anvendt:

Jordprøver:

Oplukning af prøver: Opvarmning med salpetersyre ved 120°C.

Analyser:
As: AAS-hydrid.
Cd, Cr, Cu, Ni, Pb og Zn: ICP-AES (axialt plasma).
 

Analyserne blev udført af AnalyCen.

Grøntsagsprøver:

Oplukning af prøver: Opvarmning med salpetersyre i trykforaskningsbomber ved 160°C.
Analyser:
As, Cd, Pb, Ni, Cr: Atomabsorptionsspektrometri med grafitovnsteknik og Zeeman baggrundskorrektion.
Cu og Zn: ICP-OES (axialt plasma).
 
Analyserne blev udført af Levnedsmiddelkontrollen i København.


7.3.2 PAH-forbindelser

Jordprøverne blev analyseret for 16 PAH-forbindelser (US-EPAs udvalgte PAH-forbindelser). Udover de forbindelser, for hvilke der er fastsat jordkvalitetskriterier og afskæringskriterier (fluoranthen, benzo(b+j+k)fluoranthen, benzo(a)pyren, dibenzo(a,h)anthracen og indeno(1,2,3-cd)pyren) omfattede analyserne naphthalen, acenaphthylen, acenaphthen, fluoren, phenanthren, anthracen, chrysen, dibenzo(a,h)anthracen, og benzo(g,h,i)perylen.

I planter vides optagelse og eventuel transport af PAH-forbindelser helt overvejende at være bestemt af oktanol-vand fordelingskoefficienten (KOW), der for denne gruppe stoffer afhænger af molekylernes størrelse. Det er derfor muligt at ekstrapolere, hvis der foreligger resultater af analyser for stoffer med forskelligt ringantal. Baseret på forekomst i de forurenede jorde, der indgik i undersøgelsen, blev der valgt 6 PAH-forbindelser med forskellig størrelse: Acenaphthylen (3 ringe), fluoranthen (4 ringe), benzo(b+j+k)fluoranthen (5 ringe), benzo(a)pyren (5 ringe) og indeno(1,2,3-cd)pyren (6 ringe).

Jordprøver:
Oplukning af prøver: Natriumpyrofosfat og toluen, omrystning i 16 timer.
Analyse: gaschromatografi med masse specifik detektor (GC-MSD).

Analyserne blev udført af AnalyCen.

Grøntsagsprøver og frugtprøver:
Der foreligger ikke standardiserede metodebeskrivelser for PAH-analyse af planteprøver.
Ekstraktion: Ca. 10 gram homogeniseret plantemateriale ekstraheres med hexan:acetone (1:1) i Soxwave-udstyr (en kombination af Soxhlet og mikrobølgeteknik). Ekstraktet overføres til centrifugeglas, idet plantematerialet skylles 3 gange med hexan:acetone (1:1). Ekstraktet centrifugeres og oprenses derefter på SPE / NH2-SAX-kolonne. (solid phase extraction). Derefter inddampes.
Analyser: HPLC med fluorescens detektor og verifikation af udvalgte prøver med GC/MS.

Analyserne blev udført af Forskningscenter Risø.

7.3.3 Jordbundsparametre

For de organiske stoffers binding er jordens indhold af organisk stof/humus, ler/silt og eventuelt pH de parametre, der oftest er påvist at have betydning.

Litteraturen vedrørende binding og tilgængelighed af metaller i jord er som omtalt meget omfattende, og viser, at der er tale om højst komplekse problemstillinger (Green & Karickhoff 1990). Betydningen af en lang række parametre er undersøgt, og mange undersøgelser viser, at vekselvirkninger mellem forskellige parametre kan have afgørende betydning, ligesom forskellige metaller reagerer forskelligt på forskellige ændringer i de enkelte parametre.

Følgende parametre blev målt: pH (målt i CaCl2 og H2O), kationbytningsevne, organisk kulstof, total kulstof, humus, CaCO3, samt tekstur (ler, silt, grovsilt og forskellige sandfraktioner (bestemt med 50, 63, 125, 200, 500 m sigter)).

Jordbundsparametrene blev undersøgt ved Centrallaboratoriet, Forskningscenter Foulum med Danmarks Jordbrugsforsknings standardiserede analysemetoder.

7.4 Forsøgsdesign

7.4.1 Randomiseret, komplet blokdesign

Som følge af den stramme tidsplan for projektets gennemførelse var der ikke mulighed for at afvente resultater af analyser af de anvendte jorde inden anlæggelse af forsøget. Der blev derfor taget udgangspunkt i, at en vis variation i koncentrationerne af de undersøgte forureningskomponenter samt jordbundsparametrene måtte forventes over forsøgsarealet med den enkelte jord og i planterne, dyrket herpå.

Forsøgene blev anlagt efter et såkaldt "randomiseret, komplet blokdesign". For hver jordtype blev arealet opdelt i et antal parceller af ens størrelse, der lå ved siden af hinanden. Hver af disse parceller blev derefter opdelt i et antal delparceller, der blev tilsået med hver sin afgrøde. På denne måde fik man med den enkelte afgrøde et antal gentagelser, der var spredt forskellige steder over arealet frem for at have det hele i ét hjørne.

7.4.2 Antal gentagelser

Forsøget blev anlagt med 10 gentagelser af hver afgrøde i hver jordtype (se figur 7.1) og analyserne blev delt i to omgange: Først skulle 5 prøver af hver afgrøde fra hver jordtype (med tilhørende jordprøver) analyseres, hvorefter resultaterne skulle vurderes med henblik på, hvor meget en analyse af yderligere 5 prøver af hver afgrøde ville forøge mulighederne for at drage konklusioner på grundlag af resultaterne.

fig7-1.gif (6221 bytes)

Figur 7.1
Forsøgsoversigt med 10 gentagelser med 5 afgrøder i hver. Anlagt med hver af de tre jorde.

7.5 Anlæg og pasning af forsøg samt prøvetagning og -forberedelse

De tre jorde (Referencejord, Cometjord og Valbyparkjord) blev opgravet på de lokaliteter, de stammede fra og udlagt i "højbede" af ca. ½ meters højde på ca. 12 m x 12 m ved siden af hinanden på et areal i Valbypark-området. Herved blev det opnået, at eventuelle bidrag fra atmosfærisk deposition blev ens i de tre delforsøg. Der blev tilsat gødning til et ensartet niveau, og jorden blev fræset.

De tre højbede blev anlagt, så indstrålings- og vindforholdene var ens. Delparcellerne blev anlagt med en afstand på 25 cm for enden af parcellerne. Grøntsagerne blev sået i rækker med en afstand på ca. 60 cm, med den første række ca. 30 cm fra kanten af delparcellen. Herved tilstræbtes det dels, at de enkelte arter ikke påvirkede hinanden, dels at maskinel ukrudtsbekæmpelse var mulig. Der var således 2 rækker à ca. 1,5 meters længde i hver delparcel.

Plantebestandene blev om nødvendigt udtyndet efter fremspiring, og ukrudtsbekæmpelse blev i fornødent omfang gennemført mekanisk. Parcellerne blev vandet i tørre perioder.

Forsøget blev anlagt og passet af Parkafdelingen, Drift & Natur, Københavns Kommune.

7.5.1 Prøvetagning

Der blev udtaget jord- og planteprøver fra forsøgene til analyse for indhold af metaller og PAH-forbindelser samt jordbundsparametre.

Jordprøverne blev udtaget efter anlæggelse af bedene. Prøvetagningen fulgte den vejledning, der anvendes i Københavns kommune: Inden for et felt på 1 m2 blev der taget en prøve i hvert hjørne samt en i centrum, der alle blev sammenstukket til en blandeprøve. Prøverne blev taget, så de indholdt jord fra 0-0,5 m dybde. Der blev udtaget én blandeprøve per delparcel i de to forurenede jorde og én blandeprøve per parcel i Referencejorden. Hver jordprøve blev blandet grundigt og opdelt i tre delprøver til analyse for henholdsvis jordbundsparametre, metaller og PAH-forbindelser.

Planteprøverne blev taget på det tidspunkt, hvor afgrøderne normalt ville blive høstet. Kartoffel blev dog ikke høstet før i oktober måned, så der blev ikke høstet "nye" kartofler. Der blev udtaget 2 sæt prøver parallelt (til metal- og PAH-analyser). Af gulerødder og kartofler blev der så vidt muligt udtaget 4 prøver, så halvdelen kunne skrælles før analyse. Hvis der var overskud af den pågældende afgrøde, blev prøverne udtaget systematisk, således at f.eks. kartofler fra hver femte plante blev høstet. Hver prøve (om muligt på hver 1 kg) blev om muligt sammenstukket af mindst 5 enkelte høst-enheder (f.eks. salathoveder, gulerødder). Prøverne blev anbragt i plastikposer (polyethylen), der blev lukket og opbevaret køligt indtil ankomst til analyselaboratoriet, hvor de blev opbevaret på køl (+ 4°C) indtil prøveforberedelse. Prøver til PAH-analyse blev højst opbevaret en uge inden prøveforberedelse.

7.5.2 Prøveforberedelse af planteprøver

Prøverne blev i princippet renset, som de normalt vil blive det inden anvendelse i husholdningen. For at sikre, at eventuelle jordrester ikke skulle indgå i analyserresultaterne, hvor de ville kunne resultere i forøget variation og forhøjede værdier blev rensningen dog gennemført grundigt - sandsynligvis lidt grundigere end en "hverdags-rensning".

Der blev anvendt flere hold vand, og rensningen blev fortsat med nyt vand, indtil der ikke var mere "jord" i vandet efter rensning, og prøverne så ud til at være helt rene. Gulerødder og kartofler blev skrubbet grundigt; salathoveder blev skilt, så bladene kunne skylles enkeltvis, og bønner og squash blev gnedet (forsigtigt).

Ekstra prøver af gulerødder og kartofler blev skrællet efter vask. Skræl og kød blev frosset ned hver for sig.

Prøverne blev opbevaret nedfrosset ved -20° C indtil analyse. Inden vejning blev prøverne aftørret med køkkenrulle, så eventuelt overskydende vand blev fjernet.

8. Grøntsagsforsøget - resultater og diskussion

8.1 Dyrkning og høst
8.2 Metaller og PAH-forbindelser i forsøgsjordene
8.3 Jordbundsparametre
8.4 Muligheder for eksponering fra den underliggende jord
8.5 Metaller i grøntsager
8.5.1 Koncentrationer i grøntsagerne
8.5.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier
8.5.3 Regressionsanalyser, optagelse fra jorden
8.5.4 Betydningen af jordbundsparametrene, PLS-analyse
8.5.5 Antallet af prøver fra de enkelte forsøgsled
8.5.6 Sammenligning med overvågnings-/grænseværdier og Overvågningssystemet
8.6 PAH-forbindelser i grøntsager
8.6.1 Koncentrationer i grøntsagerne
8.6.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier
8.6.3 Anvendelse af resultaterne til humantoksikologiske vurderinger
   

8.1 Dyrkning og høst

Forsøget blev anlagt og passet som beskrevet, men da der i løbet af vækstsæsonen var temmelig lange tørkeperioder, kan det ikke udelukkes, at en eller flere af jordene i visse perioder har været udtørret. Dette gælder specielt Valbyparkjorden, der var meget porøs.

Salat og gulerod voksede meget dårligt i flere parceller – specielt i Valbyparkjorden. Dette kunne skyldes toksiske effekter af nogle af metallerne og/eller de organiske, miljøfremmede stoffer i jorden, men som nævnt kan også udtørring i løbet af fremspirings- og vækstperioden have været af betydning, selvom bedene blev vandet jævnligt. Der blev eftersået i parceller med dårlig vækst af salat og gulerod. Der blev desuden sået radiser i alle parceller med gulerod.

Efter afslutning af høst forelå følgende prøver: Komplette sæt af kartoffel, bønne og squash samt radise (10 fra hver jordtype) fra alle parceller til de planlagte analyser.

Salat fra første høst manglede helt fra 1 delparcel med Referencejord og fra 7 delparceller med Valbyparkjord. Blandt de udtagne prøver var enkelte (1 fra Referencejord og 2 fra Valbyparkjord) meget små. Det betød, at der fra Valbyparkjorden var et begrænset datagrundlag, idet der reelt kun var prøve fra én parcel af noget, der kunne kaldes salathoveder. Den ene af Valbypark-parcellerne med meget lille salatprøve var endvidere ekstremt forurenet med bly (11.000 mg/kg) og PAH-forbindelser (sum PAH = 2.305 mg/kg). Den eftersåede salat nåede ikke at blive ret stor, og høsten bestod nærmest af "håndfulde" af små blade, der ikke kunne anvendes til analyser.

Gulerodshøsten var meget begrænset, og de eftersåede gulerødder blev i flere tilfælde ikke større end tændstikker. Disse blev kasseret. De øvrige høstede gulerødder var af varierende størrelse, og der var kun få store, "pæne" eksemplarer (fra første såning) og mange små, tynde gulerødder (fra anden såning). Gulerødderne blev primært forbeholdt PAH-analyser, men fra parceller med tilstrækkeligt antal gulerødder blev der frataget prøvemateriale til metalanalyse. Der manglede en prøve af gulerod med og uden skræl fra en Valbypark- og en Reference-parcel. Tre af prøverne fra Valbyparkjord var på 100 gram og derunder; og bestod af meget små gulerødder (en almindelig gulerod vejer 50-100 gram). Da der var få gulerødder fra de fleste parceller, blev den enkelte gulerod delt på langs, hvorefter den ene halvdel blev taget fra som uskrællet prøve, mens den anden halvdel blev skrællet.

8.2 Metaller og PAH-forbindelser i forsøgsjordene

Resultater af analyser af jordprøverne er samlet i bilag 1 (tabel B1.1 - B1.2), hvor middel-, median-, maksimum- og minimumværdier af forsøgsresultaterne er medtaget sammen med koncentrations-grænserne for rådgivningsintervallet for de pågældende stoffer. Tabel 8.1 viser højeste og laveste koncentration af de metaller og PAH-forbindelser, der indgår i afskæringskriterier og jordkvalitetskriterier.

Tabel 8.1   Se her...
Koncentrationer i de tre forsøgsjorde af de metaller og PAH-forbindelser, der indgår i jordkvalitetskriterier og afskæringskriterier (rådgivningsinterval). Værdier, der er markeret med fed skrift, er > afskæringskriteriet. Enhed: mg/kg tørvægt, n=antal prøver.

Referencejorden havde lave niveauer af alle stoffer, og koncentrationerne var i alle tilfælde (bortset fra en enkelt benzo(a)pyren-koncentration) lavere end jordkvalitetskriterierne. Koncentrationerne i Cometjorden for både cadmium, bly, benzo(a)pyren (middelværdien var 2,1 mg/kg tørstof) og dibenzo(a,h)anthracen lå tæt på rådgivningsintervallet. Indholdet af de øvrige metaller lå under jordkvalitetskriterierne, men var højere end i Referencejorden. Valbyparkjorden var stærkt forurenet med alle stoffer.

Fordelingen af forureningerne (tabel 8.1 og B1.1 - B1.2) var ikke ensartet inden for det enkelte forsøgsled (Cometjord og Valbyparkjord) trods den blanding af jorden, der var sket som følge af opgravning, transport, udlæggelse til højbede og fræsning.

Hvor både metaller og PAH-forbindelser i Referencejorden synes relativt ensartet fordelt (forholdet mellem maksimum og minimum er ca. 4:1), er metallerne i Cometjorden og særligt i Valbyparkjorden mere uens fordelt (forholdet mellem maksimum og minimum er i størrelsesordenen henholdsvis 10:1 og 50:1), mens PAH-forbindelserne er mere uensartet fordelt i Cometjorden (maksimum:minimum kan variere flere hundrede gange) end i Valbyparkjorden (maksimum:minimum ca. 150:1). Resultaterne fra en enkelt prøve af Cometjorden (C94) var meget lave og blev ikke anvendt ved beregningerne (afsnit 8.6.2.1), men selv uden denne prøve var variationen så stor som beskrevet ovenfor.

Dette blev underbygget af variansanalyser, der for flertallet af metallerne og PAH-forbindelserne viste, at Referencejord-parcellerne kunne antages at være ensartede, mens det ikke var tilfældet for delparcellerne fra både Cometjorden og Valbyparkjorden. Som følge af den store variation bør de enkelte delparceller snarere betragtes som led i en "koncentrationsserie" end som replikater af en gennemsnitlig koncentration af de enkelte stoffer, hvilket peger på, at resultaterne snarere er egnede til regressionsanalyser end til variansanalyser.

8.3 Jordbundsparametre

Resultaterne af analyserne for jordbundsparametre er samlet i bilag 1, tabel B1.3. Variationen i jordbundsparametrene var relativt lav inden for den enkelte jordtype, så med hensyn til disse var forsøgsbedene ret ensartede. Derimod var der forskel på de tre jorde: Referencejorden (landbrugsjord) og Cometjorden (overfladejord fra en grund i København) havde normalt indhold af humus (3%), mens dette var meget højt (19%) i Valbyparkjorden (fra opfyldning af losseplads), hvor det sandsynligvis stammede fra tidligere tiders organisk affald. Valbyparkjorden var således ikke typisk for en jord, man normalt ville dyrke grøntsager i. Reference- og Cometjorden adskilte sig primært ved, at Referencejorden var mere leret end Cometjorden. I forsøget var der således indbygget en sammenhæng mellem høj koncentration af forureningskomponenterne og højt indhold af organisk stof i jorden samt lave koncentrationer af stofferne og højt ler-siltindhold.

8.4 Muligheder for eksponering fra den underliggende jord

Forsøget var anlagt som højbede af en halv meters dybde på et areal ved Valbyparken, der var stærkt forurenet med metaller men ikke med PAH-forbindelser. I den underliggende jord var koncentrationerne af de metaller, der optages og transporteres i planter, højere end i Valbyparkjorden: Koncentrationerne af cadmium og nikkel var 5-6 gange så høje som i Valbyparkjorden, mens koncentrationen af zink var dobbelt så høj og koncentrationen af kobber af samme størrelsesorden som i Valbyparkjorden. Da der var tørkeperioder i vækstsæsonen, kan det ikke udelukkes, at der har været en vis udtørring, selvom bedene blev vandet jævnligt. Valbyparkjorden var mest udsat for udtørring på grund af dens porøse struktur.

Derfor bør dybden af afgrødernes aktive rodnet inddrages i fortolkningen af resultaterne. Vurderingen af roddybden er baseret på en redegørelse fra Danmarks Jordbrugsforskning, Årslev (Thorup-Kristensen 2000).

I tørkeperioder udvikles dybe rødder. Når der igen tilføres vand i de øverste jordlag, kan disse reduceres, mens der sker nye forgreninger i de øverste jordlag. Det vil sige, at selvom planterne i en tørkeperiode har udviklet rødder, der er nået ned i den underliggende jord, vil disse sandsynligvis kun have været i funktion i en kort periode.

Typiske roddybder for de i undersøgelsen anvendte planter (Thorup-Kristensen 2000):
Radise:£ 50 cm
Squash:"ikke ret dybt"
Salat: 30-60 cm
Bønne: 50-100 cm
Kartoffel:< 100 cm
Gulerod: 100 cm

Kartofler, der er stængelknolde og ikke en del af rødderne, ligger typisk i 15-20 centimeters dybde.

Det kan således ikke udelukkes, at bønne, kartoffel og gulerod har haft aktive rødder i den underliggende jord i kortere perioder gennem vækstsæsonen. Dette gælder dog ikke de små gulerødder, der blev sået sent, og derfor ikke har kunnet nå at udvikle dybtgående rødder.

Det er derfor muligt, at de stoffer, der kan optages og transporteres i planterne (cadmium, kobber, nikkel og zink), kan være optaget fra den underliggende jord og transporteret til de spiselige dele af planterne, selvom disse udelukkende har været i kontakt med forsøgsjorden. De perioder, der eventuelt har været tale om, har formentlig været korte i forhold til den samlede vækstsæson, så betydningen af denne fejlkilde er sandsynligvis ringe. Optagelse fra den underliggende jord ville medføre forhøjede forureningskoncentrationer i planterne fra referencejorden, hvilket – som det fremgår af de følgende afsnit - ikke kunne konstateres, undtagen muligvis for kartoffel.

Eventuelle forhøjede niveauer i planterne som følge af en sådan optagelse af metaller fra underjorden, der tolkes som stammende fra forsøgsjorden, vil bevirke en overvurdering af eksponeringen i forbindelse med den humantoksikologiske vurdering. Denne fejlkilde ville altså gøre, at eksponeringsvurderingen var baseret på et "mere end værst tænkeligt" grundlag.

8.5 Metaller i grøntsager

8.5.1 Koncentrationer i grøntsagerne

Oversigter, der viser resultaterne af metalanalyser af salat, bønne, radise, kartoffel med og uden skræl samt gulerod med og uden skræl er samlet i bilag 1, tabel B1.4 – B1.10, hvor middel-, median-, maksimum- og minimumværdier af forsøgsresultaterne er medtaget. Endvidere er resultater af t-test til sammenligning af de enkelte forsøgsled – for nikkel, cadmium og bly – med resultater fra Overvågningssystemet vist i bilag 1.

Tabel 8.2 - 8.4 viser middelværdier af metalkoncentrationerne samt antal prøver fra hver af de tre jordtyper for hver af de 5 afgrøder, hvor gulerod og kartoffel er målt både med og uden skræl.

Tabel 8.2   Se her...
Koncentrationer af metaller i grøntsager, dyrket i Referencejord (ikke-forurenet), middelværdier.
Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Tabel 8.3   Se her...
Koncentrationer af metaller i grøntsager, dyrket i Cometjord (mellem-forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Tabel 8.4   Se her...
Koncentrationer af metaller i grøntsager, dyrket i Valbyparkjord (stærkt forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Hovedindtrykket af resultaterne i tabel 8.2 - 8.4 er en stigende koncentration i afgrøderne fra Referencejorden over Cometjorden til Valbyparkjorden. Dette gælder dog ikke for alle stoffer og afgrøder (se afsnit 8.5.3).

Koncentrationerne af de mest mobile stoffer (cadmium, kobber, nikkel og zink) blev ikke væsentligt mindsket ved skrælning af kartoffel og gulerod, mens koncentrationen af de mindst mobile stoffer (krom, bly og arsen), blev reduceret betydeligt ved fjernelse af skrællen i kartoffel og i mindre grad i gulerod.

Salat fra Valbyparkjorden (tabel 8.4) og gulerod (både med og uden skræl) fra alle jorde (tabel 8.2 - 8.4) udviste høje koncentrationer af de målte stoffer. Dette kan bl.a. skyldes, at der for begge afgrøder overvejende var tale om meget små planter (se afsnit 8.1), der havde haft ringe vækstforhold. For salats vedkommende kan der endvidere have været et væsentligt bidrag fra luften, idet planterne i de tre parceller fra Valbyparkjorden ikke udviklede hoveder, men bestod af adskilte blade, der således var åbne for deposition af støv og direkte optag fra luften.

For gulerods vedkommende var specielt de målte koncentrationer af bly høje. Dette gjorde sig ikke alene gældende for prøver fra de to forurenede jorde, men også for prøver fra Referencejorden, hvor der blev målt koncentrationer i gulerod med skræl af samme størrelsesorden som i kartoffel med skræl fra Cometjorden (henholdsvis 42 og 47 ng/g vådvægt). Både for bly, cadmium, chrom, kobber og arsen var de målte koncentrationer i gulerod med skræl fra Referencejorden højere end værdierne fra Overvågningssystemet. De høje koncentrationer kunne tilskrives, at de små gulerødder har haft en relativt stor overflade i forhold til rumfanget og de dårlige vækstforhold for planterne. Dette støttes af, at de højeste koncentrationer er fundet i prøver, der bestod af de mindste gulerødder. Også i gulerod uden skræl var metal-niveauet højt. De høje koncentrationer af metaller (specielt bly), der blev målt i gulerod uden skræl, må tilskrives, at det ikke har været muligt at skrælle de ganske små gulerødder (der var ujævne i formen) ordentligt.

8.5.1.1 Andre undersøgelser

Undersøgelser, der er sammenlignelige med den her beskrevne, er sparsomme i litteraturen, da de fleste forsøg, der er beskrevet med forurenet jord, er laboratorie- eller væksthusforsøg, eller forsøg på slamgødede marker. Undersøgelser i forurenet jord "in situ" er udført dels som dyrkningsforsøg (Moseholm et al. 1992, Larsen et al. 1992, Dudka & Miller 1999), dels ved indsamling af samhørende prøver af jord og grøntsager fra eksisterende haver og marker (Davies 1978, Sánches-Camazano & Sanches-Martin 1994, Pieotrowska et al. 1994, Voutsa et al. 1996, Dudka & Miller 1999).

Ved en sammenligning af niveauerne af metalkoncentrationer i planterne, der er fundet i denne undersøgelse med niveauerne fra andre undersøgelser, må betydningen af, at de forskellige undersøgelser ikke er gennemført under ensartede forhold, vurderes. For eksempel kan bidrag fra atmosfærisk deposition, der ofte ikke er kvantificeret, have betydning for overjordiske afgrøder.

For rodfrugter er der i de fleste af de nævnte undersøgelser fundet højere koncentrationer end i denne, men forskelle i tilgængelighed af forureningen og koncentrationsniveauet i de anvendte jorde er store. Således fandt Davies (1978) koncentrationer af bly i radise (9900 g/kg tørstof), der var fire gange så høje som de i denne undersøgelse ved jordkoncentrationer, der var på niveau med Cometjorden, hvor koncentrationen af bly i radise var 2580 g/kg tørstof (tabel B1.8). Årsagen kan være, at bly i jorden på det tidspunkt (1978), hvor det var nys afsat fra biler, var mere tilgængeligt end det er nu, hvor den overvejende del har ligget i jorden i flere år.

8.5.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier

8.5.2.1 Beregninger

Sammenligninger af resultater fra undersøgelser, hvor koncentrationsniveauerne i jorden har været forskellige, baseres bedst på opkoncentreringen. Opkoncentreringen kan udtrykkes ved biokoncentreringsfaktorer (BCF-værdier), der er koncentrationen i planten delt med koncentrationen i jorden (begge baseret på tørvægt). BCF-værdier er beregnet for hvert enkelt samhørende par af planteprøve og jordprøve, hvorefter middelværdierne af disse for hver plante-jord kombination er beregnet.

8.5.2.2 Resultater

BCF-værdierne lå i næsten alle tilfælde under 1. Kun for cadmium i gulerod med skræl og salat fra Referencejorden var BCF større end 1. Det vil sige, at planterne generelt ikke har opkoncentreret stofferne fra jorden.

Hvor hovedindtrykket af metalkoncentrationerne i afgrøderne er en stigende tendens fra Referencejorden over Cometjorden til Valbyparkjorden (tabel 8.2 - 8.4), er dette ikke tilfældet for opkoncentreringen, idet denne i de fleste tilfælde falder med stigende koncentration af stofferne i jorden.

De højeste BCF-værdier er beregnet for cadmium, kobber, zink og nikkel, og det er dem, for hvilke faldet i BCF-værdi er størst fra Referencejorden over Cometjorden til Valbyparkjorden. For bly, krom og arsen, der havde de laveste BCF-værdier, var faldet mindre udpræget (figur 8.1).

Aftagende biokoncentrering med stigende koncentration i omgivelserne over et vist niveau (opløseligheden af stoffet) er et velkendt fænomen i både vandigt miljø og jord. Det er grunden til, at koncentrationsniveauet i omgivelserne må inddrages ved vurdering af biokoncentrering og ved sammenligning af resultater af forskellige undersøgelser.

Fænomenet skyldes en kombination af en række delprocesser:

Ved optagelse fra vand (gennem rødderne) skal stofferne dels diffundere fra vandet ind i organismen, dels diffundere fra jordpartiklerne ud i porevandet. Mulighederne for optagelse er derfor bestemt af kinetikken for disse processer. Når planten optager/sorberer stoffer fra jordvæsken, falder jordvæskekoncentrationen, og der vil desorberes stof fra jorden til en ligevægt igen er opnået. Den samlede optagsrate bliver derfor bestemt både af desorptionen fra jorden og af optagelsen (adsorptionen) fra jordvæske til planternes rødder.

Ved overførsel direkte fra partikler til organisme er der kun to elementer (partikler og organisme) i systemet, men det er stadig hastigheden af frigørelse af stof fra jordpartiklerne henholdsvis optagelse i rødderne, der er bestemmende.

Begrænsede faktor for processerne kan have været begrænsning i antallet af sites på rodfrugternes overflade for de stoffer, der ikke optages, samt begrænsning af optagelsen af de øvrige stoffer i planterne. Betegnelsen mætningskinetik anvendes ofte om dette fænomen (Dudka & Miller 1999). Det lavere fald i BCF-værdierne for de tungtopløselige metaller (bly, krom og arsen) end for de lettere opløselige kan skyldes, at diffusionen af de tungtopløselige metaller allerede i Referencejorden er begrænset af frigørelse fra jordpartiklerne.

Endvidere kan en del af forklaringen være, at stoffernes tilgængelighed var lavere i Valbyparkjorden (hvor der var klumper af metal-rester og tjære) end i Cometjorden, hvor forureningen ikke var umiddelbart synlig, og der må formodes at have været tale om en mere diffus forurening af jordpartiklerne.

Figur 8.1
BCF-værdier baseret på tørvægt for gulerod og kartoffel med og uden skræl, logaritmisk akse.

Som omtalt i afsnit 8.4 kan det ikke udelukkes, at kartoffel og gulerod fra første såning samt bønner kan være eksponeret for den stærkt forurenede jord, som forsøget var anlagt ovenpå. De mobile metaller (cadmium, kobber, zink og nikkel) kunne i så fald være optaget fra den underliggende jord, og have givet anledning til forhøjede koncentrationer – specielt i planter fra Reference- og Cometjord. Det forhold, at de højeste koncentrationer af stofferne blev fundet i prøver bestående af små gulerødder tyder på, at dette ikke har været tilfældet for gulerods vedkommende. For kartoffel viser resultaterne, at dette kan have været tilfældet for kartofler, dyrket i Referencejorden, idet koncentrationen af de fire stoffer i knolde fra Referencejorden er højere end eller på niveau med den i knolde fra Cometjord og - for cadmiums vedkommende - fra Valbyparkjord.

8.5.2.3 Andre undersøgelser

Opkoncentreringen af metaller i planterne var generelt høj i forhold til forundersøgelsen fra 1997. F.eks. var gennemsnitskoncentrationen af bly i kartoffel med skræl fra Valbyparkjorden 226 ng/g vådvægt, hvilket svarer til en biokoncentreringsfaktor (BCF) (baseret på vådvægt) på 0,0002, mens der i kartofler fra haveforeningen Kalvebod i de indledende undersøgelser (3 prøver) var fundet gennemsnitligt 26 ng/g vådvægt, svarende til en BCF-værdi i størrelsesordenen 0,00003. Dvs., at opkoncentreringen af bly i kartoffel i forsøget var 10 gange så høj som i prøver taget i haveforeningen.

I andre undersøgelser, hvor grøntsager har været dyrket i stærkt forurenet jord (Dudka & Miller 1999, Larsen et al. 1992 og Helgesen & Larsen 1998), er der fundet BCF-værdier for krom, arsen, cadmium, bly og zink, der – forskellighederne taget i betragtning – er sammenlignelige med eller lavere end de i denne undersøgelse fundne. Endvidere tyder sammenligning af undersøgelser, hvor grøntsager har været dyrket in situ (Larsen et al. 1992) med undersøgelser, hvor der har været anvendt opgravet jord (Helgesen & Larsen 1998), på, at jordhåndteringen kan øge tilgængeligheden af metallerne.

Der foreligger flere undersøgelser, baseret på indsamling af planter, dyrket in situ i områder med forurenet jord (Davies 1978, Sánches-Camazano et al. 1994, Pieotrowska et al. 1994, Voutsa et al. 1996). Resultaterne kan ikke altid umiddelbart omregnes til BCF-værdier, da der som oftest blot angives niveauer for hver af de to parametre enkeltvis og ikke sammenhørende værdier for plante- og jordprøver. Voutsa et al. (1996) opgiver BCF-værdier for gulerod uden skræl fra jord, der nærmest er sammenlignelig med Cometjorden. Disse var på niveau med de i denne undersøgelse (Cometjord) fundne for chrom og kobber (0,003 og 0,1), men væsentligt lavere for bly, zink og arsen. For bly og zink angives, at bidrag fra jorden ikke var signifikant (i gulerod uden skræl). Kun for cadmium var BCF-værdien (på 1,5) beregnet af Voutsa et al. (1996) højere end for Cometjord i denne undersøgelse (BCF = 0,2).

8.5.2.4 Tidligere anvendte BCF-værdier

De BCF-værdier, der tidligere er anvendt ved humantoksikologiske vurderinger i forbindelse med forurenet jord (Miljøstyrelsen 1996), er som omtalt i indledningen baseret på et meget konservativt grundlag, og projektets formål var at etablere et mere realistisk grundlag for eksponeringsvurderingen.

I tabel 8.6 er BCF-værdier baseret på vådvægt fra denne undersøgelse og fra Miljøstyrelsen (1996) sammenholdt. I tabellen er BCF-værdierne fra Cometjorden anvendt, da koncentrationen af metallerne i denne ligger nærmest på rådgivningsintervallet, og fordi resultaterne for salat og gulerod med skræl er baseret på normalt udviklede planter. Derfor kan de for denne jord opnåede BCF-værdier anses for mest realistiske i forbindelse med en vejledningssituation.

Tabel 8.6   Se her...
Sammenligning af BCF-værdier (baseret på vådvægt) fra denne undersøgelse (Cometjord) og fra Miljøstyrelsen (1996).

Tabel 8.6 viser, at de i denne undersøgelse fundne BCF-værdier er lavere end de tidligere anvendte for alle metaller og afgrøder undtagen nikkel i bønne (hvor BCF-værdien fra denne undersøgelse er større end den tidligere anvendte). For bly er der tale om en reduktion med en faktor 20-900, afhængigt af afgrøde.

Selvom tilgængeligheden af metaller i jorden kan have været forhøjet på grund af jordhåndteringen, viser denne undersøgelse, at de BCF-værdier, der er anvendt ved tidligere gennemførte humantoksikologiske vurderinger, for de fleste afgrøder og metaller er urealistisk høje.

8.5.3 Regressionsanalyser, optagelse fra jorden

Med henblik på at kvantificere betydningen af indtagelse af grøntsager fra jord med forureningsgrader i rådgivningsintervallet, blev der gennemført lineære regressionsanalyser for hvert enkelt metal i hver af de fem afgrøder. Det skal bemærkes, at en del af de data, der er anvendt ved beregningerne af koncentrationer i afgrøderne, er resultater af målinger, der var under den kvantitative detektionsgrænse, og at analyselaboratorierne understreger, at usikkerheden på værdierne under detektionsgrænsen er stor.

Resultaterne af regressionsanalyserne er vist i figurerne 8.1 - 8.4 og i tabel 8.7. På figurerne er angivet 95% konfidensintervaller (prædiktionsintervaller) samt korrelationskoefficient (r2) og P-værdi for regressionen. P angiver sandsynligheden for, at variationen i koncentrationen i afgrøderne skyldes tilfældige årsager, mens r2 giver et mål for, hvor godt den i regressionsanalysen fundne ligning beskriver sammenhængen mellem afgrødekoncentrationen og jordkoncentrationen. Tabel 8.7 giver en oversigt over r2- og P-værdier fra analyserne for alle metaller.

Tabel 8.7   Se her...
Parametre fra regressionsanalyser af korrelationen mellem koncentration i jorden og koncentration i planterne for hvert metal og afgrøde.

Tabel 8.7 viser, at der er signifikans (P<0.05), og at korrelationen (r2) er relativt høj for krom, kobber, bly og zink i næsten alle afgrøder. For nikkel og arsen er der signifikans i de fleste afgrøder, men korrelationen er generelt ringe. For cadmium er der ikke fundet nogen sammenhæng mellem koncentrationen i jorden og i afgrøderne, idet r2 er lav for alle afgrøder, og sandsynligheden for, at variationen skyldes tilfældige årsager, kun er mindre end 0,05 i en enkelt afgrøde (salat). Radise og gulerod med skræl er de afgrøder, for hvilke der er fundet sammenhæng for de fleste metaller.

Resultaterne er illustreret i figur 8.2 - 8.6 for bly, cadmium og nikkel, der er de metaller, der har størst sundhedsmæssig interesse.

Resultaterne giver således mulighed for at estimere koncentrationer af metaller i afgrøderne ved forskellige koncentrationer i jorden – herunder ved afskæringskriteriet. Dette er anvendt til den humantoksikologiske vurdering (afsnit 13).

R2 = 0,78     P < 0,0001

R2 = 0,33     P = 0,039

R2 = 0,4     P = 0,02

Figur 8.2
Regressionsanalyse, koncentrationer i jord og salat. Intervaller angiver 95% prædiktionsintervaller.

R2 = 0,79     P < 0,001

R2 = 0,07     P = 0,36

R2 = 0,46     P = 0,006

Figur 8.3
Regressionsanalyse, koncentrationer i jord og bønne. Intervaller angiver 95% prædiktionsintervaller.

 

Kartoffel med skræl

R2 = 0,96     P < 0,0001

R2 = 0,076     P = 0,32

R2 = 0,16    P = 0,14

 

Kartoffel uden skræl

R2 = 0,62     P < 0,001

R2 < 0,01     P < 0,99

R2 = 0,35     P < 0,02

Figur 8.4
Regressionsanalyse, koncentrationer i jord og kartoffel med og uden skræl. Intervaller angiver 95% prædiktionsintervaller.

 

Gulerod med skræl

R2 = 0,74     P < 0,0002

R2 = 0,07     P < 0,4

R2 = 0,87     P < 0,0001

 

Gulerod uden skræl

R2 = 0,58     P < 0,02

R2 = 0,37      P < 0,08

R2 = 0,81     P < 0,001

 

Figur 8.5
Regressionsanalyse, koncentrationer i jord og gulerod med og uden skræl. Intervaller angiver 95% prædiktionsintervaller.

R2 = 0,82     P < 0,0001

R2 = 0,006     P = 0,78

R2 = 0,86     P < 0,0001

Figur 8.6
Regressionsanalyse, koncentrationer i jord og radise. Intervaller angiver 95% prædiktionsintervaller.

8.5.4 Betydningen af jordbundsparametrene, PLS-analyse

Som beskrevet i afsnit 4 kan tilgængeligheden af forureningskomponenter i jorden være afhængig af jordens egenskaber såsom indhold af organisk materiale, ler og pH. Da vejledning vedrørende indtagelse af hjemmedyrkede grøntsager grundlæggende skal bygge på viden om koncentrationen af enkeltstoffer i jorden, var det relevant at undersøge, hvorvidt en eventuel opkoncentrering af stofferne i planter er afhængig af jordbundsparametrene i en sådan grad, at det har betydning for den humantoksikologiske vurdering.

8.5.4.1 Beregninger

Ved beregningerne blev der anvendt BCF-værdier fra hver enkelt delparcel (BCF = koncentrationen i planter (Kp) / koncentrationen i jord (Kj)). Da beregningerne var baseret på logaritmisk transformerede tal, blev BCF-værdierne beregnet som en differens (logBCF = logKp - logKj).

De statistiske analyser blev udført ved hjælp af en Partial Least Square analyse (PLS), der er en såkaldt multivariat teknik (Eriksson et al. 1995). I stedet for at operere med én X-variabel og én Y-variabel, opereres der med en X-matrix og en Y-matrix, der hver især består af flere variable. Ved hjælp af denne analyse er det muligt at beskrive værdierne i en Y-matrix (her BCF-værdier) ud fra værdierne i en X-matrix (her jordbundsparametre). Der er tale om en form for regressionsanalyse, hvor samtlige parametre i X-matricen indgår på én gang, hvorved der i en flertrinsproces kan opnås et mål for den relative betydning af de enkelte parametre i X-matricen for Y-matricen. Med denne metode er der således mulighed for at "scanne" et stort antal variable i én proces, hvor den relative betydning af hver enkelt parameter kvantificeres.

I analysen blev der benyttet samhørende data fra hver enkelt delparcel med salat, bønne, radise og kartoffel. For hver planteart blev der gennemført en analyse og en model blev opstillet, hvorefter jordbundsparametrenes betydning for de metaller, for hvilke modellen gav bedst overensstemmelse, blev undersøgt. For en detaljeret beskrivelse henvises til bilag 5.

8.5.4.2 Resultater

PLS-analyserne viste, at jordbundsparametrene havde betydning for opkoncentrering af arsen og kobber i kartoffel og radise, mens de for kartoffel også havde betydning for nikkel og til dels cadmium. For både salat og bønne gjorde noget tilsvarende sig gældende for kobber og zink, mens modellen for salat også viste korrelation for cadmium og i mindre grad arsen.

For flere af metallerne i flere af afgrøderne viste PLS-analyserne, at høje værdier for indholdet af organisk stof, kationbytningsevne samt natrium, kalium, calcium og magnesium reducerer tilgængeligheden, mens der synes at være øget tilgængelighed i jorde med højere indhold af fine partikler (ler og silt).

Modellen for salat (der ikke omfattede data fra Valbyparkjorden) viste dog øget tilgængelighed med øget kationbytningsevne og øget magnesiumindhold, ligesom den afveg fra hovedindtrykket af de øvrige modeller ved at vise betydning af pH (reduceret tilgængelighed ved øget pH).

Der blev ikke fundet nogen sammenhæng mellem blyoptagelsen og jordbundsparametrene.

PLS-analyserne viste således for flere metaller, men ikke for bly, at jordbundsparametrene kan være af betydning for tilgængeligheden, men generelt vurderes det, at de i afsnit 13 anlagte humantoksikologiske vurderinger er baseret på så konservative forudsætninger, at de vil være gældende også for andre jordtyper og afgrøder end de i forsøget anvendte.

8.5.5 Antallet af prøver fra de enkelte forsøgsled

Efter analyse af de første 5 prøver af hver afgrøde fra hver af de 3 jordtyper (dvs. i alt 15 planteprøver med tilhørende jordprøver) blev betydningen af antallet af prøver for styrken af den statistiske fortolkning af resultaterne vurderet i relation til anvendelse af henholdsvis regressionsanalyser og variansanalyser. Disse beregninger er detaljeret beskrevet i bilag 5.

For regressionsanalyser viste beregningerne, at en fordobling af prøveantallet vil kunne reducere konfidensintervallernes bredde (forbedre estimatet) med størrelser, der svarede til højst 30% af middelværdien.

For variansanalyser viste beregningerne, at der med det foreliggende datasæt kan skelnes forskelle mellem middelværdier i størrelsesordenen 50% ændring, hvor der ved fordoblet prøveantal vil kunne skelnes ændringer i størrelsesordenen 40%. Den opnåede forbedring er altså begrænset til ca. 10%.

Der sås således ikke at være dokumentation for, at analyse af flere prøver fra forsøget ville øge styrken af de statistiske analyser væsentligt, og det blev besluttet ikke at analysere flere prøver.

8.5.6 Sammenligning med overvågnings-/grænseværdier og Overvågningssystemet

I tabel 8.8 er resultaterne af metalanalyserne sammenlignet med såvel de bekendtgørelses-fastlagte overvågnings-/grænseværdier som med resultater af Overvågningssystemet (Jørgensen et. al 2000, VFD 1999).

Tabel 8.8 er opstillet for at give et overblik over, hvorvidt de fundne metalkoncentrationer i grøntsagerne adskiller sig fra de bekendtgørelsesfastsatte overvågnings-/grænseværdier eller fra koncentrationer fundet i grøntsager, der kan købes i forretningerne.

Fra Overvågningssystemet har Fødevaredirektoratet stillet rådata til rådighed for bly, cadmium og nikkel. Sammenligningerne for disse er baseret på Tukey’s t-test og signifikant forskel (p<0,05) er angivet ved *. Tabellen er opbygget sådan, at dér hvor resultater fra forsøget er højere end den værdi, de sammenlignes med, er det angivet i tabellen, hvilke(n) af de tre forsøgs-jorde, dette har været tilfældet for, og eventuel statistisk signifikans er angivet ved *.

Der er ikke sammenligningsgrundlag for alle metaller, hvorfor der ikke har kunnet gennemføres sammenligninger i alle tilfælde; disse felter er tomme (hvide). Felter, hvor der har været et sammenligningsgrundlag, men hvor resultaterne fra forsøget i intet tilfælde er større end sammenligningsværdien, er markeret med grå tone.

Tabel 8.8   Se her...
Resultater af dyrkningsforsøg med grøntsager – metal-analyser. Oversigt over resultater af analyser af grøntsager, dyrket i tre typer jord: "Valbyparken" (V) = stærkt forurenet, "Comet" (C) = mellem-forurenet og "Reference" (R) = ikke-forurenet jord. Resultaterne af analyser af prøver fra forsøget (data) sammenholdes med bekendtgørelses-fastlagte overvågnings-/grænseværdier (findes kun for bly og cadmium) samt med resultater af Fødevaredirektoratets Overvågningssystem (OS) (Jørgensen et al. 2000, VFD 1999). Bogstaver (V, C, R) i et felt angiver, at de målte koncentrationer i afgrøder numerisk overstiger henholdsvis overvågnings/grænseværdi eller OS-data.
Der er analyseret 5 prøver af hver afgrøde fra hver jordtype med undtagelse af salat, hvor der kun var 3 prøver fra Valbyparkjorden.

Det ses af tabel 8.8, at bly fra de mest forurenede parceller optages i rodfrugterne, radise, kartoffel (med skræl) og gulerod (med og uden skræl) til niveauer, der overskrider de bekendtgørelsesfastlagte overvågnings- og/eller grænseværdier (100/200). Skrælning af kartoffel bringer blykoncentrationen langt under denne værdi for kartofler fra Valbyparkjord, nemlig til en middelværdi på 13 ng/g vådvægt (højest fundne blykoncentration var 19 ng/g), mens dette ikke er tilfældet for gulerod, hvor skrælningen af de små gulerødder dog sandsynligvis har været ufuldstændig (se afsnit 8.5.1).

Sammenlignes middelværdierne fra forsøget med middelværdierne fra Overvågningssystemet, er der kun et tilfælde, hvor forsøgsresultaterne for afgrøder med skræl slet ikke overstiger overvågningsprogrammets værdier (cadmium i radise). Skrælning af rodfrugter fjerner dog langt det meste af metallerne, så indholdet af bly i kartoffel ikke alene kommer langt under overvågningsværdien men også på niveau med Overvågningssystemets resultater for kartoffel uden skræl. Middelværdien for kartoffel uden skræl (13 g/kg) er ganske vist numerisk lidt højere end middelværdien fra Overvågningssystemet for kartoffel uden skræl (9 g/kg), men forskellen er ikke signifikant (ingen * i feltet).

Selv afgrøder dyrket i Referencejorden havde koncentrationer af metaller, der var højere end Overvågningssystemets, hvorfor "R" optræder flere steder i tabellen. For salat og bønne kunne dette tyde på et bidrag fra luftdeposition i forsøget, men for gulerod, kartoffel og radise er dette ikke tilfældet. En forklaring kan være, at den ved forsøget anvendte jordbehandling (opgravning med efterfølgende udlægning i højbede og fræsning) har mobiliseret metallerne i jorden. For kartoffel kan det ikke udelukkes, at kobber, nikkel og cadmium har været optaget fra den underliggende jord, men der er ikke tale om statistisk signifikante forskelle.

For de metaller, hvor statistisk analyse er gennemført (cadmium, nikkel og bly), er der kun for bly i gulerod med skræl fundet statistisk signifikant højere koncentration i grøntsager fra Referencejorden i forsøget (middelværdi = 42 ng/g vådvægt) end i grøntsager, der markedsføres (11 ng/g vådvægt). Som omtalt var koncentrationsniveauet i gulerod fra forsøget generelt højt.

I grøntsager fra både Comet- og Valbyparkjorden er der fundet statistisk signifikant højere koncentrationer af et eller flere metaller i en eller flere afgrøder end i de tilsvarende varer, der markedsføres.

Resultaterne for metallerne cadmium, bly og nikkel er anvendt til de humantoksikologiske vurderinger af indtagelse af metaller fra grøntsager, dyrket på forurenet jord (afsnit 13). Resultaterne fra Valbyparkjord er anvendt som "værst tænkelige" situation. Den situation, der svarer til koncentrationer af metallerne ved afskæringskriterierne, er vurderet ud fra resultaterne fra regessionsanalyserne.

Sammenligningerne viser altså, at de i grøntsagerne målte koncentrationer af stofferne
ikke overstiger overvågnings/grænseværdierne, når undtages rodfrugter med skræl
i flere tilfælde overstiger de koncentrationer, der er fundet i markedsførte grøntsager.

8.6 PAH-forbindelser i grøntsager

8.6.1 Koncentrationer i grøntsagerne

Oversigter, der viser resultaterne af PAH-analyser af salat, squash, kartoffel med og uden skræl samt gulerod med og uden skræl er samlet i bilag 1, tabel B1.11 - B1.16, hvor middel-, median-, maksimum- og minimumværdier af forsøgsresultaterne er medtaget, ligesom resultater af Tukey's t-test til sammenligning af de enkelte forsøgsled.

Tabel 8.9 - 8.11 viser middelværdier af PAH-koncentrationerne samt antal prøver fra hver af de tre jordtyper for hver af de 4 afgrøder.

I flere prøver er der konstateret spor af stoffet under detektionsgrænsen. I lighed med databehandlingen af resultaterne af metalanalyser er der fra analyselaboratoriet opgivet værdier for disse prøver, der er indgået i beregningerne. I tabel 8.9 - 8.11 er oplysninger herom markeret ved noter i tilfælde, hvor stoffet har kunnet konstateres og/eller måles i en eller flere prøver. For resultater under detektionsgrænsen uden noter har stoffet altså ikke kunnet konstateres i nogen prøve.

Tabel 8.9   Se her...
PAH-koncentrationer i grøntsager dyrket i Referencejord (ikke-forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Tabel 8.10   Se her...
PAH-koncentrationer i grøntsager, dyrket i Cometjord (mellem-forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Tabel 8.11   Se her...
PAH-koncentrationer i grøntsager, dyrket i Valbyparkjord (stærkt forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Resultaterne viste, at PAH-forbindelserne fandtes i højere koncentrationer i alle typer grøntsager, der var dyrket i de forurenede jorde, end i grøntsager, der var dyrket i referencejorden. Desuden viste de, at skrælning af rodfrugter (kartoffel og gulerod) fjernede det meste af forureningen. De relativt høje koncentrationer i gulerod uden skræl kan skyldes ufuldstændig skrælning af de små gulerødder.

Koncentrationerne af PAH-forbindelser var dog kun stigende med stigende koncentration i jorden i salat og squash samt i rodfrugter uden skræl (gulerod og kartoffel). I rodfrugterne med skræl var koncentrationsniveauerne ikke højere i afgrøder fra den stærkt forurenede jord end i afgrøder fra den mellemforurenede jord.

PAH-forbindelserne var valgt som repræsentanter for grupper med stigende molekylestørrelse, acenaphthylen (3 ringe), fluoranthen (4 ringe), benzo(b+j+k)flouranthen (5 ringe), benzo(a)pyren (5 ringe) og indeno(1,2,3-cd)pyren (6 ringe), da optagelse og transport i planter af PAH-forbindelser falder med stigende molekylstørrelse.

Resultaterne for acenaphthylen (3 ringe) var alle under detektionsgrænsen (0,525 g/kg vådvægt), og gulerod med skræl var de eneste prøver, stoffet blev konstateret eller målt i. Dette kan skyldes analytiske problemer, idet stoffet dels kan fordampe under ekstraktionen, dels har interferens med stoffer i planterne. For denne forbindelse er resultaterne således ikke konklusive.

Den mest mobile af de øvrige forbindelser, fluoranthen, blev målt i alle afgrøder fra alle jorde, hvor den var den forbindelse, der måltes i de højeste koncentrationer, mens de 5- og 6-ringede forbindelser blev målt i aftagende koncentrationer. Den mindst mobile (indeno(1,2,3-cd)pyren) blev kun konstateret eller målt i rodfrugter, der havde været i direkte kontakt med jorden gennem hele vækstperioden, og koncentrationen blev reduceret kraftigt ved skrælning.

Rodfrugter

Generelt ligger koncentrationerne lavere i kartoffel end i gulerod, hvor der for benzo(a)pyren er tale om middelværdier på 0,6-0,8 g/kg og 1,3-1,4 g/kg for henholdsvis kartoffel og gulerod fra de forurenede parceller. I prøver fra Referencejorden kunne der ikke konstateres benzo(a)pyren i nogen af kartoffelprøverne, mens der i en enkelt prøve af gulerod blev målt 0,04 g/kg. De prøver af gulerod, der var udvalgt til PAH-analyser, var de mest "normale" af de høstede, men også blandt disse var der en del meget små eksemplarer.

Koncentrationerne skal dog også ses i relation til koncentrationen i jorden i de delparceller, afgrøderne har vokset i. Gulerødderne havde vokset i delparceller, der gennemgående var mere forurenede end de delparceller, kartoflerne havde vokset i - både i Cometjord og Valbyparkjord (tabel 8.12).

Tabel 8.12
Koncentrationer af PAH-forbindelser i jorden i delparceller af Comet- og Valbyparkjord med henholdsvis kartoffel og gulerod, middelværdier. Enhed: mg/kg tørvægt.

PAH-forbindelse

Cometjord

Valbyparkjord

Gulerod

Kartoffel

Gulerod

Kartoffel

Acenaphthylen

0,23

0,20

2,3

0,62

Fluoranthen

2,8

2,6

15

13

Benzo(b+j+k)-fluoranthen

4,4

4,0

23

18

Benzo(a)-pyren

1,8

1,6

8,3

5,4

Indeno(1,2,3-cd)-pyren

2,0

1,7

7,4

5,4


Den tilfældige fordeling af afgrøderne over de enkelte parceller kombineret med den store variation i jordkoncentrationer mellem delparcellerne inden for parcellerne havde i dette tilfælde bevirket, at gulerødderne havde vokset i jord, der var mere forurenet end den, kartoflerne voksede i.

PAH-analyser af prøver af skrællet gulerod og kartoffel (tabel 8.10 – 8.11 samt Tabel B1.11) fra de to forurenede jorde viste, at skrælning - i lighed med, hvad der blev fundet for metallerne - fjerner det meste af forureningen, specielt de større PAH-forbindelser, der ikke er så mobile som de mindre PAH-forbindelser. De højeste koncentrationer af benzo(a)pyren i skrællet gulerod (op til 1 g/kg vådvægt i en prøve fra Valbyparkjord) blev fundet i prøver af de mindste gulerødder, hvorfor der sandsynligvis er tale om, at skrælningen i laboratoriet ikke har været fuldstændig.

8.6.1.2 Salat og squash

Koncentrationsniveauerne i salat og squash lå generelt under niveauet for rodfrugterne, når der ses bort fra salat fra Valbyparkjorden (3 g/kg benzo(a)pyren), hvor væksten var ringe (jf. afsnit 8.5).

I salat var koncentrationerne af de målte stoffer højere end i squash, f.eks. var benzo(a)pyrenkoncentrationen i de to afgrøder fra Cometjorden 0,11 henholdsvis 0,03 g/kg.

For disse afgrøder kan luftforurening have bidraget til de fundne koncentrationer. De lave niveauer i prøverne fra Referencejorden giver ikke mulighed for at beregne et eventuelt bidrag fra atmosfærisk deposition. I squash blev der målt fluoranthen og konstateret benzo(a)pyren i alle prøver fra Referencejorden, og disse forekomster kunne skyldes bidrag fra atmosfærisk deposition. At der ikke er fundet tilsvarende resultater for salat kan skyldes, at de salathoveder, der er analyseret fra Referencejorden, var fine, tætte salathoveder, hvor overflade-rumfangs-forholdet har været ganske lavt.

8.6.2 Opkoncentrering i planterne, BCF-værdier

8.6.2.1 Beregninger

BCF-værdier er beregnet som for metallerne: For hvert enkelt samhørende par af planteprøve og jordprøve, hvorefter middelværdierne af disse er beregnet, og beregningerne er baseret på planternes tørvægt. På enkelte prøver blev der ikke målt tørvægt. Værdierne for disse er estimeret ud fra sammenligning med tilsvarende prøver (se bilag 1, tabel B1.11 - 16).

Da analyserne af benzo(b+j+k)fluoranthen var opdelt forskelligt i jordanalyser og planteanalyser, er disse samlet til én parameter i BCF-beregningerne.

Resultaterne fra en enkelt delparcel med gulerod (C94) blev ikke medtaget i BCF-beregningerne, og indgår således ikke i resultaterne i dette afsnit. Med resultaterne fra denne delparcel var Middelværdien af BCF-værdierne fra Cometjorden 20-40 gange højere end BCF-værdierne fra Valbyparkjorden for gulerod med skræl. For kartoffel med skræl var forholdet BCF-Comet/BCF-Valbypark 2,5-4,5. Rådata viste, at koncentrationsniveauet i gulerødderne fra de enkelte delparceller var relativt ensartet, men at koncentrationerne i den ene jordprøve (C94) var 1/50 af koncentrationerne i de øvrige fire jordprøver, og nærmest på niveau med Referencejorden. De beregnede BCF-værdier for denne delparcel blev følgelig omtrent 50 gange så høj som de øvrige. Variationen mellem delparcellerne i Cometjorden var stor (tabel B1.2), men denne prøve var den eneste, der lå på et så lavt niveau.

8.6.2.2 Resultater

De beregnede BCF-værdier (baseret på tørvægt) er vist i figur 8.7. De lå i alle tilfælde under 0,1. Hvor hovedindtrykket af PAH-koncentrationerne i afgrøderne er en stigende tendens fra Referencejorden over Cometjorden til Valbyparkjorden (tabel 8.9 - 8.11), er dette ikke tilfældet for opkoncentreringen, idet denne i de fleste tilfælde falder med stigende koncentration af stofferne i jorden. Dette svarer til tendensen for metallerne, og hvad der generelt er fundet – også for organiske stoffer som PAH-forbindelserne i jord (O’Connor 1996). Endvidere kan stoffernes tilgængelighed have været lavere i Valbyparkjorden (klumper) end i Cometjorden.

Figur 8.7
BCF-værdier baseret på tørvægt for de fire afgrøder afbildet på logaritmiske akser.

BCF-værdierne fra Referencejorden for de store PAH-forbindelser (specielt benzo(a)pyren og indeno(1,2,3-cd)pyren) var i de fleste tilfælde meget lave (nær 0). Derfor ses for disse stoffer stigende BCF-værdier fra Referencejorden til Cometjorden på figur 8.7, hvilket er i overensstemmelse med den mætningskinetik, der er diskuteret i afsnit 8.5.2.

For gulerod uden skræl var BCF-værdierne højere i prøver fra Valbyparkjorden end i prøver fra Cometjorden, hvilket kan skyldes ufuldstændig skrælning af de meget små gulerødder fra Valbyparkjorden.

I Referencejorden, hvor de målte koncentrationer af de fleste stoffer i planterne var meget lave, og hvor atmosfærisk deposition kan have bidraget til de fundne koncentrationer i salat og squash, var der ikke noget generelt forhold mellem opkoncentreringen i de enkelte afgrøder, men i de to forurenede jorde var BCF-værdierne i salat generelt højere end i squash (2-6 gange) og BCF-værdierne for kartoffel og gulerod var højere end i salat (3-4 gange).

Opkoncentreringen i gulerod og kartoffel var derimod på samme niveau i de forurenede jorde. BCF-beregningerne viser, at grunden til de høje koncentrationer i gulerod sammenholdt med kartoffel ikke er væsentligt højere opkoncentrering i gulerod end i kartoffel, men at gulerødderne har vokset i de mest forurenede parceller – specielt i Valbyparkjorden, som vist i tabel 8.12.

Salat var udvalgt som "værst tænkelige" bladafgrøde med hensyn til eksponering for jordstøv og jordstænk på bladene med efterfølgende optagelse fra jordpartiklerne i bladene. Forekomsten af de ikke-rodoptagelige forbindelser (benzo(b+j+k)fluoranthen og benzo(a)pyren) i salat i relativt høje koncentrationer tyder på en sådan direkte eksponering af bladene for jordpartikler. BCF-værdierne for disse stoffer i salat lå lavere end BCF-værdierne for kartoffel og gulerod, specielt i salat fra Valbyparkjord, hvor der var tale om en faktor 3-6 for de forskellige stoffer. For salat fra Valbyparkjorden er der altså fundet lave BCF-værdier trods høje koncentrationer i planterne. Dette skyldes - som for gulerod, at de få salatplanter, der var udviklede, stammede fra delparceller med meget høje PAH-koncentrationer i jorden.

Squash var udvalgt som den afgrøde, hvoraf frugterne anvendes, der kunne repræsentere en "værst tænkelige" art med hensyn til optagelse og transport i planten af PAH-forbindelser, idet squash og græskar er de eneste planter, hvor man har påvist optagelse og transport af stærkt fedtopløselige forbindelser i planten (Hülster et al. 1994).

Eksponering af frugterne for jordstænk er – sammenholdt med salat – minimal af to grunde. Dels er de spiselige dele af salat eksponeret for jordstænk og støv gennem hele vækstsæsonen, hvor squashens frugter først dannes relativt sent, dels er overflade/rumfangsforholdet meget større for salatblade end for squash-frugter. Endvidere vil salatbladene i en roset holde på eventuelle jordpartikler, mens jord på ydersiden af squashfrugterne ikke fastholdes på samme måde. Mange squash-frugter hviler på jorden sidst på vækstsæsonen, og kan derfor være direkte eksponeret for jorden på den nedadvendende side, men denne eksponering er relativt kortvarig. Derfor må squash-frugterne anses for at være væsentligt mindre eksponeret for jordpartikler end salatblade. For squash, der kun i ringe grad var direkte eksponeret for jordstøv og –stænk, lå BCF-værdierne en faktor 2-6 lavere end de tilsvarende for salat. BCF-værdien for fluoranthen var dog højest i squash fra Cometjord (3 gange værdien for salat), men dette var ikke tilfældet for Valbyparkjord.

At BCF-værdierne for squash ikke er væsentligt mindre i forhold til salat kunne derfor tyde på, at der er sket optagelse gennem rødderne og transport til frugterne af benzo(b+j+k)fluoranthen og benzo(a)pyren.

8.6.2.3 Andre undersøgelser

Undersøgelser, der er sammenlignelige med den her beskrevne, er sparsomme i litteraturen, da de fleste forsøg, der er beskrevet med forurenet jord, er laboratorie- eller væksthusforsøg eller forsøg på slamgødede marker. For PAH-forbindelsernes vedkommende er næsten alle forsøg gennemført med spildevandsslam (f.eks. Wild et al. 1990, 1992, Wild & Jones 1992, Goodin & Webber 1995), hvor tilgængeligheden af stofferne ikke umiddelbart kan forventes at være sammenlignelig med den i diffust forurenet jord (som Cometjorden) eller lossepladsjord (Valbyparkjorden). Der foreligger dog en enkelt tysk undersøgelse, hvor forurenet jord blev anvendt til dyrkning af en række have- og landbrugsafgrøder (Delschen et al. 1996, 1999, Trapp et al. 1998). Denne undersøgelse indeholdt forsøgsled med rent sand, med ikke-forurenet jord og med forurenet jord i 0-30 cm dybde (benzo(a)pyren: 5 mg/kg tørvægt). Desuden blev den atmosfæriske deposition af de 15 PAH-forbindelser, der indgik i undersøgelsen, målt, og forsøgsled, hvor den forurenede jord var dækket af et tyndt lag sand gav mulighed for at kvantificere betydningen af jordstænk, ligesom et enkelt forsøgsled gav mulighed for at vurdere optagelsen fra dybere jordlag, idet den forurenede jord her lå i 30-60 cm dybde (Delschen et al. 1999).

I denne undersøgelse blev der vist klar sammenhæng mellem atmosfærisk deposition og koncentration af de enkelte PAH-forbindelser i bladafgrøder fra sand og ikke-forurenet jord (Delschen et al. 1999). Forsøgene med afdækning af den forurenede overflade viste, at eksponeringsvejen for bladafgrøder for alle PAH-forbindelserne var via jordpartikler på bladene, samt at de 4-ringede PAH-forbindelser fluoranthen og pyren i Zucchini (beslægtet med squash) blev optaget i rødderne og transporteret til frugterne. Dette blev ikke påvist for de større PAH-forbindelser (Delschen et al. 1999).

For gulerod med skræl var der god overensstemmelse mellem resultaterne fra denne undersøgelse og den tyske.

BCF-værdierne for salat i den tyske undersøgelse lå derimod en faktor 10 over de i denne undersøgelse fundne værdier. Forskellen i resultaterne for salat kan være betinget af sortsforskelle. Den sort, der har været brugt i de tyske undersøgelser (Trapp et al. 1998) kan have haft mere åbne hoveder end den her anvendte sort, så eksponeringen for jordstænk har været større, eller der kan være tale om fysiologiske sortsforskelle (Ryan et al. 1988). Den her anvendte sort har muligvis ikke været den "værst tænkelige" salatsort.

I den tyske undersøgelse fandt man lavere BCF-værdier for kartoffel end for gulerod, men størrelsen af disse er ikke opgivet (Trapp et al. 1998).

8.6.2.4 Tidligere anvendte BCF-værdier

De BCF-værdier, der tidligere er anvendt ved humantoksikologiske vurderinger i forbindelse med forurenet jord (Miljøstyrelsen 1996), er som omtalt i indledningen baseret på et meget konservativt grundlag, og projektets formål var at etablere et mere realistisk grundlag for eksponeringsvurderingen. Blandt PAH-forbindelserne indgik kun benzo(a)pyren i de tidligere vurderinger.

I tabel 8.14 er BCF-værdier baseret på vådvægt for benzo(a)pyren fra denne undersøgelse og fra Miljøstyrelsen (1996) sammenholdt. I tabellen er BCF-værdierne fra Cometjorden anvendt, da koncentrationen af PAH-forbindelserne i denne ligger nærmest på rådgivningsintervallet, og da resultaterne for salat og gulerod med skræl er baseret på relativt normalt udviklede planter. Derfor kan de for denne jord opnåede BCF-værdier anses for mest realistiske i forbindelse med en vejledningssituation.

Tabel 8.14
BCF-værdier, baseret på vådvægt fra denne undersøgelse (Cometjord) og fra Miljøstyrelsen (1996).

Stof

BCF-værdier baseret på vådvægt
Denne undersøgelse / Miljøstyrelsen 1996

Squash

Salat

Kartoffel
med skræl

Gulerod
med skræl

Benzo(a)pyren

0,00005 / 0

0,0001 / -

0,0009 / 0,0018

0,0006 / 0,001

-: Ingen værdi i kilden

Datagrundlaget, der lå til grund for den tidligere vurdering var for benzo(a)pyrens vedkommende meget begrænset, hvorfor der ikke forelå nogen BCF-værdi for salat. For squash var BCF-værdien estimeret ud fra et enkelt forsøg med melon i vandkultur, idet Hülster et al.s (1994) undersøgelser med squash ikke indgik i datagrundlaget, da de ikke omfattede PAH-forbindelser (Miljøstyrelsen 1996).

For squash og salat har undersøgelsen således tilvejebragt et datagrundlag, der ikke forelå forud, og for gulerod og kartoffel er der fundet mere realistiske BCF-værdier på cirka 50% af de tidligere anvendte.

8.6.3 Anvendelse af resultaterne til humantoksikologiske vurderinger

Da der ikke fandtes nogen korrelation mellem koncentration i afgrøder og koncentration i jorden for den afgrøde, der indtages mest af (kartoffel), blev der ikke gennemført regressionsanalyser for PAH-forbindelserne med henblik på den humantoksikologiske vurdering.

Det blev besluttet at basere den humantoksikologiske vurdering (afsnit 13) på resultaterne fra Cometjord samt på resultaterne for benzo(a)pyren alene. Middelværdien af benzo(a)pyren-koncentrationen i Cometjord (2,1 mg/kg tørstof) var ca. dobbelt så høj som afskæringskriteriet for dette stof (1 mg/kg tørstof). Derfor vil en eventuel betydning af jordbundsparametrene for tilgængeligheden af stofferne være relativt ubetydelig, og der blev ikke gennemført statistiske analyser til undersøgelse heraf.

9. Metaller i frugt, København - metoder

9.1 Formål
9.2 Baggrund
9.3 Områder, der indgik i undersøgelsen
9.4 Afgrøder, der indgik i undersøgelsen
9.5 Prøvetagnings- og analysestrategi
9.6 Gennemførte prøvetagninger og analyser
9.6.1 Prøvetagning
9.6.2 Kemiske analyser
9.6.3 Beregninger


Baggrunden for tilrettelæggelsen af denne undersøgelse er beskrevet i detaljer i bilag 6.

9.1 Formål

Formålet med undersøgelserne var det samme som beskrevet i kapitel 2, nemlig at tilvejebringe et datamateriale, der kan anvendes som grundlag for vejledning i forbindelse med anvendelse af jordarealer, der er forurenet med et eller flere metaller eller PAH-forbindelser i en sådan grad, at den falder inden for "rådgivningsintervallet" som beskrevet af Miljøstyrelsen (2000). Resultaterne skulle endvidere sammenholdes med de overvågnings- og/eller grænseværdier, der er fastsat af Ministeriet for fødevarer, landbrug og fiskeri (1999) samt med resultaterne af det overvågningssystem for levnedsmidler, som Fødevaredirektoratet har etableret (Jørgensen et al. 2000).

Ved undersøgelserne skulle der frembringes data til belysning af sammenhængen mellem indhold af metaller og PAH-forbindelser i jord og koncentrationer af stofferne i grøntsager og frugt. Herunder skulle der inddrages forsøgsled, der gav mulighed for vurdering af betydningen af atmosfærisk deposition.

Resultaterne af undersøgelserne skulle endvidere anvendes som grundlag for humantoksikologiske vurderinger af et eventuelt merindtag af de undersøgte stoffer som følge af indtagelse af afgrøder, som er dyrket på forurenet jord.

Den i dette afsnit beskrevne undersøgelse omfattede udelukkende metaller. En supplerende undersøgelse, der omfattede PAH-forbindelser er beskrevet i afsnit 10.

9.2 Baggrund

Udgangspunktet for undersøgelsen var resultater af analyser af prøver af frugt og bær fra stærkt forurenet jord, der tydede på, at metaller fra jorden ikke optages og opkoncentreres i væsentlig grad i frugt og bær (se afsnit 3).

Undersøgelsen blev anlagt med henblik på at belyse, hvorvidt dette var tilfældet - selv i stærkt forurenet jord. Den blev derfor baseret på indsamling af et stort antal prøver fra stærkt forurenede grunde og et mindre antal fra (næsten) rene grunde og "middelforurenede" grunde.

Prøverne fra de (næsten) rene grunde blev medtaget for at give et mål for eventuelt bidrag fra atmosfærisk belastning.

9.3 Områder, der indgik i undersøgelsen

Indsamlingen af frugt, bær og nødder til analyse for metaller foregik i kolonihaver, der var anlagt på forurenet jord i Københavns Kommune.

Udvælgelsen blev baseret på Københavns Kommunes kortlægning af jordforureningen i 41 haveforeninger, hvor metallerne bly, cadmium, kobber, krom, kviksølv, nikkel og zink var målt.

Blandt disse blev der udvalgt 9 haveforeninger ud fra forureningsgraden i jorden, så der var syv stærkt forurenede (heriblandt Kalvebod), én "mellem-forurenet" og én meget lavt forurenet (Brønshøjholm). Ved udvælgelsen blev der lagt vægt på koncentrationerne af bly og cadmium. Koncentrationerne af metaller i de udvalgte haveforeninger er samlet i bilag 2, tabel B2.1.

Denne oprindelige gruppering af haveforeningerne, der var baseret på bly og cadmium, var ikke gældende for alle metaller, idet forekomsten af de enkelte metaller varierede inden for de oprindelige grupper.

Ved databehandlingen blev haveforeningerne derfor sorteret forskelligt for hvert metal, så deres placering i hver af de tre grupper "lavt forurenet", "mellemforurenet" og "stærkt forurenet" var forskellig for forskellige metaller. Grupperingen er angivet i bilag 2, tabel B2.1.

Haveforeningen Kalvebod, hvorfra der tidligere var indsamlet prøver af frugt, var oprindelig udvalgt blandt de stærkt forurenede haveforeninger, der indgik i undersøgelsen.

9.4 Afgrøder, der indgik i undersøgelsen

Følgende kriterier blev lagt til grund for udvælgelse af frugt (inkl. bær og nødder):

1. Forekomst i kolonihaver.
  
2. Frugter m.v., der er udsat for eksponering fra jorden ad forskellige eksponeringsveje (via vandoptagelse, via vandoptagelse + jordstænk), og som er udsat for eksponering fra atmosfærisk deposition i forskellig grad.
  
3. Systematisk slægtskab mellem arterne, så der ikke blev valgt mere end én repræsentant fra hver familie – med mindre der var tale om forskellig eksponering.
  
4. Endvidere måtte der tages hensyn til, at undersøgelsen blev igangsat i slutningen af august måned, hvilket indebar, at der kun kunne indsamles prøver af frugt og bær, for hvilke høstsæsonen ligger efter august måned.
 

På denne baggrund blev der udvalgt repræsentanter for en række plantefamilier med forskellig frugttype som vist i tabel 9.1.

Tabel 9.1
Oversigt over afgrøder, der var udvalgt til undersøgelsen i København 1999.

Familie

Hassel

Ribs

Rosen

Kernefrugt

Stenfrugt

Gedeblad

Art

Hasselnød

-

Brombær

Pære

Blomme

Hyldebær


Jordbær, ribs, solbær, stikkelsbær og jostybær, der alle er eksponeret direkte for jorden i betydelig grad, kunne ikke indsamles systematisk på grund af tidspunktet for undersøgelsens igangsættelse, og var derfor ikke udvalgt. Der blev dog indsamlet prøver af ribs, solbær, stikkelsbær og jostybær i det omfang, de fandtes på indsamlingstidspunktet.

9.5 Prøvetagnings- og analysestrategi

Frugtundersøgelsens tilrettelæggelse tog udgangspunkt i en prøvetagnings- og analysestrategi, der var udviklet i samarbejde med biostatistiker Jørgen Hilden fra Biostatistisk Afdeling, Københavns Universitet.

Prøvetagnings-strategien var baseret på, at der skulle udtages et relativt stort antal prøver fra grunde, der var stærkt forurenede, og et mindre antal fra grunde, der var "mellem-forurenede" og ikke-forurenede.

I princippet skulle der indsamles prøver fra fire haveforeninger på stærkt forurenede grunde og fra én på hver af de andre typer jord. (I praksis blev det til syv stærkt forurenede haveforeninger.) Hver haveforening skulle om muligt opdeles i to halvdele, der igen opdeltes i kvadranter. Herved afgrænsedes 8 områder i hver haveforening, hvorfra der skulle udtages en prøve af hver type frugt og bær. Der skulle således udtages 32 prøver af hver afgrøde fra stærkt forurenet jord og 8 prøver fra hver af de to andre forureningsgrader, i alt 48 prøver af hver type frugt og bær.

Analyserne skulle herefter gennemføres i to runder: Første runde, hvor prøverne fra fire kvadranter i en halv haveforening blev sammenstukket til én samleprøve (dvs. to samleprøver af hver afgrøde = 10 prøver/haveforening), eventuelt efterfulgt af en anden runde, hvor enkeltprøverne fra eventuelle samleprøver med høje koncentrationer skulle analyseres (i alt op til 240 enkeltprøver).

Frugtundersøgelsen adskilte sig fra grøntsagsundersøgelsen ved at den tog sigte på at undersøge metalkoncentrationer i afgrøder, dyrket på stærkt forurenet jord. Hvor grøntsagsundersøgelsen var baseret på samhørende prøver af jord og afgrøder, blev et estimat for metalkoncentrationerne i jorden baseret på middelværdien fra grundene i en hel haveforening i frugtundersøgelsen.

Da frugtundersøgelsen således var tilrettelagt med henblik på at identificere sammenhænge mellem forureningsniveauet i et større område og eventuelt forhøjede koncentrationer af metaller i de dér høstede afgrøder, blev der ikke udtaget jordprøver i forbindelse med prøveindsamlingen.

9.6 Gennemførte prøvetagninger og analyser

9.6.1 Prøvetagning

Prøvetagningen af frugt, bær og nødder til metalanalyser fra Københavnsområdet blev tilnærmet den beskrevne prøvetagningsstrategi så meget som muligt. Afvigelser skyldtes den faktiske forekomst af frugt, bær og nødder i området. Specielt var der ikke så mange træer og buske som ønskeligt i de oprindeligt udvalgte haveforeninger, hvorfor et større antal haveforeninger (i alt syv) blev inddraget.

De indsamlede prøver fordelte sig som vist i tabel 9.2.

Tabel 9.2
Oversigt over antal prøver af frugt, bær og nødder, indsamlet i København 1999.

 

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Hassel-
nød

Ribs, solbær, stikkelsbær, jostybær

Forurenet

57

43

44

31

13

20

Lavt forurenet

8

11

8

7

7

2


9.6.2 Kemiske analyser

Analysemetode:
Oplukning af prøver: Opvarmning med salpetersyre under tryk i mikrobølgeovn.
Analyser:
Ni: Atomabsorptionsspektrometri med grafitovnsteknik, baggrundskorrektion og standardadditionsteknik.
As, Cd, Cr, Cu, Pb og Zn: Højtopløselig induktiv koblet plasma massespektrometri (HR-ICPMS) med anvendelse af standardadditions- og rentrumsteknik.

Analyserne blev udført af DHI – Institut for Vand og Miljø.

Frugtprøverne blev fordelt i enkeltprøver og samleprøver til første analyserunde for metaller, så der blev analyseret i alt 142 prøver, fordelt som vist i tabel 9.3.

Tabel 9.3
Oversigt over analyserede prøver af frugt, bær og nødder fra København 1999.

 

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Hassel-
nød

Ribs, solbær, stikkelsbær, jostybær

Enkelt-
prøver

18

17

19

17

11

22

Samle-
prøver

11

8

8

8

2

0


Prøverne fra haveforeningerne Brønshøjholm og Kalvebod blev analyseret enkeltvis allerede i første analyserunde. Prøverne i 1999 fra Haveforeningen Kalvebod blev så vidt muligt taget fra de samme haver (planter) som prøverne i 1998.

9.6.3 Beregninger

Koncentrationsniveauerne af de enkelte metaller i afgrøderne blev sammenlignet mellem haveforeningerne indbyrdes og med data fra Overvågningssystemet (Jørgensen et al. 2000) for bly, cadmium og nikkel ved hjælp af Tukey’s t-test.

Til sammenligningerne blev resultaterne fra de enkelte haveforeninger samlet i de tre grupper "lavt forurenet", "mellemforurenet" og "stærkt forurenet". Som omtalt i afsnit 9.3 var grupperingen forskellig for de enkelte metaller.

Resultater fra prøver fra haveforeningerne Brønshøjholm (udvalgt som "ikke-forurenet") og Kalvebod (udvalgt som "stærkt forurenet") blev beregnet for sig, dels fordi der var et større antal enkeltprøver herfra, dels for at kunne sammenligne resultaterne fra prøver, indsamlet i 1999 i Kalvebod med resultaterne af den indledende undersøgelse fra 1998.

Da prøveantallene for ribs, solbær, jostybær og stikkelsbær var meget lave, blev disse samlet i to grupper til de statistiske analyser. Endvidere blev tendenser i det begrænsede datamateriale for bær vurderet kvalitativt.

10. Resultater af frugtundersøgelsen i København

10.1 Resultater
10.2 Resultater fra 1998 og 1999
10.3 Sammenligning med afskæringsværdier og Overvågningssystemet
10.4 Bidrag fra atmosfærisk deposition
10.5 Frugt og bær fra træer
10.6 Bær fra buske

10.1 Resultater

Oversigter over analyseresultaterne for hver enkelt frugttype findes i bilag 2, hvor data er opdelt efter de fem grupper af haveforeninger, der er beskrevet ovenfor. Tabel B2.2-B2.8 viser middel-, minimum-, maksimum- og medianværdier for de enkelte afgrøder samt resultater fra Overvågningssystemet for de samme eller sammenlignelige afgrøder. Endvidere er resultater af Tukey's t-test (for cadmium, nikkel og bly) angivet i bilag 2.

I tabel 10.1-10.5 er middelværdierne for metalkoncentrationerne i de syv afgrødetyper vist for hver af de tre grupper af haveforeninger samt Brønshøjholm og Kalvebod. I de tre samlegrupper af haveforeninger var antallet af prøver, der indgik i databehandlingen, forskelligt for de enkelte metaller. Prøveantal er derfor kun angivet for haveforeningerne Brønshøjholm og Kalvebod.

Da der ikke forelå oplysninger om arsenkoncentrationer i jordene, kunne haveforeningerne ikke grupperes på grundlag af dette metal. For nogle af afgrøderne indgik der dog haveforeninger i gruppen, der alle var stærkt forurenede med flere metaller. For disse afgrøder er der beregnet middelværdier for arsen.

Tabel 10.1
Metalkoncentrationer i frugt fra Brønshøjholm (lavt forurenet), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Metal

Afgrøde, antal prøver (n)

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Ribs+
solbær

Jostybær
+
stikkels-
bær

Hassel-
nød

n=10 n=11 n=8 n=7 n=2+2 n=7
Cadmium

5

1

4

3

4

-

15

Krom

12

4

2

2

3

-

53

Kobber

788

389

682

786

846

-

6536

Nikkel

39

11

19

39

35

-

416

Bly

10

4

6

6

9

-

138

Zink

1646

839

2820

1758

3119

-

13335

Arsen

8

4

4

7

6

-

96

-: Ingen prøver

Tabel 10.2
Metalkoncentrationer i frugt fra "andre lavt forurenede" haveforeninger, middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Metal

Afgrøde

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Ribs+
solbær

Jostybær
+
stikkels-
bær

Hassel-
nød

Cadmium

-

-

-

-

-

-

-

Krom

1

4

7

5

7

3

104

Kobber

834

746

947

924

971

468

6720

Nikkel

43

23

-

60

57

45

1196

Bly

-

-

-

-

-

-

-

Zink

-

-

-

-

-

-

-

Arsen

-

-

-

-

-

-

-

-: Ingen prøver

Tabel 10.3
Metalkoncentrationer i frugt fra "mellemforurenede" haveforeninger, middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt)

Metal

Afgrøde

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Ribs+
solbær

Jostybær
+
stikkels-
bær

Hassel-
nød

Cadmium

2

1

4

3

4

2

5

Krom

3

4

7

4

4

4

47

Kobber

900

698

951

951

771

405

5054

Nikkel

87

41

55

99

59

45

1829

Bly

20

5

16

12

45

163

232

Zink

1757

1480

2862

3825

3988

2010

16657

Arsen

-

-

-

-

-

-

-


Tabel 10.4
Metalkoncentrationer i frugt fra Kalvebod (stærkt forurenet med cadmium, mellemforurenet med de øvrige metaller), middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt)

Metal

Afgrøde, antal prøver (n)

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Ribs+
solbær

Jostybær
+
stikkels-
bær

Hassel-
nød

n=8 n=6 n=11 n=9 n=2+2 n=0+3 n=2
Cadmium

7

1

4

5

6

2

8

Krom

5

3

10

8

10

3

151

Kobber

748

521

1122

851

988

370

5054

Nikkel

81

41

68

107

68

35

1513

Bly

10

10

7

16

22

14

446

Zink

2284

1919

3131

2291

3382

1807

14864

Arsen

19

4

5

5

7

12

73


Tabel 10.5
Metalkoncentrationer i frugt fra "stærkt forurenede" haveforeninger, middelværdier. Enhed: g/kg vådvægt (=ng/g vådvægt).

Metal

Afgrøde

Pære

Blomme

Hylde-
bær

Brom-
bær

Ribs+
solbær

Jostybær
+
stikkels-
bær

Hassel-
nød

Cadmium

7

1

4

4

6

2

6

Krom

0

5

13

6

12

2

25

Kobber

644

560

837

1078

801

722

5656

Nikkel

70

37

75

113

67

47

1748

Bly

18

5

8

16

24

15

97

Zink

1500

1414

3034

2418

2777

1642

12169

Arsen

-

-

9

-

14

-

43


10.2 Resultater fra 1998 og 1999

De til undersøgelsen anvendte frugter, bær og nødder fra haveforeningen Kalvebod var så vidt muligt indsamlet fra de samme træer og buske som de, der var indsamlet i 1998. Derved blev der opnået grundlag for sammenligning af resultater fra forskellige år.

Der var mulighed for sammenligning mellem de to år for blomme, brombær, hyldebær og pære. Sammenligningerne blev gennemført ved hjælp af parvise t-test. De viste, at koncentrationerne af metallerne i frugter fra de to år var relativt ensartede, eller at variationen mellem de enkelte planter var større end variationen mellem årene. Således var der ikke signifikant forskel på 5%-niveau for nikkel, bly og kobber i nogen af afgrøderne. Cadmium-niveauet var dog generelt højere i 1999 end i 1998, og forskellen var signifikant for blomme, hyldebær og pære, mens krom-koncentrationerne i blomme og pære var signifikant lavere i 1998 end 1999. Kun i blomme var zink-koncentrationerne signifikant højere i 1999 end i 1998. I brombær var resultaterne meget ensartede, og der var ingen signifikante forskelle mellem prøverne fra de to år.

Til illustration af variationsbredden mellem årene og mellem de enkelte planter er resultaterne fra den afgrøde, hvor der var flest signifikante forskelle (blomme) vist i figur 10.1. På figuren repræsenterer hvert punkt resultaterne fra de to år for frugter fra samme træ. Havde resultaterne været ens, skulle de have ligget på diagonalen, der er indtegnet.

Figur 10.1
Sammenligning af resultater fra 1998 og 1999. Metalkoncentrationer i blomme (2 x 6 prøver). Punkter repræsenterer resultater fra samme træ de to år.

* = Signifikant (p <0,05) forskel på middelværdier 1998 og 1999.

Resultaterne tyder således ikke på, at der generelt er forskel mellem årene på de koncentrationer af metaller, der findes i frugter og bær.

10.3 Sammenligning med afskæringsværdier og Overvågningssystemet

I tabel 10.6 er resultaterne fra undersøgelsen sammenholdt med overvågnings- og grænseværdier og med Overvågningssystemet. Tabellen er opbygget analogt med tabel 8.7 fra grøntsagsforsøget, og er opstillet for at give indtryk af, om niveauerne i de københavnske frugter mv. afviger fra niveauerne i markedsførte produkter samt, om der er forskel på niveauerne afhængigt af forureningsgraden i jorden.

Tabel 10.6   Se her...
Resultater af frugtundersøgelsen i København. Frugtprøverne fra Brønshøjholm (B) og Kalvebod (K) er databehandlet for sig, mens de øvrige prøver for hvert metal er samlet i tre grupper: Prøver fra stærkt forurenet jord (S), prøvet fra mellemforurenet jord (M) og prøver fra lavt forurenet jord (L). Resultaterne af analyser af prøver fra undersøgelsen (data) sammenholdes med bekendtgørelsesfastlagte overvågnings-/grænseværdier (findes kun for bly og cadmium) samt med målte resultater fra Fødevaredirektoratets (OS) Overvågningssystem, (Jørgensen et al. 2000, VFD, 1999). Til sammenligning med overvågnings/grænseværdier anvendes maksimum-værdier, til sammenligning med OS-data middelværdier.

Det fremgår af tabel 10.6, at hasselnød er den eneste afgrøde, for hvilken der er samlet prøver med et indhold, der ligger over de bekendtgørelsesfastsatte overvågningsværdier for cadmium og bly. Fødevaredirektoratet har analyseret enkelte prøver af markedsført hasselnød for cadmium, nikkel og bly. Koncentrationsniveauerne af cadmium og nikkel i disse var højere end de i undersøgelsen fundne, mens blyindholdet i nødder fra København var højere end i Fødevaredirektoratets prøver (bilag 2, tabel B2.8).

Sammenligningen med resultaterne fra Overvågningssystemet er gennemført for at give et overblik over, om koncentrationer af metaller i afgrøderne fra forurenet jord afviger fra koncentrationer i markedsførte afgrøder.

Dette synes umiddelbart at være tilfældet – specielt for cadmium og bly, hvor niveauerne i nogle afgrøder ligger højere i prøver fra forurenede grunde end i markedsførte produkter. Forskellene er signifikante for cadmium i hyldebær og for bly i pære og blomme samt ribs+solbær.

10.4 Bidrag fra atmosfærisk deposition

I adskillige tilfælde er prøver fra alle grunde repræsenteret i tabel 10.6, hvilket tyder på, at der kan være et væsentligt bidrag fra atmosfærisk deposition i de fundne koncentrationer. Resultaterne fra den lavt forurenede haveforening, Brønshøjholm, kan anvendes som et mål for baggrundsbelastningen (atmosfærisk deposition) i Københavnsområdet.

Til belysning af betydningen af atmosfærisk deposition kan t-test til sammenligning af niveauerne fra Brønshøjholm med resultaterne fra de forurenede haveforeninger (tabel B2.2-B2.8) anvendes. For brombær, hyldebær og pære er der et stort datamateriale, mens materialet er mere spinkelt for bærbuskene ribs, solbær, jostybær og stikkelsbær.

Niveauet af cadmium i hyldebær var signifikant højere i bær fra alle haveforeninger end i markedsførte hyldebær, hvilket kunne tyde på et generelt forhøjet niveau i Københavnsområdet. Der var numerisk forhøjede niveauer (i forhold til Brønshøjholmprøverne) i prøver fra Kalvebod og gruppen "stærkt forurenede", men forskellen var i ingen af tilfældene signifikant på 5% niveau, hvilket støtter den første antagelse. For de øvrige frugter og bær var der derimod ikke signifikant højere koncentrationer af cadmium i prøver fra de forurenede haveforeninger end i prøver fra Overvågningssystemet eller i prøver fra Brønshøjholm, og niveauet i brombær fra København var lavere end i markedsførte hindbær. Selv om niveauet af cadmium i hyldebær var forhøjet, var dette altså ikke gældende for andre typer af frugt og bær fra Københavnsområdet.

Også niveauet af bly i pærer var signifikant højere i prøver fra alle haveforeninger end i Overvågningssystemet, og heller ikke her var der signifikante forskelle mellem prøverne fra Brønshøjholm og de øvrige haveforeninger, hvilket kunne tyde på et generelt forhøjet niveau i Københavnsområdet (tabel B2.2). Endvidere var resultaterne fra de forskellige grupper af haveforeninger meget varierende, idet prøver fra Brønshøjholm havde samme gennemsnitlige blykoncentration (10 g/kg vådvægt) som prøver fra Klavebod, mens niveauet i prøver fra de mellemforurenede grunde var det højest fundne (20 g/kg vådvægt). I de øvrige frugter og bær var der ikke forhøjede niveauer i prøver fra Brønshøjholm i forhold til markedsførte produkter, men der var ikke noget ensartet billede af forholdet mellem prøver fra Brønshøjholm og de øvrige haveforeninger. Endvidere var niveauet af bly i hyldebær fra Københavnsområdet lavere end i prøver fra Overvågningssystemet. Heller ikke for bly tydede resultaterne altså på et generelt forhøjet niveau i frugt og bær fra Københavnsområdet.

Undersøgelsens resultater tyder således ikke på, at der generelt er en forhøjet eksponering for atmosfærisk deposition i Københavnsområdet, der er bestemmende for indholdet af metaller i frugt og bær.

10.5 Frugt og bær fra træer

Da den direkte eksponering for jorden er meget forskellig på træer og buske, omfattede undersøgelsen frugter og bær fra både træer (pære, blomme og hyldebær) og buske (de øvrige bær).

I pære (tabel B2.1) var der, som omtalt i afsnit 10.4, forhøjet niveau af bly i prøver fra samtlige haveforeninger. Cadmium- og nikkelkoncentrationerne i pærer fra haveforeningerne var på niveau med de tilsvarende data fra Overvågningssystemet. Der var ikke sammenhæng mellem stigende koncentrationer af bly, cadmium eller nikkel i jorden og pærerne, om end der var tendens til forhøjede niveauer af nikkel i prøver fra de forurenede haveforeninger.

I blomme (tabel B2.3) var koncentrationerne af cadmium, nikkel og bly i prøver fra haveforeningerne generelt på niveau med resultaterne fra Overvågningssystemet, og der blev kun fundet signifikant (P<0,05) højere koncentration af bly i blommer fra Kalvebod (10 g/kg) end i markedsførte blommer (<8 g/kg). Niveauet af cadmium var numerisk lidt højere i blommer fra samtlige haveforeninger end i prøver fra Overvågningssystemet, mens niveauet af nikkel var lavere, men forskellene var ikke statistisk signifikante. Endvidere var der ikke signifikante forskelle mellem prøverne fra haveforeninger med forskellig forureningsgrad.

I hyldebær (tabel B2.4) var der, som omtalt i afsnit 10.4, forhøjet niveau af cadmium i prøver fra alle grupper af haveforeninger, men ikke signifikante forskelle mellem haveforeningsgrupperne. Nikkelniveauet var ikke signifikant højere og blyniveauet var lavere i prøver fra haveforeningerne end i prøver fra Overvågningssystemet.

Der kunne altså ikke påvises stigende koncentrationer af metaller i afgrøderne med stigende koncentrationer i jorden.

10.6 Bær fra buske

Resultaterne af analyser af bær fra buske (brombær, ribs, solbær, stikkelsbær og jostybær) er opsummeret i tabel 10.6, og der er kun i et enkelt tilfælde fundet en højere middelværdi af koncentrationer i prøver fra stærkt forurenede haver end i markedsførte bær (bly i ribs og solbær, tabel B2.6).

For stikkelsbær (tabel B2.7) er variationen i data fra Overvågningssystemet (Jørgensen et al. 2000) generelt meget stor, og der er ikke fundet signifikante forskelle mellem resultater fra undersøgelsen og data fra Overvågningssystemet omend niveauerne for nikkel og bly er højere i prøver fra de forurenede haveforeninger end i markedsførte frugter og bær.

I brombær (tabel B2.5) er niveauet af både cadmium og nikkel lavere i prøver fra undersøgelsen end i markedsførte bær, og det forhøjede blyniveau er ikke statistisk signifikant (P<0,05).

Resultaterne tyder således på, at der for bærprøverne ikke kan påvises forøget nikkel- eller cadmiumindhold som følge af jordforurening. Blyindholdet i ribs og solbær er muligvis forhøjet på forurenet jord. Der var dog kun meget få prøver af disse bær, hvorfor betimeligheden af anvendelse af statistiske metoder som t-test kan diskuteres. Med henblik på at identificere eventuelle tendenser blev data for blykoncentrationer i bær fra undersøgelsen derfor vurderet ud fra overvejelser om hyppighed af prøver fra lavt eller stærkt forurenede haveforeninger i forskellige grupper.

Der var analyseret i alt 25 brombærprøver. Sammenligning af resultaterne med Overvågningssystemets data for hindbær viste ikke nogen entydig fordeling af resultaterne, idet blykoncentrationen i flertallet af prøverne fra København var mellem Overvågningssystemets middel- og maksimumværdier. Der var dog en klar tendens til, at brombær fra den lavt forurenede haveforening var de lavest forurenede.

Blandt de 22 andre bærprøver var der kun to prøver fra den lavt forurenede haveforening, så her var der ikke mulighed for at identificere eventuelle forskelle mellem haveforeningerne.

I tabel 10.7 er middel- og maksimumværdier af blykoncentrationerne for alle bærprøver fra forurenede haveforeninger vist sammen med tilsvarende værdier fra Overvågningssystemet.

Tabel 10.7
Bly i bær. Bly-koncentrationer i prøver fra forurenede haveforeninger i København sammenlignet med Overvågningssystemets (OS) data for brombær, ribs, solbær og stikkelsbær. Enhed: g bly/kg vådvægt

Bær

OS middel

Prøver middel

OS maks

Prøver maks

Brombær

81

15

281

56

Ribs

12

162

26

282

22

76

63

63

Solbær

18

20

76

23

Jostybær

-

29

 

-

33

 
Stikkelsbær

<6

8

14

17

1: Data fra hindbær
2: Vægtet middelværdi

Tabel 10.7 viser, at middelværdierne for bær fra forurenede haveforeninger er højere end middelværdierne fra Overvågningssystemet, om end der er tale om små numeriske forskelle. For ribs og solbær er maksimalværdierne af de to datasæt af samme størrelsesorden, idet de højeste blykoncentrationer er fundet i ribs i overvågningssystemet, men i solbær i undersøgelsen.

Bær på buske er dyrkningsmæssigt sammenlignelige med frugt og bær fra træer, da buskene stort set bare står i jorden. Eksponeringsmæssigt er de en mellemting mellem grøntsager og frugt og bær fra træer. Lavtsiddende bær kan være udsat direkte for jordstænk. Både lavt- og højtsiddende bær kan være eksponeret for jordstøv i tørre perioder. I undersøgelserne er der så vidt muligt indsamlet bær, der ikke var synlig jord på. Bærrene fra de Københavnske haver var ikke væsentligt tilsmudsede med jord ved ankomsten til laboratoriet. Fordelingen af blyforureningen i de københavnske bærprøver kunne ikke relateres entydigt til forureningsniveauet i de haveforeninger, de kom fra – specielt ikke for brombær, hvoraf der var flest prøver. Der var dog en tendens til et forhøjet blyniveau i bær fra forurenede haveforeninger. Denne kan tilskrives et forhøjet blyniveau i støv.

Resultaterne fra undersøgelsen indgår i den humantoksikologiske vurdering i afsnit 13, idet resultaterne for frugt og bær fra haveforeningen Kalvebod anvendes ved indtagsberegningerne.

11. PAH-forbindelser i frugt, Skagen - metoder

11.1 Valg af lokalitet
11.2 Forsøgsarealer, analysestrategi, antal prøver, stoffer

11.1 Valg af lokalitet

Eksponeringen af frugt og bær for PAH-forbindelser sker primært fra luften, når der ikke er tale om direkte eksponering for jorden ved f.eks. regnstænk eller ophvirvlet støv. Undersøgelser, hvor grøntsager har været dyrket i forurenet jord, viser klart, at en eventuel optagelse fra jorden med efterfølgende transport til de overjordiske plantedele, er ubetydelig i forhold til optagelse fra luften. Indhold i planter, korreleret til indholdet i jorden kan ikke konstateres på grund af forurening som følge af atmosfærisk deposition (Wild et al. 1992, O’Connor et al. 1991) – selv ikke for de relativt vandopløselige naphthalen, acenaphthen og fluoren (Wild & Jones 1992). Andre undersøgelser (f.eks. Wagrowski & Hites 1997) påviser tydelig korrelation mellem atmosfærisk belastning og indhold i planter af PAH-forbindelser, specielt de tungere. Tyske undersøgelser med grøntsager og korn, dyrket i jord, der var spiket med 14C-mærkede stoffer (Trapp et al. 1998), støtter denne konklusion, idet optagelse af de lettere PAH-forbindelser dog kunne påvises i grøntsager, der var stærkt eksponeret for jord, der sprøjtede op på bladene.

I Købehavnsområdet er den atmosfæriske belastning med PAH-forbindelser høj (fluoranthen og pyren i niveau’er på 0,8-1,5 ng/m3, benzo(b+j+k)fluoranthen på 1,6-2,6 ng/m3, benzo(e) samt –(a)pyren og indeno(1,2,3-cd)pyren på 0,3-1,4 ng/m3 i sommerperioden). Dette er 13-22 gange så høje koncentrationer af de tunge PAH’er (benzo(e)pyren, benzo(a)pyren og indeno(1,2,3-cd)pyren) som målt på Anholt i sommerperioden, mens det kun er 5-6 gange højere end Anholt-værdierne for fluoranthen (Nielsen et al. 1995).

På baggrund af den relativt høje atmosfæriske belastning i Københavnsområdet blev det anset for usandsynligt, at der skulle kunne opnås resultater af PAH-analyser af frugtprøver fra Københavnsområdet, der kunne korreleres til indhold i jorden – specielt for de tungere forbindelser som benzo(a)pyren, og benzo(b+j+k)fluoranthen, for hvilke der er fastsat humantoksikologisk baserede jordkvalitetskriterier.

Det var derimod muligt, at prøver taget i områder af landet med lav luft-eksponering (som Anholt) ville kunne afspejle indholdet af PAH-forbindelser i jorden - dog næppe de tungere PAH-forbindelser, der ikke optages og transporteres fra rødderne til overjordiske plantedele (frugt og bær). Selv fluoranthen er så lipofilt (log Kow = 5,16 (LOGKOW)), at det ikke er sandsynligt, at det optages fra forurenet jord og transporteres i planterne. Fra forurenet jord, der er afsat direkte på frugter eller bær i form af støv eller jordstænk, kan stoffer muligvis optages i skrællen.

For at undersøge, hvorvidt det var muligt at påvise optagelse af PAH-forbindelser fra forurenet jord i frugt og bær, blev det besluttet at gennemføre indsamling af frugt- og bærprøver i Skagen, hvor der er stærkt PAH-forurenede grunde, og hvor luftforureningen må formodes at være på et forholdsvis lavt niveau.

11.2 Forsøgsarealer, analysestrategi, antal prøver, stoffer

I Skagen blev der indsamlet frugt- og bærprøver fra to forurenede områder, Eratosvej og Ydunsvej, mens prøver fra ikke-forurende grunde blev indsamlet på en række lokaliteter. Der var ikke en egentlig indsamlingsstrategi, idet der simpelthen blev indsamlet så mange prøver som muligt fra forurenede grunde og et tilsvarende antal fra ikke-forurenede grunde.

Analysestrategien blev tilrettelagt parallelt med strategien for metal-analyser i prøver fra København: Først analyseredes sammenstukne prøver, hver bestående af et antal enkeltprøver fra forurenet jord og fra ikke-forurenet jord af hver afgrøde. Derefter blev der taget stilling til, hvorvidt nogen af enkeltprøverne skulle analyseres. Analyse af enkeltprøver blev dels iværksat for at undersøge, hvorvidt en lav koncentration i samleprøver kunne skjule en høj koncentration i en enkelteprøve, dels for at identificere enkeltprøver, der havde bidraget til en høj koncentration i samleprøven.

Som for undersøgelsen i Københavnsområdet, måtte prøveindsamlingen tilpasses de faktisk forekommende træer og buske.En oversigt over de indsamlede prøver er vist i tabel 11.1.

Tabel 11.1
Prøver af frugt og bær, indsamlet i Skagen 1999

Frugt

Antal prøver fra forurenede grunde

Antal prøver fra ikke-forurenede grunde

Pære

4

10

Æble

18

9

Hyben

11

11

Blomme

10

10

Stikkelsbær

8

9


Samleprøverne blev sammensat ved sammenligning af sum-PAH for hver gruppe grunde, hvorfra en afgrøde var indsamlet, således, at forureningsniveauet var af samme størrelsesorden for hver enkelt samleprøve. I tilfælde, hvor forureningsniveauet var så ensartet, at der ikke umiddelbart var basis for en sådan opdeling (f.eks. ikke-forurenede grunde), blev informationer vedrørende eventuel lokal atmosfærisk eksponering fra trafik inddraget.

De analyserede prøver er vist i tabel 11.2.

Tabel 11.2
Prøver af frugt og bær, der blev analyseret for PAH-forbindelser

Frugt

Antal prøver fra forurenede grund

Antal prøver fra ikke-forurenede grunde

Samleprøver

Enkeltprøver

Samleprøver

Enkeltprøver

Pære

0

4

2

0

Æble

4

11

2

0

Hyben

2

0

2

0

Blomme

2

0

2

0

Stikkelsbær

4

8

2

9


Fra de forurenede grunde i Skagen forelå der analyseresultater for 15 PAH-forbindelser fra 30 grunde, hvorfra der er udtaget mellem to og fem jordprøver i to til tre dybder inden for den øverste meter. Der forelå ingen statistisk bearbejdning af disse resultater, som der gjorde for metalanalyserne fra de københavnske kolonihaver, ligesom det ikke var muligt at inddrage detaljer vedrørende grundenes indbyrdes beliggenhed.

En gennemgang af resultaterne viste, at de dominerende PAH-forbindelser i disse jordprøver var de samme som i de forurenede jorde, der blev anvendt i grøntsagsforsøget, hvorfor der blev analyseret for de samme stoffer i frugt som i grøntsager (acenaphthen, fluoranthen, benzo(b+j+k)fluoranthen, benzo(a)pyren og indeno(1,2,3-cd)pyren).

12. Resultat af frugtundersøgelsen i Skagen

12.1 Æble, pære blomme og hyben
12.1.1 Samleprøver
12.1.2 Enkeltprøver af æble
12.2 Stikkelsbær
12.3 Sammenfatning af resultater fra Skagen
12.4 Supplerende analyser af frugt- og bærprøver fra København


Analyseresultater af jordprøver fra de PAH-forurenede grunde i Skagen, hvor der er indsamlet frugt og bær, er samlet i bilag 2, tabel B2.9, hvor de viste data er middelværdier for hver enkelt grund af et antal prøver, taget i dybderne 0,1, 0,6 og 1 m.

Datasættet for jordanalyser fra Skagen er ikke i alle tilfælde komplet. For nogle grunde er kun værdierne for benzo(a)pyren medtaget.

Resultaterne af PAH-analyserne af frugt- og bærprøverne er samlet i bilag 2, tabel B2.10-B2.16 og vist i figur 12.1 og 12.2.

Figur 12.1
PAH-forbindelser (middelværdier) i frugt fra ikke-forurenede (IF) og forurenede (F) grunde i Skagen. SP = samleprøver, EP=enkeltprøver.

Figur 12.2
PAH-forbindelser (middelværdier) i stikkelsbær fra ikke-forurenede (IF) og forurenede (F) grunde i Skagen. SP = samleprøver, EP=enkeltprøver.

Af tabellerne B2.10-B2.16 fremgår det, at en del af analyseresultaterne er under detektionsgrænsen. Værdier for disse er opgivet fra analyselaboratoriet og er indgået i beregningerne.

Der er ikke målt hverken indeno(1,2,3-cd)pyren eller acenaphthylen i nogen af prøverne. For acenaphthylen kan forklaringen være analytiske problemer, da detektionsgrænsen var høj, og stoffet kan være fordampet under oplukning af prøverne.

Der er målt spor af indeno(1,2,3-cd)pyren i enkelte prøver, og de toppe, der ses i figur 12.1 og 12.2, er under detektionsgrænsen. Denne forbindelse bindes meget hårdt i jord og kan ikke forventes optaget og translokeret i planter. I grøntsagsundersøgelsen (afsnit 8.6) blev den kun målt i prøver fra forurenede parceller af rodfrugter med skræl, der havde været i tæt kontakt med jorden gennem hele vækstsæsonen.

Der foreligger ikke oplysninger om andre kilder til PAH-forbindelser i de pågældende frugter og bær. For eksempel er eventuel tilstedeværelse af skorstene fra brændovne og/eller røgovne ikke kendt, og det kan ikke udelukkes, at de konstaterede spor af indeno(1,2,3-cd)pyren i enkelte prøver kan stamme fra sådanne kilder.

Niveauerne af de øvrige PAH-forbindelser (fluoranthen, benzo(b+j)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen og benzo(a)pyren) er generelt lave sammenlignet med grøntsagerne. F.eks. lå middelværdierne for benzo(a)pyren i grøntsager fra den stærkt forurenede jord i intervallet 0,046-3 g/kg vådvægt, mens det tilsvarende interval for frugter og bær fra forurenet jord var <0,018-0,045. Der er ikke en entydig sammenhæng mellem målt indhold i frugterne og jordens forureningsgrad – om end der er tendens til, at niveauerne er lavest i prøver fra ikke-forurenede grunde.

12.1 Æble, pære, blomme og hyben

12.1.1 Samleprøver

I æble, pære og blomme (figur 12.1) samt hyben er de målte PAH-koncentrationer generelt lavere end i stikkelsbær med undtagelse af fluoranthen, der er målt i de fleste prøver af de fire frugter i niveauer fra 0,03 til 0,9 g/kg. I en enkelt hybenprøve fra forurenet jord er der dog målt 8,2 g/kg. (Hyben er ikke medtaget på figur 12.1 og 12.2, da det høje fluoranthen-niveau ville forrykke ordinaten, så resultaterne fra de øvrige PAH-forbindelser ikke ville kunne skelnes.).

Benzo(b+j+k)flouranthen er målt i de fleste prøver af blomme, pære og hyben med maksimum på 0,04 g/kg.

Benzo(a)pyren (detektionsgrænse 0,018 g/kg) er ikke konstateret i prøver af pære og blomme fra ikke-forurenede grunde, mens den er konstateret eller målt (0,02 g/kg) i enkelte prøver fra forurenede grunde.

I æble er der ikke konstateret spor af benzo(a)pyren i tre ud af fire samleprøver fra forurenede grunde, men i begge de to prøver fra ikke-forurenede grunde (0,02 g/kg i alle tre prøver, hvor det er målt).

I en enkelt hyben-prøve fra forurenet jord er der målt 0,05 g/kg, mens benzo(a)pyren ikke kunne konstateres i de øvrige hybenprøver.

12.1.2 Enkeltprøver af æble

Der blev analyseret et antal enkeltprøver af æble for at få belyst, hvorvidt der i samleprøver med ikke-måleligt indhold af PAH-forbindelser (specielt benzo(a)pyren) indgik enkelte prøver med målelige koncentrationer.

Til analyser af enkeltprøver af æble blev der valgt æbler fra de to samleprøver fra de mest forurenede grunde. Der blev generelt fundet god overensstemmelse mellem niveauerne, fundet i samleprøver og i enkeltprøver (tabelB2.10-B2.11), omend der i enkeltprøverne blev fundet benzo(b+k+j)fluoranthen i lave koncentrationer, hvor disse forbindelser ikke havde kunnet måles i samleprøverne. En af enkeltprøverne, der indgik i samleprøve 2, havde et noget forhøjet indhold af samtlige målelige PAH-forbindelser. For benzo(a)pyren var det dog ikke så meget, at middelværdien af enkeltprøverne fra den pågældende samleprøve (nr. 1 i tabel B2.10) oversteg værdien for den oprindeligt analyserede samleprøve.

I æble sås der således ingen korrelation mellem koncentrationer af PAH-forbindelser i jorden og i frugterne. Den højeste koncentration af benzo(a)pyren (0,02 g/kg) var fundet i to samleprøver fra ikke-forurenede grunde samt i samleprøven fra de mest forurenede grunde. Enkeltprøverne viste derimod de højeste koncentrationer af benzo(a)pyren (ca. 0,1 g/kg) i en prøve fra jord med 7 mg/kg, mens prøver fra jord med ca. 10-14 mg/kg lå på 0,01 g/kg.

12.2 Stikkelsbær

I stikkelsbær var indholdet af PAH-forbindelser generelt højere end i de øvrige frugter. Her blev der målt højere indhold af fluoranthen, benzo(b)- samt benzo(j+k)-fluoranthen og benzo(a)pyren i to af prøverne fra forurenede grunde.

I den første analyseserie af stikkelsbær indgik 5 samleprøver og en enkeltprøve. Sidstnævnte stammede fra den mest forurenede grund, der var stærkt forurenet både i overfladen (sum-PAH op til 425 mg/kg) og i en halv meters dybde (op til 161 mg/kg).

De højeste koncentrationer blev målt i enkeltprøven fra den mest forurenede grund. Benzo(a)pyren-koncentrationen i denne stikkelsbærprøve blev målt til 2,0 g/kg. De øvrige prøver i denne analyseserie var samleprøver. I prøver fra forurenede grunde var benzo(a)pyren-koncentrationen 0,06-0,75 g/kg, og der var ikke sammenhæng mellem forureningsniveauet i jord og stikkelsbær. I de to samleprøver fra ikke-forurenede grunde var benzo(a)pyren-koncentrationen 0,015 og 0,08 g/kg.

Analysestrategien var baseret på, at der i tilfælde af høje koncentrationer blev iværksat analyse af de enkeltprøver, der havde bidraget til samleprøverne. Samtlige enkeltprøver af stikkelsbær blev derfor analyseret med henblik på at undersøge, om enkelte af prøverne bidrog mere til de målte niveauer end de øvrige.

Analyserne af enkeltprøver af stikkelsbær viste generelt væsentligt lavere PAH-niveauer, end der var fundet i samleprøverne (Tabel B2.15 og B2.16). Derfor blev de oprindeligt analyserede samleprøver ekstraheret og analyseret igen.

Resultaterne af den anden ekstraktion og analyse af materiale fra samleprøverne samt enkeltprøven fra den mest forurenede grund lå på et lavere niveau end resultaterne af første analyseserie, og de var på niveau med summen af PAH-koncentrationerne fra de enkeltprøver, samleprøverne var sammensat af. Koncentrationen i enkeltprøven var dog stadig højere end i de øvrige prøver. I enkeltprøven, hvor der var målt 2 g/kg benzo(a)pyren i første analyseserie, blev der målt 0,12 g/kg benzo(a)pyren i anden analyseserie.

Der var altså god overensstemmelse mellem resultaterne fra de to sidste analyseserier, mens den første lå på et væsentligt højere niveau. Laboratoriets resultater af dobbeltbestemmelser inden for den enkelte analyseserie viste god overensstemmelse mellem gentagne analyser. Genfinding i prøver af referencemateriale var mellem 52% og 116%; i langt de fleste tilfælde mellem ca. 80% og 100%.

Der kunne således ikke identificeres nogen analysebetingede årsag(er) til de forskellige resultater, men den første analyseserie af samleprøver var den første, laboratoriet gennemførte i projektet, og de afvigende resultater kunne skyldes, at der på det tidspunkt ikke var opnået rutine med ekstraktions- og analysemetoder. Resultaterne af de to sidste analyseserier anses derfor for at være de mest pålidelige.

Det blev undersøgt, hvorvidt det forhøjede niveau af PAH-forbindelser i stikkelsbærprøven fra den mest forurenede grund kunne skyldes jord i prøven, ved at fordelingen af PAH-forbindelserne i jord og stikkelsbær blev sammenlignet. Der var ikke overensstemmelse, idet der f.eks. var forholdsvis meget fluoranthen og benzo(b+j+k)-fluoranthen i jorden, mens det omvendte var tilfældet i stikkelsbærrene. Det kunne derfor ikke konkluderes, at prøven havde indeholdt bær, der var forurenet med jord. Det relativt høje niveau af PAH-forbindelser i denne ene prøve kan således ikke forklares ved tilstedeværelse af jord med høje forureningskoncentrationer.

12.3 Sammenfatning af resultater fra Skagen

Generelt var niveauet af de fundne PAH-koncentrationer i frugt- og bærprøverne fra Skagen lavt sammenlignet med grøntsagerne, dyrket i forurenet jord i København.. Enkelte prøver havde et forhøjet indhold af de målte stoffer, men der var ikke sammenhæng mellem graden af forurening og koncentrationsniveauerne i prøverne, om end der var en tendens til, at niveauerne var lavest i prøver fra ikke-forurenede grunde.

De fundne middelværdier af benzo(a)pyrenkoncentrationer i frugter og bær fra forurenet jord (<0,018-0,045 g/kg vådvægt) og maksimumværdierne (0,02-0,12 g/kg) kan sammenholdes med et litteraturbaseret baggrundsniveau for benzo(a)pyren i frugt på 0,02-0,04g/kg. Resultaterne tyder ikke på, at benzo(a)pyrenkoncentrationerne i frugt og bær fra forurenede grunde er væsentligt højere end, hvad der må betragtes som et baggrundsniveau.

12.4 Supplerende analyser af frugt- og bærprøver fra København

Skagen blev valgt som lokalitet for indsamling af frugt og bær til PAH-analyser på grund af den formodet lave atmosfæriske deposition af PAH-forbindelser i forhold til Københavns-området (afsnit 11.1).

Til sammenligning med resultaterne fra Skagen blev der analyseret en række frugt- og bærprøver fra den lavt forurenede haveforening Brønshøjholm i København.

Der blev analyseret 6 enkeltprøver af hver af afgrøderne pære, blomme og brombær samt (de eksisterende) 2 prøver af ribs. Resultaterne af disse analyser er samlet i bilag 2, tabel 2B.18-20.

Som i prøverne fra Skagen kunne der i flertallet af prøverne ikke måles nogen af stofferne over detektionsgrænsen - bortset fra fluoranthen.

I pære og blomme kunne der ikke spores benzo(a)pyren i nogen af de analyserede prøver fra Brønshøjholm i København, hvor dette havde været tilfældet i nogle af pære- og æbleprøverne fra Skagen, og niveauet af fluoranthen var lavere i pære- og blommeprøver fra København end i pære- og æbleprøverne fra Skagen. PAH-koncentrationerne i frugterne fra København var således relativt lave.

I ribs og brombær fra København kunne der derimod konstateres benzo(a)pyren i samtlige brombær- og ribsprøver. I en enkelt brombærprøve blev koncentrationen målt til 0,24 g/kg. For de seks brombærprøver og de to ribsprøver fra København var middelværdien af benzo(a)pyrenkoncentrationen henholdsvis 0,05 og 0,025 g/kg.

Resultaterne af analyserne fra den lavt forurenede haveforening i København tydede således ikke på et bidrag fra atmosfærisk deposition af PAH-forbindelser til de større frugter (pære og blomme). De kunne tyde på, at bær fra buske kan have forhøjet indhold af benzo(a)pyren, der kunne stamme fra luften.

13. Humantoksikologiske vurderinger

13.1 Grundlaget for beregning af indtaget og PAH-forbindelser
13.2 Fælles beregningsgrundlag og -metoder
13.3 Indtaget af metaller med kosten, herunder afgrøder fra undersøgelsen
13.3.1 Resultater og diskussion
13.3.2 Bly
13.3.3 Cadmium
13.3.4 Nikkel
13.3.5 Andre sporelementer
13.3.6 Konklusion
13.4 Indtaget af benzo(a)pyren med grøntsager dyrket i forurenet jord
13.5 Vurdering vedrørende PAH-forbindelser i grøntsager
13.5.1 Risikogrupper
13.5.2 Børns BaP-eksponering
13.5.3 BaP-udsættelse ved acceptgrænser i jord og vand
13.5.4 Vurdering af indtag af forurenede afgrøder
13.5.5 Konklusion
13.6 Vurdering af BaP-indtag med frugt og bær fra Skagen
13.6.1 Bærbuske, stikkelsbær og hyben
13.6.2 Frugttræer, æbler, pærer og blommer
13.6.3 Konklusion


I dette afsnit gennemgås beregninger af indtaget af tungmetaller og PAH-forbindelser med kosten, samt en vurdering af den sundhedsmæssige betydning heraf.

13.1 Grundlaget for beregning af indtaget af metaller og PAH-forbindelser

Der er ved beregningerne anvendt forskellige metoder. Fødevaredirektoratets beregningsmetode muliggør en estimering af det totale indtag af tungmetaller ved konsum af hele kosten. Værdier for indholdet af tungmetaller i de enkelte varearter i kosten stammer især fra Overvågningssystemet (Jørgensen et al. 2000) og kombineres med oplysninger fra Kostundersøgelsen 1995 (Andersen et al. 1995) om danskernes daglige konsum af levnedsmidler. Ved at summere de enkelte bidrag fra samtlige levnedsmidler (varearter) fås et estimat af det samlede indtag af hvert af tungmetallerne. Det forøgede indhold af tungmetal i de afgrøder, der har været dyrket i forurenet jord medfører et merindtag af tungmetallet, hvis størrelse kan estimeres ved indsætning af de pågældende data i kostmodellen i stedet for det tilsvarende landsgennemsnitlige metalindhold i de samme afgrøder. PAH-beregningerne tager sigte på - for grøntsagernes vedkommende - at beregne merindtaget af benzo(a)pyren ved indtagelse af grøntsager, dyrket på forurenet jord, i forhold til grøntsager, dyrket på den i forsøget anvendte referencejord.

De to datasæt fremstår derfor ikke umiddelbart sammenlignelige. Den ene beregning repræsenterer som omtalt en total indtagsberegning, mens den anden for PAH-forbindelsernes vedkommende illustrerer et merindtag med de konkret eksponerede afgrøder. Det skal bemærkes, at grundlaget for både beregningerne og den sundhedsmæssige vurdering af data vedrørende henholdsvis metaller og PAH-forbindelser er meget forskelligt. For metallerne foreligger der resultater af Overvågningssystemet som danske normal-værdier, mens der for PAH-forbindelserne enten kan anvendes resultater af grøntsagsforsøget i reference-jord eller data fra andre lande. Med hensyn til den sundhedsmæssige vurdering af det estimerede indtag findes der for metallerne bly og cadmium etableret de såkaldte Provisional Tolerable Weekly Intake (PTWI) værdier (f.eks. WHO 1993), mens dette ikke er tilfældet for nikkel og PAH-forbindelserne.

PTWI-værdier er fastsat for at beskytte befolkningen mod sundhedsskadelige effekter. For bly er PTWI-værdien 25 g/kg lgmv./uge og for cadmium 7 g/kg lgmv./uge (lgmv. betyder legemsvægt). Overskrides disse værdier er der forøget risiko for, at man i de mest følsomme befolkningsgrupper kan konstatere skadelige effekter på sundheden. Det skal således bemærkes, at der ved fastsættelse af størrelsen af PTWI-værdierne for bly og cadmium ikke er indarbejdet nogen sikerhedsmargin i forhold til et niveau, hvor der er konstateret effekter. For nikkel foreligger ikke nogen PTWI-værdi, og indtagelsen af nikkel er derfor sat i relation til den beregnede nikkelindtagelse ifølge Overvågningssystemet 1992-1997 (Jørgensen et al., 2000). Denne indtagelse svarer til landsgennemsnitlige forhold uden nogen særlig forurening af frugt og grøntsager. Nikkelindtagelse via kosten kan være et problem for personer, der i forvejen er sensibiliseret ved en kontaktallergi, og som derfor har risiko for en allergisk reaktion. Personer, der ikke i forvejen er sensibiliseret, vil ikke kunne påvirkes ved indtagelse af nikkel via kosten.

13.2 Fælles beregningsgrundlag og -metoder

Beregninger af såvel tungmetal som af PAH-indtaget bygger på en kostmodel, der er udviklet af Fødevaredirektoratet på basis af kostundersøgelsen 1995 (Andersen et al. 1995) og suppleret med oplysninger fra Danmarks Statistiks forbrugsundersøgelse fra 1987. Kostundersøgelsen har givet data for fordelingen af 1837 voksne danskeres konsum af ca. 207 levnedsmidler (varearter). Kostmodellen beskriver danskernes sædvanlige og daglige forbrug af levnedsmidler. Kolonihaveejeres eventuelt særlige kostmønstre, der kan tænkes at omfatte et større konsum af grøntsager og frugt i en begrænset periode (høstsæsonen), kan ikke udledes af Kostundersøgelsen og er derfor ikke lagt til grund ved beregningen af indtagelsen af forureningerne. Det er forudsat, at indtagelse af alle de afgrøder, der indgår i beregningerne over merindtag (tabel 13.1), er af afgrøder, dyrket på forurenet jord. Da de færreste dyrker alle afgrøder selv, giver denne forudsætning et højt estimat.

Den konstaterede jordforurening kan påvirke forureningsniveauet i de varearter af grøntsager og frugt, der dyrkes i kolonihaver. De gennemførte dyrkningsforsøg har imidlertid ikke omfattet alle varearter blandt frugt og grøntsager, der kan tænkes dyrket lokalt. For at undgå risikoen for underestimering af indtaget af forureningerne er de fundne metalkoncentrationer i de dyrkede afgrøder forudsat også at forekomme i visse andre afgrøder med sammelignelige vækst- og eksponeringsforhold. Herved opnår man tilnærmede værdier for forureningskoncentrationen i så mange varearter i kostmodellen som muligt, jf. tabel 13.1.

Ved beregning af indtagelsen af tungmetaller sker dette som ovenfor nævnt for hele kosten, altså også med de levnedsmidler, der ikke er påvirket af forureningen. Det er de levnedsmidler, man køber i handelen og som ikke indeholder et forhøjet indhold af forureninger. Denne beregningsmetode er valgt, fordi PTWI-værdien gælder for tungmetalindtaget via samtlige levnedsmidler, vand og eventuelt spist jord (børn). (slettes fordi jeg ikke kunne finde referencen til denne påstand)

Tabel 13.1
Oversigt over analyserede afgrøder, analyseresultaternes anvendelse for andre afgrøder samt det samlede, gennemsnitlige konsum heraf.

Tungmetalindholdet er analyseret i: Analyseresultat er indsat for følgende varearter i kostmodellen (Kostundersøgelsen, 1995)

Konsum
g/dag

Salat Salat, grønkål, kinakål, spinat

7

Bønne Bønne

2

Kartoffel med og uden skræl Kartoffel

126

Gulerod med og uden skræl Gulerod, selleri, radise (PAHer)

27

Radise Gulerod, selleri (metaller)*

27

Pære med skræl Pære, æble

49

Blomme Blomme, kirsebær

2

Hyldebær Hyldebær

<1

Ribs+solbær; brombær Ribs, solbær

<1

Jostybær+stikkelsbær Hindbær, stikkelsbær

1

Hasselnød Hasselnød

<1

* se afsnit 13.3.1

Det skal bemærkes, at forsøgets resultater for tungmetalindhold i gulerødder ikke er benyttet ved estimering af bidraget fra gulerødder til det samlede tungmetalindtaget via kosten. Dette skyldes, at de forholdvis få høstede gulerodsprøver (n=4) var meget dårligt udviklede og udviste en stor variationsbredde i deres tungmetalindhold, selv om de var dyrket i jord fra samme lokalitet (se afsnit 8.5.1). Der var desuden en risiko for, at de små gulerødder indeholdt en højere koncentration af tungmetaller end veludviklede produkter. I konsekvens heraf er der - som anført i tabel 13.1 - for gulerødder benyttet tungmetalværdier for radise.

Det anførte konsum af grøntsager og frugt i tabel 13.1 udgør i alt 214 g/dag svarende til 53 % af det samlede gennemsnitlige grøntsags- og frugtkonsum på 403 g/dag (Andersen et al. 1995). Det ses, at konsumet af kartofler, æbler/pærer samt gulerødder udgør langt den største andel af konsumet af de undersøgte afgrøder. De grøntsager, der indgår i Kostundersøgelsen 1995, men som ikke er medregnet som forureningsbelastede afgrøder i indtagsberegningen (jf. tabel 13.1), er gengivet i Bilag 3. De pågældende varearter bidrager altså til det samlede tungmetalindtag svarende til deres normale tungmetalindhold, der kendes fra Overvågningssystemet (Jørgensen et al. 2000). Da visse af de i bilag 3 anførte afgrøder kan dyrkes i private haver, er der en risiko for en underestimering af deres bidrag til det samlede tungmetalindtag.

Voksnes konsum af levnedsmidler er bedre beskrevet i Kostundersøgelsen end små børns. Imidlertid påkalder børns indtagelse af især bly og benzo(a)pyren sig særlig interesse på grund af disse stoffers mulige skadevirkninger på børn. Antages børn at have stort set samme kvalitative kostsammensætning som voksne, hvilket Kostundersøgelsen 1995 giver belæg for, kan børns gennemsnitlige indtag af bly og benzo(a)pyren estimeres med udgangspunkt i beregningerne for voksnes gennemsnitlige indtag af stofferne. Der er gjort følgende forudsætninger:
Kostundersøgelsens voksne gennemsnitsperson vejer 72 kg og spiser 10 MJ/dag.
Et 2-års barn vejer 15 kg og har et estimeret energibehov på 5,9 MJ/dag.

Barnets gennemsnitlige blyindtag beregnes således som 5,9/10= 59 % af de voksnes. Disse forudsætninger er ligeledes benyttet ved beregningerne for merindtag af PAH-forbindelser som vist i tabel 13.2

Tabel 13.2
Indtagsværdier for voksne og børn (2 år), anvendt ved PAH-beregningerne.

Afgrøde

Gruppe

Gennemsnit
gram/dag

95 percentil
gram/dag

Gulerødder

Voksne

25

85

Kartofler

126

290

Squash

1,5

10

Bladgrønt

6,7

23

Gulerødder

Børn, 2 år

15

50

Kartofler

76

171

Squash

0,9

6

Bladgrønt

4,0

14


Ved at multiplicere de fundne koncentrationer af PAH-forbindelser og tungmetaller i frugt og grøntsager fra undersøgelsen med forbruget af de enkelte afgrøder og derefter summere, er det muligt at beregne indtagelsen af PAH-forbindelser ved konsum af de pågældende afgrøder.

13.3 Indtaget af metaller med kosten, herunder afgrøder fra undersøgelsen

13.3.1 Resultater og diskussion

Resultaterne af indtagsberegningerne fremgår af tabel 13.3-13.7. Beregningerne er gennemført under forudsætning af to belastningssituationer. Den første situation belyser tungmetalindtagelsen med grøntsager med de gennemsnitlige og de maksimalt fundne tungmetalkoncentrationer i de dyrkede afgrøder i Valbyparkjorden. Da blyforureningen i jorden fra Valbyparkjorden (1000 mg/kg) ligger over afskæringskriteriet (400 mg/kg) må de fundne tungmetalindhold i de dyrkede grøntsager antages at være blandt de højest mulige for den pågældende jordtype. For frugterne er benyttet resultater for tungmetalindhold fra den geografisk nærliggende Kalvebod kolonihave, hvor blyniveauet i jorden er på 600 mg/kg.

Den anden belastningssituation estimerer tungmetalindtaget via grøntsager dyrket i jord med et tungmetalindhold svarende til Miljøstyrelsens afskæringsværdier, der for bly, cadmium og nikkel er henholdsvis 400 mg/kg, 0,5 mg/kg og 30 mg/kg jord. Grøntsagernes tungmetalindhold er for disse koncentrationer af tungmetallerne i jorden beregnede ved regressionsanalyse, som beskrevet i afsnit 8.5.3.

De fundne koncentrationer af flere af tungmetallerne i rodafgrøderne afhænger af, om disse er med eller uden skræl. Den direkte kontakt mellem dyrkningsjorden og afgrøden kan således føre til en betydelig overfladeforurening af kartofler og gulerødder. Da disse varearter kan spises både med og uden skræl, afhænger det beregnede tungmetalindtag af, om der benyttes data for tungmetalindhold svarende til ikke-skrællede eller skrællede produkter. Desværre var de høstede gulerødder, som nærmere omtalt i afsnit 8.5, meget ringe udviklet og de fundne tungmetalindhold (jf. tabel 8.2 - 8.4) variable og muligvis urealistisk høje. Det blev derfor besluttet at benytte tungmetalværdier for radiser ved beregningen af indtaget af tungmetalbidraget fra skrællede gulerødder. I modsætning hertil var kartoflerne normalt udviklede, hvorfor indtagsberegninger kunne udføres såvel for skrællede som for ikke-skrællede produkter.

13.3.2 Bly

Blyindtaget med kosten er estimeret efter retningslinierne beskrevet i afsnit 13.2 og 13.3.1. Ved beregningen af blyindtaget fra afgrøder dyrket i forurenet jord er der benyttet blyindhold i kartofler med skræl. For den tilsvarende beregning baseret på overvågningssystemets resultater ("Overvågningssystemet, 3. periode"), er benyttet blyindhold for kartofler uden skræl, idet blyindholdet i kartofler med skræl ikke er undersøgt i Overvågningssystemet.

Tabel 13.3
Blyindtag med hele kosten for voksne med et gennemsnitligt, samt 90 og 95 percentil konsum.

Belastnings-
situation

Gennem-
snit

Gennem-
snit

% PTWI

90 Per-
centil

95 Per-
centil

g/dag

g/kg lgmv./dag

g/kg lgmv./dag

Overvågningssystemet, 3. periode1)

18

0,25

7

0,35

0,39

Valby, gns. indhold2)

54

0,75

21

1,15

1,33

Valby, maks. indhold2)

67

0,93

26

1,47

1,74

Afskæringsværdi, gns. 2)

42

0,58

16

0,88

1,01

Afskæringsværdi, 95% øvre2)

48

0,67

19

1,01

1,17

1) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler uden skræl. 2) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler med skræl

Resultaterne i tabel 13.3 viser et markant forøget blyindtag for voksne ved konsum af afgrøder dyrket i begge de anførte belastningssituationer i sammenligning med afgrøder med blyindhold svarende til Overvågningssystemet.

Forskellen på blyindtaget svarende til "Overvågningssystemet" og "Valby, gns.indhold" er på 36 m g/dag. Ved indsætning i kostmodellen af værdier for blyindhold i kartofler uden skræl viser det sig, at 75% af forskellen (=27 m g/dag) skyldes det høje blyindhold i kartofler med skræl. Det store enkeltbidrag til blyindtaget fra kartofler fremkommer som følge af et højt konsum på 126 g/dag i kombination med et betydeligt blyindhold i kartofler med skræl. Bidraget fra kartofler til det samlede blyindtag med kosten kan næsten elimineres ved skrælning af kartoflerne, idet blyindholdet i kartofler uden skræl er meget lavt (jf. tabel B1.7). Den resterende forskel i blyindtag ned til "Overvågningsystemet" skyldes merindholdet i afgrøderne dyrket i den forurenede jord.

Den beregnede 95 percentil for indtaget af bly ("Valby, maks. indhold") i tabel 13.3 er på 1,7 m g/kg lgmv./dag, hvilket svarer til 48 % af PTWI for en person på 72 kg legemsvægt. Dette indtagsestimat repræsenterer "worst case" i undersøgelsen. Enkeltpersoner, hvis forbrug af levnedsmidler svarer til 95 percentilen i konsumfordelingen vil ofte have en større kropsvægt end personer med et gennemsnitligt kostforbrug. Herved vil det høje blyindtag udtrykt i procent af PTWI antage en mindre værdi, fordi PTWI størrelsens enhed er m g per kg legemsvægt.

Der er ligeledes i tabel 13.3 anført det estimerede gennemsnitlige og øvre blyindtag med afgrøder dyrket i jord med et blyindhold på 400 mg/kg svarende til afskæringsværdien. Det fremgår, at blyindtaget i denne situation er noget mindre end det beregnede for Valbyparken, og udgør gennemsnitligt 16 % af PTWI-værdien.

Tabel 13.4
Blyindtag for et 2-års barn (15 kg) med et gennemsnitligt kostkonsum) under anvendelse af blyindhold i kartofler henholdsvis med og uden skræl. De øvrige bidrag til det samlede blyindtag med kosten for en given belastningssituation er uforandret.

Belastnings-
situation

kartofler
med skræl

kartofler
uden skræ

  g/
dag
g/kg lgmv./dag % PTWI g/
dag
g/kg lgmv./dag % PTWI
Overvågnings-
systemet, 3. periode
  Kendes ikke   11 0,7 20
Valby, gns. indhold

32

2,1

59

16

1,1

30

Valby, maks. indhold

40

2,6

74

18

1,2

34

Afskærings-
værdi, gns.

25

1,7

47

13

0,9

25

Afskærings-
værdi, 95% øvre

28

1,9

52

14

1,0

27


Børns gennemsnitlige blyindtag med samme forholdsmæssige kostsammensætning som voksne fremgår af tabel 13.4. Der er gennemført en beregning for såvel kartofler med skræl som kartofler uden skræl i de to samme belastningssituationer ("Valby" og "Afskæringsværdi") som for voksne. Resultaterne viser, at børns blyindtag med kosten ("Valby, gns. indhold") ligger på godt halvdelen af PTWI under brug af gennemsnitlige blyindhold i de dyrkede afgrøder, herunder brug af blyindhold i kartofler med skræl. Benyttes derimod de fundne maksimumværdier for blyindhold i afgrøderne ("Valby, maks. indhold) udgør blyindtaget ca. ¾ af PTWI.

Til illustration af skrælningens betydning for børns blyindtag er der ligeledes i tabel 13.4 beregnet et indtag, der modsvarer konsum af kartofler uden skræl. Beregningerne viser, at indtaget herved er halveret, hvilket alene skyldes effekten af skrælning af kartoflerne. Ved sammenligning med børns blyindtag ved konsum af afgrøder svarende til "Overvågningssystemet, 3. periode" viser de gennemførte beregninger et merindtag på 5-7 % af PTWI ved konsum af afgrøder dyrket i jord, der er blyforurenet svarende til afskæringsværdien. I den værst tænkelige forureningssituation svarende til "Valby" udgør merindtaget 10-14 % af PTWI. Imidlertid ligger blyindholdet i denne jord over afskæringsværdien, hvorfor denne jord ikke bør benyttes til f.eks. dyrkning af afgrøder.

Specielt for børn gælder det, at blyindtaget via kosten bør ligge noget under PTWI-værdien. Dette skyldes, at der må påregnes bidrag fra øvrige kilder til den totale belastning med stoffet, bl.a. ved indtagelse gennem munden af blyholdigt jord og støv. Man har ikke kunnet fastsætte nogen eksakt nedre tærskelværdi for fravær af sammenhæng mellem blyeksponering og børns intellektuelle udvikling. Ved den seneste vurdering foretaget af FAO/WHO i 1999 blev det konkluderet, at den nuværende indtagelse af bly med fødevarer har en negligerbar effekt på børns intellektuelle udvikling (FAO/WHO 2000). I denne sammenhæng vil den i tabel 13.4 estimerede forøgelse af blyindtagelsen fra 20 % til 25-27 % af PTWI være uden sundhedsmæssig betydning.

Det er på denne baggrund tilrådeligt, at afgrøder dyrket i jord med et blyindhold svarende til afskæringskriteriet skylles og skrælles inden konsum, for på denne måde at reducere afgrødernes blyindhold og dermed deres bidrag til den samlede belastning mest muligt.

Det fremgår af tabel 13.4 at der for børn, i modsætning til voksne, ikke er beregnet 90 og 95 percentiler for blyindtaget med kosten. Dette skyldes, at der i Kostundersøgelsen fra 1995 foreligger for få oplysninger om variationen i de 2 årige børns kostmønster for at tillade en sådan beregning. En omregning fra de høje percentiler for voksnes blyindtag til børns blyindtag baseret på energiindtagelsen i lighed med, hvad der er gennemført i gennemsnitssituationen kan heller ikke forsvares. Dette skyldes manglende viden om, hvorvidt man kan regne med et simpelt forhold i energiindtagelsen mellem voksne og børn for de høje fraktiler i energiindtaget.

13.3.3 Cadmium

Beregningerne af cadmiumindtaget er samlet i tabel 13.5.

Tabel 13.5
Cadmiumindtag med hele kosten for voksne med et gennemsnitligt, samt 90 og 95 percentil konsum.

Belastnings-
situation

Gennem-
snit

Gennem-
snit

%
PTWI

90 Per-
centil

95 Per-
centil

g/dag g/kg lgmv./dag

g/kg lgmv./dag

Overvågnings-
systemet, 3. periode1)

17

0,2

24

0,3

0,4

Valby, gns. indhold2)

15

0,2

21

0,3

0,3

Valby, maks. indhold2)

15

0,2

21

0,3

0,3

Afskærings-
værdi, gns. 2)

15

0,2

21

0,3

0,3

Afskærings-
værdi, 95% øvre2)

16

0,2

22

0,3

0,3

1) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler uden skræl. 2) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler med skræl

Resultaterne i tabel 13.5 viser, at voksnes indtag af cadmium via konsum af afgrøder fra Valbyparken er på samme niveau som ved konsum af afgrøder med et cadmiumindhold svarende til Overvågningssystemets resultater. Der er altså ikke tegn på, at afgrøderne er belastet mere end afgrøder dyrket under landsgennemsnitlige forhold. I modsætning til bly, påvirker skrælning af kartofler ikke cadmiumindtaget nævneværdigt. Dette skyldes, at cadmium er ligeligt fordelt mellem skræl og kartoffel (tabel B1.6–6). Det beregnede cadmiumindtag via afgrøder dyrket i jord med et cadmiumindhold på afskæringsværdien ligger som vist i tabel 13.5 tæt på indtaget i de andre belastningssituationer. I alle tilfælde ligger cadmiumindtaget via kosten under PTWI-værdien.

Tabel 13.6
Cadmiumindtag for et 2-års barn (15 kg) med et gennemsnitligt kostkonsum under anvendelse af cadmiumindhold i kartofler henholdsvis med og uden skræl. De øvrige bidrag til det samlede cadmiumindtag med kosten for en given belastningssituation er uforandret

Belastnings-
situation

kartofler med skræl

kartofler uden skræl

g/dag

g/kg lgmv./dag

% PTWI

g/dag

g/kg lgmv./dag

% PTWI

Overvågningssystemet, 3. periode  

Kendes ikke

 

10

0,7

70

Valby, gns. indhold

9

0,6

60

9

0,6

60

Valby, maks. indhold

9

0,6

60

9

0,6

60

Afskæringsværdi, gns.

9

0,6

59

     
Afskæringsværdi, 95% øvre

9

0,6

63

     


Børns indtag af cadmium er vist i tabel 13.6. Det beregnede indtag for de forurenede jorde medfører et cadmiumindtag via kosten, der ikke overstiger det landsgennemsnitlige indtag fra Overvågningssystemet. Tabellen viser desuden, at der ikke er forskel i cadmiumindtaget ved konsum af kartofler med og uden skræl.

Generelt ligger befolkningens og især børns indtagelse af cadmium relativt tæt op mod PTWI-værdien for dette stof, såvel for beregninger baseret på Overvågningssystemet (70%) som på resultater fra denne undersøgelse (op til 63%). Det bør derfor tilstræbes, at belastningen af miljøet og dermed af levnedsmidlerne med dette stof minimeres.

13.3.4 Nikkel

Beregningerne af nikkelindtaget er samlet i tabel 13.5.

Tabel 13.7
Nikkelindtag med hele kosten for voksne med et gennemsnitligt, samt 90 og 95 percentil konsum.

Belastnings-
situation

Gennem-
snit

% af OS

90 Percentil

95 Percentil

g/dag

 

g/dag

g/dag

Overvågningssystemet (OS), 3. periode1)

160

100

232

270

Valby, gns. indhold2)

174

109

249

287

Valby, maks. indhold2)

181

113

258

297

   
Afskæringsværdi, gns. 2)

173

108

248

286

Afskæringsværdi, 95% øvre2)

179

112

256

296

1) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler uden skræl. 2) Der er benyttet data for blyindhold i kartofler med skræl

Indtaget af nikkel er beregnet i tabel 13.7 for afgrøder fra Valbyparken og er desuden estimeret for afgrøder dyrket i jord med et nikkelindhold svarende til afskæringskriteriet på 30 mg/kg jord. Resultaterne viser, der ved konsum af afgrøderne i begge belastningssituationer kan konstateres en svag stigning i indtaget på omkring 10 % i sammenligning med den landsgennemsnitlige nikkelindtagelse kendt fra Overvågningssystemet. Dette vurderes at være uden negativ betydning for sundheden.

13.3.5 Andre sporelementer

Arsen

Forekomsten af arsen i dyrkningsjorden er ret beskeden, bortset fra i jord fra Valbyparken. Ifølge en tidligere publiceret indtagsberegning for arsen med kosten (Levnedsmiddelstyrelsen 1990) bidrager grøntsager og frugt med ca. 5 %, mens fisk og skaldyr dominerer indtaget med ca. ¾ af det totale indtag. Resultaterne for arsen i de dyrkede grøntsager viser, at indholdet heraf ikke er signifikant forhøjet i forhold til grøntsager dyrket i Referencejorden. Der er dog en tendens til lidt højere arsenindhold især i grøntsager dyrket i Valbyparkjorden. Det forøgede indtag af stoffet via konsum af lokalt dyrkede afgrøder vurderes således, set i sammenhæng med andre mere væsentlige kilder til arsen i kosten, som meget ringe.

Ved diskussionen af arsens mulige skadevirkninger skal der skelnes skarpt mellem det toksiske uorganisk arsen i modsætning til det mindre giftige organisk bundne arsen, der især stammer fra fisk og skaldyr. Selv om man konservativt antager at al arsen, der indtages via mad dyrket i det terrestriske miljø er uorganisk arsen, vil dette indtag udgøre mindre end nogle få procent af PTWI-værdien for uorganisk arsen på 15 m g/kg lgmv./uge. Der er altså rigelig afstand op til PTWI-værdien, således at de fundne arsenindhold i lokalt dyrkede afgrøder ikke vurderes at udgøre noget sundhedsmæssigt problem.

Chrom

Chrom er et essentielt grundstof for mennesker. Forekomsten af chrom i forsøgsjordene overskrider ikke i noget tilfælde afskæringskriteriet. Det kan desuden noteres, at de fundne kromindhold i afgrøderne, bortset fra i kartofler med skræl, er beskedne. Resultater fra Overvågningssystemet (Jørgensen et al. 2000) viser, at indtaget af chrom fra grøntsager og frugt udgør omkring 1/10 af totalindtaget fra alle kostkilder. Det vurderes, at stigningen i indtaget af chrom via de forureningsbelastede afgrøder er begrænset. Endelig skal det nævnes, at chrom i iltningstrinnet +6 (chromat) er en giftig chromforbindelse. Imidlertid regner man på grund af denne forbindelses ringe kemiske stabilitet ikke med, at chromat forekommer i biologisk materiale. Chrom i iltningstrinnet +3, der er stabilt, er essentielt for mennesker og man regner med, at der er en meget stor afstand fra det daglige indtag på ca. 50 m g/dag til det skadelige indtagsniveau (Mertz et al. 1994). Den forøgede indtagelse af chrom med afgrøder af lokal oprindelse vurderes derfor som uden skadelig virkning på mennesker.

Zink

Zink er et essentielt grundstof for mennesker. På trods af betydelige indhold af zink i forsøgsjordene, ligger indholdet af dette stof i afgrøderne på samme koncentrationsniveau som Overvågningssystemets værdier. Det normale indtag af zink via kosten blandt voksne er omkring 12 mg/dag og for småbørn omkring 11 mg/dag (Andersen et al. 1995). Ifølge Nordiske Næringsstofanbefalinger (1996) ligger den sikre overgrænse for voksnes zinkindtag på 45 mg/dag og for børn på 25 mg/dag. De foreliggende data fra dyrkningsforsøget viser, at disse anbefalede grænser ikke bliver overskredet.

Kobber

Kobber er et essentielt grundstof for mennesker. Dyrkningsjordenes indhold af kobber i undersøgelsen ligger bortset fra Valbyparkjorden inden for rådgivningsintervallet. For visse af de dyrkede afgrøder er kobberindhold forhøjet med en faktor 2-3 i forhold til Overvågningssystemsets værdier. Den danske normale indtagelse af kobber blandt voksne er 2.9 mg/dag (upublicerede data) (Andersen et al. 1995). Til sammenligning regnes det sikre øvre indtag for kobber at ligge på 10-12 mg/dag for voksne (WHO 1996). De fundne resultater for kobber i afgrøderne vurderes ikke at udgøre nogen sundhedsrisiko.

13.3.6 Konklusion

De gennemførte beregninger af tungmetalindtaget via hele kosten, herunder afgrøder dyrket i forurenet jord, viser at børns blyindtagelse ligger tættest på det foreløbigt fastsatte tolerable højeste indtag (PTWI). Spisning af afgrøder dyrket i jord med forhøjede blykoncentrationer (Valbyparkjord og Kalvebod) kan således medføre et blyindtag på ¾ af PTWI. Dette efterlader imidlertid kun en ringe margin til blyindtag fra andre kilder som f.eks. jordspisning. Kartofler uden skræl har imidlertid et langt lavere blyindholdet end kartofler med skræl. Ved skrælning af kartofler inden kogning opnår man således en kraftig reduktion i børns blyindtag, hvorved risikoen for overskridelser af PTWI minimeres. Det beregnede blyindtag med børns kost, herunder via afgrøder dyrket i jord med et blyindhold på afskæringsværdien (400 m g/g), vil udgøre 25 % af PTWI. Tilsvarende vil det beregnede blyindtag med afgrøder dyrket i jord med et blyindhold over afskæringsværdien i det værst tænkelige tilfælde (d.v.s. Valbyparkjorden) kunne udgøre ca 1/3 af PTWI. Børns blyindtag med en kost, der indeholder bly svarende til Overvågningssystemets resultater udgør 20 % af PTWI. Den beskedne øgning i blyindtag på 5 % af PTWI vil således efterlade lidt plads til blybidrag fra andre kilder end kosten. Følgende kostråd bør derfor altid følges: Såfremt man spiser afgrøder dyrket på blyforurenet jord med et blyindhold op til afskæringskriteriet skal man altid skylle og/eller skrælle disse inden tilberedning og eventuel kogning. De fundne indhold af de øvrige stoffer, cadmium, nikkel, arsen, chrom, zink og kobber adskiller sig ikke fra levnedsmidlers normale indhold. De estimerede indtag af grundstofferne med kosten er således ikke forøget i forhold til den normale kost.

13.4 Indtaget af benzo(a)pyren med grøntsager dyrket i forurenet jord

Fra dyrkningsforsøgene foreligger der PAH-analyser for seks forskellige PAH-forbindelser i gulerod (uskrællet og skrællet), kartoffel (uskrællet og skrællet), squash og salat (tabel B1.11).

I det følgende fokuseres på benzo(a)pyrenindhold (BaP) og –indtag, idet BaP er den PAH-forbindelse, der er bedst undersøgt i toksikologisk henseende, og da BaP-indholdet ofte anføres som indikator for en PAH-blandings sundhedsskadelige effekter. Krav til BaP-indholdet benyttes således ofte i forbindelse med grænseværdifastsættelse for PAH-forureninger i luft, jord og vand.

Ved beregning af merindtag af BaP sammenholdes middelværdien af BaP-indholdet i grøntsagerne dyrket i Referencejorden fra forsøget med gennemsnitligt BaP-indhold på 0,084 mg/kg i jorden (jordkvalitetskriterium: 0,1 mg/kg) med middelværdien af BaP-indholdet i grøntsager dyrket i forurenet Cometjord med gennemsnitligt BaP-indhold på 2,1 mg/kg (afskæringskriterie: 1 mg/kg). Merindholdet af BaP i grøntsager, dyrket på forurenet jord, ganges med afgrødeindtag af de enkelte afgrøder for både børn og voksne (gennemsnitsindtag og 95-percentilindtag for afgrøderne). Der er ikke foretaget beregninger for afgrøder, dyrket i Valbyparkjord (middelværdi for BaP-indhold i jord: 14,9 mg/kg), idet denne jord ligger væsentligt over afskæringskriteriet.

Tabel 13.8 og 13.9 viser merbidraget af BaP for afgrøder dyrket på Cometjord:

Tabel 13.8
Merindtag uden skrælning af afgrøder.

Merindtag, ng BaP/dag

Afgrøde

Forøget konc. i afgrøde ng/g*

Barn
Gennemsnit 95-percentil

Voksen
Gennemsnit 95-percentil

Gulerod m. skræl**

1,4–0,01 = 1,39

20,9

76,5

36,1

129

Kartofler m. skræl

0,78–0 = 0,78

57,7

133

98,3

226

Squash

0,03–0,01 = 0,02

0,02

0,12

0,03

0,20

Bladgrønt

0,11-0,004 = 0,106

0,42

1,48

0,71

2,44

I alt

79,0

211

135

358

*BaP-niveauer i afgrøder fra Cometjord – BaP-niveauer i afgrøder fra Referencejord
** gulerod = gulerod + radise + selleri

Tabel 13.9
Merindtag efter skrælning af afgrøder.

Merindtag af BaP/dag

Afgrøde

Forøget konc. i afgrøde ng/g**

Barn
Gennemsnit 95-percentil

Voksen
Gennemsnit 95-percentil

Gulerod u. skræl**

0,08 – 0 = 0,08

1,20

4,40

2,08

7,44

Kartofler u. skræl

0,04 – 0 = 0,04

2,96

6,84

5,04

11,6

Squash

0,03 – 0,01 = 0,02

0,02

0,12

0,03

0,20

Bladgrønt

0,11- 0,004 = 0,106

0,42

1,48

0,71

2,44

I alt

4,60

12,8

7,86

21,68

*BaP-niveauer i afgrøder fra Cometjord – BaP-niveauer i afgrøder fra Referencejord
** gulerod = gulerod + radise + selleri

Af tabellerne ses, at BaP bidraget mindskes betydeligt når gulerødder og kartofler skrælles. Før og efter skrælning var BaP-niveauerne i kartofler fra Cometjord henholdsvis 0,78 ng/g og 0,04 ng/g og for gulerødder henholdsvis 1,4 ng/g og 0,08 ng/g. Dvs. niveauerne ved skrælning for kartoffel og gulerod reduceres til ca. 1/20.

13.5 Vurdering vedrørende PAH-forbindelser i grøntsager

Da der savnes viden om det danske baggrundsniveau af PAH-forbindelser og BaP i grønt og frugt, kan der ikke umiddelbart angives en konkret acceptgrænse i forhold til de analyseresultater, der er fremkommet ved analyse af afgrøder dyrket på PAH-forurenet jord.

Data fra udenlandske undersøgelser viser, at indhold op til 0,1 m g/kg BaP i rodfrugter og 0,02-0,04 m g/kg i frugter næppe kan betragtes som afvigende fra almindelig baggrundskoncentration.

Niveauerne i gulerødder og kartofler (uskrællet) ligger således betydeligt over, hvad man må formode som baggrundsniveau, hvilket BaP-indholdet i grøntsager dyrket på referencejord også tydeligt indikerer.

13.5.1 Risikogruppe

Børn anses generelt af være mest udsat for jordforurening ved direkte udsættelse for jord (hudkontakt, jordspisning). I forbindelse med udsættelse med forurenede afgrøder må børn anses for at være mest udsatte, da børn forholdsmæssigt indtager en større mængde fødevarer end voksne jf. betragtningerne vedrørende energi-indtag ovenfor.

13.5.2 Børns BaP-eksponering

Der haves ikke data for BaP-udsættelsen af børn med føden, men en udsættelse på ca. ½ af udsættelsen for en voksen må anses for realistisk svarende til 50-1000 ng BaP pr dag ifølge undersøgelser refereret af Hattemer-Frey & Travis (1991) og Menzie et al. (1992).

13.5.3 BaP-udsættelse ved acceptgrænser i jord og vand

I forbindelse med fastsættelse af jordkvalitetskriteriet for følsom anvendelse på 0,1 mg BaP/kg er der regnet med at et barn på 10 kg i gennemsnit spiser 0,2 g jord pr dag svarende til dagligt indtag på 20 ng BaP. Denne tolerable BaP-dosis (svarende til 0,2 ng/ kg lgv/ d) svarer ifølge WHOs potensestimat i forbindelse med beregning af en grænseværdi i drikkevand til en 10-6 livstidsrisiko for cancer.

I det nye EU direktiv (Drikkevandsdirektivet) er der fastsat en grænseværdi for drikkevand på 0,01 m g BaP/l og på 0,1 m g/l for summen af PAH. Dette vil for et barn, der indtager 1 liter vand pr. dag, svare til et indtag på 10 ng BaP pr. dag.

13.5.4 Vurdering af indtag af forurenede afgrøder

I forbindelse med indtag af afgrøder fra forurenet Cometjord anslås, at børn i gennemsnit vil blive udsat for øget belastning med BaP på ca. 80 ng/d, forudsat der udelukkende indtages hjemmedyrkede afgrøder (især kartofler og gulerødder er betydende), og at disse ikke skrælles. For børn med særligt stort grøntsagsindtag (svt. 95-percentilen) er merindtaget beregnet til ca. 210 ng/d. Disse merindtag ligger væsentligt over, hvad man på baggrund af indhold i jord og vand svarende til de aktuelle grænseværdier vil tolerere som direkte BaP-bidrag fra disse medier.

Merindtaget kan reduceres betragteligt ved at skrælle kartofler og gulerødder, da det gennemsnitlige merindtag kan beregnes til ca. 5 ng BaP pr. dag, mens merindtaget ved højt grøntsagsindtag kan beregnes til ca. 12 ng BaP pr. dag. Disse mængder er af samme størrelsesorden, som man accepterer for merindtaget ved direkte udsættelse for jord og ved indtag af drikkevand. Merindtaget vil i realiteten være endnu lavere set over året, idet man må forvente, at konsum af hjemmedyrkede afgrøder kun dækker en mindre del af det årlige forbrug.

Cometjordens indhold af BaP er ca. 2 gange højere end afskæringskriteriet, hvorfor BaP-niveauerne i afgrøder dyrket ved afskæringskriteriet alt andet lige vurderes at ligger lavere.

13.5.5 Konklusion

I forbindelse med konsum af grøntsager dyrket i PAH-forurenet jord op til afskæringskriteriet vurderes indtag af kartofler og gulerødder at bidrage med størst BaP-bidrag. Ved indtag af uskrællede kartofler og gulerødder vurderes dette indtag uacceptabelt højt. Ved skrælning af kartofler og gulerødder nedbringes indhold af BaP betydeligt og indholdet vil være på niveau med hvad litteraturen opgiver som baggrundskoncentrationer. Merindtaget af BaP vil ved konsum af skrællede kartofler og gulerødder blive bragt ned på en størrelse (5-13 ng/d) som anses tolerabel i andre sammenhænge, hvor udsættelse med PAH og BaP søges begrænset. BaP-bidraget fra grøntsagerne vil i denne forbindelse kun udgøre en forholdsvis lille andel af den almindelige baggrundsbelastning med PAH og BaP, der for børn skønnes at ligge i intervallet 50 –1000 ng/ BaP/d.

Grundlaget for beregningerne er, at alle grøntsager rengøres grundigt inden konsum, idet indtag af små mængder vedhæftet jord vil kunne medføre en betydelig og uacceptabel forøget BaP-indtagelse.

13.6 Vurdering af BaP-indtag med frugt og bær fra Skagen

Da der savnes viden om det danske baggrundsniveau af PAH og BaP i frugt og bær, kan der ikke umiddelbart angives en konkret acceptgrænse i forhold til de analyseresultater, der er fremkommet ved analyse af frugt og bær dyrket på PAH-forurenet jord.

Data fra udenlandske undersøgelser viser, at BaP-indhold i intervallet 0,02-0,04 m g/kg i frugter næppe kan betragtes som afvigende fra almindelig baggrundskoncentration.

13.6.1 Bærbuske, stikkelsbær og hyben

Analyserne viser, at stikkelsbær dyrket på en af de sværere forurenede grunde (med op til 425 mg PAH/kg jord1, 29 mg BaP/kg jord; middelværdi af tre dybder = 13 mg BaP/kg jord) har indhold af BaP op til 0,12 ng/g. På nogle af de i forhold til dette mere moderat forurenede parceller (omkring 100 mg PAH/kg jord) er BaP-indhold i stikkelsbær fundet til 0,01 ng/g. Et niveau på 0,12 ng/g i stikklesbær må anses for et lettere forøget niveau.

For hyben er der fundet en koncentration på op til 0,05 ng/g BaP i en samleprøve, mens en anden samleprøve af hyben fra forurenet jord ikke indeholdt BaP. Det fundne indhold kan eventuelt skyldes jord i prøven, eller at der er optaget BaP i hyben-skallen fra jord, der har siddet på frugten under mod-ningen. Det kan på det foreliggende grundlag med et lettere forhøjet niveau i en samleprøve ikke udelukkes, at der har været en enkelt prøve med et uacceptabelt højt indhold af BaP.

Ud fra prøverne af stikkkelsbær og hyben vurderes det, at lettere forhøjede niveauer af PAH'er (BaP) kan forekomme i forbindelse med dyrkning på svært forurenet jord. Det er vanskeligt at vurdere, om niveauet skyldes optagelse eller adsorption af små vanskeligt afvaskelige partikler. For stikkelsbær og hyben vil tilsmudsning af bærrene på buskenes nederste grene kunne forekomme. På svært forurenede områder vil der trods rengøring på bær kunne sidde små jordpartikler, som p.g.a. den høje PAH-koncentration vil kunne medføre en betydeligt højere udsættelse end de aktuelle fund ovenfor angiver, idet man her ikke nødvendigvis har haft fat i de værste bær m.h.t. tilsmudsning samtidig med at laboratoriet har været omhyggelig med grundig rengøring, der sagtens kan overstige den almindelige borgers omhu ved rengøring af mange bær.

13.6.2 Frugttræer, æbler, pærer og blommer

Her ses for æbler værdier op til 0,1 ng/g BaP. Dette må betragtes som et lettere forhøjet niveau i forhold til et formodet baggrundsniveau på 0,02-0,04 ng BaP/g, men kan næppe anses for at være et ikke-tolerabelt niveau, da man må formode at de hjemmedyrkede blommer, æbler og pærer med op til tilsvarende BaP niveauer kun dækker en forholdsvis lille andel af det årlige konsum af frugt.

Ved indtag af æbler og pærer med et indhold på 0,1 ng BaP/ kg vil et barn, der gennemsnitligt spiser 29 g æbler og pærer pr. dag indtage ca. 3 ng BaP. Til sammenligning kan beregnes et indtag på 20 ng BaP for direkte eksponering med jord, der netop overholder jordkvalitetskriteriet på BaP på 0,1 mg/kg.

13.6.3 Konklusion

Ud fra de gennemførte analyser fra Skagen vurderes konsum af blommer, æbler og pærer dyrket på tjæreforurenede grunde ikke at medføre uacceptabel forøget eksponering med BaP.

Niveauet af BaP i bær (stikkelsbær og hyben) dyrket på tjæreforurenet jord vurderes som helhed ikke at være forskelligt fra rapporterede baggrundsniveauer i litteraturen. På grund af et enkelt meget afvigende prøveresultat kan det dog ikke udelukkes, at bær kan indeholde et uacceptbelt højt BaP-indhold. Ved de høje jordforureningsniveauer må det også tages i betragtning, at indtagelse af bær kan medføre en betydelig ekstrabelastning med BaP, såfremt disse ikke er fuldstændigt rengjorte for jordrester.

1 De her refererede værdier for total PAH er summen af 15 PAH-forbindelser, se evt.tabel B2.9

14. Konklusion

På baggrund af de udførte undersøgelser og vurderinger har styregruppen konkluderet følgende vedrørende spisning af afgrøder dyrket på lettere forurenet jord, defineret som jord forurenet med PAH-forbindelser og/eller metaller i koncentrationer, som overskrider jordkvalitetskriterierne, men som er lavere end afskæringskriterierne.

Der kan i afgrøderne findes niveauer af PAH-forbindelser (repræsenteret ved benzo(a)pyren) og bly, som er sundhedsmæssigt uacceptable. Dette skyldes de forholdsvis høje koncentrationer, der ses i rodfrugter på grund af den direkte kontakt med den forurenede jord. Størstedelen af indholdet findes i den yderste del af rodfrugterne og kan hermed fjernes ved skrælning. Selv om skrælning fjerner størstedelen af forureningsindholdet, kan spisning af afgrøder medføre et øget indtag af PAH-forbindelser (benz(a)pyren) og bly, om end ekstraindtaget er beskedent.

Der kan ske et ekstraindtag af benz(a)pyren i en størrelse, der er meget mindre end det indtag, som accepteres via drikkevand eller ved indtagelse af jord. For bly kan der ske et ekstraindtag, som medfører, at det samlede indtag svarer til 25% af den midlertidigt fastsatte grænse for blyindtag (PTWI). Dette skal ses i relation til en normalindtagelse svarende til 20% af PTWI.

Størrelsen af ovenstående indtag er beregnet under forudsætning af, at alle afgrøder vaskes grundigt, og at rodfrugter skrælles. Jordbær indgik ikke i undersøgelsen, men da jordbær er i forholdsvis tæt kontakt med jorden, og da de vanskeligt kan skylles grundigt, må det (evt. indtil videre) anbefales, at de ikke spises.

Det er i styregruppen blevet påpeget, at ekstraindtag af PAH-forbindelser og bly principielt ikke er acceptabelt, da der ikke findes en nedre grænse for disse stoffers skadevirkning.

Miljøstyrelsen vurderer ud fra en samlet betragtning, herunder det ernæringsmæssigt gavnlige i indtagelse af frugt og grøntsager, at indtagelse af hjemmedyrkede afgrøder ikke bør frarådes, da der er tale om beskedne ekstraindtag, men at visse forholdsregler anbefales (vask og skrælning).

Ved vurdering af om det er acceptabelt at dyrke afgrøder i let forurenet jord, kan man imidlertid ikke begrænse vurderingen til selve indtagelsen af afgrøder. Det er ved dyrkning af grøntsager ikke i praksis muligt at undgå frie jordoverflader, og en deraf medfølgende eksponering af mennesker (specielt børn) for jord og jordstøv. Der kan ad denne vej ske en uacceptabel høj eksponering af børn for forureningskomponenter i jorden. Dyrkning af frugt og bær kan godt foregå, uden at der forekommer frie jordoverflader, idet der kan udlægges et dæklag af rene materialer til afskærmning af den forurenede jord. Ovennævnte betragtning om det problematiske ved selve dyrkningen gælder således ikke for frugt og bær.

Ved de konkret undersøgte jordforureningssituationer (kolonihaverne i København og de tjæreforurenede grunde i Skagen), hvor afskæringskriterierne generelt er overskredet, vurderer Miljøstyrelsen på baggrund af undersøgelsesresultaterne, at der ikke er grundlag for at fraråde spisning af frugt, forudsat at denne vaskes grundigt forinden. Vedrørende bær vurderes det, at spisning af bær som sidder tæt på jorden, eller som på plukningstidspunktet er tilsmudset med jord, må frarådes. Der anses ikke at være grundlag for at fraråde spisning af bær i øvrigt, forudsat at disse vaskes grundigt forinden.

15. Litteratur

Alexander M. (1995): How toxic are toxic chemicals in soil? Environmental Science and Technology 29 2713-2717.

Andersen. N.L. S. Fagt, M.V. Groth, H.B. Hartkopp, A. Møller, L. Ovesen & D.L. Warming (1996): Danskernes kostvaner 1995. Hovedresultater. Publikation nr. 235. Levnedsmiddelstyrelsen, Søborg, 298 pp. http://www.vfd.dk/publikationer.

Aten C.F. & S.K. Gupta (1996): On heavy metals in soil; rationalization of extractions by dilute salt solutions, comparison of the extracted concentrations with uptake by ryegrass and lettuce, and the possible influence of pyrophosphate on plant. The Science of the Total Environment, 178, 45-53.

Bromilow R.H. & K. Chamberlain (1995): Principles governing uptake and transport of chemicals. I Trapp S. & C. Mc Farlane (eds) Plant contamination, modelling and simulation of organic chemical processes. 254 pp. CRC Press, Lewis Publishers, Florida.

Davies B.E. (1978): Plant available lead and other metals in British garden soils. The Science of the Total Environment 9, 243-262.

Del Castilho P. & W.J. Chardon (1995): Uptake of soil cadmium by three field crops and its prediction by a pH-dependent Freundlich sorption model. Plant and Soil 171, 263-266.

Delschen T. A. Hembrock-Heger & U. Necker (1996): Lysimeterversuche zum Verhalten persistenter organischer Schadstoffe im System Boden/Pflanze. Teil 1: Systematische Untersuchungen zum Verhalten von PAK und PCB im System Boden/Pflanze auf der Lysimeteranlage Waldfeucht (1989-1994). Landesumweltamt NRW im Einvernehmen mit dem Ministerium für Umwelt, Raumordnung und Landwirtschaft des Landes Nordrhein-Westfalen. Essen. 173 pp.

Delschen T., A. Hembrock-Heger, J. Leisner-Saaber & D. Sopczak (1999): Verhalten von PAK im System Boden/Pflanze, PAK-Belastung von Kulturpflanzen über den Luft-/Bodenpfad. Zetischrift fr Umweltcehmie und Ökotoxicologie 11, 79-87.

Dudka S. & W.P. Miller (1999): Accumulation of potentially toxic elements in plants and their transfer to human food chain. Journal of Environmental Science and Health B34, 681-708.

Eriksson L. J.L.M Hermens, E. Johansson, H.J.M. Verhaar & S. Wold (1995): Multivariate analysis of aquatic toxicity data with PLS. Aquatic Sciences 57(3), 217-241.

FAO/WHO (2000): FAO/WHO Expert Committee in Food Additives (JECFA), Safety Evaluation of Certain Food Additives and Contaminants, WHO Food Additive Series 44, Geneva

Green R.H. (1989): Power Analysis and practical strategies for environmental monitoring. Environmental Research 50, 195-205.

Green R.E. & S.W. Karickhoff (1990): Sorption estimates for modelling. In Pesticides in the soil environment: Processes, impacts and modelling (Ed. H.H. Cheng). Soil Science Society of America, Inc. Madison, Wisconsin. p. 79-101.

Goodin J.D. & M.D. Webber (1995): Persistence and fate of anthracene and benzo(a)pyrene in municipal sludge treated soil. J. Environ. Qual. 24, 271-278.

Hamon R.E. S.E. Lorenz, P.E. Holm, T.H. Christensen & S.P. McGrath (1995): Changes in trace metal species and other components of the rhizosphere during growth of radish. Plant, Cell and Environment 18, 749-756.

Hattemer-Frey, H.A. & C.C. Travis (1991): Benzo-a-pyrene: Environmental partitioning and human exposure. Toxicol. Ind. Health 7, 141-157.

Helgesen H. & E.H. Larsen (1998): Bioavailability and speciation of arsenic in carrots grown in contaminated soil. Analyst 123 791-796.

Hock B. & E.F. Elstner (1984): Pflanzentoxikologie. Der Einfluss von Schadstoffen und Schadwirkungen auf Pflanzen. B.I. Wissenschaftsverlag. Bibliographisches Institut Mannheim/Wien/Zürich. 346pp.

Hülster A., J.F. Müller & H. Marschner (1994): Soil-plant transfer of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans to vegetables of the cucumber family (Cucurbitaceae). Environ. Sci. Technol. 28, 1110-1115.

Jørgensen, K. E.H. Larsen, A. Petersen, K.H. Lund, G. Hilbert, N.L. Andersen, T. Hallas-Møller & J.C. Larsen (2000): Kemiske forureninger. Overvågningssystem for levnedsmidler 1993-1997. Del 2. FødevareRapport 2000:02. Fødevaredirektoratet, Søborg, 131 pp. http://www.vfd.dk/publikationer.

Kemp & Lauritzen (1997): Forureningsundersøgelse af 38 haveforeninger. Statistisk bearbejdning af data. Rapport til Miljøkontrollen, Københavns Kommune.

Larsen E.H. L. Moseholm & M.M. Nielsen. (1992): Atmospheric deposition of trace elements around point sources and human health risk assessment. II: Uptake of arsenic and chromium by vegetables grown near a wood preservation factory. Sci. Total. Environ. 126 263-275.

Levnedsmiddelstyrelsen (1990): Overvågningssystem for levnedsmidler. Næringsstoffer og forureninger 1983-1987. Levnedsmiddelstyrelsen 1990. Publikation nr 187.

LOGKOW: LOGKOW octanol-water partition coefficient program. Syracuse Research Corporation, New York. http://www.esc.syrres.com/interkow/kowdemo.htm

Menzie, C.A., B.B. Potocki & J. Santodonato (1992): Exposure to carcinogenic PAHs in the environment. Environ. Sci. Technol. 26, 1278-1284.

Mertz W. C. O. Aberbathy & S. S. Olin (1994): Risk Assessment of Essential Elements, Eds.:, ILSI Press, Washington.

Miljøstyrelsen (1996): Humantoksikologiske vurderinger i forbindelse med depotindsatsen. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 16 1996. København. 186 pp.

Miljøstyrelsen (1996a): Forholdsregler mod forurenet jord. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 15 1996. København. 41 pp.

Miljøstyrelsen (1996b): Anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål. Bilagsdel til Miljøprojekt 328. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr. 47 1996. København. 154 pp + bilag.

Miljøstyrelsen (1998): "Afskæringskriterier for forurenet jord". Miljøprojekt 425 1998. København. 64 pp.

Miljøstyrelsen (2000): Vejledning vedrørende rådgivning af beboere i let forurenede områder. Udkast februar 2000. Miljøstyrelsen 14. kontor. København. 54 pp.

Ministeriet for fødevarer, landbrug og fiskeri (1999): Bekendtgørelse nr. 57 af 22/01/1999 om visse forureninger i fødevarer.

Moseholm L., E.H. Larsen, B. Andersen & M.M. Nielsen (1992): Atmospheric deposition of trace elements around point sources and human health risk assessment. I: Impact zones near a source of lead emissions. Sci. Total. Environ. 126, 243-262

Nardi S., F. Reniero & G. Concheri (1997): Soil organic matter mobilization by root exudates of three maize hybrids. Chemosphere, 35, 2237-2244.

Nielsen T., H.E. Jørgensen, M. Poulsen, F.P. Jensen, J.C. Larsen, M. Poulsen, A.B. Jensen, J. Schramm & J. Tønnesen (1995): Traffic PAH and other mutagens in air in Denmark. Miljøprojekt nr. 285 1995. Miljøstyrelsen, København.

Nordisk Ministerråd (1996): Nordiska Näringsrekommendationer.

O’Connor G.A. (1996): Organic compounds in sludge-amended soils and their potential for uptake by crop plants. The Science of the Total Environment 185, 71-81.

O'Connor G.A. R.L. Chaney & J.A. Ryan (1991): Bioavailability to plants of sludge-borne toxic organics. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 121, 129-153.

Paterson S. D. Mackay, D. Tam & W.Y. Shiu (1990): Uptake of organic chemiclas by plants: A review of processes, correlations and models. Chemosphere 21, 297-331.

Petersen A. (1999): Beregninger fra Fødevaredirektoratet.

Piotrowska M., S. Dudka, R. Ponce-Hernandez & T. Witek (1994): The spatial distribution of lead concentrations in the agricultural soils and main crop plants in Poland. The Science of the Total Environment 158, 147-155.

Ryan J.A., R.M. Bell, J.M. Davidson & G.A. O'Connor (1988): Plant uptake of non-ionic organic chemicals from soils. Chemosphere, Vol 17, 2299-2323.

Sánches-Camazano M., M.J. Sánches-Martin & L.F. Lorenzo (1994): Lead and cadmium in soils and vegetables from urban gardens of Salamanca (Spain). The Science of the Total Environment 146/147, 163-168.

SAS 1999: The SAS System for Windows, Version 6.12. SAS Institute Inc. Cary, USA.

Scheunert I., E. Topp, A. Attar & F. Korte (1994): Uptake pathways of chlorobenzenes in plants and their correlation with N-octanol/water partition coefficients. Ecotoxicology and Environmental Safety 27, 90-104.

Schroll R., B. Bierling, G. Cao, U. Dörfler, M. Lahaniati, T. Langenbach, I. Scheunert & R. Winkler (1994): Uptake pathways of organic chemicals from soil by agricultural plants. Chemosphere 28, 297-303.

Sokal R.R. & F.J.Rohlf (1995):Biometry (3rd Ed.). Box 14.1, 14.2 og 14.4. W.H. Freeman andCompany, San Francisco.

Thorup-Kristensen K. (2000): Roddybder i grønsager. Miljøprojekt nr. XX 2000. Miljøstyrelsen.

Trapp S. (1995): Model for uptake of xenobiotics into plants. In: Trapp S. & C. Mc Farlane (eds) Plant contamination, modelling and simulation of organic chemical processes. 254 pp. CRC Press, Lewis Publishers, Florida.

Trapp S., M. Matthies & B. Reiter (1998): Überprüfung und Fortentwicklung der Bodenwerte für den Boden-Pflanze-Pfad. Teilprojekt Transferfaktoren Boden-Pflanze. UFOPLAN-Nr. 107 02 005, Umweltbundesamt, Berlin.

VFD (1999): Data vedrørende zink og kobber stillet til rådighed af Fødevaredirektoratet.

Voutsa D., A. Grimanis & C. Samara (1996): Trace elements in vegetables grown in an industrial area in relation to soil and air particulate matter. Environmental Pollution 94, 325-335.

Wagrowski D.M. & R.A. Hites (1997): Polycyclic aromatic hydrocarbon accumulation in urban, suburban, and rural vegetation. Environ. Sci. Technol, 31 279-282.

WHO (1993): Trace Elements in Human Nutrition and Health, Evaluation of certain food additives and contaminants (Forty-first report of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives). WHO Technical Report Series, No 837, 1993.

Wild S.R. & K.C. Jones (1992): Organic chemicals in the environment: Polynuclear Aromatic Hydrocarbon uptkae by carrots grown in sludge-amended soil. J. Environ. Qual. 21, 217-225.

Wild S.R., M.L. Berrow, S.P. McGrath & K.C. Jones (1992): Polynuclear aromatic hydrocarbons in crops from long-term field experiments amended with sewage sludge. Environ. Pollut. 76, 25-32.

Wild S.R., K.S. Waterhouse, S.P. McGrath & K. Jones (1990): Organic contaminants in an agricultural soil with a known history of sewage sludge amendments: Polynuclear Aromatic Hydrocarbons. Environ. Sci. Technol. 24, 1706-1711.

Bilag 1. Oversigter over resultater fra grøntsagsforsøg

Resultater af analyser af jordprøver fra grøntsagsforsøg 1999
Jordbundsparametre fra grøntsagsforsøget
Resultater af metal-analyser, grøntsager
Resultater af PAH-analyser, grøntsager

Resultater af analyser af jordprøver fra grøntsagsforsøg 1999

Værdier over afskæringskriteriet er angivet med fed,
værdier inden for rådgivningsintervallet med grå felter.

Se her!

Bilag 2. Oversigter over resultater af frugtundersøgelser

Metal-analyser af haveforenings-grunde i københavnsområdet

Tabel B2.1 Se her!
Metaller i jord i københavnske haveforeninger. Haveforeningerne er sorteret efter aftagende middelværdi for koncentrationen af hvert enkelt metal (mærket med fed). Til sammenligning er rådgivningsintervallet angivet nederst. Tal mærket med fed angiver koncentrationer, der ligger over rådgivningsintervallets maksimum (afskæringsværdien). I kolonnen "Gruppe" er vist, hvilken af de tre forureningsgrupper, haveforeningen er placeret i, baseret på det pågældende metal; lavt forurenet (L), mellemforurenet (M) og stærkt forurenet (S). Der er ikke analyseret for kviksølv i frugtprøver, men oplysningerne er medtaget i denne tabel til orientering.

Metal-analyser af frugt, bær og nødder fra Københavnsområdet

Tabel B2.2 Se her!
Metaller i pære med skræl, 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem, n=56

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

5,5bc

4,3

1,0

19

Cr

-

 

-

-

Cu

710

 

280

950

Ni

88b

78

11

287

Pb

<6

<6

<6

14

Zn

1300

 

770

1800

As

-

 

-

-


Tabel B2.3 Se her!
Metaller i blomme, 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem, n=42

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

0,7a

0,4

0,5

3,9

Cr

-

 

-

-

Cu

630

 

440

1030

Ni

65b

60

<9

184

Pb

<8b

<8

<8

50

Zn

910

 

660

1140

As

-

 

-

-


Tabel B2.4
Se her!
Metaller i hyldebær, 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem, n=12

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

1,1

0,9

0,6

2,6

Cr

-

 

-

-

Cu

620

 

460

990

Ni

51a

47

26

116

Pb

25b

20

13

62

Zn

2100

 

1400

2600

As

-

 

-

-

Tabel B2.5 Se her!
Metaller i brombær, 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem – Hindbær, n=18

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

13b

11

2,6

58

Cr

-

 

-

-

Cu

1050

 

460

3100

Ni

200b

157

44

664

Pb

8b

<8

<8

28

Zn

3400

 

2800

3800

As

-

 

-

-


Tabel B2.6
Se her!
Metaller i Ribs (9 prøver) og solbær (3 prøver), 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem Ribs/solbær, n=12/23

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

5,8/1,9a

5,4/1,9

2,0/<0,5

13/5,1

Cr

-

 

-

-

Cu

880/990

 

560/770

1100/1200

Ni

87/119b

82/110

23/45

179/282

Pb

12/18a

12/16

<8/4

22/76

Zn

1800/2900

 

1300/2500

2700/3300

As

-

 

-

-


Tabel B2.7
Se her!
Metaller i jostybær (2 prøver) og stikkelsbær (8 prøver), 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

Overvågningssystem –stikkelsbær, n=10

Middel

Median

Min.

Max.

Cd

1,6a

1,3

0,3

6,1

Cr

-

 

-

-

Cu

560

 

540

570

Ni

27a

22

9

85

Pb

<6a

<6

<6

14

Zn

1600

 

1500

1600

As

-

-

-

-


Tabel B2.8
Se her!
Metaller i hasselnød, 1999. Enhed: g/kg vådvægt

g/kg
VV

FDir (pers.komm. EHL)

Middel

Min.

Max.

Cd  

17

18

Cr      
Cu      
Ni

1800

660

2300

Pb

130

   
Zn      
As      


PAH-analyser af grunde i Skagensområdet

Tabel B2.9 Se her!
PAH-indholdet i de forurenede grunde fra Skagensområdet. Alle værdier er mg/kg jord tørstof. Grundene er sorteret efter koncentrationen af benzo(a)pyren. Skyggede felter angivet rådgivningsintervallet (0,1-1,0 mg, benzo(a)pyren per kg jord tørstof), fed angiver koncentrationer over afskæringsværdien. Bemærk, at summen af PAH-forbindeler er summen af samtlige forbindelser, der indgår i analysen, hvorfor den ikke kan sammenlignes med rådgivningsintervallet.

Datasættet fra Skagen er ikke komplet, da der for et stort antal grunde udelukkende foreligger papir-kopi af analyseresultater. For en del af grundene har MST stillet elektronisk indtastede data til rådighed, hvorfor datasættet for disse er komplet. For grunde, hvor der kun foreligger papir-kopi af data, er værdierne for benzo(a)pyren tastet ind. De i tabellen viste data er middelværdier for hver enkelt grund af et antal prøver, taget i dybderne 0,1, 0,6 og 1 m. Antallet af prøver fra hver grund, og de udvalgte dybder varierer. Således er der kun prøver fra 1 meters dybde fra ganske få grunde. Dybderne, hvorfra, der er taget prøver fremgår af tabellens anden kolonne.

PAH-analyser af frugt og bær i Skagensområdet

Tabel B2.10
Resultater af PAH-analyser af samleprøver af æble, g/kg vådvægt

Prøve nr:

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detektions-
grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

1 forurenet

0

0,145

0

0

0

0

2 forurenet

0

0,13

0

0

0,02

0

3 forurenet

0

0,33

0

0

0

0

4 forurenet

0

0,85

0

0

0

0

5 ikke-
forur.

0

0

0

0

0,02

0

6 ikke-
forur.

0

0,21

0

0

0,02

0

Blandingsprøver
Prøve 1: Ydunsvej 19 Prøve 4: Eratosvej 6
Eratosvej 12 Eratosvej 7
Eratosvej 21 Eratosvej 20
Eratosvej 32 Eratosvej 22
Eratosvej 34 Eratosvej 28
Prøve 2: Ydunsvej 23 Prøve 5: Middagssol 1
Ydunsvej 27 Middagssol 24
Eratosvej 13 Middagssol 41
Eratosvej 25 Middagssol 89
Prøve 3: Ydunsvej 10 Prøve 6: Østerbyvej 15
Eratosvej 17   Østerbyvej 17
Eratosvej 18 Mikkel Jensensvej 3
Eratosvej 40 Ole Svendsensvej 2
    Østbank 19


Tabel B2.11

Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af æble, g/kg vådvægt

Prøve

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detektions-
grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

Ydunsvej 19

0

0,17

0,04

0,01

0,01

0,05

Eratosvej 12

0

0,16

0,02

0,01

0

0

Eratosvej 21

0

0,12

0,04

0,06

0,01

0

Eratosvej 32 A

0

0,14

0,06

0,01

0,01

0

Eratosvej 32 B

0

0,11

0,03

0,01

0,01

0

Eratosvej 34

0

0,13

0,01

0

0

0

Ydunsvej 23

0

0,18

0,02

0

0

0

Ydunsvej 27

0

0,17

0,01

0

0

0

Eratosvej 13*gnsn.

0

0,63

0,11

0,06

0,09

0,09

Eratosvej 25

0

0,15

0,01

0

0

0

Eratosvej 18

0

0,22

0,05

0,01

0,02

0,02

             
Eratosvej 13*

0

0,63

0,14

0,07

0,10

0,11

Eratosvej 13 A*

0

0,65

0,11

0,07

0,10

0,10

Eratosvej 13 B*

0

0,62

0,08

0,05

0,07

0,07

*: Prøven fra Eratosvej 13 er analyseret to gange; først i serie med de øvrige prøver, derefter som dobbeltbestemmelse i en anden serie.

Tabel B2.12
Resultater af PAH-analyser af samle- og enkeltprøver af pære g/kg vådvægt

Prøve nr:

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo-
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno-
(1,2,3-cd)-
pyren

Detekt. grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

1 ikke-forur.

0

0

0

0

0

0

2 ikke-forur.

0

0,31

0

0

0

0

Ydunsvej 19

0

0,36

0

0,01

0

0

Ydunsvej 13

0

0,42

0

0,01

0,01

0

Eratosvej 20

0

0,49

0

0,02

0,02

0

Eratosvej 25

0

0,49

0

0,01

0,02

0

Blandingsprøver
Prøve 1: Østerbyvej 7 Prøve 2: Aftensol, træ 1
  Østerbyvej 17   Aftensol, træ 2
Østerbyvej 21   Ole Svendsensvej 2
Østerbyvej 29 Ole Svendsensvej 10
Lars Krusesvej 9 Østerbak 29


Tabel B2.13

Resultater af PAH-analyser af samleprøver af blomme g/kg vådvægt

Prøve nr:

Ace-
naph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno-
(1,2,3-cd)-
pyren

Detektions grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

1 forure-
net

0

0,15

0,03

0,01

0,02

0

2 forurenet

0

0,13

0,01

0

0

0

3 ikke-
forur.

0

0,09

0

0

0

0

4 ikke-
forur.

0

0,18

0,01

0

0

0

Blandingsprøver
Prøve 1: Eratosvej 28 Prøve 3: Middagssol 2
Ydunsvej 15 Middagssol 24
    Middagssol 30
    Middagssol 32
Prøve 2: Ydunsvej 18 Middagssol 40
Ydunsvej 20    
Ydunsvej 27    
Eratosvej 5 Prøve 4: Morgensol 93
Eratosvej 7   Morgensol 97
Eratosvej 13   Morgensol 100
Eratosvej 20 Aftensol 66
Eratosvej 40 Aftensol 68


Tabel B2.14

Resultater af PAH-analyser af samleprøver af hyben, g/kg vådvægt

Prøve nr:

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno-
(1,2,3-cd)-
pyren

Detektions-
grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

1 forurenet

0

0,15

0

0,01

0,05

0

2 forurenet

0

8,20

0,02

0,02

0

0

3 ikke-
forur.

0

0,08

0,02

0

0

0

4 ikke-
forur.

0

0,03

0,005

0

0

0

Blandingsprøver
Prøve 1: Ydunsvej 17 Prøve 3: Kanalvej Nord
Ydunsvej 19 Buttervej/Fyrvej
Eratosvej 16, prøve 1+2 Rosenhuset, ved vippefyr
Eratosvej 16, prøve 2 Grenen Camping, nord
Prøve 2: Ydunsvej 2 Prøve 4: Batterivej, for enden af P-plads
Ydunsvej 8 Sygehusskoven
Ydunsvej 10 Batterivej vest, vest for Kubler
Ydunsvej 12 Syd for Kubler, over for redningshus
Eratosvej 20 Den tilsandede kirke, syd
Eratosvej 22, prøve 1 Den tilsandede kirke, nord
Eratosvej 22, prøve 2 Hedeboskolen


Tabel B2.15
Resultater af PAH-analyser af samle- og enkeltprøver af stikkelsbær, 1. analyseserie, g/kg vådvægt

Prøve nr:

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
Pyren

Detektions-
grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

1 forurenet

0

0,65

0,55

0,13

0,75

0

2 forurenet

0

0,43

0,04

0,01

0,06

0

3 forurenet

0

0,29

0,04

0

0,06

0

4 forurenet

0

1,72

1,75

0,42

2,03

0

5 ikke-
forur.

0

0,45

0,05

0,01

0,08

0

6 ikke-
forur.

0

0,315

0

0

0,015

0

Blandingsprøver
Prøve 1: Ydunsvej 2, busk 1   Prøve 5: Morgensol 100
Ydunsvej 2, busk 2   Aftensol 66
Eratosvej 7   Aftensol 67
Prøve 2: Eratosvej 10   Iver Christensensvej 38
Ydunsvej 10   Prøve 6: Middagssol 33
Prøve 3: Eratosvej 20, busk 1     Middagssol 35
Eratosvej 20, busk 2   Middagssol 36
    Middagssol 39
Prøve 4: Ydunsvej 15   Mikkel Jennesvej 2


Tabel B2.16

Resultater af PAH-analyser af samle- og enkeltprøver af stikkelsbær, 2. analyseserie, g/kg vådvægt

Prøve

nr.

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

bl.pr. 1

0

0,18

0,03

0,01

0,01

0

bl.pr. 2

0

0,18

0,03

0,02

0,02

0

bl.pr. 3

0

0,28

0,04

0,02

0,03

0

bl.pr. 4

0

0,38

0,13

0,06

0,12

0

bl.pr. 5 A

0

0,39

0,04

0,02

0,03

0

bl.pr. 5 B

0

0,35

0,02

0,01

0,01

0

bl.pr. 6

0

0

0,32

0,03

0,02

0


Tabel B2.17

Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af stikkelsbær, g/kg vådvægt

Prøve Ace-
naph-
thylen
Fluoran-
then
Benzo
(b+j)-
fluoran-
then
Benzo
(k)-
fluoran-
then
Benzo
(a)-
pyren
Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren
Detektions-
grænse
0,525 0,144 0,027 0,005 0,018 0,212
Ydunsvej 2,
busk 1
0 0,19 0,04 0,01 0,01 0
Ydunsvej 2,
busk 2
0 0,19 0,05 0,02 0,02 0
Eratosvej 7 0 0,16 0,05 0,01 0,01 0
Eratosvej 10 0 0,18 0,04 0,02 0,02 0,06
Ydunsvej 10 0 0,24 0,06 0,03 0,03 0,06
Eratosvej 20, busk 1 A 0 0,21 0,03 0,01 0,01 0,02
Eratosvej 20, busk 1 B 0 0,18 0,02 0,01 0,01 0,05
Eratosvej 20, busk 2 0 0,13 0,01 0,01 0,01 0,13
Morgensol 100 0 0,29 0,03 0,01 0,01 0
Aftensol 66 0 0,23 0,02 0,02 0,01 0
Aftensol 67 0 0,27 0,05 0,03 0,03 0
Iver Christensens-vej 38 0 0,72 0,08 0,05 0,07 0,22
Middagssol 33 0 0,32 0 0 0 0
Middagssol 35 0 0,14 0,02 0,01 0 0
Middagssol 36 0 0,12 0,02 0,01 0 0
Middagssol 39 0 0,13 0,01 0,01 0 0
Mikkel Jennesvej 2 0 0,12 0,06 0,04 0,09 0,07


Tabel B2.18
Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af pære fra Brønshøjholm i København, g/kg vådvægt

Prøve

nr.

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detekt. grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

144

0

0,21

0,03

0

0

0,08

150

0

0,19

0

0

0

0

167

0

0,38

0,01

0

0

0

212

0

0,38

0

0

0

0

216 A

0

0,18

0

0,01

0

0

216 B

0

0,28

0,01

0

0

0

224

0

0,27

0,01

0

0

0


Tabel B2.19
Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af blomme fra Brønshøjholm i København, g/kg vådvægt

Prøve
nr.

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detekt.
grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

130

0

0,40

0,01

0,01

0

0

131

0

0,24

0

0

0

0

135

0

0,06

0,03

0

0

0

136

0

0,24

0

0

0

0

138

0

0,29

0

0

0

0

140

0

0,30

0

0

0

0


Tabel B2.20

Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af brombær fra Brønshøjholm i København, g/kg vådvægt

Prøve
nr.

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Beno
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detekt. grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

115

0

1,70

0,03

0,01

0,02

0,07

116

0

1,81

0,02

0,01

0,01

0

117

0

3,24

0,03

0,01

0,01

0

124 A

0

3,04

0,02

0,01

0,01

0

124 B

0

3,48

0,03

0,02

0,01

0

125

0

1,10

0,02

0,01

0,01

0

194

0

2,57

0,27

0,12

0,24

0,27


Tabel B2.21

Resultater af PAH-analyser af enkeltprøver af ribs fra Brønshøjholm i København, g/kg vådvægt

Prøve
nr.

Acenaph-
thylen

Fluoran-
then

Benzo
(b+j)-
fluoran-
then

Benzo
(k)-
fluoran-
then

Benzo
(a)-
pyren

Indeno
(1,2,3-cd)-
pyren

Detekt. grænse

0,525

0,144

0,027

0,005

0,018

0,212

122

0

0,68

0,07

0,04

0,02

0

123

0

1,08

0,10

0,05

0,03

0

Bilag 3.Frugt og grøntsager fra kostmodellen

Grøntsager, frugt og bær, der indgår i kostmodellen, men som ikke er medregnet i undersøgelsen
Grønsager: Frugt:
Agurk, rå Ananas, rå
Asparges, konserves Ananas, konserves
Aubergine, rå Appelsin, rå
Bladselleri, rå Avocado, rå
Blomkål, uspec., rå Banan, rå
Broccoli, rå Citronsaft, friskpresset
Hvide bønner, hvide, tørrede Fersken, rå
Brune bønner, tørrede Fersken, konserves
Champignon, rå Jordbær, rå
Hvidkål, rå Kokosmel
Hvidløg, rå Mandel, rå
Kartoffelmel Netmelon, rå
Løg, rå Jordnød, tørret
Champignon, konserves Rosin uden kerner
Peberfrugt, grøn, rå Sveske, rå
Peberfrugt, rød, rå Vindrue, rå
Persille, rå Marmelade, uspec.
Porre, rå Frugtsaft, blandet, sødet, koncentreret
Purløg, rå Frugtsaft, blandet, usødet, koncentreret
Rabarber, rå Kiwi, rå
Rosenkål, dybfrost Mangofrugt, mangoblomme, mangga, rå
Rødbede, rå Kakifrugt (Sharon), rå
Rødbede, konserves Frugtpålæg, figen
Tomat, uspec., rå
Tomat, flået, konserves
Tomatketchup
Tomatpure
Grønne ærter, dybfrost
Gule ærter (flækærter), rå
Asier, syltede
Squash, alle typer, rå

Bilag 4. Resultater af indledende undersøgelser, København 1996-98

Resultaterne er opstillet på samme måde som i Fødevaredirektoratets (Jørgensen et al. 2000) publikation af resultaterne fra Overvågningssystemet.

Cadmium g/kg (ng/g)

Afgrøde

n

Gennemsnit

Minimum

Maximum

50% fraktil

90% fraktil

Grønkål 96

1

28

-

-

-

-

Rødbede 96

1

66

-

-

-

-

Kartofler 96+97+98

6

12,3

7,1

17,0

12,5

16,1

Pære 97

2

3,3

3,0

3,5

3,3

3,5

Pærekød 98

9

3,2

1,5

5,7

3,2

4,2

Pæreskræl 98

9

5,2

3,0

7,5

5,1

6,5

Æble 97

6

0,6

0,6

0,6

0,6

0,6

Æble 98

10

0,6

0,6

0,6

0,6

0,6

Blomme 98

10

0,6

0,6

0,7

0,6

0,7

Brombær 98

8

4,4

1,0

9,6

4,6

6,9

Hyldebær 98

10

1,6

0,6

6,6

1,1

2,2

Hasselnød 98

4

1,6

1,3

2,0

1,6

2,0


Kobber g/kg (ng/g)

Afgrøde

n

Gennemsnit

Minimum

Maximum

50% fraktil

90% fraktil

Grønkål 96

1

1600

-

-

-

-

Rødbede 96

1

1940

-

-

-

-

Kartofler 96+97+98

4

1750

1550

2100

1600

2000

Pære 97

2

770

550

990

770

946

Pærekød 98

9

561

280

960

600

768

Pæreskræl 98

9

1077

760

1400

1100

1320

Æble 97

6

508

390

770

470

666

Æble 98

10

336

140

550

355

433

Blomme 98

10

570

390

850

515

760

Brombær 98

8

814

450

990

875

962

Hyldebær 98

10

1054

540

1900

1000

1360

Hasselnød 98

4

4675

3400

5300

5000

5240


Krom g/kg (ng/g)

Afgrøde

n

Gennemsnit

Minimum

Maximum

50% fraktil

90% fraktil

Kartofler 97+98

2

9,5

5,0

14,0

9,5

13,1

Pære 97

2

5,0

5,0

5,0

5,0

5,0

Pærekød 98

9

5,6

5,0

7,9

5,0

7,7

Pæreskræl 98

9

6,8

5,0

16,0

5,0

9,8

Æble 97

6

9,7

5,0

18,0

7,9

15,2

Æble 98

10

8,2

5,0

20,0

7,8

10,5

Blomme 98

10

6,6

5,0

15,0

5,0

8,7

Brombær 98

8

9,1

5,0

22,0

7,2

13,6

Hyldebær 98

10

12,1

5,0

36,0

5,6

29,7

Hasselnød 98

4

6,8

5,0

12,0

5,0

9,9


Nikkel g/kg (ng/g)

Afgrøde

n

Gennemsnit

Minimum

Maximum

50% fraktil

90% fraktil

Grønkål 96

2

289

266

311

-

-

Rødbede 96

1

139

-

-

-

-

Kartofler 96+97+98

6

126

25

368

56

275

Pære 97

2

51

34

68

51

65

Pærekød 98

9

44

25

96

39

62

Pæreskræl 98

9

101

50

160

110

144

Æble 97

6

25

25

25

25

25

Æble 98

10

25

25

25

25

25

Blomme 98

10

36

25

57

34

46

Brombær 98

8

113

49

210

94

189

Hyldebær 98

10

68

40

140

66

82

Hasselnød 98

4

730

360

1100

730

1016


Bly g/kg (ng/g)

Afgrøde n

Gennemsnit

Minimum

Maximum

50% fraktil

90% fraktil

Grønkål 96 1

39

-

-

-

-

Rødbede 96 1

209

-

-

-

-

Kartofler 96+97+98 4

26

24

29

26

28

Pære 97 2

11

10

11

11

11

Pærekød 98 9

13

10

32

10

17

Pæreskræl 98 9

24

10

77

20

35

Æble 97 6

10

10

10

10

10

Æble 98 10

16

10

36

13

28

Blomme 98 10

30

10

71

30

49

Brombær 98 8

22

10

56

13

51

Hyldebær 98 10

16

10

52

10

22

Hasselnød 98 4

10

10

10

10

10


Zink g/kg (ng/g)

Afgrøde

n

Gennemsnit Minimum Maximum 50% fraktil 90% fraktil
Grønkål 96

1

22320

-

-

-

-

Rødbede 96

1

25655

-

-

-

-

Kartofler 96+97+98

4

3893

3500

4300

3880

4216

Pære 97

2

2150

1500

2800

2150

2670

Pærekød 98

9

1309

780

1800

1400

1640

Pæreskræl 98

9

3000

1900

4600

2900

3720

Æble 97

6

317

60

540

300

505

Æble 98

10

307

110

510

310

384

Blomme 98

10

1008

570

1400

985

1310

Brombær 98

8

2538

2200

2900

2450

2900

Hyldebær 98

10

2740

1700

4300

2750

3670

Hasselnød 98

4

12125

7500

17000

12000

15800

Bilag 5. Statistiske analyser af grøntsagsforsøg

Jordbundsparametre

Resultaterne af analyserne for jordbundsparametre er samlet i tabel B1.3. Variationen i jordbundsparametrene var relativt lav inden for den enkelte jordtype, så med hensyn til disse var forsøgsbedene ret ensartede. Derimod var der forskel på de tre jorde: Referencejorden (landbrugsjord) og Cometjorden (overfladejord fra en grund i København) havde normalt indhold af humus eller organisk kulstof (3%) , mens det var meget højt (19%) i Valbyparkjorden (fra opfyldning af losseplads), hvor det sandsynligvis stammede fra tidligere tiders affald. Valbyparkjorden var således ikke typisk for en jord, man normalt ville dyrke grøntsager i. Reference- og Cometjorden adskilte sig primært ved, at Referencejorden var mere leret end Cometjorden. I forsøget var der således indbygget en sammenhæng mellem høj koncentration af forureningskomponenterne og højt indhold af organisk stof i jorden samt lav koncentration af stofferne og højt ler-siltindhold.

Tilgængeligheden af forureningskomponenter i jorden kan være afhængig af jordens egenskaber såsom indhold af organisk materiale, ler og pH. Hvorfor der ved fortolkning af forsøgsresultaterne for grøntsagerne skal tages hensyn til dette fra forskellige jordtyper.

Da vejledning vedrørende indtagelse af hjemmedyrkede grøntsager grundlæggende skal bygge på viden om koncentrationen af enkeltstoffer i jorden, var det relevant at undersøge, hvorvidt en eventuel opkoncentrering af stofferne i planter er afhængig af jordbundsparametrene i en sådan grad, at det har betydning for den humantoksikologiske vurdering.

Derfor anvendes som mål for opkoncentreringen i planterne, biokoncentreringsfaktorer (BCF) ved beregningerne. BCF beregnes som forholdet mellem koncentrationen i planten og koncentrationen i jorden BCF = koncentration i plante (vådvægt)/ koncentration i jord (tørvægt). Til beregningerne er der anvendt log-transformerede tal, hvorved BCF beregnes som en differens.

PLS-analyse

De statistiske analyser blev udført ved hjælp af en Partial Least Square analyse (PLS), der er en såkaldt multivariat teknik (f.eks. Eriksson et al. 1995). Ved hjælp af denne analyse er det muligt at beskrive værdierne i en Y matrix (her BCF-værdier) ud fra værdierne i en X matrix (her jordbundsparametre). Der er tale om en form for regressionsanalyse, hvor samtlige parametre i X-matricen indgår på en gang, hvorved der i en flertrinsproces kan opnås et mål for den relative betydning af de enkelte parametre i X-maticen for Y-matricen. Med denne metode er der således mulighed for at "scanne" et stort variable i én proces, hvor den relative betydning af hver enkelt parameter kvantificeres.

I analysen benyttedes samhørende data fra hver enkelt delparcel i grøntsagsforsøget. Modellen forudsætter, at der for samtlige jord/planteprøver foreligger oplysninger for samtlige undersøgte parametre. For hver planteart er der gennemført en analyse og en model er opstillet, hvorefter jordbundsparametrenes betydning for de metaller, for hvilke modellen gav bedst overensstemmelse, blev undersøgt

Ud fra de tilgængelige data udtrækker PLS analysen såkaldte PLS-komponenter, der består af lineære kombinationer af de oprindelige variable. Om PLS-komponenterne gældet det, at man ved beregningen søger at forklare så meget som muligt af variationen i Y matricen ud fra variationen i X matricen. Samtidig søger PLS modellen at forklare så meget som muligt af variationen i matricerne med det mindst mulige antal PLS-komponenter.

Et indtryk af, hvordan de enkelte observationer fordeler sig i forhold til PLS-komponenterne fås ved hjælp af et såkaldt score plot. Figur B.5.1 viser et sådant for radise. Som det ses, fordeler observationerne fra de tre lokaliteter sig i tre tydelige grupper. Dvs. at BCF-værdierne for radise i de tre jorde har været sammenhængende med de parametre, der bidrager til de to akser: Cometjorden af førsteaksen, Valbyparkjorden (negativt) og Referencejorden (positivt) af andenaksen.

Figur B.5.1 Se her!
Score plot for de to PLS-komponenter for PLS modellen for radise. 1-5: Cometjord, 6-10: Referencejord, 11-15: Valbyparkjord.

Figur B.5.2 Se her!
Loading figur for PLS modellen for radise. Symbolerne for metallerne angiver biokoncentreringsfaktorerne for det respektive metal.

Et indtryk af årsagen til fordelingen kan fås ved at sammenholde score plottet på figur B.5.1 med et såkaldt loading eller vægtet plot (figur B.5.2), der viser hvor meget den enkelte variable bidrager til den enkelte PLS-komponent. (Informationen fra loading-plottet kan også afbildes som søjlediagrammer for hver af de to PLS-komponenter, som det er gjort i figur B.5.3 og 8.8). Ved at sammenstille figur B.5.1 og 8.6 ses det således, at lave koncentrationer af humus og total kulstof er sammenfaldende med en høj biokoncentrering, da humus/total kulstof på figur B.5.2 ligger til venstre på førsteaksen, hvorimod biokoncentreringen for de enkelte metaller ligger til højre (ses også af figur B.5.3). Tilsvarende ses det, at Valbyparkjorden, der ligger til venstre i score plottet, er kendetegnet ved parametre, der ligger til venstre i loading-plottet, dvs. at den generelt består af jord med et højt indhold af humus/total kulstof. Den ligger også modsat placeringen af BCF-værdierne for metallerne i loading plottet, hvorfor det kan konkluderes, at der i planter fra denne jord er fundet relativt lav opkoncentrering af metaller. Det omvendte er tilfældet for reference jorden, der ligger til højre i score plottet.

Tilsvarende ses det, at placeringen af prøverne fra Cometjorden øverst i score plottet primært kan relateres til høje pH værdier og en lav kationbytningevne (CEC), som medfører en relativt høj biokoncentrering af arsen og i nogen grad af kobber, bly og nikkel. Biokoncentreringen af cadmium og specielt af zink synes derimod uafhængig af pH og CEC, da vægtene for disse metaller (figur B.5.2) tilnærmelsesvis ligger på førsteaksen af PLS-komponenter. Da BCF-værdierne i figur B.5.2 ligger modsat total kulstof/humus i forhold til førsteaksen ses det også, at forhøjet indhold af organisk materiale reducerer BCF-værdierne (ses også af figur B.5.3 og 8.8). Derimod synes indholdet af finere jordpartikler (ler og silt samt sand) snarere at øge tilgængeligheden af metallerne (figur B.5.3).

I figur B.5.3 er resultatet af loading-analysen afbildet som et søjlediagram for førsteaksen fra figur B.5.2.

Figur B.5.3 Se her!
Afbildning af førsteaksen på figur B.5.2. De enkelte jordbundsparametres betydning for optagelse af kobber og arsen i radise er vist.

Analysen af den anden komponent, andenaksen i figur B.5.2, er afbildet i figur B.5.4.

Figur B.5.4 Se her!
Afbildning af andenaksen på figur B.5.2. De enkelte jordbundsparametres betydning for optagelse af kobber og arsen i radise er vist.

 En vurdering af modellernes evne til at forudsige variationen i Y matricen ud fra variationen i X matricen (prædiktiv værdi) kan opgøres ved værdien Q(cum). For en ideel model, hvor den samlede variation i Y matricen kan forudsiges ud fra X matricen, opnås en Q(cum) værdi på 1. Tilsvarende angiver en Q værdi på 0, at der ikke er nogen sammenhæng mellem X og Y matricen. For de opstillede modeller blev de i tabel B.5.1 viste Q(cum) værdier fundet:

Tabel B.5.1
Q(cum)-værdier for betydning af jordbundsparametre for opkoncentrering af metaller i planter

Planteart

Q(cum)

Kartoffel med skræl

0,24

Radise

0,59

Bønne

0,11

Salat

0,27


Som det ses af tabel B.5.1, var Q(cum) værdien for radise på 0,59, medens Q(cum) for de øvrige planter var væsentligt lavere. For kartoffel, bønne og salat er biokoncentreringen af metaller således kun i ringe grad styret af de undersøgte jordbundsparametre, når man ser samlet på alle metaller. For radise synes der derimod at være en vis sammenhæng mellem jordbundsparametre og BCF.

Der er gennemført analyser, hvor de enkelte metallers betydning for prædiktionsværdien (bidrag til Q(cum)) er undersøgt for hver enkelt afgrøde, efterfulgt af loading-analyser for det eller de metaller, der forklaredes bedst for den pågældende afgrøde. Resultaterne af disse loading-analyser er vist i figur B.5.5. Resultaterne fra metalanalyserne af salat fra Valbyparkjord blev ikke medtaget.

Figur B.5.5  Se her!
Loading-analyser for de metaller, der gav det største bidrag til Q(cum) for PLS-modellerne for henholdsvis kartofel med skræl, bønne og salat (uden resultater fra Valbyparkjord).

PLS-analyserne viste, at jordbundsparametrene havde betydning for arsen og kobber for kartoffel og radise, mens de for kartoffel også havde betydning for nikkel og til dels cadmium. For både salat og bønne gjorde noget tilsvarende sig gældende for kobber og zink, mens modellen for salat også viste korrelation for cadmium og i mindre grad arsen.

For radise er resultaterne kommenteret ovenfor. For de øvrige afgrøder blev der kun identificeret en akse i PLS-analyserne og efter udvælgelse af de metaller, der var identificeret, blev resultaterne af loading analyserne som vist i figur B.5.5. De er i hovedtrækkene sammenlignelige med dem for førsteaksen for radise med enkelte undtagelser for salat.

Det er således generelt for flere af metallerne i flere af afgrøderne fundet, at høje værdier for indholdet af organisk stof, kationbytningsevne samt natrium, kalium, calcium og magnesium reducerer tilgængeligheden, mens der synes at være øget tilgængelighed i jorde med højere indhold af fine partikler (ler og silt). Modellen for salat (der ikke omfattede data fra Valbyparkjorden) viste dog øget tilgængelighed med øget kationbytningsevne og øget magnesiumindhold, ligesom den afveg fra hovedindtrykket af de øvrige modeller ved at vise betydning af pH (reduceret tilgængelighed ved øget pH).

En sammenhæng mellem blyoptagelsen og en eller flere jordbundsparametre kunne ikke forudsiges af PLS-modellen for nogen af afgrøderne. Selvom tilgængeligheden af specielt bly i de forurenede jorde tilsyneladende var blevet øget som følge af jordhåndteringen, kunne denne tilgængelighed altså ikke korreleres til nogen af de målte jordbundsparametre.

Det kan derfor ikke udelukkes, at de ved PLS-analyserne identificerede parametre vil være af betydning i visse tilfælde, men generelt vurderes det, at de i anlagte humantoksikologiske vurderinger er baseret på så konservative forudsætninger, at de vil være gældende også for andre jordtyper og afgrøder end de i forsøget anvendte.

Antallet af prøver fra de enkelte forsøgsled

Efter analyse af de første 5 prøver af hver afgrøde fra hver jordtype (dvs. i alt 15 planteprøver med tilhørende jordprøver) blev betydningen af antallet af prøver for styrken af den statistiske fortolkning af resultaterne vurderet, i relation til anvendelse af henholdsvis regressionsanalyser og variansanalyser.

Regressionsanalyse

Ved regressionsanalyser på logaritmisk transformerede data er der fundet lineære sammenhænge, hvor stigende koncentrationer i jorden medfører stigende koncentrationer i planterne for en række metaller og afgrøder. For andre metaller ses der ikke at være sammenhæng mellem koncentrationen i jorden og koncentrationen i planterne. F.eks. synes cadmiumkoncentrationen i kartoffel, radise og bønne ikke at stige med koncentrationen i jorden (figur 8.3, 8.4, 8.6 og tabel 8.7).

Disse regressioner kan anvendes ved vurdering af eksponeringen for metallerne ved indtagelse af grøntsager, dyrket på forurenet jord med forskellig forureningsgrad.

Til illustration af betydningen af prøveantallet fra forsøget er der beregnet "prædiktionsintervaller" på regressionerne for hvert metal og afgrøde i forsøget. Tabel B.5.2 viser resultaterne af disse beregninger for koncentrationer i jorden svarende til Miljøstyrelsens rådgivnings- og afskæringskriterier for forurenet jord. Resultaterne fra Overvågningssystemet er angivet til sammenligning. I første kolonne derefter følger den ved regressionen estimerede koncentration i afgrøden ved den pågældende koncentration i jorden.

I de fire næste kolonner er der beregnet 95% prædiktionsintervaller, der angiver usikkerheden omkring den regressionslinie, der tages udgangspunkt i. De to første af disse kolonner (n=15) svarer til de i figur 8.1-8.4 viste. De to følgende viser prædiktionsintervallerne ved et prøveantal på 30. For salat er der kun 10 henholdsvis 20 mulige prøver.

For de kombinationer af afgrøde og metal, hvor der ikke er korrelation mellem koncentrationen i jorden og koncentrationen i planten, er disse beregninger ikke relevante, hvorfor kun kombinationer, hvor der var signifikans er medtaget i tabellen.

Tabel B.5.2 Se her!
Beregninger til illustration af betydningen af prøveantal for prædiktionsintervaller for koncentration i planter.

Af tabel B.5.2 fremgår det, at der ikke er meget vundet ved at øge antallet af prøver i det foreliggende analyseprogram til det dobbelte.

Variansanalyse

For at vurdere datasættet fra grøntsagsforsøget er der gennemført t-test, hvor data fra forsøget dels sammenlignes indbyrdes mellem jordene, dels sammenlignes med datasættet fra Overvågningssystemet. Til disse analyser er der anvendt logaritmisk transformerede data og "Tukey's Studentized Range Test", som anvendes, når et antal forsøgsled sammenlignes i samme test.

Resultaterne af disse analyser er påført tabellerne B1.4-B1.10. De viser, at der for bly kan konstateres signifikante forskelle på 5%-niveauet mellem såvel koncentrationer i afgrøder fra referencejord og de to andre jorde som mellem forsøgsdata og data fra Overvågningssystemet. For nikkel og cadmium gør dette sig også gældende for de fleste af de værdier, hvor der umiddelbart synes at være forskel.

Til belysning af betydningen af antallet af prøver for t-testens "styrke", dvs. mulighederne for at skelne mellem resultater fra forskellige jorde, er der gennemført power-test beregninger ud fra de eksisterende resultater. Antallet af prøver og risikoen for ikke at kunne konstatere en reel forskel ("styrken") er varieret. Disse beregninger er kun gældende for sammenligninger mellem de enkelte forsøgsled. Ved sammenligninger mellem resultater af forsøget og resultater fra Overvågningssystemet er der stor forskel på prøveantallet og variationen, hvorfor power-testen ikke kan anvendes.

Resultaterne af disse beregninger er illustreret i figur B.5.6, hvor den relative forskel der kan påvises ved et signifikansniveau på 5%, er afbildet som funktion af prøveantallet for en styrke på 10%. En relativ forskel på 1 svarer til en fordobling af middelværdien.

Figur B.5.6
Resultater af power-test til belysning af betydningen af antallet af prøver for t-testens styrke ved sammenligning af forsøgsled. De enkelte kurver viser resultaterne for henholdsvis bly, cadmium og nikkel. Tal på kurverne viser værdien af den relative, påviselige ændring.

Figur B.5.6 viser, at en fordobling af prøveantallet fra 5 til 10 vil formindske den forskel i middelværdi, der vil kunne påvises for alle afgrøder og alle metaller med undtagelse af cadmium i bønne. For radise og kartoffel, hvor formindskelsen er størst, er der tale om, at der med det nuværende datasæt kan skelnes forskelle mellem middelværdier i størrelsesordenen 50% ændring, hvor der ved fordoblet prøveantal vil kunne skelnes ændringer i størrelsesordenen 40%. Den opnåede forbedring er således begrænset til ca. 10%.

Middelværdierne fra Overvågningssystemets data er baseret på et større prøveantal, hvorfor dette vil få større betydning for antallet af frihedsgrader – og dermed t-testens styrke – end prøveantallet fra forsøget. Endvidere er der for de fleste afgrøder og metaller større variation inden for data fra Overvågningssystemet end inden for data fra den enkelte jord i forsøget. Ved sammenligning af middelværdier fra forsøget med middelværdier fra Overvågningssystemet vil variationen inden for datasættet fra sidstnævnte derfor have større betydning for udfaldet af en t-test end antallet af prøver fra forsøget.

Der ses således ikke at være dokumentation for, at analyse af flere prøver fra forsøget vil forbedre styrken af de statistiske analyser væsentligt.

Bilag 6. Baggrund for tilrettelæggelse af grøntsagsforsøget

Grundbog for udvælgelse af "værst tænkelige" arter
Randomiseret, komplet blokdesign
Antal gentagelser
 

Grundlag for udvælgelse af "værst tænkelige" arter

Inden for de senere år er der i forbindelse med vurdering af forurenet jord og anvendelse af affaldsprodukter på landbrugsjord udarbejdet to litteraturbaserede vurderinger af optagelse af miljøfremmede stoffer i planter fra forurenet jord. I den ene (Miljøstyrelsen 1996a) var hovedvægten lagt på metaller, mens den anden omfattede en vurdering af litteraturen vedrørende miljøfremmede organiske stoffer (Miljøstyrelsen 1996b).

I disse rapporter indgår et relativt stort datamateriale, hvor sammenhæng mellem koncentrationer af stofferne i jorden er vurderet i forhold til koncentrationer i planterne. Der er tale om undersøgelser gennemført under meget forskellige forhold og med vidt forskellige arter, og der er kun i de færreste tilfælde mulighed for direkte sammenligning mellem to i øvrigt sammenlignelige arters optagelse af stoffer fra jorden.

Overvejelserne i det følgende er derfor baseret på hovedtræk i de samlede datasæt, der indgår i de to rapporter. Bag anbefalingerne ligger også nyere litteratur, men den citeres kun i det omfang, den bidrager med væsentligt nye aspekter og/eller konklusioner i forhold til den tidligere gennemgåede.

Som supplement hertil er data fra den danske overvågning af levnedsmidler (Jørgensen et al. 2000) inddraget. Disse må formodes at stamme fra planter, der ikke er dyrket på forurenet jord, og der er ingen mulighed for at vurdere oprindelsen af de i afgrøderne fundne stoffer (metaller). Det er dog sandsynligt, at afgrøder, der generelt har et højt indhold af metaller, har et potentiale for opkoncentrering af metaller – også fra jord.

På denne baggrund blev der udvalgt repræsentanter for rodfrugter, bladafgrøder samt frugter fra enårige afgrøder. Følgende afgrøder blev anvendt til analyse for de pågældende forureningskomponenter:

Rodfrugter

Bladafgrøder

Frugt, enårige

Af-
grøde

Metal-
ler

PAH

Af-
grøde

Metal-
ler

PAH

Af-
grøde

Metal-
ler

PAH

Gulerod

+

+

Salat

+

+

Bønner

+

-

Kartoffel

+

+

 

 

 

Squash

-

+

Radise

+

 

 

 

 

 

 

 


Radise blev sået på et senere tidspunkt end de øvrige afgrøder (se afsnit 8.1).

Randomiseret, komplet blokdesign

Som følge af den stramme tidsplan for projektets gennemførelse var der ikke mulighed for at afvente resultater af analyser af de anvendte jorde inden anlæggelse af forsøget. Der blev derfor taget udgangspunkt i, at en vis variation i koncentrationerne af de undersøgte stoffer samt jordbundsparametrene måtte forventes over forsøgsarealet med den enkelte jord og i planterne, dyrket herpå.

Forsøgene blev anlagt efter et såkaldt "randomiseret, komplet blokdesign". I princippet opdeles arealet i et antal parceller af ens størrelse, der ligger ved siden af hinanden. Hver af disse parceller opdeles derefter i et antal delparceller, der gives hver sin behandling (afgrøde). På denne måde får man med den enkelte behandling et antal gentagelser, der er spredt forskellige steder over arealet frem for at have det hele i ét hjørne.

Dette design er oprindelig beregnet til undersøgelser, hvor databehandlingen baseres på variansanalyser, og det undersøges, om der er signifikant forskel på resultatet fra del-parceller, der har fået forskellig behandling. Fordelen ved at anvende designet i forsøgene med forurenet jord, hvor ensartetheden af forureningen ikke var kendt på forhånd, var, at det gav mulighed for at basere databehandlingen på regressionsanalyser, hvis variationen i koncentrationen af de enkelte metaller var stor inden for den enkelte jord.

Der blev således taget udgangspunkt i, at fordelingen af de enkelte forureningskomponenter inden for den enkelte jordtype ikke var kendt ved forsøgets start, og forsøget blev anlagt som et komplet, randomiseret blokdesign, der gav mulighed for at anvende variansanalyser til sammenligning med f.eks. resultater af Fødevaredirektoratets Overvågningssystem samt at anvende regressionsanalyser, hvis fordelingen var ujævn.

Antal gentagelser

Antallet af gentagelser af den enkelte afgrøde i hver jordtype måtte være tilstrækkeligt til, at der kunne opnås et datasæt, hvorfra der kunne konkluderes på et statistisk grundlag.

Da fordelingen af forureningskomponenterne ikke var kendt ved forsøgets anlæggelse, blev der gennemført en serie teoretiske beregninger, hvor forskellige antagelser om variationen mellem delparcellerne blev anvendt. Til disse blev en power-test anvendt.

På denne baggrund blev det besluttet at anlægge forsøget med 10 gentagelser af hver afgrøde i hver jordtype (se figur B6.1) og at inddele analyserne i to omgange: Først skulle 5 prøver af hver afgrøde fra hver jordtype (med tilhørende jordprøver) analyseres, hvorefter resultaterne skulle vurderes med henblik på, hvor meget analyse af yderligere 5 prøver af hver ville forøge mulighederne for at drage konklusioner på grundlag af resultaterne.

Figur B6.1
Forsøgs-oversigt med 10 gentagelser med 5 afgrøder i hver. Anlagt med hver af de tre jorde.

Bilag 7. Baggrund for tilrettelæggelse af frugtundersøgelserne

Metaller i frugt, København
Prøvetagning og analysestrategi
Udvælgelse af haveforeninger til prøvetagningen


Metaller i frugt, København

Frugtundersøgelsens tilrettelæggelse tog udgangspunkt i en prøvetagnings- og analysestrategi, der var udviklet i samarbejde med biostatistiker Jørgen Hilden fra Biostatistisk Afdeling, Københavns Universitet.

Prøvetagnings- og analysestrategi

Prøvetagnings-strategien er baseret på, at der udtages et relativt stort antal prøver fra grunde, der er stærkt forurenede, og et mindre antal fra grunde, der er "mellem-forurenede" og ikke-forurenede. Konkret var planen at indsamle prøver fra fire kolonihaveforeninger på stærkt forurenede grunde og fra én på hver af de andre typer jord. Hver haveforening skulle om muligt opdeles i to halvdele, der igen opdeltes i kvadranter. Herved afgrænsedes 8 områder i hver haveforening, hvorfra der skulle udtages en prøve af hver type frugt og bær. Der skulle således udtages 32 prøver af hver afgrøde fra stærkt forurenet jord og 8 prøver fra hver af de to andre forureningsgrader, i alt 48 prøver af hver type frugt og bær.

Analyserne skulle herefter gennemføres i to runder: Første runde, hvor prøverne fra fire kvadranter i en halv haveforening blev sammenstukket til én samleprøve (dvs. to samleprøver af hver afgrøde = 10 prøver/haveforening), eventuelt efterfulgt af en anden runde, hvor enkeltprøverne fra eventuelle samleprøver med høje koncentrationer skulle analyseres (i alt op til 240 enkeltprøver).

Udvælgelse af haveforeninger til prøvetagningen

Udvælgelsen af haveforeninger baseredes på hovedindtryk af forureningsgraden i forskellige haveforenings-områder i København. Ved nærmere analyse af de eksisterende data for indholdet af metaller i jorden fra de enkelte haveforeninger viste det sig, at billedet var mere nuanceret end den umiddelbare betragtning, der lå til grund for valg af haveforeninger, nemlig at områderne ved Kløvermarksvej og Valbyparken generelt er stærkt forurenede. Ved databehandlingen blev haveforeningerne derfor grupperet efter forureningsgrad for hvert enkelt metal.

I tabel B7.1 er resultater af Københavns Kommunes undersøgelser af de udvalgte haveforeninger samlet. Resultaterne af prøvetagninger i 38 haveforeninger er bearbejdet af Kemp & Lauridsen (1997), hvorfor flertallet af data er hentet derfra. Haveforeningerne ved Valbyparken indgik ikke i denne undersøgelse, og resultater fra disse er stillet til rådighed af Miljøkontrollen i København.

Tabel b7.1 Se her!
Median/middelværdi af et antal jordprøver for hver H/F. Koncentrationer i mg/kg tørstof

Det ses, at for de fleste parametre er forskellen på middelværdi og median ikke stor, hvilket tyder på, at variationen mellem de enkelte jordprøver har været begrænset, hvorfor de viste middelværdier med rimelighed kan antages at give et mål for forureningen med de enkelte metaller i hele haveforeningen.

På baggrund af disse oplysninger blev analyseresultater fra frugtprøverne samlet i fem grupper: Prøver fra haveforeningerne Brønshøjholm (udvalgt som "ikke-forurenet") og Kalvebod (udvalgt som "stærkt forurenet") er beregnet for sig, dels fordi der har været et større antal enkeltprøver herfra, dels for at kunne sammenligne resultaterne fra prøver, indsamlet i 1999 i Kalvebod med resultaterne af den indledende undersøgelse fra 1998. De øvrige haveforeninger er grupperet for hvert metal i to-tre grupper: "Stærkt forurenet", "mellemforurenet" og – i visse tilfælde – "andre lavt forurenede". Inddelingen i de tre grupper er baseret på middelværdierne fra tabel B7.1, da det i Miljøstyrelsens udkast til vejledning om rådgivning af beboere i let forurenede områder er præciseret, at ved vurderinger af større områder, skal middelværdierne anvendes. En oversigt over de anvendte data og sorteringen er vist i bilag 2, tabel B2.1.

 

Summary

Studies of fruits and vegetables

In literature, a number of studies of the uptake and transport of metals and xenobiotics in plants are described. Most of these studies are based on experiments, in which the soil was spiked with the substances immediately before test start, and the results show a potential for bioaccumulation in plants of several substances. In contaminated soil, the origin of the substances varies greatly just as they may have aged in the soil for a number of years, which reduces the bioavailability of the substances, and only few investigations of the uptake under such conditions are available.

In 1999, in connection with the revision of the Danish EPA "Guidance Document regarding advisory to the residents on slightly contaminated soil", the Soil Contamination Department of the Danish EPA initiated field surveys in collaboration with the Agency of Environmental Protection - City of Copenhagen and the County of Northern Jutland.

The objective of the surveys was to assess the importance of the content of PAH compounds and metals in crops grown in contaminated soil under realistic conditions - especially in relation to the concentrations of soil contamination that are relevant with regard to the advisory interval. The advisory interval is limited by a soil quality standard (under which the use of the soil is without restrictions) and a cut-off value (above which any contact with the soil should be avoided). The surveys included field experiments with vegetables and collection of fruits, berries and nuts from existing trees and bushes from non-contaminated soil as well as from soils with various degrees of contamination. Samples of root crops (i.e. potatoes and carrots) were analysed with as well as without peal.

In general, the investigations showed that when the contamination of the soil increased, the content of most of the contaminants in the vegetables increased as well, while such a correlation could not be demonstrated for fruits and berries. With regard to the PAH compounds, however, the results showed a potential tendency towards higher concentrations in berries grown in heavily contaminated soils than in berries grown in non-contaminated soils.

The conclusion of the surveys was that the substances investigated were only taken up through the roots and transported to other parts of the plants to a very limited extent but that, on the contrary, the substances were taken up in those parts of the plants that are in direct contact with the soil, which primarily applies to root crops. Furthermore, uptake in the above-soil parts may occur from soil deposited on the plants from soil splashes at heavy rainfalls or from whirled-up dust during dry periods. The investigations showed that the substances were found in the highest concentrations in root crops, i.e. potatoes and carrots, but that far the greater part may be removed by peeling.

As the concentration of the substances in the crops is far below the concentration in the soil, the surveys attached great importance to avoiding any traces of soil in the samples for analysis - partly by thorough washing and partly by avoiding berries with soil splashes. The conclusion is based on the assumption that no soil is ingested together with the crops.

Health assessments

Estimation of the contribution via food

The potential importance of the use of crops grown in contaminated soil in the everyday fare has been estimated. The estimations of the ingestion of heavy metals and PAH compounds have been made by use of a diet model developed by the Danish Veterinary and Food Administration.

As regards the metals, the estimated ingestion thus applies to the total fare, including crops (fruits as well as vegetables) grown in contaminated soil. The ingestion with the food, in which crops from contaminated soil are included, was compared with the ingestion with the food, in which only marketed crops are included (based on data from the Monitoring System of the Danish Veterinary and Food Administration).

As regards the PAH compounds, the estimations were made for benzo(a)pyrene as most data on concentrations in crops are available in literature for this compound and as the content of benzo(a)pyrene is often used in connection with risk assessment of PAH mixtures. As regards benzo(a)pyrene, results from vegetables grown in non-contaminated soil compared with results from contaminated soil were used for the diet model estimations. The concentrations found in fruits and berries were compared with literature data on the background level.

Health assessments

In connection with the ingestion of contaminated crops, children must be considered the most exposed group as they ingest proportionately larger amounts of food than adults.

Estimations show that when children by ingestion of marketed crops in average receive a contribution corresponding to 20% of the PTWI value, the contribution by ingestion of crops grown at the cut-off value corresponds to 25% of the PTWI when the potatoes are peeled - consequently an excess intake of lead of 5% of the PTWI value. When using potatoes with peel, the lead intake is considerable higher (47% of the PTWI).

As regards benzo(a)pyrene, an average excess intake by children of benzo(a)pyrene of approx. 5 ng/day was estimated by consumption of vegetables (including peeled root crops) from contaminated soil. The excess intake corresponds to approx. a fourth of what is acceptable in relation to intake of soil just meeting the soil quality standard. A separate assessment of benzo(a)pyrene was elaborated regarding benzo(a)pyrene in fruits and berries. The results of this part of the survey were compared with a literature-based background level of 0.02-0.04 g benzo(a)pyrene/kg wet weight in fruits and berries.

In general, the above estimations are considered very conservative as they overestimate considerably the excess intake. First, the estimations are made on the basis of the upper limit of the advisory interval (as regards benzo(a)pyrene even with twice the cut-off value) and second, it must be expected that eventually the actual excess intake will be considerably lower than estimated as, generally, home-grown crops cannot cover the consumption all the year round.

On this basis, the supplementary contribution of contaminants as a result of the ingestion of crops grown in slightly contaminated soil is estimated to be moderate when the root crops are peeled.

Conclusions

In the crops, levels of PAH compounds (represented by benzo(a)pyrene) and lead, which are unacceptable with regard to health, can be found. This is due to the relatively high concentrations found in root crops in consequence of their direct contact with the contaminated soil. The major part of the content is found in the outer part of the root crops and may thus be eliminated by peeling. Even though peeling removes the major part of the contaminants, ingestion may result in an increased intake of PAH compounds (benzo(a)pyrene) and lead even if the excess intake from crops from slightly contaminated soil is moderate.

The extent of the excess intake is estimated on the assumption that all crops are thoroughly washed and that root crops are peeled. Strawberries were not included in the surveys but as strawberries are in relatively close contact with the soil and as they are difficult to wash thoroughly, it must (until further investigations have been made) be recommended that they are not eaten.

In principle, the excess intake of PAH compounds and lead is not acceptable as there are no lower limit to the harmful effects of these substances.

On the basis of an overall view including the nutritional benefits of the ingestion of fruits and vegetables, the Danish EPA finds, however, that the intake of home-grown crops should not be dissuaded as only moderate excess intake is in question but that some precautions should be recommended (washing and peeling).

However, when assessing whether growing of crops in slightly contaminated soil is acceptable, the assessment cannot be limited to the actual intake of crops. When growing vegetables, it is not practically possible to avoid uncovered soil and a subsequent exposure of humans (especially children) to soil and soil dust. Via this exposure route, an unacceptably high exposure of children to contaminants in the soil may occur. As growing of fruits and berries may take place without any occurrence of uncovered soil, the above reflection regarding whether the actual growing is problematic does thus not apply to fruits and berries.

In the actually investigated soil contaminations with respect to fruits and berries (allotments in Copenhagen and tar-contaminated sites in the Skaw) in which the cut-off values are generally exceeded, the Danish EPA finds on the basis of the test results that there is no reason for a dissuasion of the ingestion of fruits provided that they are thoroughly washed beforehand. Regarding berries, it is assessed that the ingestion of berries that are growing close to the soil surface or that when picked are dirty from soil must be dissuaded. The Danish EPA finds that there is no reason for further dissuasion of consumption of berries provided that they are washed thoroughly beforehand.

 

"