| Indhold |

Miljøprojekt nr. 663, 2002; Teknologiudviklingsprogrammet for jord- og grundvandsforurening

Kortlægning af diffus jordforurening i byområder. Delrapport 1

Erfaringsopsamling og afklaring af kilder til diffus jordforurening i byområder

Indholdsfortegnelse

Forord

Nærværende udredningsprojekt om kortlægning af diffus jordforurening i byområder er iværksat af Københavns Kommune, Miljøkontrollen, under Miljøstyrelsens teknologiprogram for jord- og grundvandsforurening. Projektet har det overordnede formål at udarbejde metoder til optimering og forenkling af myndighedernes faglige arbejde ved den forestående kortlægning af diffus jordforurening i byområder på vidensniveau 2.

Projektet er opdelt i 2 faser, hvor Fase I omfatter indsamling af erfaringer og viden om forureningskilder samt teknikker og metoder til undersøgelse af diffust forurenet jord. Fase II omfatter fysiske afprøvninger af de i Fase I udarbejdede undersøgelsesstrategier. På baggrund af de opnåede undersøgelsesresultater foretages der en endelig redigering af strategierne.

Nærværende rapport er én af tre delrapporter udarbejdet under Fase I.

Nærværende delrapport 1 om erfaringsopsamling og afklaring af kilder til diffus jordforurening er én af tre delrapporter under Fase I af projektet om kortlægning af diffus jordforurening i byområder. Projektet er iværksat af Københavns Kommune, Miljøkontrollen, under Miljøstyrelsens teknologiudviklingsprogram med det overordnede formål at udarbejde metoder til optimering og forenkling af myndighedernes faglige arbejde ved kortlægning af diffus jordforurening på vidensniveau 2. Fase I har omfattet indsamling af erfaringer og viden om forureningskilder og undersøgelses metoder samt udarbejdelse af undersøgelsesstrategier.

Kilder til diffus jordforurening er derfor svære at identificere, og den diffuse jordforurening er typisk af lettere grad end jordforurening ved punktkilder, såsom industrigrunde eller affaldsdepoter. Områder, der igennem tiden har været forurenet af mange forskellige aktiviteter, f.eks. kulturlag i gamle bydele, eller større områder, der er blevet forurenet i forbindelse med jordflytning ved anlægsprojekter, byggemodning, landindvinding m.v., vurderes som diffust forurenet.

I nærværende delrapport 1 er der derfor defineret fem forureningsmodeller, som beskriver den måde, hvorpå en jordforurening kan være opstået. For alle fem forureningsmodeller er de tidsmæssige aspekter vedrørende spredning i miljøet særdeles væsentlige og en grundig historisk redegørelse er en forudsætning for en kortlægning af diffus jordforurening på vidensniveau 2.

Dette gælder navnlig afklaring af forureningsart og spredning til omgivelserne, men også afklaring af, om der kan være punktkilder i området. Koncentrationerne af nedbrydelige, vandopløselige og flygtige forureninger vil typiske aftage med tiden, mens de immobile og persistente stoffer vil ophobes i jordmiljøet og udgøre en diffus jordforurening. Især oplysninger om jordfyld, jordart, opfyldningers oprindelse samt arealanvendelse er vigtige i forbindelse med den historiske redegørelse.

Ved kategorisering af diffus jordforurening er der i delrapport 1 anvendt følgende fem indgange:

1. Byudvikling, infrastruktur og konsekvenser for diffus jordforurening.
2. Karakterisering af diffus jordforurening fra industrielle kilder.
3. Emissionsundersøgelser.
4. Jordforureningsundersøgelser.
5. Erfaringsopsamling af statistisk databehandling.

Byudvikling

Byerne har altid udgjort et centrum for boliger og de mange små erhvervsbrancher og der kan forventes, at både erhvervs - og husaffald før i tiden har været tilført det nære jordmiljø. Diverse bygningsmaterialer har ved nedrivning eller i forbindelse med brand ligeledes været tilført jordmiljøet. Røgemissioner og affald i forbindelse med boligopvarmning har også udgjort en belastning af det nære jordmiljø i byerne. Typiske forureningsparametre er PAH, olie, tungmetaller; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr, Hg og Cd.

Den lokale infrastruktur (liniekilder), såsom veje og jernbaner, kan desuden have bidraget til den diffuse jordforurening, og belastningen vil ofte være afhængig af historiske detaljer som f.eks. årstal for anlægsarbejde, trafiktal samt placering af hastighedsbegrænsende foranstaltninger (hastighedsgrænser, lysregulering og vejkryds). Typiske forureningsparametre er PAH, olie og tungmetaller; Pb, Cu, Zn.

Industrielle kilder

Lokale punktkilder (industrier) kan have ydet et væsentligt bidrag til den diffuse jordforurening i form af nedfald, deponering af affald eller eventuel terrænregulering, hvor der er anvendt forurenet jord. Typiske forureningsparametre er delvis branchespecifikke, men omfatter ofte PAH, PCB, phthalater, olie, tungmetaller; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr, Mo og Cd.

Endvidere kan atmosfærisk nedfald af PAH og tungmetaller fra fjerne kilder yde bidrag. Det atmosfæriske bidrag fra fjerne kilder udgør dog hovedsageligt en jævn belastning af topjorden over et større område. Bidraget til den diffuse jordforurening på et givent areal må imidlertid forventes at være lille i forhold til bidraget fra andre kilder. Påvirkning ses hovedsagelig i uberørt jord, hvor det atmosfæriske bidrag over tid ophobes i de øverste cm af topjorden. Pløjning og dyrkning af jorden medfører dog en fortynding af indholdet af forureningskomponenter tilført ved atmosfærisk nedfald.

Emissionsundersøgelser

Dansk og udenlandske emissionsundersøgelser har omfattet den generelle belastning i atmosfæren og nedfaldsmængden for stoffer som tungmetaller, sod, svævestøv, PAH, PCB, dioxiner, phthalater og DDT. De højeste værdier ses i nærheden af byer og især ved industrikilder, men også i landlige omgivelser ses en forureningspåvirkning i luften og i nedfaldet.

Jordforureningsundersøgelser

Danske jordundersøgelser af diffust forurenet jord har vist, at den diffuse belastning er stærkt knyttet til trafik, ældre byområder eller større punktkilder. Punktkilder såsom metalforarbejdende virksomheder kan f.eks. bidrage til forhøjet belastning i afstande fra 100 m til 6 km fra kilden. Hovedparten af de danske undersøgelser er udført med henblik på belysning af evt. arealanvendelseskonflikter i form af overskridelser af jordkvalitetskriterier, hvorfor der i mange af undersøgelser primært er analyseret for tungmetaller, olie og PAH. Udenlandske jordundersøgelser har påvist ligende niveauer som ved de danske undersøgelser for den diffuse belastning i byområder.

Statistiske databehandling

I flere udenlandske undersøgelser er der anvendt statistisk databehandling til vurdering af den diffuse belastning, bl.a. frekvensanalyser og vurdering af normalfordeling. Desuden anvendes ofte geostatistiske metoder til adskillelse af sammenlignelige data (samme population, f.eks. diffus jordforurening) og ikke-sammenlignelige data (f.eks. punktkilder).

Konklusion

Der konkluderes, at der ved diffust forurenet jord i byområder ses typiske overskridelser for PAH´er og bly på 2-3 gange jordkvalitetskriterier. Tæt på punkt- eller liniekilder (trafik) ses højere indhold. Herudover ses ofte forhøjede indhold af flere tungmetaller som kobber, chrom, nikkel og især zink, dog uden at der sker overskridelser af jordkvalitetskriterier.

De mest kritiske kilder til diffus jordforurening vurderes at være nedfald fra nærliggende punkt- eller liniekilder samt jordens tidligere anvendelse, herunder anvendelse som byjord. Ved jordanvendelse menes ikke alene arealanvendelse og tidligere aktiviteter på arealet, men også jordens historik, såsom jordflytning/-behandling, terrænregulering, områdets bymæssige alder, og om der tidligere er sket nedrivninger af bygninger og storbrand. Typiske forureningsparametre i kulturlag er PAH, olie, tungmetaller; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr og Cd. Desuden kan PCB og dioxiner være potentielle forureningsparametre.

Summary and conclusions

This review report concerning sources of diffuse soil pollution is part 1 of a three part report prepared under Phase I of a project on mapping of diffuse soil pollution in urban areas.

The project is instigated and supervised by the Agency of Environmental Protection in Copenhagen under the Danish Environmental Protection Agency's technology development program. The overall objective is to prepare methods to optimise and simplify technical investigations by the environment authorities in connection with mapping of diffuse soil pollution at the legislative knowledge level 2. Phase I has included a review of information concerning the sources of pollution, measurements from actual investigations, analytical and sampling techniques and investigation strategies.

Sources of diffuse soil pollution are therefore difficult to identify and the diffuse soil pollution is typically less heavy than soil pollution at point sources such as industrial sites or waste disposal suites. Areas that have been contaminated by a range of different activities over a longer period of time e.g. culture layer in old city sites or due to larger earthworks with contaminated fill during construction projects, site preparation, land reclamation etc. can all be defined as diffuse soil contamination.

In this part 1 report, five conceptual pollution models have been defined which describe the way in which diffuse soil pollution can occur. For all five models, the chronological time-frame for the emission to the environment is of importance and a detailed historic description is a prerequisite for the mapping and documentation of diffuse soil pollution at knowledge level 2. These aspects are especially pertinent with respect to clarification of the potential types of pollutant present and the conceptual model for the soil contamination, but also with respect to identification of point sources in the area under consideration.

Towns have always been centres for housing and many small industries. It can be expected that in former times, both waste from trades and industries as well as waste from domestic housing has found its way to the nearby soil environment.

Demolition of derelict buildings or town fires will often have resulted in the addition of various construction materials and fire residues to the topsoil. Smoke, soot and waste from domestic heating can also have been a source of pollution to the local soil environment. Typical pollution parameters are PAH, oil, heavy metals; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr, Hg and Cd.

The local infrastructure, line sources such as roads and railways, can also have contributed to the diffuse soil pollution and the degree of soil pollution will often be dependent on historical details such as the time period for construction works, traffic density as well as speed regulating structures (speed restriction zones, traffic lights, crossroads). Typical pollution parameters are PAH, oil and heavy metals; Pb, Cu, Zn.

Industrial Sources

Local point sources (industry) will often have produced an important contribution to the diffuse soil pollution by wet and dry deposition from smoke and other emissions, by establishment of local industrial waste dumps or by construction of earthworks with contaminated soil. Typical pollution parameters are in part dependent on the type of industry, but generally include PAH, PCB, phthalates, oil, heavy metals; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr, Mo and Cd.

Furthermore, atmospheric deposition of PAH and heavy metals from distant sources can contribute to soil loads. Distant sources only cause an even loading over large areas of topsoil and the contribution to the diffuse soil pollution across a given area is expected to be very small in comparison to contributions from other local sources. The cumulative effect is most evident in undisturbed soil, where the atmospheric contribution accumulates in the upper few soil cm. Ploughing and cultivation of the soil cause dilution in the soil layers of the pollution constituents accumulated by way of atmospheric deposition

Investigations of emission

Investigations in both Denmark and in other lands have comprised measurements in the atmosphere, and deposition rates for constituents such as heavy metals, soot, airborne dust, PAH, PCB, dioxins, phthalates and DDT. The highest values are seen in towns especially close to industrial sources of pollution, but also in rural areas, a pollution effect can be detected in the atmospheric air and in deposition.

Investigations of soil pollution

Danish soil investigations of diffuse contaminated soil have shown that a diffuse soil pollution has a very close relationship to traffic, or to older areas of towns or to large point sources of pollution. Point sources like metalworking industries can, for example, contribute to increased concentrations of the topsoil in a radius of 100 m to 6 km from the sources. The Danish investigations have mainly been carried out to assess possible conflict in land usage due to non-compliance with the Danish soil quality criteria. For these reason the most common parameters in these types of investigation are for contaminants with designated soil quality criteria, i.e. heavy metals, oil and PAH. Investigations of diffuse soil contamination in towns in other countries have shown similar levels to those seen in the Danish investigations.

Statistical data treatments

In many of the investigations from other countries, statistical data treatments such as frequency analysis, normal distribution, etc., have been applied to evaluate the pollution data. Furthermore, geostatistical methods to separate comparable data (same population, e.g. diffuse soil contamination) from non-comparable data (e.g. point sources).

Conclusions

It is concluded that diffuse contaminated soils in towns usually demonstrate non-compliance with Danish soil quality criteria for PAH and lead by a factor of about 2-3. Higher soil concentrations are seen close to point sources or line sources (roads). Furthermore, raised content of many heavy metals such as copper, chromium, nickel and especially zinc is seen, although the Danish soil quality criteria are seldom exceeded.

The most critical sources of diffuse soil pollution are assessed to be deposition from nearby point or line sources or associated with the former history of soil utilisation, e.g. urban activities. The term history of soil utilisation not only refers to previous industrial activities, but also earthworks, type of soil fill, soil cultivation and treatments, terrain levelling, urban age and activities and to building demolition and town fires. Typical pollution parameters in the urban culture layer are PAH, oil, heavy metals; Pb, Cu, Zn, Ni, Cr and Cd. Furthermore PCB and dioxins can be potential contaminants.

1. Indledning

1.1 Baggrund

Som noget nyt i forhold til tidligere lovgivning omfatter jordforureningsloven bestemmelser om diffust forurenede arealer, /1/. Jordforureningsloven indeholder dermed hjemmel til at kortlægge arealer med diffus jordforurening eller forventet diffus jordforurening. Der mangler dog et generelt videngrundlag til med større sikkerhed at kunne udpege disse arealer.

Diffus jordforurening har et andet forureningsmønster end punktforureninger, hvilket stiller særlige krav til de undersøgelsesstrategier, der benyttes ved dokumentation af signifikante diffuse forureningsniveauer.

Således har Københavns Kommune, Miljøkontrollen, under Miljøstyrelsens teknologiudviklingsprogram iværksat et projekt med det overordnede formål at udarbejde metoder til optimering og forenkling af myndighedernes faglige arbejde ved den forestående kortlægning af diffus jordforurening i byområder, i medfør af Jordforureningsloven.

Projektet er opdelt i 2 faser, hvor Fase I har omfattet indsamling af erfaringer og viden om forureningskilder samt teknikker og metoder til undersøgelse af diffust forurenet jord. Endvidere omfattede Fase I udarbejdelse af en strategi til afprøvning af fysiske undersøgelsesmetoder på diffust forurenet jord, inklusiv vurdering og validering af egnede feltmetoder. Undersøgelses- strategierne skal føre til beslutning om eventuel kortlægning af diffust forurenede arealer på vidensniveau 2.

I Fase I af projektet om kortlægning af diffus jordforurening i byområder er udarbejdet følgende tre delrapporter:

I Fase II skal der foretages en fysisk afprøvning af de i Fase I udarbejdede undersøgelsesstrategier. På baggrund af de opnåede undersøgelsesresultater skal der i Fase II foretages en endelig redigering af undersøgelsesstrategierne for kortlægning af diffus jordforurening på vidensniveau 2.

1.2 Formål

1.3 Rapportens indhold

Rapporten indeholder en erfaringsopsamling og afklaring af kilder til diffus forurening.

I kapitel 2 er diffus jordforurening defineret og metoden for videnopsamling beskrevet.

I kapitel 3 og 4 er udført en beskrivelse af byudvikling, infrastruktur og konsekvenser for diffus forurening, og diffus forurening fra industrielle kilder er gennemgået.

I kapitel 5 og 6 er resultaterne fra emissions- og jordforureningsundersøgelser opsummeret med det formål at karakterisere diffus jordforurening fra forskellige kilder.

I kapitel 7 er udført en erfaringsopsamling over statistisk databehandling i forbindelse med diffus jordforurening.

I kapitel 8 er referenceniveauer for dansk jord sammenstillet med de forventelige niveauer for diffus jordforurening i byområder. Desuden er udarbejdet en oversigt over de mest betydningsfulde kilder til diffus forurening, og hvilke forureningsparametre de medfører.

Sluttelig er der i kapitel 9 angivet en ordforklaring over en række emner, der har betydning i forbindelse med undersøgelsesstrategier.

2. Metoden

2.1 Definitioner

Indledningsvis er der til brug for erfaringsopsamlingen udarbejdet definitioner samt opstillet en overordnet klassificering af diffust forurenet jord.

Ved jordforurening fra punktkilder er det muligt at lokalisere kilden, idet forureningen er forårsaget af en eller flere hændelser, der er relateret til punktkilden. Der kan opstilles en forureningsmodel over forureningsforhold, spredning i miljøet samt konsekvenser for omgivelserne, som kan eftervises ved et passende undersøgelsesprogram. Ved direkte spild, udsivning på en lokalitet og ved deponering af affald i fyld- /lossepladser kan jordforurening afgrænses i forhold til kilden.

Ved diffus jordforurening er spredningsmønstret til omgivelserne karakteristisk for de forskellige kilder til diffus forurening. En klar definition af disse kan hjælpe både ved karakterisering af diffus forurening, ved fastlæggelse af strategier for undersøgelser og ved tolkning af undersøgelsesresultaterne.

De fem forureningsmodeller er baseret på et koncept udarbejdet af Amternes Videncenter for Jordforurening, som følger:

De fem forureningsmodeller er illustreret i figur 2.1. Bidragsmodellen og fyldjordsmodellen adskiller sig alene ved at fyldjordsmodellen er baseret på en systematisk påfylding af jord af ukendt oprindelse, hvor forurenede jordpartier kan have indgået, mens bidragsmodellen er baseret på små tilfældige bidrag igennem århundreder.

For alle fem forureningsmodeller er de tidsmæssige aspekter vedrørende spredning i miljøet særdeles væsentlige. Det er i denne rapport derfor valgt at vurdere den tidsmæssige og historiske udvikling, som kan være årsagen til diffust forurenet jord. Dette er gjort i et forsøg på at identificere potentielle kilder og karakterisere arten og sammensætningen af forureningen fra disse.

Se her!

Figur 2.1
De fem forureningsmodeller for diffus jordforurening
The five conceptual pollution models

2.2 Vidensopsamling

En grundig historisk redegørelse er en forudsætning for en kortlægning af diffus jordforurening. Dette gælder navnlig afklaring af forureningsart og spredning til omgivelserne, men også afklaring af, om der kan være punktkilder i området.

Især oplysninger om jordfyld og jordart, opfyldningers oprindelse samt arealanvendelse er vigtige. Sådanne informationer kan findes i diverse lokal/nationalhistorisk litteratur samt i litteratur vedr. lokalindustri, /4,5,6,7/. Opfyldte arealer og afgrænsninger af industriområder kan desuden ofte stadfæstes ud fra gamle flyfotos. Kilder og metoder til opsamling af historiske oplysninger er grundigt beskrevet i en rapport om historisk arealanvendelse i København, /8/.

2.3 Forureningsparametre

Formålet med denne rapport er blandt andet, at identificere hvilke forureningsparametre, der kan være aktuelle i forbindelse med diffust forurenet jord.

Diffus jordforurening er typisk opstået ved, at forureningen over et længere tidsrum er blevet opblandet eller fortyndet og spredt til omgivelserne. Koncentrationerne af nedbrydelige, vandopløselige og flygtige forureninger vil derfor aftage med tiden, mens de immobile og persistente stoffer vil ophobes i jordmiljøet og udgøre en diffus jordforurening.

Derfor forventes det, at relevante forureningsparametre for diffus jordforurening er de immobile og persistente stoffer.

3. Byudvikling og infrastruktur

I dette kapitel vurderes hvilke konsekvenser byudvikling har for diffus jordforurening, medens konsekvenser af den industrielle udvikling er beskrevet i kapitel 4.

3.1 Historisk byudvikling

De fleste større byer og provinsbyer i DK er anlagt i middelalderens begyndelse, ca. 1050-1225, /6,7/. Der har næsten altid ligget handelstrafikale overvejelser bag byernes placering i landskabet. Udvidelse af byerne har typisk været gennemført ved opfyldning af lavtliggende områder, i første omgang ved opfyldning med byaffald. Etablering af afdræningskanaler og dæmninger er også anvendt i forbindelse med indvinding af landarealer. Desuden er der i forbindelse med byudvikling etableret søer eller voldgrave, med ændringer i grundvands- og overfladevandspejlet til følge.

Dette har medført, at de øvre jordlag i byområder oftest er fyldjord af ukendt oprindelse og vekslende geologisk art og fyldjord kan således være af meget ældre oprindelse end selve bydelen. Hver by har sin egen udviklingshistorie, der fremgår af lokalhistoriske kilder, /4,8/.

Som et eksempel, jf. boks 1, kan nævnes en beskrivelse af den historiske udvikling i Københavns kommune anført i Miljøkontrollens rapport om arealanvendelse i København og rapporten om lossepladser og opfyldninger i København, /5,8/.

3.2 Lov og reguleringsgrundlag

I perioden fra 2. verdenskrig til midten af 1980´erne er der sket en nærmest eksplosiv vækst af byerne i DK, idet nye store bykvarterer blev etableret uden for de historiske bykerner.

Indtil midten af 1970´erne blev byvæksten reguleret af et byudviklingsudvalg som i særlige byudviklingsplaner udlagde zoner til ny byvækst. Ligeledes skulle forurenende virksomheder i princippet godkendes af sundhedskommissionen.

Ved kommunalreformen i 1970 reduceredes antallet af kommuner, og i begyndelsen af 1970´erne blev Miljøbeskyttelsesloven vedtaget. I samme periode blev Planloven vedtaget, og varetagelsen af miljømæssige hensyn blev inddraget som et væsentligt aspekt i lovpakken. Den fysiske planlægning skulle tilstræbe, at sikre den nødvendige adskillelse mellem boligbebyggelse og forurenende virksomheder.

3.3 Byudvikling, infrastruktur og diffus jordforurening

I tabel 3.1 er opstillet en oversigt over byudvikling og mulige forureningsparametre for diffus jordforurening. En nærmere beskrivelser heraf er efterfølgende givet i afsnit 3.4.

Tabel 3.1
Byudvikling og forureningsparametre
Town development and pollution parameters

3.4 Redegørelse for særlige emner

3.4.1 Byvækst

Befolkningsvæksten i perioden 1850 – 1950 medførte et behov for etablering af boligkvarterer uden for bykernen. Etablering af jernbaner har også haft betydning for udvidelsen af boligområderne. I perioden omkring århundredeskiftet og i de første ti år blev jorden omkring stationerne udstykket og villabebyggelser voksede op omkring stationerne og de oprindelige landsbyer, /9/. Udstykningen fortsatte indtil slutningen af 1960’erne.

Kulturlag

Byerne har altid udgjort et centrum for boliger og de mange små erhvervsbrancher, som betjente service- og handelsvirksomheder. Det kan forventes, at både erhvervs- og husaffald før i tiden har været tilført det nære jordmiljø. Diverse bygningsmaterialer har ved nedrivning eller i forbindelse med brand ligeledes været tilført jordmiljøet. Hertil skal det nævnes, at forbrænding af organisk materiale med kogsalt kan medføre dannelse af små mængder dioxiner. Det kan nævnes, at bly og kobber har været anvendt som bygningsmaterialer, og at tjæring (trætjære og stenkulstjære) af træemner har været almindeligt. I 1960´erne var eternittag med asbest almindeligt i mange boligkvarterer, ligesom asbest har været anvendt til isolering i virksomheder.

Boligopvarmning

Røgemissioner og affald fra boligopvarmning (1800–1950) med tørv, koks, kul og træ i kakkelovne, pejse og brandovne (sod, slagge, aske, PAH´er, dioxiner) kan forventes at have påvirket det nære jordmiljø i boligområderne og bymidten. Blandt andet er slagge fra forbrænding blevet tilført jordmiljøet. Petroleumsovne og -lamper (sod) har også været anvendt siden begyndelse af 1900´erne. I perioden fra 1860 til 1960 blev bygas indledningsvis anvendt til belysning, og herefter til opvarmning og madlavning (gasblus/-komfur). Jordforurening fra gasværker er dog hovedsagelig knyttet til produktionsstedet.

I slutningen af 1950´erne kom billig arabisk olie til de europæiske markeder, og der blev etableret fjernvarmeanlæg i mange byer. Overgangen til boligopvarmning med fyringsolie i 50´erne medførte emissioner af sod, svovl og PAH´er i boligområder. Naturgas har været anvendt i stigende grad siden sidst i 80´erne og er mindre forurenede for jordmiljøet, idet det har et meget lavt svovlindhold i forhold til fyringsolie. Ligeledes har fjernvarmeforsyning erstattet meget af den private boligopvarmning. Røg fra fjernvarmeanlæg renses i dag for svovl og nitrogaser samt sod. Røgrensningen fjerner også PAH-forbindelser. Før krav om røgrensning og optimering af processerne har kraftværker, fjernvarmeværker og forbrændingsanlæg tilført et væsentlig bidrag til luftforurening.

Affald

I 1860 fik København sin første sundhedskommission, som fastsatte regler for afløb, bortskaffelse af dag- og natrenovation samt vandforsyning. Natrenovation blev prioriteret højt, men først i 1902 kom der en betænkning om dagrenovation.

I 1926 blev det konkluderet, at formuldninger på lossepladser foregik tilstrækkelig hurtigt, og at man ligeledes skabte landindvinding ved opfyldning i lossepladserne. Det blev derfor besluttet at fortsætte med lossepladserne i stedet for afbrændingsanlæggene. Denne praksis fortsatte helt frem til 1970’erne. Dog blev der udviklet et system, hvorved den daglige mængde affald blev overdækket med et tyndt lag muld, dannet af ældre komposteret affald, /8/.

I 1974 begyndte man med forbrænding i ovne i Københavns Kommune, hvilket dog producerede store mængder aske og slagger. I andre store byer og i Frederiksberg og Gentofte påbegyndtes forbrænding af affald i begyndelsen af 1900-tallet. Industriaffald udgjorde i 1930’erne i stigende grad hovedbestanddelen af renovationen i lossepladserne. Brande, i især industriaffald, medførte, at lossepladserne fortrinsvis blev placeret kystnært. Efter ca. 1930 blev benzin og olie fra benzinudskillere samt affaldsolie og benzin samlet i særlige beholdere og kørt til lossepladserne. Affaldets sammensætning har ændret sig gennem tiden. Papir, plastik og blikprodukter har siden ca. 1930 udgjort en stigende andel. Mængden af aske er faldet som følge af overgangen fra kakkelovne til oliefyr og naturgas. Mængden af spildolie og andre kemikalier er steget. Mængden af slam fra rensningsanlæg for kloakvand, der er blevet deponeret på lossepladserne, er ligeledes steget gennem tiderne. I en rapport fra 1990 er indholdet af de forurenede stoffer i byggeaffald vurderet, /10/.

Slam fra spildevandet har i perioden 1940-1960 været benyttet som gødning i parker og på boldbaner.

I tabel 3.2 og 3.3 er angivet indhold af miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand og slam.

Tabel 3.2
Oversigt over miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand, /11/
Overview of environmental pollutants in household waste water

Tabel 3.3
Oversigt over organisk miljøfremmede stoffer i spildevandslam, /12/.
Overview of organic environmental pollutants in waste water sludge

*Der er ikke fundet DDT, HCH eller andre chlorphenoler.

3.4.2 Vejnet

Hovedlandevejene på Sjælland er anlagt frem til 1800, på Fyn indtil 1820 og i Jylland frem til 1867. Landevejene på Bornholm er anlagt i perioden 1800 – 1900, /13/.

Udviklingen af automobiler og det stigende antal privatbilister i perioden fra 1930´erne til 1970´erne betød, at man allerede i 1950’erne begyndte at udbygge vejnettet. For en stor del bestod dette i asfaltering af allerede eksisterende grusveje, de såkaldte sekundære veje.

I 1937 blev motorvejen fra Jægersborg til Helsingør anlagt som aflastningsvej for Lyngbyvejen, og motorringvejen omkring København er anlagt i 1970’erne, /13/.

I det følgende år gik man for alvor i gang med et ret omfattende motorvejsbyggeri, og modernisering af det bestående vejanlæg. Desuden blev der nu bygget mange broer, dels nye broer, dels 2. generationsbroer som den ny Lillebæltsbro og Farøbroen, /14/.

I tabel 3.4 ses udvikling med tiden for vejnettet.

Tabel 3.4
Oversigt over vejnet og antal automobiler, /15,16/.
Overview of length of road net and number of vehicles

Imidlertid, har trafikvækst medført, at trafiktætheden på vejnettet også har været stærkt stigende med tiden. I tabel 3.5 gives en oversigt over udviklingen i årsdøgntrafikken fra 1938 – 2000.

Tabel 3.5
Trafiktal, /15,17/
Number of vehicles on different road sections

Udvikling kan også udtrykkes i millioner køretøjskilometer. For alle veje er der konstateret en stigning fra 35.447 til 45.972 mio. køretøjskm i perioden 1989 til 1999. Hovedbidrag ses ved en stigning på 100% på motorveje, /15/.

Brændstof

Som brændstof anvender automobiler hovedsagelig benzin eller dieselolie. Begge produkter er dannet ved raffinering af råolie. Moderne brændstof er væsentligt anderledes i sammensætningen end tidligere.

For dieselolie er svovlindholdet faldet fra 0,8% (før 1980) til mindre end 0,05% (1996), dog 0,005% i let dieselolie. Netop svovl er problematisk pga. dannelse af de fine og ultrafine partikler, som er sundhedsskadelige. Svovlpartikler optager PAH´er og øger dermed nedfaldet af PAH´er langs veje og omkring boliger, som fyrer med fyringsolie.

For benzin er der sket en nedsættelse af blyindhold fra mere end 0,6 g/l til mindre end 0,4 g/l i 1978. Alkylerede blyforbindelser er blevet tilsat for forbedring af oktantallet. I 1985 introduceredes benzin med oktantal 92 og 95, og i 1986 blev blyindholdet i den blyholdige benzin nedsat til 0,15 g/l, samtidigt med at grænsen for benzenindhold blev fastsat til 5% . I 1989 blev blyfri benzin, 98 oktan med et indhold på ca. 2–3% MTBE (methyl-tert-butylether), lanceret i Danmark. MTBE er et benzinadditiv, der øger oktantallet, som en erstatning for bly. I 1993 blev blyindholdet yderligere reduceret til 0,05g/l, og fuldstændigt fjernet i 1994.

Oktantallet kan øges ved ligeledes at øge aromatindholdet, herunder benzen. Men da benzen er særdeles uønsket i benzin, er benzenindholdet også blevet reguleret gennem årene. I 1996 blev benzen begrænset til max. 3%, og yderligere reduceret til 1% i 2000, /18/.

Vejbygning

Fra 1820 til 1920 blev makadamisering anvendt til vejbygning, /13/. Store skærver blev lagt i et lag på 15-20 cm, og der udførtes efterfølgende nedvanding af sand og grus. Omkring år 1900 begyndte man at hælde tjære over makadammen for at dæmpe støvgenerne. Man har desuden i perioder iblandet brugt gasrensemasse (brugt myremalm) i gruset som ukrudtsmiddel og anvendt svitsede skærver (svitset med gasværkstjære), /13/. Vejmateriale genanvendes i væsentligt omfang.

Fra begyndelsen af det 20 århundrede og frem til 1976 blev der udelukkende anvendt tjæren. Siden 1920´erne er bitumen i stigende grad anvendt sammen med tjære eller som erstatning, /15/. Især i begyndelsen af 1950´erne er forbruget af bitumen stærkt stigende, mens forbruget af tjære er stærkt faldende, /19/. Vejtjære opblandes med kreosot- og anthracenolie samt evt. bitumen 15 – 85%. I dag er asfalt alene baseret på bitumen, som har et væsentligt lavere indhold af PAH´er, men der anvendes i dag stadig 20% genbrugsasfalt.

Indtil 1968 har kultjære også være anvendt i asfalt, ligesom anvendelse af kultjære som klæbemiddel i bitumen (tjærebrændt asfalt) har været anvendt frem til omkring 1976, /19/.

Ved udførelse af ny vej lægges flere lag asfalt med forskellige egenskaber oven på et bærelag. Ældre veje blev ofte renoveret ved en overfladebehandling, hvor der foretages oversprøjtning med varm bitumen og udlægning af småsten. Asfaltforbruget i vejsektoren er i dag ca. 3 mio. tons/år, hvoraf ca. 10% er genbrugsasfalt.

Vejvand og vejstøv

Der findes en række miljøfremmede stoffer i overfladeafstrømningen fra befæstede arealer, /20/.

Overfladestrømning fra befæstede arealer er vand, der løber fra vejoverflader, parkeringspladser, hustage eller lignende. I byområder ledes overfladevand til et rensningsanlæg eller direkte til recipient. Før i tiden afstrømmede vejvand sandsynligvis langs rabatten.

Både danske undersøgelser og udenlandsk litteratur har rapporteret høje indhold af bly, cadmium, chrom, kobber, nikkel, zink og PAH´er i afløbsvand samt i sedimentet i de recipienter, som modtager vejvand., /20/. Typiske koncentrationer fra Skovlunde (boligområde) og Bagsværd (motorvejsareal med 22.500 biler/døgn) er vist i tabel 3.6 baseret på kilder i /20/.

Tabel 3.6
Oversigt om miljøfremmede stoffer i vejsediment og vejvand, /fra 20/.
Overview of environmental pollutants in road sediment and road runoff water.

* diverse: isproturon, dichlobenil, 2,6-dichlobenzamid, merchlorprop, MCPA, dichlorprop, 2,4-D, DNOC, simazin, terbuthylazin

Højere indhold af miljøfremmede stoffer er fundet i vejvand fra servicearealer, parkeringspladser og fra tage. Vejvand tæt på kreosotimprægnerede pæle indeholdt op til 552 µg total PAH´er/l umiddelbart ved siden af pælen og 23,3 µg total PAH´er/l i 4 meters afstand fra pælen, /21/.

I /22/ konkluderes det, at der er en direkte sammenhæng mellem trafikintensiteten og indholdet af PAH´er i partikelfasen i luften. Andre undersøgelser, /23/, har vist, at ca. 14% af PAH-indholdet i vejvand er i opløst form og resten bundet til partikler. Dette betyder, at PAH´er kan forventes i drænsediment, langs veje og i rabbatjord.

Gummistøv fra dækslid indeholder højmolekylære olieprodukter og PAH´er. PAH-bidraget fra gummistøv fra dækslid (14 tons/år) vurderes i Sverige at være væsentligt større end bidraget fra asfaltslid (4 tons/år), emissionen fra biler med katalysator, eller fra dieselvogne, der kører på miljødiesel, /24/. Endvidere vil slid fra kultjæreholdig asfalt havde været en dominerende kilde til PAH´er i vejstøv. I tabel 3.7 er PAH-sammensætning i vejstøv, dækslid, og bremsebelægninger sammenlignet, /25/.

Tabel 3.7
PAH-sammensætning i partikler fra dækslid, vejstøv og bremsebelægning, /25/.
PAH composition in particles from tire wear and tear and road and brake dust.

I vejstøv findes desuden tungmetaller som bly, vanadium og nikkel. Endeligt kan der nævnes saltpladser, hvor vejsalt opbevares, og hvor der kan ske udvaskning og spredning af cyanidforbindelser samt natriumklorid.

3.4.3 Jernbaner

Den første jernbane i Danmark blev i 1847 åbnet mellem København og Roskilde. I 1856 blev banen forlænget til Korsør, /26/. Udbygningen af jernbanenettet fortsatte i 1860’erne indtil begyndelsen af 70’erne. Allerede i 1875 var det danske hovedbanenet stort set færdigt. Herefter blev fortrinsvis bygget sidelinier, der forbandt hovedlinierne, samt oplandsbaner, der skulle knytte landbefolkningen tættere til de større byer. Da jernbanenettets udstrækning var på sit højeste i 1920´erne, var der 5.400 km jernbane, /14/. Siden er mange strækninger blevet nedlagt, /26/. Mange privatbaner blev i 1960’erne nedlagt eller omlagt til godsbaner. Tilsvarende skete for DSB’s sidebaner i begyndelsen af 1970’erne, /29/.

I tabel 3.8 ses udviklingen med tiden for jernbanerne.

Tabel 3.8
Oversigt over jernbanernes længde, /15/.
Overview of length of railway related to period

Brændstof

De tidligste tog var damptog. I 1930’erne begyndte de mere rationelle dieselmotorer at afløse dampkraften, også i tog, /30/. Den ordinære damptogsdrift blev helt afviklet i 1968. Røg fra damptog var ofte sort af sod, og nedfaldet kunne ses lang banestrækningerne. I 1936 blev banedriften elektrificeret på de nuværende S-togs strækninger, /30/.

Dieselmotorer er mindre forurenende end de tidligere damptog, men medfører stadig emission af sod og PAH´er. Elektrificering af banestrækningerne gav dog andre påvirkninger. Blandt andet ses en påvirkning med kobber fra slid på kørestrømsledninger. I princippet kan bremserne i alle typer tog havde indholdt asbest, ligeledes kan asbest har været anvendt som isolering af motoren.

Etablering og vedligeholdelse

Etablering af jernbanerne skabte store anlægsarbejder og jordflytninger. Etablering af nordbanen i 1864 (København-Hillerød–Helsingør) krævede flytning af ca. 968.000 m³ jord, /9/.

Jernbanens stålskinner blev anlagt på jernbanesveller lagt på skærver. Oprindelig blev der anvendt jernbanesveller imprægneret med kreosot (fra stenkulstjære), mens man er i dag gået over til betonsveller. I jordprøver fra en jernbanestrækning med kreosotbehandlede jernbanesveller er der fundet 3,1 mg PAH´er/kg, medens svellerne selv indholdt 62.000 mg PAH´er/kg træ, /21/.

I de tidlige damptogs dage var der behov for depoter med kul og koks og vandtårne, hvor der kan være opstået overfladeforurening med kulstøv. Ved driften af dieseltog er der etableret dieselolietankdepoter. Vedligeholdelse af skærvelag kræver ukrudtsbekæmpelse samt udskiftning og renovering af skærver (vask). Brugt gasrensemasse fra gasværker (myremalm) kan have været anvendt som ukrudtsmiddel på banestrækninger og ved depoter. Togmotorer skulle smøres og kan have medført oliespild langs banestrækningerne. Flangesmøring og adhæsionsbevarende smøring af skinner er ligeledes vedligeholdelsesoperationer, som kan have ført til jordforurening langs banestrækningerne.

Da PCB anvendes i hydrauliske systemer og som isolatorer i kondensatorer og transformatorer, kan det tænkes, at der kan fremkomme jordforurening med PCB langs jernbanestrækninger (især ved transformatorstationer). Ligeledes er der ved transformatorstationer, risiko for jordforurening med kviksølv fra kviksølvkontakter.

4. Industriudvikling

4.1 Historisk udvikling

Den industrielle fremstilling indledtes omkring 1870 og voksede kraftigt i 1890´erne, /5,8/. Hovedparten af industrien fandtes i København og andre større byer, /8/. I 1940´erne indledtes der yderlige en kraftig vækstperiode.

Før 1870 var produktionsvirksomheder håndværksprægede. Ved industrialiseringen skete der en vækst inden for metal- og beklædningsindustrien samt inden for maskinfabrikation. I provinsbyer fandtes tekstil- og næringsmiddelindustrien. Andre vigtige industrier har omfattet råstofindvinding, f.eks. teglværker i Nordsjælland og Aalborg-omegnen samt cementfabrikker i Aalborg. Ligeledes kan der nævnes papirfabrikker med stort vandforbrug i Næstved og Silkeborg samt de danske sukkerfabrikker. Jern- og metalvirksomhederne har være dominerende i begyndelsen af 1900-tallet. Antallet af kemiske virksomheder har været stigende frem til 1950, hvorefter der er sket en reduktion i antallet.

Mange mindre industrier opstod i tæt bebyggede områder i byerne, især før 1900. Industrikvarterer var ofte blandet bolig og erhvervsområder, jf. boks 2.

4.2 Lov og reguleringsgrundlag

Før vedtagelsen af miljøbeskyttelsesloven i 1973 var forurenende industrier reguleret ved sundhedsvedtægter via sundhedskommissionen i de enkelte kommuner. Ved indførelsen af miljøbeskyttelsesloven udkom diverse vejledninger, bl.a. vejledningen om begrænsning af luftforurening fra virksomheder.

Kommunekemi etableredes i 1971 og i Miljøministeriets Lov om bortskaffelse af olie- og kemikalieaffald af 1972 samt bekendtgørelse om kemikalieaffald af 17. marts 1976 stilledes krav om forsvarlig bortskaffelse af kemikalieaffald. Kemikalieaffald blev reguleret i forhold til affaldskort med angivelse af affaldsart, -oprindelse, -bortskaffelse og sikkerhedsforanstaltninger m.v. Desuden blev der udarbejdet branchekataloger for kemikalieaffald, /31/, som både omfatter en affaldsoversigt og et brancheindex med navneregistre og kapitel 5-koder, samt en henvisning til affaldsnr. for hver branche.

4.3 Industriudvikling og diffus jordforurening

Jordforurening fra industrien betragtes normalt som punktforurening. I /32/ er der udarbejdet en rapport om status og erfaring med kortlægning af kilder til jordforurening. Blandt litteraturkilder kan henvises til branchebeskrivelser og faktaark, udarbejdet af Amternes Videncenter for Jordforurening, /121/. I kortlægningsvejledningen, /33/, angives ligeledes en liste over kilder til jordforurening og forslag til indsamling af kildemateriale i forbindelse med kortlægning. Desuden kan der henvises til, /4/, for en mere grundig gennemgang af kilder til industrikortlægning.

Punktkildernes bidrag til diffus jordforurening opstår typisk som følge af luftbåren forurening fra industriens emission til luften. Men også spild, henlæggelser og deponering må antages at bidrage til den diffuse jordforurening. Dette gælder især perioden før vedtagelsen af Miljøbeskyttelsesloven, idet . affald fra før 1970 ofte blev deponeret i tilfældige opfyldninger. Ved nedrivning og byggemodning af arealer, som har tilhørt mindre virksomheder og industrier, kan forurenede materialer eller jord have været bortskaffet og anvendt ved terrænregulering/opfyldning. Hvorvidt en forurenende industri kan have bidraget til diffus jordforurening, afhænger af industriens art og driftsperiode. Generelt kan det antages, at industrier etableret før vedtagelsen af Miljøbeskyttelsesloven bidrager i højere grad end nyere industrier til den diffuse jordforurening i byområder.

I tabel 4.1 er angivet en oversigt over typiske former for diffus jordforurening fra industrikilder og de forventelige forureningsparametre. I tabel 4.1 er oplistet en række typiske forureningsparametre fra punktkilder, men det skal bemærkes, at vandopløselige og flygtige stoffer ikke vurderes som relevante i forbindelse med diffus jordforurening. Endvidere er det usikkert om hvordan der kan tilrettelægges et måleprogram for asbest (som fibre) i forbindelse med diffus jordforurening.

Tabel 4.1
Industriudvikling og forureningsparametre ved diffus jordforurening.
Industrial development and pollutant parameters for diffuse soil pollution.

Se her!

4.4 Redegørelse for særlige emner

4.4.1 Røg og emissioner

Ved indførelsen af Miljøbeskyttelsesloven i 1973 blev udarbejdet diverse vejledninger, bl.a. vejledning om begrænsning af luftforurening fra virksomheder. Dette skal ses på baggrund af, at industrisamfundet er baseret på et kolossalt energiforbrug, der involverer forbrænding af kul, olie og gas. De væsentligste forureningskomponenter, der opstår ved ufuldstændig forbrænding, er sodpartikler og kulbrinter, såsom PAH´er, dioxiner m.v.

Herudover forekommer der emissioner fra industrien via udledning fra skorstene, udluftningsrør m.v. Disse kan både omfatte produkter fra ufuldstændig forbrænding (sod, PAH, dioxiner) og kemikalier (organiske opløsningsmidler, chlorerede opløsningsmidler, freoner, PCB´er og tungmetaller).

Lovgivning med hensyn til regulering af skorstenshøjde i forhold til nedfaldsområde er først indført i forbindelse med Miljøbeskyttelsesloven. Nedfaldsarealet er både betinget af skorstenshøjden, områdets topografi, de herskende vindforhold og partikelstørrelsen i røgen. Partikelstørrelsen er meget afhængig af anlæggets opbygning/funktion, temperatur i ovn/skorsten samt røgens kemiske sammensætning. Større partikler nedfalder inden for kortere afstand af kilden end de meget fine partikler. Således kan luftforurening transporteres flere tusinde kilometer, men nedfaldsarealet ligger typisk inden for 1-2 km fra kilden.

Emissionsundersøgelserne er omtalt i kapitel 5.

4.4.2 Affald

Før indførelsen af Miljøbeskyttelsesloven i 1973 er mange kemiske forbindelser endt i spildevand, som er ledt til lokale recipienter eller rensningsanlæg. Slam fra rensningsanlægget er herefter udbragt på landbrugsjord eller til parkerne i byerne. Ligeledes er bundsedimenterne i recipienter blevet belastet. I tabel 3.2 og 3.3, jf. afsnit 3.4.1, er angivet indhold af miljøfremmede stoffer i husholdningsspildevand og slam. Indhold i industrispildevandet, gennem tiden må påregnes at være væsentligt højere.

Før indførelsen af Miljøbeskyttelsesloven i 1973 blev affald fra fejlproduktioner og ikke-afsættelige restprodukter ofte deponeret lokalt eller sendt til lossepladser. Også de mange små produktionsvirksomheder i byerne har bidraget til kulturlag. Ved deres nedlæggelse kan forurenede bygningsmaterialer og affald være tilført jordmiljøet i forbindelse med nedrivning og byggemodning. I København har industriaffald i perioden efter 1930 udgjort en større andel af affaldsmængden end dagrenovationen, /8/. Nedgravning af industriaffald blev frem til 1970´erne anset som korrekt slutdeponering.

Det skal endvidere bemærkes, at slagge fra forbrændingsovne tidligere blev brugt ved anlæg af stier, mindre veje og pladser (2000 m²). Slagge blev desuden tilladt udlagt i større mængder, hvis slaggen overdækkedes med vandstandsende materiale, såsom asfalt, /10/

5. Emissionsundersøgelser

Dette kapitel har til formål at sammenfatte erfaringer og resultater fra emissionsundersøgelser.

5.1 Tungmetaller

Atmosfærisk nedfald af tungmetaller forøger tungmetalindholdet i det øverste jordlag i umiddelbare nærhed af punktkilder og evt. på arealer beliggende langt fra disse.

I tabel 5.1 er vist en oversigt over metalnedfald i Danmark, /34/, i perioden 1985 - 1999.

Tabel 5.1
Tungmetalnedfald i Danmark.
Heavy metal deposition in Denmark.

Nedfaldet af tungmetaller har været faldende over de sidste 10 år, /34/. Især for bly ses et signifikant fald. Dette skyldes, at hovedbidraget stammer fra blyholdig benzin, som er blevet reguleret siden 1978, og siden 1994 udfaset. Tungmetalnedfaldet blev tidligere beregnet på basis af mosundersøgelser. Det er vurderet, at blynedfald i 1960´erne har været på ca. 50.000-60.000 µg/m²/år. Niveauet før 1800 er vurderet til at ligge på 500 µg/m²/år stigende til ca. 5.000 µg/m²/år i 1800 - 1900, som følge af et højt blyforbrug og produktion af bly i blysmeltere, /35/.

I tabel 5.2 er den estimerede tilførsel til dansk jord fra forskellige kilder beregnet. Det atmosfæriske nedfald er et gennemsnit af 10 års målinger.

Tabel 5.2
Estimerede årlig tilførsel til det danske landareal (43.000 km²).
Estimated yearly addition to the Danish land areas ((43.000 km²).

* Kunstgødnings indhold af Cd og Cu er formindsket væsentligt efter 1984.

Desuden er det beregnet, jf. tabel 5.3, hvor mange års tilførsel, der i totalmængder svarer til 1% af jordens indhold i de øverste 30 cm. Beregningen viser, at det vil vare mellem 14 og 170 år, før jorden er tilført så stor mængder tungmetaller, at det svarer til 1% af det nuværende totalindhold, /36,40/.

Tabel 5.3
Estimerede antal år til at bidrage med 1% til det nuværende indhold i jord, /36/.
Estimated number of years to achieve 1% of the present soil content by deposition.

Beregningerne af atmosfærisk nedfald er baseret på gennemsnitsniveauerne i Danmark. Omkring byer, industrielle punktkilder og andre kilder kan der forventes et højere bidrag til det lokale jordmiljø.

Fra 1982 til 2001 er der i København målt et fald på faktor 30 i blyniveauet i luften, /41/. Indførelsen af krav om katalysatorer i nye biler og omlægning til blyfri benzin har medført et fald i blyemissionen. Siden 1978 er nedfaldet af cadmium reduceret med 66%, grundet bedre rensning af skorstensrøg og regulering af bly i benzin. Indholdet af nikkel i atmosfærisk luft stammer især fra afbrænding af olie, medens indholdet af chrom, arsen og cadmium stammer fra kulfyrede gasværker, /40/. Metallerne tilføres desuden landbrugsjord via handelsgødning, jordbrugskalk, spildevandsslam og husdyrgødning, /40/. Emission af kviksølv er ikke målt systematisk i Danmark, men koncentrationerne er anslået til at ligge mellem 1 og 20 ng/m³, /42/.

5.2 Svovldioxid, sod og svævestøv

Emission af svovldioxid, sod og svævestøv er tilknyttet f.eks. forbrændingsprocesser stammende fra boligopvarmning, forbrændingsanstalter, industri og trafik. Udslip af svovldioxid skyldes altovervejende, at svovlforbindelser i olie og kul iltes til svovldioxid under forbrænding. Naturgas har et lavt indhold af svovl og yder dermed ikke noget væsentligt bidrag til svovldioxidindholdet i atmosfæren.

Emission fra kraftværker er gradvist blevet reduceret vha. af brændsler med mindre svovlindhold og ved rensning af røgen. Der er også indført grænseværdier for svovlindhold i fyringsolie til private villafyr, /41/.

Sod opstår ved ufuldstændig forbrænding og stammer hovedsagelig fra dieselbiler samt i mindre omfang benzindrevne biler.

Svævestøv er indirekte trafikafhængig. Svævestøv kommer bl.a. fra trafikkens ophvirvling af gadestøv samt slitage af dæk og kørebaner. En stor del svævestøv kommer imidlertid også fra naturlige kilder, såsom vindinduceret ophvirvling af jordstøv, pollenpartikler samt partikler fra havsprøjt. Siden 1990 har katalysatorer på nye personbiler medført en generel forbedring af luftens indhold af disse stoffer, /42,43/. I dag er ca. 80–90% af personbilerne i Danmark udstyret med katalysatorer. Som eksempel på udviklingen i luftforureningen er der i boks 3 vist tal fra Københavns Kommune

5.3 PAH

PAH kan tilføres jord ved udlægning af slam eller industriaffald, men også ved atmosfærisk deposition af PAH dannet ved forbrænding af fossilt brændsel (kul, koks og olie) og organisk materiale, f.eks. skovbrand, forbrænding af affald m.v. På verdensplan er forbrænding af fossilt brændsel tidligere vurderet (1966-1969) at udgøre hovedbidraget til PAH-emissionen, mens emissioner fra trafikken har udgjort ca. 1%, /44/. Anden litteratur vurderer, at PAH-emission hovedsagelig stammer fra rumopvarmning (48%) og trafik (37%), /45/. I Sverige og Norge er bidragene fra boligopvarmning og trafik henholdsvis 26-21% og 9-7%, /46/. Da PAH-emissionen er afhængig af tidsperioden, boligopvarmning (kulfyr, oliefyr, fjernvarme, naturgas m.v.), antal biler, bilernes teknologiske stadie (katalysator) og brændselstype (blyfri benzin, benzin med <1% benzen, letdiesel), kan man ikke drage overordnede konklusioner med hensyn til størrelsen af bidrag fra forskellige kilder. Både boligopvarmning og trafik bidrager til den diffuse jordforurening med PAH.

De PAH´er, der dannes ved kemiske processer ved høje temperaturer, f.eks. ved forbrænding, bestemmes af de termodynamiske parametre. Brændselstypen har kun mindre betydning for de dannede PAH´er. Der er derfor store ligheder i PAH-sammensætningen i henholdsvis røggasser fra de forskellige forbrændingskilder og bilernes udstødningsgasser.

PAH-indholdet i luften i Danmark i perioden 1992–1994 var 0,03-9,2 ng/m³ (0,0092 µg/m³). Koncentrationerne var 3–25 gange højere i byerne end i landområderne. Om vinteren er indholdet 2–7 gange højere end om sommeren, /45/.

Resultaterne fra et nordisk studium af PAH-indholdet i luften (1979 )viste også, at niveauerne er relativt lave om sommeren i forhold til om vinteren. Endvidere blev det konstateret, at niveauerne for København og Sydlangeland i 1979 var af samme størrelsesorden; 1-10 ng/m³ om sommeren og 10–60 ng/m³ om vinteren, dog med undtagelse af benzo(ghi)perylen, som primært hidrører fra biltrafik.. Det blev vurderet, at forholdet benzo(a)pyren/benzo(ghi)perylen er indikativ for lokal påvirkning af trafik, idet benzo(a)pyren er relativt ustabil. Således bliver forholdet lavere, hvis forureningen måles i større afstand fra kilden/47/. Da benzo(e)pyren er stabilt i atmosfæren, anvendes det til normalisering af PAH-sammensætningen, /45/. Både coronen og benzo(ghi)perylen findes i relativt højere koncentrationer ved de trafikale kilder end ved forbrændingskilder. Dieseludstødningsgasser har et relativt højt indhold af alkylsubstituerede PAH´er, /45, 48, 60/.

I løbet af halvfemserne er der indført strenge krav til trafikkens emissioner, bl.a. er der indført krav om katalysatorer samt indhold af bly, svovl og benzen i brændstoffer. Bilmotorenes forbrændingsteknik er forbedret, og man har indført let og ultralet diesel. Undersøgelser fra 1996 har påvist, at disse tiltag har reduceret emissionen af PAH er, herunder benzo(a)pyren og sod, /48,60/. PAH-sammensætningen i gadeluften er dog ikke ændret i forhold til tidligere. Hovedkilder til PAH-emission i villakvarterer er private oliefyr, pejse og brændeovn, jf. afsnit 3.4.1. Herudover sker der desuden PAH-emission ved dækslid på vejene, jf. afsnit 3.4.2.

Undersøgelser af PAH-nedfald ved Sveriges vestkyst har indikeret, at PAH-nedfald er højest i perioder med nedbør, /27/, jf. tabel 5.5.

Tabel 5.5
Nedfald af PAH i Sverige, /27/.
Deposition of PAH in Sweden

* høj nedbør

Undersøgelser af sedimentprøver i USA har indikeret, at der efter at have været en faldende tendens i PAH-nedfaldet i 1950´erne og 1960´erne og i takt med et fald i kulfyringen og forbedret røgrensning, igen er sket en stigning i PAH-niveauerne. Disse ændringer er relateret til en stigende befolkningsudflytning til landlige omgivelser, dvs. der er sket en diffus byvækst (urban sprawl), ligesom trafikken mellem de spredte boligområder og byerne er øget, /28/.

Nedfald af PAH i UK er undersøgt i 1991/1992, jf. tabel 5.6 og 5.7, /49,50/.

Tabel 5.6
Nedfald af PAH i UK i 1991 /1992, /49/.
Deposition of PAH in UK in 1991.

Tabel 5.7
Emission af PAH i UK i 1991/1992, /50/
Emission of PAH in UK in 1991.

Nyere målinger foretaget i UK i 1998 viser lavere værdier, og det er her forsøgt at adskille de forskellige kilder, jf. tabel 5.8. De højeste værdier ses i storbyerne, men de lokale kilder i landsbyerne bidrager også til PAH emissionerne.

Tabel 5.8
Emission af PAH i UK i 1998, /51/.
Emission of PAH in UK in 1998.

*Fluoren, Phenanthren, anthracen, 1-methylpheanthren, fluoranthen, pyren, benzo(a)pyren, benzo(e)pyren chrysen, benzo(b)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, perylen, indeno(123-cd)pyren, dibenz(ah)anthracen, benzo(ghi)perylen

Forholdet mellem benzo(ghi)perylen og benzo(e)pyren blev anvendt som indikator for en trafikal kilde, hvor høje værdier indikerer et større bidrag fra trafik eller boligopvarmning. PAH-emission var både i storbyen og i landområdet hovedsagelig forårsaget af trafikale kilder (forhold 1,4 og 1,3 ), mens trafikken har haft mindre betydning for de to landsbyer med kulfyring (forhold 0,9). Vurderingen af forholdet mellem benz(a)anthracen og chrysen er en indikator for, om emissionen af PAH´er lige er sket (et højt forhold) eller om den har været undervejs i længere tid. Forholdene på ca. 0,7 for de to landsbyer, men 0,45 for storbyen og landområdet, hvilket indikerer, at kilden til PAH-emissionen i landsbyerne er lokalt, /51/.

5.4 PCB

PCB består af to C₆-ringe (benzenringe) bundet sammen med en C-C binding. Biphenyler kan substitueres med 1-10 chloratomer, der giver op til 209 PCB varianter omtalt som "congener, #", dvs. #1 - #209, /119/. De lavere congenere har kun få chloratomer og de højere har op til 9-10 chloratomer. De forskellige kommercielle blandinger med navnet Aroclor indeholder flere PCB-congenere. Aroclor-blandinger har et 4-cifret nummer, hvor de første to cifre er 12 (eller 10, f.eks. Aroclor 1016) og de sidste to cifre repræsenterer vægt-% af chlor. Der findes intet dansk kvalitetskriterium for PCB´er i jord. Laboratorieanalyser for PCB vil omfatte et antal congenere, typisk #28, #52, #101, #118, #138, #153 og #180, /119/.

PCB´er anvendes i mange produkter til isolering (transformer, kondensatorer, varmevekslere, elektronikudstyr, hydraulikudstyr, vakuumpumper) og som stabilisator i plastik, lim, papir og fugemasse, samt som brandhæmmende middel. PCB´er har i princippet ikke været anvendt i Danmark siden 1970´erne.

Atmosfæriske koncentrationer over havet og i landområder ligger fra 0,002 - 1,6 ng/m³, mens der over byer er målt koncentrationer fra 0,5 - 40 ng/m³, /52/. I Norge og Sverige er målt 0,01 - 0,165 ng PCB/m³ (det højeste indhold målt i Stockholm), /52/. PCB´er i luften er ligesom dioxiner og PAH´er tilknyttet fine partikler.

Ved affaldsforbrænding udledes PCB´er, og der skønnes et årligt nedfald på 10 - 75 µg/m², /53/. Ud over atmosfærisk deposition er udspredning af spildevandsslam en væsentlig kilde til PCB-forurening af jordmiljøet, /53/. PCB´er bevæger sig ikke i jord og ophobes derfor i de øverste cm af de uforstyrrede jordlag. Koncentrationerne i jorden skønnes til ca. 0,01 – 1 mg/kg, /53,98/.

I Tyskland er grænseværdien for PCB´er i slam 0,2 mg/kg TS for hver congener, /28/. Undersøgelser af PCB-nedfald ved Sveriges vestkyst har indikeret, at PCB-nedfald er højest i perioder med meget nedbør, /47/, jf. tabel 5.9.

Tabel 5.9
Nedfald af PCB i Sverige i 1988, /47/.
Deposition of PCB in Sweden in 1988.

* høj nedbør

Nyere målinger foretaget i UK i 1998 viser ret lave værdier, og det er her forsøgt at adskille forskellige kilder, jf. tabel 5.10. De højeste værdier ses i storbyen.

Tabel 5.10
Emission af PCB i UK i 1998, /51/.
Emission of PCB in UK in 1998.

pg= picogram = 0,001 ng = 0,000001 µg

5.5 Dioxiner

Miljøstyrelsen har foranlediget udarbejdelsen af en massestrømsanalyse for dioxiner, som har til formål at samle og opdatere eksisterende dansk viden om dioxiner og deres forekomst i Danmark, /54/.

Dioxiner er en samlet betegnelse for de 75 forskellige polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og de 135 forskellige polychlorerede dibenzofuraner (PCDF). Der er typisk mange forskellige dioxiner til stede i en forurening. De enkelte stoffer kaldes congener, og sammensætningen i en blanding omtales som en congenerblanding. Målinger for dioxiner opgives ofte som toksiske ækvivalenter for en specifik dioxin (TEQ = 2,3,7,8-TCDD-ækvivalenter, Sevesodioxin, 2,3,7,8-tetrachlor-dibenzo-p-dioxin)/53/. Desværre kan TEQ beregnes på forskellig vis, men det nordiske system TEF-N og det internationale system TEF-I er meget ens. Andre systemer som f.eks. det amerikanske (EPA, Eadon) og tyske (UBA, BGA), afviger fra disse, /55/.

Dioxiner dannes generelt ved ophobning eller forbrænding af organisk materiale ved tilstedeværelse af halogenforbindelser og helst med metalkatalysatorer (f.eks. kobber). Dioxindannelsen er optimal ved 300 - 400°C, mens de nedbrydes ved 800 - 1200°C. Dioxinmængderne er dog meget små, /55/.

Dioxiner dannes også ved naturlige processer som skovbrande, og dermed er de også dannet ved tidligere brande i byerne. Sedimentprøver har dog indikeret, at forurening med dioxiner først er blevet betydelig efter 1940 og formentlig har været faldende siden 1980, /54,56/. Der er imidlertid fundet lave indhold af PCDD i havsedimenter, dateret 8000 år tilbage i tiden. Congenermønstrene for de naturligt forekommende dioxiner er forskellige fra industrikilder, /55/.

Kilder til atmosfæriske dioxiner kan være affaldsforbrænding, metalværker, halmfyringsanlæg, produktion af halmcellulose, brændeovne samt industriemissioner. Herudover findes dioxiner i spildevand, slam, sediment og i flyveaske fra forbrændingsanstalter. Især tidligere kemiske industrier, som anvendte eller producerede chlorforbindelser, kan have forårsaget emission af dioxiner.

Ved den primære metalproduktion og ved oparbejdning af metalskrot/kabelaffald dannes også dioxiner. Ligeledes ved forbrænding af husholdningsaffald, PVC, kemikalieaffald, olieaffald og sygehusaffald kan der dannes dioxiner i røggassen. Indholdet af partikler i røggasser øger dioxindannelsen og emissionen, hvorfor emissionerne typisk er mindre ved indførelse af røgrensningsteknikker, /55/.

I 1995 blev der beregnet, at der i Danmark sker en emission af dioxiner i røggas fra husholdingsaffald på 34 g TEQ-N/år (20µg dioxin /ton affald) mod 1,65 g TEQ-N/år fra kemikalieaffald (34µg dioxin /ton), /55, 57/. Desuden emitteres 14 TEQ-N/år fra sygehusaffald og 1,5 g TEQ-N/år fra afbrænding af spildevandsslam. Derimod blev det beregnet, at emission af dioxiner fra biler er nedadgående, idet det største bidrag kommer fra blyholdig benzin (1g TEQ-N/år). Emissionen fra biler med katalysator er minimal, /55/.

I 1998-1999 er dannelsen af chlorerede dioxiner estimeret til 90 - 830 g TEQ-I/år. I tabel 5.11 vises den estimerede emission til miljøet, /58/.

Tabel 5.11
Emission af dioxiner til miljøet, /58/.
Emission of dioxins to the environment

Ved en brand i en virksomhed i 1999 (Brantex, Allerød), som producerede kontorartikler, brændte ca. 2 tons PVC. Ifølge beregninger dannes ca. 0,1 mg dioxin/ton forbrændt PVC. Der blev udført dioxinmålinger på overfladeprøver inden for røgfanen i forskellige meters afstand fra branden. På arealer uden for røgfanen er fundet ca. 1 ng TEQ-I/m² og på overfladeprøver inden for fanen er niveauerne ca. 4-9 ng/m², /61/.

Udenlandske undersøgelser af dioxinindhold i sod, dannet i forbindelse med boligopvarmning, indikerer, at indholdet er mindst ved oliefyr, meget højt i kulfyr og højst ved fyring med træ, /55/. Emissioner fra pejse og brændeovne blev i 1990 estimeret til 10 - 50 g TEQ-N/år, men ved undersøgelser i 1994 er det vurderet, at fyring med rent træ i Danmark medfører en emission på 0,33 g TEQ-N/år, /59/. Gran giver en højere emission end birk eller bøg. Pentachlorphenol (PCP) imprægnerede træer resulterer i ca. 3900 gange højere emission end rent træ, /59/.

Ved fem danske lokaliteter (tre skovområder og to landbrugsområder i nærheden af kommunale forbrændingsanlæg) er der fundet niveauer i topjorden på 150 - 500 ng/kg TS ( PCDD +PCDF). I større dybder er fundet 20 pg/kg TS. På en lokalitet, hvor der tidligere er afbrændt plastholdigt materiale er der fundet henholdsvis 19.200 ng PCDD/kg og 6.500 ng PCDF/kg, /55/.

I /56/ er givet en detaljeret redegørelse for emission af dioxiner fra forskellige kilder i USA er angivet Da emission af dioxiner er afhængig af arten og antallet af industrianlæg, samt miljøkrav om røgrensning og deponering af slagge m.v., kan oplysningerne fra denne undersøgelse dog ikke umiddelbart overføres til danske forhold.

I Tyskland er grænseværdien for dioxiner i slam 0,1µg TEQ/kg TS (100 ng TEQ/kg TS), /28/.

I 1991/1992 er nedfald af dioxin undersøgt i UK, jf. tabel 5.12, /49/. Fluxmålinger varierede én størrelsesorden over et halvt år, med højere værdier i vinterperioden.

Tabel 5.12
Nedfald af dioxiner i UK i 1991/1992, /49/.
Deposition of dioxins in UK in 1991/1992.

Nyere målinger foretaget i UK i 1998 viser ret lavere værdier, og det er her forsøgt at adskille forskellige kilder, jf. tabel 5.13. De højeste værdier ses i storbyerne, men de lokale kilder i landbyerne bidrager til dioxinemissionerne.

Tabel 5.13
Emission af dioxiner i UK i 1998, /51/.
Emission of dioxin in UK in 1998.

fg= femtogram = 0,001 pg = 0,000001 ng = 0,000000001 µg =10^-15 g

5.6 Phthalater

Phthalater er en gruppe kemikalier, der siden 2. verdenskrig har været anvendt som blødgørere i plastbaserede produkter. De mest anvendte phthalater er dibutylphthalat (DnBP), som siden 1930´erne har været anvendt i blød PVC og di-(2-ethyle-hexyl) phthalat (DEHP), som har været anvendt siden 1950´erne. I dag findes der på markedet et bredt spektrum af phthalater i forskellige produkter. Deres fysisk-kemiske egenskaber er stærkt varierende og der findes både flygtige og vandopløselige phthalater samt phthalater, som er bundet til organisk materiale. Ligeledes er der forskel på deres persistens i miljøet, /62/.

Phthalater er problematiske, idet de frigives fra plast og polymermateriale. Der er påvist afdampning af phthalater fra polyvinylgulve og udvaskning af phthalater fra plasttryk på tøj. Det skønnet at nedfaldet af DEHP pr. m² i Københavnsregionen er ca. 2 µg/døgn /53/.Ligeledes er der påvist migration fra forskellige materialer (plastrør) til omgivelserne (vand, jord). Forbrænding af plastholdige varer og deponering på lossepladser kan medføre en betydelig emission til både luft, jord og vand.

Der sker desuden emission fra phthalatholdige rengøringsmidler og fra plastflasker via husholdningsspildevand. Undersøgelserne har vist, at phthalater ophobes i miljøet, /62/.

Tabel 5.14
Emission af phthalater i luften (data fra, /62/).
Emission of phthalates in the air.

Phthalater findes desuden i overfladevand.

Tabel 5.15
Emission af Phthalater i overfladevand (data fra, /62/).
Emission of phthalates in surface water.

Flere undersøgelser har vist en tydelig sammenhæng mellem de målte koncentrationer af phthalater i sedimentkerner og den stigende produktion af phthalatholdige materialer i Europa siden 2. verdenskrig, /2/.

Tabel 5.16
Emission af Phthalater i sedimentprøver (data fra /62/).
Emission of phthalates in sediment.

Udlægning af slam på landbrugsjord er en af kilderne til belastning med phthalater, jf. tabel 5.17 og 5.18, /62/.

Tabel 5.17
Phthalater i slam.
Phthalates in waste water sludge

id: ikke detekterebart

Tabel 5.18
Belastning med nonylphenoler og phthalater i landbrugsjord (µg/kg TS) efter forskellige behandling, /63/.
Loading of agricultural land with nonylphenols and phthalates due to different treatments (aged, ecological, sludge, artificial fertilisers and surface runoff).

DiNP = Di-(n-nonyl)phthalat

Desuden er der beregnet et gennemsnitligt årligt nedfald af DnBP og DEHP på 280 µg/m²/år og 540 µg/m²/år, /62/. Phthalater findes i overvejende grad som partikulært bundet.

En massestrømsanalyse for phthalater, /64/, fra 1992 har anslået følgende samlede udslip af phthalater (dvs. både diffuse kilder og punktkilder), jf. tabel 5.19.

Tabel 5.19
Det samlede udslip af phthalater i Danmark, /64/.
The total release of phthalates in Denmark

5.7 DDT

Undersøgelser af DDT-nedfald ved Sveriges vestkyst har vist, at DDT-nedfald er højest i perioder med nedbør, /47/, jf. tabel 5.20.

Tabel 5.20
Nedfald af DDT i Sverige, /47/.
Deposition of DDT in Sweden.

* høj nedbør

6. Jordundersøgelser

Dette kapitel har til formål at sammenfatte erfaringer og resultater fra undersøgelser af diffus jordforurening samt at vurdere de anvendte strategier.

Nedenstående gennemgang er baseret på et repræsentativt udvalg af de undersøgelser, der er medtaget i Amternes Videncenter for Jordforurenings database (difjord), /65, 66/, samt udvalgte nyere undersøgelser. Desuden er medtaget konklusionerne fra den statistiske bearbejdning af difjord-databasen, /66/.

6.1 Jordforurening langs veje

6.1.1 Anvendte undersøgelsesstrategier

Formålet med disse undersøgelser, /67,68,69, til dels 70 og 71/, har været at belyse den diffuse belastning langs ,veje udfra afstanden til vejen, trafikbelastning, trafikforhold (vejkryds, lige strækninger, hastighedsbegrænsninger m.v.), vindforhold, vejstørrelse, vejalder samt beliggenheden i forhold til større eller mindre givne byer.

Med henblik på ovennævnte, er der udtaget jordprøver i forskellige afstande fra vejkant hhv. vejmidte (op til 120 m) samt i forskellige dybder.

Jordprøverne er udtaget som enten enkeltprøver eller blandingsprøver af f.eks. 5 delprøver.

I en enkelt undersøgelse, /68/, er der beregnet gennemsnit, spredning, maks./min.-koncentrationer, optegnet histogrammer samt plots af koncentration som funktion af afstand. Der er ikke foretaget statistisk bearbejdning af datamaterialet i de øvrige undersøgelser.

6.1.2 Analyserede parametre

Jordprøverne er typisk analyseret for tunge oliekomponenter, PAH og bly hhv. bly alene, idet disse komponenter stammer fra forbrænding og spild af brændstof samt asfaltbelægninger.

6.1.3 Resultater

I en undersøgelse fra Århus Amt vedr. amtsveje, /67/, er jorden nær veje fundet forurenet (PAH >5 mg/kg TS) i en afstand 5-10 m fra vejkanten. Overordnet er der observeret sammenfald mellem belastningsmønstret og fordelingen mellem PAH og bly. I en undersøgelse af 2 veje i Ribe Amt, /69/, er der ligeledes observeret forurening op til 5 m fra vejene.

Til sammenligning er der i en undersøgelse af Grøndal-kvarteret i København, /68/, fundet forhøjede blykoncentrationer (< 75 mg/kg TS) op til 40 m fra vejen, særlig markant på strækninger med højt byggeri. Desuden i en undersøgelse foretaget i Glostrup, /72/, er der fundet blyindhold større end baggrundsniveauet i afstande på op til 75 m fra vejmidten.

I undersøgelsen fra Grøndal kvarteret, /68/, er der ikke fundet samme tydelige tendens for PAH som for bly mht. aftagende koncentrationer som funktion af afstanden fra vejen.

Der er fundet jordforurening i maksimalt 0,5 meters dybde, tættest ved vejen, /67/. Koncentrationerne aftager med dybden, den maksimale forureningsdybde (afgrænsning i dybden) aftager med afstanden fra vejen og koncentrationerne aftager med afstanden fra vejen.

I undersøgelsen i Ribe Amt, /68/, er der ikke fundet sammenhæng mellem den diffuse jordforureningsbelastning og trafikbelastningen.

Ved nyere veje (yngre end 8 år) er rabatjorden uforurenet. Der fundet forurening i jordprøver i koncentrationsintervaller, som angivet i tabel 6.1.

Tabel 6.1
Fundne koncentrationsintervaller langs veje.
Typical concentrations alongside roads

I.a.: ikke analyseret. Kursiv: gennemsnit hhv. spredning. (Parentes: max/min-værdier).
i.a. Not analysed. Cursive: average and st.d. (Parenthesis: max/min values)

Vejdirektoratet, /73/, har desuden deltaget i en undersøgelse som har til formål at dokumentere arten og mængden af jordforurening langs veje under et EU projekt, "POLMIT".

Tabel 6.2
Oversigt over PAH indhold i vejjord ved to forskellige lokaliteter, /73/.
Overview of PAH content in roadside soils at different localities

* Naphthalen, fluoranthen, Benzo(b)fluoranthen, Benzo(j)fluoranthen, Benzo(k)fluoranthen, Benzo(a)pyren, Indeno(1,2,3,c.d. pyren, Benzo(ghi)perylen analyseret med dichlormethan.

6.2 Diffus belastning uden kendte kilder

6.2.1 Anvendte undersøgelsesstrategier

Formålet ved denne type af undersøgelser er typisk af én af følgende tre:

1. Den nuværende arealanvendelse, f.eks. vuggestuer, institutioner, legepladser i en given by/bydel, /74,75/.
2. Eet udvalgt område, der primært anvendes til f.eks. beboelse, /76/, eller
3. Et ønske om at kende den generelle belastning, et "bymæssigt baggrundsniveau", /77,78,79,80,81/.

I hovedparten af disse undersøgelser har generelle/overordnede oplysninger vedr. arealanvendelse, som f.eks. trafik, storindustri, jernbanestrækning og opfyldning, været drivkraft for undersøgelserne, hvorfor der typisk ikke er udarbejdet en fyldestgørende historisk redegørelse vedr. potentielle diffuse kilder. Udvælgelsen af lokaliteterne, hvor der er foretaget tekniske undersøgelser, afhænger af undersøgelsens fokus.

For type 1 er hver enkelt lokalitet (institution m.v.) undersøgt. Antallet af prøver afhænger af arealets størrelse.

For type 2 er der udvalgt prøvetagningsfelter, som jævnt dækker hele det undersøgte areal.

Til beskrivelse af det generelle belastningsniveau - type 3 - er der udvalgt felter i forskellige delområder, som repræsenterer hhv. egentlig baggrundsbelastning og kulturpåvirket baggrundsbelastning, herunder forskelle i beliggenhed, industripåvirkning og tidspunkt for etablering af byområdet.

For hovedparten af undersøgelserne er der udtaget jordprøver som blandingsprøver af 4-5 delprøver, f.eks. i hjørnet (og midten) af et 1m x 1m kvadrat. Jordprøverne er udtaget fra ubefæstede arealer. Valget af prøvetæthed er enten foretaget ud fra enhedsbetragtning, f.eks. udtagning af en eller flere prøver pr. institution eller haveforening, eller vha. et prøvetagningsnet, der dækker hele arealet, dvs. udtagning af et prøvesæt pr. 50 m² , 100 m² eller 200 m², afhængig af arealets størrelse. Jordprøverne er udtaget i forskellige dybder, typisk inden for den øverste halve meter under terræn, med henblik på undersøgelser ift. arealanvendelsen.

For en af undersøgelserne, /82/, er der udover jordprøvetagning udført grønsagsanalyser, hvor kartofler og gulerødder er dyrket på udvalgte lokaliteter i området og efterfølgende analyseret. For en enkelt af type 3-undersøgelserne, /81/, er der beregnet såkaldte belastningsgrader for det udvalgte område (Valby) sammenholdt med et undersøgt referenceområde (Brøndby), hvilket styrker sammenligneligheden af data væsentligt.

6.2.2 Analyserede parametre

Gennemgående er der analyseret for tungmetaller (enten bly alene eller for bly, cadmium, kobber, krom, kviksølv, nikkel og zink, desuden i /81/, tillige for mangan, vanadium, kobolt, molybdæn, sølv, barium, tin, arsen og strontium) samt PAH. Endvidere er der i visse undersøgelser analyseret for total kulbrinter.

Der findes typisk ikke en formuleret begrundelse for udvælgelsen af netop disse analyseparametre.

6.2.3 Statistisk bearbejdning

For en del af undersøgelserne, /83,77,78,74/, er der beregnet og angivet statistiske standardparametre, såsom median, gennemsnit, spredning m.v. For, /81/, er der både beregnet arealvægtet gennemsnit, median og belastningsgrader (angiver hvor højt forureningsniveauet i Valbyområdet er i forhold til referenceområdet), og indtegnet belastningskort for hver enkel analyseparameter (metaller) samt for det samlede forureningsbillede. For de øvrige undersøgelser er der ikke foretaget en statistisk bearbejdning af data.

6.2.4 Resultater

I nedenstående tabeller 6.3 - 6.4 er resultaterne sammenfattet for alle tre typer undersøgelser af diffus jordforurening uden kendte kilder.

Tabel 6.3
Koncentrationsniveauer for diffus jordforurening uden kendte kilder.
Concentration levels for diffuse soil contamination without apparent sources of pollution.

Se her!

I tabel 6.3 er de statistiske værdier for koncentrationsniveauer ved 0,1 mut. for en del af undersøgelserne vist. I områdeundersøgelsen på Østerbro, /77/, er bly og PAH fundet i lige høje koncentrationer i begge de prøvetagne dybder (0,1 og 0,5 m.u.t.), mens koncentrationerne i Brønshøj-Husum-området, /78/, falder med dybden.

For begge områdeundersøgelser, /77,78/, er der ikke fundet nogen sammenhæng mellem forhøjede koncentrationer og store veje eller tidligere industrigrunde. Det vurderes, at de forhøjede indhold af metaller og PAH dels skyldes påvirkning fra forbrænding af kulbrinter (trafik, varmeanlæg m.v.) og dels kan være tilført med fyldjord, som er tilkørt ved mindre reguleringer af terrænnet. Ud fra undersøgelsens temakort, hvorpå de fundne koncentrationer er afbildet, ses der ikke umiddelbart nogen klar sammenhæng i den horisontale koncentrationsfordeling. Der er ikke, grundet undersøgelsernes formål, udført en dækkende historik, der gør det muligt at vurdere eventuelle årsager til den observerede koncentrationsfordeling/forureningsudbredelse.

I tabel 6.3 er der for fire undersøgelser angivet, hvor stor en procentdel af de analyserede jordprøver, der overskrider jordkvalitetskriteriet. Tabellen viser, at der er god overensstemmelse mellem resultaterne fra de to københavnske områdeundersøgelser, mens de procentuelle overskridelser fra vuggestuerne i Århus for alle stoffer er noget mindre end i de københavnske områder. Sammenholdes dette med de øvrige data i tabel 6.3, tyder dette på, at forskellen ikke nødvendigvis er geografisk relateret, men nærmere er knyttet til udvælgelsen af lokaliteter, dvs. om det specifikt er vuggestuer/institutioner, der er betragtet eller et område som helhed.

Endvidere ses af tabel 6.3, at koncentrationsniveauet i Valby-området er noget højere end i de 2 øvrige københavnske områder. Dette kan skyldes, at der i dette område både er boligområder og industriområder, mens de 2 øvrige områder er valgt fordi, der ikke var industri her. En sammenligning mellem industriområder og bolig-/rekreativområder i Valby, /81/, viser, at der i industriområderne konsekvent er fundet 1,5-3,5 gange højere gennemsnitskoncentrationer i industriområdet. Undersøgelsen konkluderer endvidere, at der ikke var tendens til, at boligområder nær industri var mere belastet end andre boligområder, hvilket tyder på, at belastningen af industriarealer ikke er lufttransporteret.

Tabel 6.4 viser indholdet af PAH i overfladejord i Århus, /79/, fordelt på forskellige lokaliteter, udvalgt efter påvirkning fra trafik og industri. I undersøgelsen er der fundet væsentlig højere PAH-koncentrationer i byområder end i skov- og landområder. Undersøgelsen vurderer, at det ikke på baggrund af resultaterne kan konkluderes, hvad der er årsag til jordens PAH-indhold.

Tabel 6.4
Koncentrationer af PAH (sum af 11) i overfladejord i Århus, /79/.
Concentration of 11 PAH in surface soil samples at a number (no.) of different locations in Aarhus.

Tal i parentes angivet hvor mange lokaliteter, der er undersøgt i hver kategori
-: under detektionsgrænse (0,05-0,1 mg/kg TS)

I en anden undersøgelse, udført i Århus Amt, /80/, er lokaliteter undersøgt ud fra byernes størrelse, etableringstidspunkt samt beliggenheden ift. industri. Undersøgelsen konkluderer, at der på lokaliteter etableret før 1940 er fundet forhøjede blyindhold, uanset beliggenheden ift. industri.

I den ældre del af Århus (bymidten) er der fundet udbredt forhøjede indhold (dvs. over kvalitetskriterierne) af PAH og bly i overfladejorden. Uden for denne er der ikke tilsvarende forhøjede koncentrationer af PAH og bly. Der er endvidere fundet let forhøjede indhold af cadmium og nikkel i Århus midtby. Derimod er der i de to undersøgte, mindre byer hverken fundet forhøjede indhold af PAH, bly, cadmium eller nikkel, uanset industriforhold.

For Århus midtby ses der en ringe sammenhæng mellem bly og PAH, hvilket indikerer, at årsagerne/kilderne til jordforureningen med disse to komponenter er forskellige. Resultaterne indikerer endvidere, at hverken PAH eller nikkel er relateret til industriaktiviteter, hvorimod de let forhøjede indhold af cadmium vurderes at være relateret til industriel aktivitet.

6.3 Diffus belastning ved kendte kilder

6.3.1 Anvendte undersøgelsesstrategier

Formålet ved denne type undersøgelser er at undersøge belastningen af overfladejorden i et område, der ligger nær ved en kendt kilde, f.eks. en (formodet) forurenende industri.

Generelt undersøgelserne været fokuseret på at undersøge evt. arealanvendelseskonflikter på nærliggende følsomme arealer. Der er således ikke som et led i undersøgelserne udarbejdet en detaljeret historisk redegørelse for kilden/virksomheden eller historik til kortlægning af andre eventuelle kilder i området.

Der er fortrinsvist undersøgt områder ved virksomheder, der har forarbejdet metaller, men der er også undersøgt områder ved tidligere gasværker /f.eks. 85/, og der er et enkelt eksempel på en undersøgelse i forbindelse med en PVC-brand, /61/.

Disse undersøgelser varierer noget mere i koncept og sammensætning end de to tidligere nævnte undersøgelsestyper. Udgangspunktet er dog fælles; at undersøge den diffuse belastning, som en given virksomhed har forårsaget mht. koncentrationsniveau og afstand fra virksomheden.

Med hensyn til udvælgelsen af prøvetagningsfelter er 3 forskellige indgangsvinkler repræsenteret:

Den ene er at beregne det sandsynligt påvirkede areal vha. en OML-beregning og derefter fordele prøvetagningsfelter jævnt over arealet (radius 1000 m), /86/.

Den anden indgangsvinkel er at udvælge felter ud fra afstanden til virksomheden (jordforureningskilden), således at felterne er placeret i stigende afstand (op til 300 m) på en eller flere linier, radiært ud fra virksomheden, /87,88,72,90,89/.

Den tredje er en umiddelbart mere tilfældig udvælgelse af prøvetagningsfelter i det forventede, påvirkede område, /85,61/.

I visse af undersøgelserne, /88, 72/, er der ved udvælgelsen endvidere taget højde for trafikkens bidrag, samt udvalgt referencefelter, der er "upåvirkede" af trafik og forurening fra virksomheden.

Undersøgelsernes program er ligeledes betydeligt mere varierende sammenlignet med de 2 tidligere nævnte undersøgelsestyper. I flere af undersøgelserne er der udtaget jordprøver, både af overfladejorden (0-2 cm) og i forskellige dybder ned til 0,5 meter under terræn. Jordprøverne er typisk udtaget som blandingsprøver af 5-10 delprøver.

I en enkelt undersøgelse, /90/, er jordprøverne suppleret med udtagning af prøver af overfladestøv (<10µm).

I en undersøgelse af nedfald fra en PVC-brand, /61/, er der udtaget prøver af både slukningsvand, slam fra rensningsanlæg og sodprøver.

En undersøgelse, /88/, er baseret på både jordprøver, nedfaldstragte samt dyrkning og analyse af standardgræsser og grønsager, mens der på en anden lokalitet, /87/, er foretaget en lang række forskellige undersøgelser, baseret på både nedfaldstragte til opsamling af nedbør og støv (især vådafsætning og større partikler), biologiske undersøgelser af såvel overflyttede som in situ planter, grønsagsundersøgelser, jordundersøgelser samt vurdering af topografi og vindforhold.

6.3.2 Analyserede parametre

Som nævnt er de undersøgte områder beliggende ved metalforarbejdende virksomheder, hvilket også afspejler sig i parametervalget. Udover tungmetaller og PAH’er er der generelt ikke søgt identificeret evt. andre mulige parametre.

Jordprøverne er analyseret for tungmetaller (to eller flere af følgende: bly, cadmium, krom, kobber, nikkel, zink). Endvidere er jordprøver fra en af undersøgelserne, /86/, analyseret for PAH og total kulbrinter. Jordprøver fra lokaliteter ved tidligere gasværker, /85/, er analyseret for PAH, total kulbrinter, BTEX, metaller og cyanid.

Overfladestøv, /90/, er analyseret for bly, cadmium og kobber.

I de biologiske undersøgelser er der analyseret for tungmetaller (to eller alle af følgende: Bly, selen, cadmium, nikkel og antimon).

I en enkelt undersøgelse, /87/, er dioxinbelastningen vurderet ud fra rapporterede undersøgelsesresultater fra lignende kilder, men der er ikke analyseret for dioxin. I undersøgelsen, foretaget i forbindelse med PVC-branden,, /61/, er prøverne analyseret for dioxin.

6.3.3 Statistisk bearbejdning

For en enkelt undersøgelse, /86/, er der udregnet statistiske standardparametre, såsom middelværdi, spredning m.v. I de øvrige undersøgelser er der ikke foretaget en statistisk bearbejdning af data.

6.3.4 Resultater

Området ved NKT-værket, Amager, /86/, er påvirket med højere koncentrationer end de to øvrige københavnske områdeundersøgelser, /77, 78/, hvor der ikke er erkendt en nærliggende punktkilde. Resultater fra NKT-undersøgelsen er vist i tabel 6.5 nedenfor.

Tabel 6.5
Koncentrationsniveauer for diffus jordforurening ved kendte kilder.
Concentration levels for diffuse soil contamination at known sources of pollution.

Øverst er angivet Median/Gennemsnit
I parentes er angivet (Max/Min)
Med kursiv er angivet Standardafvigelsen eller spredningen
Nederst er angivet Procentdel af prøver, der overskrider jordkvalitetskriteriet, /84/
Top row: median/average. Parenthesis: (min-max). Cursive: st.d. Bottom row: % of samples exceeding soil quality criteria(JKK).

Sammenholdes resultaterne fra områdeundersøgelsen ved NKT-værket på Amager med de 2 andre områdeundersøgelser (tabel 6.3), ses det, at NKT-undersøgelsen viser den højeste andel af overskridelser, hvilket formentlig skyldes en diffus belastning fra virksomheden. Forureningsniveauet ved NKT er således generelt højere end på Østerbro, /77/, og i Brønshøj-Husum, /78/, der ikke er påvirket af en enkelt industriel punktkilde.

Koncentrationsniveauet af bly, cadmium, kobber og zink er væsentligt højere ved NKT end i de to andre områder. For total-PAH er koncentrationsniveauet omtrent som i de to andre områder, men flere prøver overskrider acceptkriterierne. Koncentrationerne ved NKT falder med dybden, ligesom i Brønshøj-Husum-området, /78/.

Idet formålet med undersøgelsen var at afklare evt. arealanvendelseskonflikter, er der ikke udført en dækkende historisk redegørelse for området ved NKT. Det vides derfor ikke, hvilke småindustrier, der har været i området.

Ud fra undersøgelsens temakort ses ikke nogen klar sammenhæng mellem koncentrationsniveauet og afstanden fra virksomheden. Undersøgelsen kunne evt. have inddraget detaljerede historiske data om den øvrige arealanvendelse i området, eller evt. suppleret med prøver udtaget i større afstand for at afklare, om nedslagsområdet er større end antaget ud fra OML-beregningen.

På baggrund af samtlige undersøgelser foretaget ved Stålvalseværket (DDS) i Frederiksværk, /87/, er det konkluderet, at det atmosfæriske nedfald er aftagende med stigende afstand fra DDS. Endvidere ses de højeste metalnedfald for de stoffer (jern, zink, bly og mangan), der i størst omfang er emitteret.

Lokale vindfænomener og topografi er vurderet at have væsentlig indflydelse på metalspredningen.

Der er konstateret forhøjet metalnedfald i en afstand på op til 6 km fra DDS, evt. større. Det er fundet, at emissioner bidrager væsentligt til tungmetalnedfald i nærområdet.

Ud fra skandinaviske undersøgelser (litteratur) skønnes dioxinemissionen fra DDS til 0,1-7 g/år, målt som TCDD-ækvivalenter ved en årsproduktion på 800.000 tons stål. Til sammenligning er det samlede danske udslip ca. 48 g/år.

I sodprøver udtaget i røgfanens nedfaldsområde i forbindelse med en PVC-brand i Allerød, /61/, er der konstateret 1-9 ng/m³ dioxin (I-TEQ). Endvidere er der målt et dioxinindhold på 110 pg/l i slukningsvandet. Slukningsvandet er ledt til kloak. Der er konstateret samme koncentrationsniveau (7-11 ng/kg TS) for dioxin i slammet fra rensningsanlægget før og efter branden.

I en undersøgelse ved det tidligere Søllerød Gasværk, /85/, er der ved skel på 6 undersøgte lokaliteter, der grænser op til gasværket,. fundet indhold af slagger, tegn på cyanid og forhøjede koncentrationer af PAH, total kulbrinter og tungmetaller. Den præcise afstand fra gasværket til den antrufne jordforurening er ikke angivet.

I flere af undersøgelserne, /88, 72, 90/, er der påvist en klar sammenhæng mellem koncentrationsniveauet i jorden og afstanden fra punktkilden (virksomheden). Et eksempel på dette er området ved Dansk Kabel Skrot (DKS) i Grænge, jf. tabel 6.6.

Tabel 6.6
Metalindhold i overjord (0-2 cm) ved Dansk Kabel Skrot (DKS), /90/.
Metal content in topsoil (0-2 cm) at Dansk Kabel Skrot.

Der er desuden i den pågældende undersøgelse, /90/, påvist en vertikal koncentrationsgradient, idet indholdet af bly og cadmium falder med dybden. Det konkluderes endvidere, /90/, at kobber er en bedre indikator for industriel aktivitet end f.eks. bly og cadmium, idet kobber ikke hidrører fra trafik.

I en undersøgelse af 105 matrikler i et ældre boligområder i nærheden af det tidligere Hillerød gasværk, /122/, er der analyseret for bly, arsen, kobber, chrom, zink, cadmium, og total cyanid. Ved brug af statistiske teknikker som kumulativt frekvensplot var det muligt at skelne områdets diffuse baggrundsniveauer for bly, cadmium og zink fra afvigende forhøjede subpopulationer. For andre parametre som arsen, chrom og kobber var der ingen afvigende populationer, og koncentrationerne var sammenlignelige med de naturlige baggrundsniveauer. Indholdet af total cyanid var i hovedparten af blandingsprøverne på 0,1 mg/kg, men i ca. halvdelen af prøverne blev der alligevel fundet et lettere cyanidindhold, især i forbindelse med slagge. Resultaterne er opsummeret i tabel 6.7. Som det ses, har fjernelse af afvigende punkter ingen konsekvenser for medianen.

Tabel 6.7
Metal- og cyanidindhold i et ældre boligområde i Hillerød, /122/.
Metal and cyanide content in soils at an old housing estate in Hillerød.

6.4 Anvendte analysemetoder

I visse af undersøgelserne er det ikke oplyst, hvilke analysemetoder, der er anvendt. De oplyste metoder er sammenfattet i nedenstående tabel 6.8.

Tabel 6.8
Anvendte analysemetoder.
Analytical methods generally used for investigations

* på støvprøver on dust samples

6.5 Tidligere vurdering af diffuse jordforurening

Amternes Videncenter for Jordforurening har foretaget en indsamling af undersøgelser vedrørende diffus jordforurening (Difjord-database) samt foretaget en statistisk bearbejdning heraf, /65, 66/. For fuldstændighedens skyld medtages resultaterne fra den statistiske analyse her og opsummeres i det følgende:

Koncentrationsniveauet af tungmetaller og PAH afhænger af byområdets størrelse. Således skønnes København mere diffust belastet end resten af landet.

Koncentrationsniveauet af bly aftager med dybden, men der kan ikke forventes at findes diffus belastning i større dybde i København end i resten af landet. Endvidere har jordtypen en betydning for koncentrationsniveauet, der formentlig kan henføres til jordens sorptionsegenskaber, samt at f.eks. muldjordstyper alene findes terrænnært. Sammenhængen mellem koncentrationsniveau og dybde er størst for intakte aflejringer i modsætning til omrørte prøver. Koncentrationsniveauet afhænger af afstanden til punktkilden. Der er dog ikke fundet en tilstrækkelig systematisk sammenhæng til, at der kan opstilles en entydig model til beskrivelse af en sådan afstandsafhængighed.

Der er en meget klar sammenhæng mellem koncentrationer af benzo(a)pyren og koncentrationer af PAH, både for de 7 MST-PAH’er og for de 16 EPA-PAH’er. Der er ligeledes en meget klar sammenhæng mellem fluoranthen PAH (7 MST).

Der er en vis grad af sammenhæng mellem koncentrationer af bly og PAH. Der er en svag sammenhæng mellem blykoncentrationer og afstanden til trafikkilder. Denne sammenhæng ses ikke for PAH.

Bly kan med enkelte forbehold benyttes som indikatorparameter for tungmetaller. Benzo(a)pyren kan benyttes som indikatorparameter for PAH-forbindelser.

På grundlag af det statistiske behandling af resultaterne fra Difjord database Amternes Videncenter for Jordforurening (AVJ), /65/, er der opstillet 10 hypoteser om diffus jordforurening, jf. tabel 6.9.

Tabel 6.9
Hypoteser om diffus jordforurening i AVJ rapport, /65/.
Hypotheses about diffuse soil pollution derived in a rapport by the Information Center for Contaminated Soil

6.6 Opsummering af danske erfaringer

På baggrund af nærværende gennemgang af udvalgte, repræsentative undersøgelser opsummeres følgende:

Undersøgelserne viser, at den diffuse belastning er stærkt knyttet til trafik, ældre byområder eller større punktkilder.

Desuden bidrager punktkilder (såsom metalforarbejdende virksomheder) til forhøjet belastning i afstande fra 100 m til 6 km fra punktkilden.

Generelt for alle de betragtede undersøgelser gælder, at der primært er analyseret for tungmetaller og PAH.

Hovedparten af undersøgelserne er udført med henblik på belysning af evt. arealanvendelseskonflikter i form af overskridelse af jordkvalitetskriterier, hvorfor der i mange af undersøgelserne ikke er udført en dækkende historisk redegørelse. Dette har haft betydning for både valg af analyseparametre og resultatbearbejdningen.

6.7 Udenlandske jordundersøgelser

Hos US-EPA, NL-EPA og UK-EPA er der foretaget en litteratursøgning over "diffust forurenet jord".

Der findes flere rapporter og vejledninger vedrørende diffus jordforurening i forbindelse med overfladeafstrømning og konsekvenser for overfladevand, men der foreligger meget lidt om diffust forurenet jord, /91, 92/.

US-EPA´s erfaring vedrørende diffus jordforurening er hovedsagelig tilknyttet tungmetalforurening fra mineproduktion, som kan forårsage jordforurening over større arealer. Mange af de geostatistiske metoder, som anvendes i dag, er udviklet i forbindelse med denne type jordforureninger, /93/.

I UK-EPA er der ikke etableret lovgivning for diffus jordforurening. Det overvejes dog, om IPPC-lovgivning om forebyggelse kan inddrages. Der planlægges iværksat et arbejde til at definere rammer for monitering af jordforurening, som desuden vil omfatte diffus jordforurening, /94/. I forbindelse med emissionsundersøgelser er der ofte målt på baggrundsniveauer for en række organiske forbindelser i jord, dvs. diffus jordforurening.

Der findes en del artikler fra geologiske institutter omhandlende fordelingen af tungmetaller i jorden samt statistiske metoder til vurdering af forurening i jord.

I det følgende afsnit angives resuméer af artikler om diffus jordforurening.

6.7.1 Tungmetaller

I Karlsruhe, Tyskland, er der udført to større undersøgelser af tungmetaller (bly, tin, kobber, zink, vanadium og antimon) i byjord. En undersøgelse omfatter Karlsruhe, dvs. 150 km², /99/, og en anden, en mindre bydel af Karlsruhe på 1,65 km², /95/.

Byjord har en væsentlig større inhomogenitet end landbrugsjord og kan samtidigt være forurenet fra mange kilder, bl.a. trafik, industri, luftemissioner, byggeaktiviteter, affald, kulturlag m.v. Undersøgelsen omfatter den rumlige (spatielle – i to eller 3 dimensioner) fordeling af tungmetaller i de øverste 5 cm topjord i forhold til arealanvendelse.

I område A på 150 km² blev 62 prøver udtaget og i delområde B på 1,35 km². 159 prøver (ca. 100 x100 m net). Hver prøve til analyse var en blandingsprøve af 3 jordprøver udtaget i hjørnerne af en 1 m trekant.

Der blev anvendt geostatistiske metoder (se afsnit 7.1.4) til at modellere afhængighed af metalkoncentrationer i byjord samt til at identificere lokale punktkilder. Tungmetal i jordprøver blev analyseret ved EDXRF. Arealanvendelse, herunder årstal for etablering af boligkvarter, blev kortlagt. På basis af semivariogrammer og interpolationsteknikker (kriging) blev der udformet et kort over tungmetalkoncentrationer og arealanvendelse.

Baggrundsniveauet blev overskredet for alle tungmetaller. Fordelingen af antimon og tin fulgte fordelingen af bly, og der fandtes høje koncentrationer ved en nærliggende blyfabrik, langs veje, samt i nedfaldstragte fra kulfyrede kraftværke. Kobber og antimon fandtes i nærheden af et "bronzestoberi". Zink fandtes langs veje pga. emissioner fra trafik. Desuden blev vanadium målt i område A, som blev relateret til kulfyrede værker som kraftværker og gasværker.

En overordnet vurdering af den samlede tungmetalbelastning i forhold til kilden og arealanvendelsen angives i tabel 6.10.

Tabel 6.10
Gennemsnitlige koncentrationer og medianværdier for metallerne ift kilden ( data fra /95/).
Average concentrations and median values for metals as related to sources (from /95/).