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

Kortlægning af diffus jordforurening i byområder. Delrapport 1

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