|
Havnesedimenter - Prøvetagning og analyser 2 Prøvetagning i havnen
Når et klapbehov er opstået er der en række ting, som man bør tage hensyn til eller undersøge nærmere før planlægning af prøvetagning:
En gennemgang af disse giver mulighed for både at begrænse, men også målrette både prøvetagningen og analyseprogrammet. De følgende afsnit vil forsøge at stille nogle værktøjer til rådighed for planlægningen af prøvetagning og analyser i forbindelse med klapning eller kortlægning af forureninger i havne. De processer der gør, at havne og sejlrender sander eller mudrer til beskrives kort, og anvendes til at planlægge hvor prøvetagning bør foretages. Indvirkning fra historiske og lokale kilder, som kan nødvendiggøre særlige hensyn beskrives, og der udfærdiges en liste over parametre der kan komme på tale til analyse. Ud fra havnens størrelse og udformning foreslås hvor mange prøver, der er nødvendige for at beskrive forureningsomfanget af havnesedimentet. 2.1 SedimentationsprocesserEnhver der har prøvet at gøre rent ved, at støvet samler sig i hjørner hvor der ikke er luftbevægelse. Samme principper gælder i havnene. Havne virker som sedimentfælder, idet de er bygget til at give læ for skibe, og dermed også mere stillestående vand end udenfor havnen. Det betyder at partikler (sand, ler og (døde) alger) har en tendens til at falde ned på bunden af havnen (at sedimentere). Når skibe med motorer hvirvler bunden op vil det så flytte sig hen i de hjørner, hvor vandet er roligere, eller ned i den dybe del af havnebassinet, hvor strømningerne fra propellerne og vind ikke hvirvler bunden op. 2.1.1 Omlejring og dyreaktivitetI de fleste havne vil de øverste 2-5 cm af bundmaterialet blive ”omlejret”, dvs. hvirvlet op og falde ned igen på grund af skibstrafikken inde i havnen. Dybden af laget afhænger af hvor vanddybden i havnen er og hvilke type materiale der ligger på bunden. Samtidig vil eventuelle bunddyr som snegle og orme forstyrre sedimentet dels ved at ”spise” det og afsætte fækalier efter udnyttelse af det organiske indhold i sedimentet, dels ved at grave gange. For mange stoffer vil der være en hvis nedbrydning i den iltrige zone i toppen af sedimentet (mm til cm), men omlejringerne og dyreaktiviteten kan begrave stofferne lige under den iltrige zone, eller flytte dem op i den iltrige zone. 2.1.2 FerskvandsudløbNår ferskvand møder havvand, vil partikler der kan holdes svævende i ferskvandet klistre sammen og fælde ud. Dette gælder især ler- og organiske partikler, som samtidig er dem, der kan have de største mængder miljøfremmede stoffer tilknyttet. Lerpartikler har en ladet overflade, som er god til at tiltrække polære stoffer (f.eks. organiske stoffer med klor-atomer i) og metalioner, men ved mødet med saltvand kan ladningen neutraliseres af ioner i havvandet (især klorid), så lerpartiklerne klumper sammen og synker hurtigere end i ferskvandet. I større floder som f.eks. Gironde ses direkte en ”mudderprop”, som flytter sig frem og tilbage med tidevandet, og med et meget højere indhold af miljøgifte end den underliggende sandbund (Dinesen & Larsen, 1991). 2.1.3 Flere havnebassinerHvis havnen består af flere bassiner kan den manglende vandgennemstrømning imellem dem gøre, at fint sediment samler sig i det inderste bassin og bliver der undtagen i stormevejr. Transporten mellem de enkelte bassiner kan være minimal, og dermed gøre det nødvendigt at se på de enkelte bassiner som sine egne områder, især hvis der er udløb af ferskvand/spildevand i det ene og ikke i det andet. 2.1.4 Havneindløb og sejlrendenFor selve havneindløbet gælder næsten samme sedimentationsforhold som for havnen, og tages sejlrenden med er der en forventning om, at indholdet af miljøfremmede stoffer aftager på vej ud igennem sejlrenden. Dette gælder dog kun, hvis sedimentet i hele sejlrenden er tilnærmelsesvis ens. Hvis der er ”knæk” på sejlrenden kan strømretningerne og middelstrømhastighederne godt betyde, at der afsættes forskellige partikelstørrelser i de forskellige afsnit af sejlrenden. I selve havneindløbet kan der være et område hvor der bundfældes fint materiale, hvis dette er det dybeste sted og strømmen ikke er særlig stærk lige indenfor. 2.2 KilderDet sediment, der ligger i havne er ofte forurenet af forskellige stoffer. De hyppigst forekommende forureningskilder er bundmalingen fra skibe, som frigiver bl.a. TBT og kobber samt olie/PAH fra bådenes motorer. Herudover har mange havne udløb af spildevand fra by eller industri, eller fra vandløb. Nedenfor er de hyppigste kilder gennemgået mere uddybende. Bemærk at gennemgangen ikke er fuldstændig, men giver de mest normalt forekommende kilder til forurening af havnesedimenter. Ved kildegennemgangen er det vigtigt at overveje, om der kan være historiske kilder, f.eks. nu nedlagte fabrikker i havnens nærhed, da en forurening med tungmetaller og/eller miljøfremmede stoffer kan "gemmes" i sedimentet i mange år. 2.2.1 Atmosfærisk tilførselHavnen er et lille ”målområde” så den direkte atmosfæriske tilførsel er lille, medmindre der ligger store kilder lige i nærheden. Udover den direkte regn, kommer der et indirekte bidrag med regnvand fra omgivende arealer (se afsnit 2.2.4 om overløb og vandløb). Nærliggende emissioner fra skibsværfter, kraftvarmeværker og anden industri eller fra mere diffuse kilder som biltrafik kan dog have en vis betydning. 2.2.2 Skibene i havnen2.2.2.1 AntibegroningsmidlerDe fleste skibe, der ligger i en havn er malet med en antibegroningsmaling (bundmalinger) i bunden. Denne maling har som funktion at hindre dyr, bakterier og alger i at sætte sig på skibsbunden. De mest anvendte malinger virker gennem deres giftighed, og virker enten afskrækkende eller dræbende for det liv der ellers ville bevokse skroget, dog er der forsøg med at udvikle andre giftfrie malinger. De fleste bundmalinger indeholder kobber, som man altid bør undersøge for i havnesediment. I ældre malinger har der desuden indgået arsen, bly og kviksølvforbindelser, for at gøre malingerne mere effektive. For skibsmalinger skal man gøre sig klart, at der er forskel på de typer malinger der anvendes på erhvervsfartøjer og lystbåde. Bundmalingen på skibe over 25 m indeholder ofte tributyltin (TBT), der i dag findes udbredt i havmiljøet, og ofte i meget høje koncentrationer i havne og sejlrender. Det har været forbudt at anvende TBT til lystbåde under 25 m siden 1991 og bliver det sandsynligvis også for større både og erhvervsfartøjer ved udgangen af 2008. Men på grund af persistensen er TBT endnu i dag det stof, som som ofte er til hinder for, at der kan klappes havnesediment fra lystbådehavne. Selv i lystbådehavne anlagt efter 1991, der i princippet aldrig burde have set skibe med TBT holdig maling, er TBT blevet påvist. Efter udfasningen af TBT til lystbåde har malingsindustrien været på udkik efter velegnede alternativer, og Irgarol 1051 og Diuron var to kandidater. Disse stoffer har i en relativt kort årrække været anvendt i bundmaling til især lystbåde. Fra 1 januar 2000 blev disse stoffer, ligesom TBT, forbudt til lystbådsmaling, idet begge viste sig at være sværtnedbrydelige i havmiljøet. Idag er det så især de to ”hjælpebiocider” Sea-nine og zink-pyrithion der anvendes. Disse ser ud til at være letnedbrydelige, men Sea-nine er relativt dyr og anvendes mest til større både. Mindre både (joller), som trækkes på trailer og ikke ligger fast i havnen er normalt ikke bundmalede, hvorimod både med fast plads oftest er det. 2.2.2.2 Olieafbrænding/oliespildVed forbrænding udsendes udstødningsgasserne på mindre både tæt henover vandoverfladen, og meget af det uforbrændte benzin/diesel brændstof samt PAH'ere fra forbrændingen i motorerne falder ned over vandmiljøet og synker til bunds eller lægger sig som en oliefilm på overfladen. Større både har ofte skorsten, som fordeler udstødningsgasserne over et lidt større område. PAH'erne der når sedimentet er meget tungtnedbrydelige og giftige. Udover de direkte udledninger fra afbrænding, kan kølevandet indeholde smøringsolie og spildolie fra utætheder i motoren. Tjæring af reb og garn kan også bidrage med PAH'er. 2.2.2.3 OfferanoderFor at beskytte jernkonstruktioner sidder der normalt zink-klumper på skibe og bolværk. Disse zink-klumper fungerer på den måde at de ”ædes” af havvandet, i stedet for at jernet ruster (galvanisk tæring). Zink er normalt ikke et problem, da det er et ”essentielt” metal med lav giftvirkning, men urenheder i klodserne kan give problemer. Zink og cadmium er i samme gruppe i det periodiske system, og cadmium findes altid i zink-årene typisk som 0,2-0,7% Cd/Zn (Nriagu 1980). Ofte findes der også bly i råmaterialet (Cotton & Wilkinson 1976). Afhængig af kvaliteten af den anvendte zink kan der derfor være bly og cadmium i offeranoderne, der oftest er fremstillet af billige råvare (ikke oprenset ved destillation eller fældning i sulfatopløsning). Nærmere oplysninger om placering og kvalitet af de anvendte offeranoder kan indhentes ved entrepenøren der stod/står for bygning og vedligeholdelse af havnens jernkonstruktioner. 2.2.2.4 Spild ved lastning og losningAfhængig af havnens anvendelse, kan der forekomme forskellige former for spild. Ved udskibning af olie/kul kan der bidrages med PCB'er og PAH'er fra afdampning/støv under lastning og losning. For udskibning af sand/grus vil der ofte være tale om ”fortynding” af havnesedimentet ved evt. spild,, hvorimod spild ved udskibning af forurenet jord eller andet affald kan give bidrag med indholdet i materialet. 2.2.2.5 ToiletspildevandDette er med nugældende lovgivning ikke noget problem, da toiletindhold ikke må udtømmes i havnen. Kan historisk sammenlignes med byspildevand (se nedenfor). 2.2.3 Værfter og værftsaktivitet2.2.3.1 VaskepladserFor lystbådehavne er dette ofte hovedkilden til lokal forurening nær overløb. Hvis der ikke er installeret sandfang eller lignende kan afvasket maling løbe ud i havnen og give høje lokale bidrag, ligesom der ved anvendelse af kemiske stoffer i afrensningen af bådene kan ske forurening med disse. For værfter er der oftest sandfang og andre renseforanstaltninger, ligesom der ofte er grænseværdier for udløbsvandet. Ved at gennemgå analyserne for udløbsvandet og vandforbrug samt hvilke typer skibsmalinger der afrenset fra skibene kan man danne sig et indtryk af den forventede forurening fra disse. I den forbindelse skal man være opmærksom på, at selv små udledninger, der foregår over længere tid, og som er persistente (som TBT og Cu), kan give forhøjede indhold nær udløbet. 2.2.3.2 Maling af skibeFor lystbådehavne anvendes oftest pensel/rulle til påføring af malingen, og selve malingen er derfor mest et problem for luftmiljøet under afdampningen af opløsningsmidler fra malingen, og dryp på jorden under båden. For skibsværfter hvor der sprøjtes maling på er den maling, der rammer ved siden af skibet eller føres væk med vinden en kilde, der afhængig af vindforholdene, kan være betydelig. På moderne skibsværfter foregår malingen bag et ”gardin” der hindrer denne kilde. Søsætning af nymalede både giver ofte en umiddelbar høj afgivning af antibegroningsmidler i de første ca. 14 dage, dog afhængig af malingstypen, idet der arbejdes på at lave malinger med lavere total udludning som ikke har den høje startafgivelse af f.eks. kobber (Larsen 2001). 2.2.4 Overløb og vandløb2.2.4.1 VandløbEn å vil kunne transportere forurening fra kilder inde i landet ud, og for at fastlægge kilderne til havnens sediment bliver det nødvendigt at se på kilder til åen – lige fra diffuse kilder som landbrug til deciderede punktkilder som fabrikker og renseanlæg fra byer. 2.2.4.2 RegnvandRegnvand, der lander på havnens befæstede arealer, vil ofte løbe ud i havnen, enten direkte eller via en kloakering, der udleder til havnen frem for til fælles kloakanlæg med tilsluttet renseanlæg. Herved kan der tilføres havnen stoffer, der stammer fra spild, oplag og aktiviteter i havnen. Specielt maling og afslibning af både kan give et bidrag af skadelige stoffer, men også olierester fra motorreparationer kan være problematiske. 2.2.4.3 Udløb fra overløbsbygværker og regnvandsbassinerHvis der i havnen er ud- eller overløb fra regnvandsbassiner langs veje vil der kunne tilføres betydelige mængder af oliespild og gummirester fra dæk over tilsætningsstoffer til benzin (historisk set bly, nutidigt ædelmetaller fra katalysatorer og MTBE). I forbindelse med kraftige regnskyl kan der optræde udløb fra overløbsbygværker. Disse udløb vil indeholde en blanding af regnvand og urenset spildevand fra fælleskloakerede områder. Regnvandet kan, ligesom udløbende fra regnvandsbassiner langs veje, indeholde betydelige mængder trafik-relaterede forureningskomponenter. Vedrørende spildevand: Se nedenfor. 2.2.4.4 Udsivning fra grundeVed ældre depoter nær havne er der ofte ikke bundmembran, og der kan ske en udsivning fra tidligere opgravet havnesediment eller forurenet jord, der er anbragt i disse depoter. Ligeledes kan der ved benzinstationer og værkstedsaktiviteter nær havneområdet være sket en udsivning af benzin og andre olieprodukter. 2.2.5 SpildevandSpildevand kan være enten fra kommunalt renseanlæg eller direkte fra lokale industrivirksomheder. Kommunale renseanlæg får tilført dels byspildevand dels spildevand fra industrivirksomheder. Spildevandet fra industrivirksomheder kan eventuelt være mere eller mindre renset på et lokalt anlæg inden udledning til det kommunale renseanlæg. Byspildevandets normale problemstoffer gennemgås først, derefter nogle industrier, som ofte forefindes i nærheden af havnen. Endelig er der nævnt en række andre industrier, som kan udlede til byens renseanlæg. Undersøg via kommunen hvilke miljøgodkendelser der ligger for de enkelte industrier, de stoffer de kontrollerer for i afløb kan være relevante at tage med i analyseprogrammet. 2.2.5.1 ByspildevandByspildevandet er en kompleks størrelse, men vaskemidler (f.eks. LAS og nonylphenol) blødgørere fra plastikprodukter (f.eks. DEHP) er der normalt meget af, ligesom visse tungmetaller som cadmium og kviksølv, og til dels bly, nikkel, kobber og i mindre omfang zink, kan være problematiske. Cadmium og kviksølv fældes normalt i spildevandsanlæg, men ved anvendelse af fældningskemikalier forurenet med cadmium kan det tilføres spildevandsstrømmen i øget mængde. Hormonstoffer og medicinrester er andre tilførsler, man er blevet opmærksom på i nyere tid, men om det opkoncentreres i havnesedimenter er p.t. ikke tilstrækkelig belyst. 2.2.5.2 FiskeindustriFiskeindustrierne udleder en del letnedbrydeligt biologisk materiale, der giver et stort iltforbrug. Der er også mulighed for forurening fra dåseemballering, hvor dåserne indvendigt er belagt med et plast/lak lag, en proces der kan bidrage med forskellige blødgørere (phtalater) og metaller fra selve dåserne. 2.2.5.3 Kraftværker og kraftvarmeværkerKraftværker og kraftvarmeværker findes i de fleste større danske byer, og kan give anledning til udslip af et antal forskellige stoffer: Kviksølv fra ældre værker, hvor kviksølv blev anvendt i forbindelse med overtrykssikring (Markmann et al 2001). Flyveaske fra afbrænding af kul gav, indtil røggasrensning blev igangsat, problemer med metaller, PCB og dioxiner. Støv fra kul lagre mv. kan give anledning til PAH forurening. 2.2.5.4 HospitalerFor ældre udledninger fra hospitaler er kviksølv fra termometre og andet klinisk udstyr en potentiel forureningskilde. Hormonstoffer og medicinrester må også antages at være tilført spildevandsstrømmen. 2.2.5.5 PlasticindustriFor plastic industrien anvendes en række blødgørere. Udover phtalater drejer det sig om dibutyltin, DBT, som også findes som nedbrydningsprodukt af tributyltin, TBT (se antibegroningsmidler) 2.2.5.6 GarverierGarverier har anvendt store mængder krom og nikkel til deres garvning, og desuden en række organiske stoffer (Specielt LAS, nonylphenol, phenoler og klorphenoler). Disse stoffer kan være lækket under drift, eller ved nedlægning, hvor dårligt kortlagte kar med kemikalier bliver ødelagt, så indholdet siver ned i dræn og jord og videre ud i havnen. 2.3 Praktiske forhold ved prøvetagningVed planlægning af prøvetagning er det vigtigt at vide, hvilke stoffer der skal analyseres for, da dette spiller ind på valg af prøvetagningsredskaber. Samtidig er en grundig rengøring og sikring mod afsmitning fra andre anvendelser af prøvetagningsudstyret nødvendig. Eksempelvis skal man ikke anvende plasticværktøj, hvis der skal måles for organiske stoffer (f.eks. TBT og PAH), da plastic kan bidrage med stoffer der ligner, eller er nedbrydningsprodukter, af det man leder efter. Ligeledes bør man ikke anvende metalrør til prøvetagning for metaller, dog kan rustfrit stål bruges, hvis man udtager en delprøve således at man ikke tager helt ud til kanten af røret. I det følgende afsnit vil der blive anvendt følgende definitioner:
Prøvetagningen indebærer et antal prøver fra dels havnebassin dels indløb, afhængig af hvad der ønskes uddybet/opryddet. Afhængig af dybden der skal prøvetages har man forskellige muligheder. Men uanset hvilken metode man vælger er det vigtigt at lave en prøvebeskrivelse lige når den kommer op af vandet, idet farven siger noget om iltningsforhold i bunden, og en vurdering af størrelsen på sedimentkornene er afgørende for hvilket niveau af stoffer der kan forventes. En mere detaljeret gennemgang af prøvebeskrivelsen kan findes i (Larsen et al 1995) og i de tekniske anvisninger for marin overvågning (Kaas&Markager 1998). 2.3.1 PrøvetagningsudstyrI det følgende gennemgås prøvetagningsudstyr. Udstyret er illustreret med billeder fra KC-Denmarks hjemmeside, hvilket kun er ment som en hjælp til anskuelliggøre udstyret, ikke som en speciel anbefaling af KC-Denmarks udstyr. Andre leverandører i Danmark kan levere tilsvarende udstyr. 2.3.1.1 Kajak rørEn dykker tager prøven med kajak rør, som stikkes ned til ca. 10-25 cm dybde. Dybden afhænger af bundens beskaffenhed, sandbund kan være svær at presse kajakrøret ned i. Alternativt kan den anvendes over siden på en gummibåd.
Figur 2.1 Eksempler på Kajak rørs prøvetageer. Billed fra www.kc-denmark.dk. I en lille havn kan dykkeren og en lineholder (dykkermedhjælper) tage prøver i løbet af 2-3 timer, enten fra en gummibåd eller direkte fra moler. Prisen vil normalt være en timepris, og hvis havnen har tilknyttet dykkeruddannet personel, der kan anvendes som lineholder, kan man evt. nøjes med dykkeren. Hvis der skal tages prøver fra havneindløbet skal man regne med en fuld arbejdsdag. Priserne for en lille havn indenfor kort køreafstand er ca. 5.000 kr op til 10.000 kr. for en større havn eller lidt længere kørselsafstand. 2.3.1.2 ”HAPS” prøvetageHAPS prøvetageren skærer sig ned i sedimentet ved egen vægt, og et tætsluttende låg og en klap der går ned under prøven holder prøven på plads under hævningen. Går typisk ned i 25-50 cm dybde, og kan udtage en uforstyrret prøve i et rustfrit stålrør, evt. med plexiglas indlæg. Prøver hvor overfladelagene er forstyrret bør kasseres og tages om.
Figur 2.2 En HAPS prøvetager, med selve prøvetagningsrørene i plexiglas (øverst) og rustfrit stål (nederst) afbildet i detalje til højre. Billeder fra www.kc-denmark.dk. En intakt kerne kan skubbes ud, og siderne der har været i kontakt med plexiglas eller rustfrit stål skæres rene. Noter diameter af prøvetagningsrør (typisk 10-25 cm) samt dybden af sedimentkernen. Kræver mindre skib (fiskekutter størrelse) med kran eller spil med A-ramme, som kan sænke HAPSen ud over rælingen og hente den ind på dæk til modtagning af prøven Leje af skib og udstyr må anslås til 5.000-15.000 kr. afhængig af sejlafstand for skib. 2.3.1.3 Grab prøvetagerGrab prøvetagere tager prøver fra de øverste 25-50 cm (typisk 30 cm), og fungerer ved, at et par kæber lukker sammen om prøven og denne graves så op. Grab'en laves normalt i rustfrit stål, og kan ved forsigtig brug anvendes. Det kræver en dygtig operatør at undgå problemer med sammenblanding af sediment lagene ved nedslag, og tab af den fine del af prøven under hævning af grab'en. Prøver hvor overfladelagene er forstyrret bør kasseres og tages om.
Figur 2.3 En 250 cm³ Van veen grab. Billed fra www.kc-denmark.dk. En intakt kerne kan tages fra midten af grab'en efter den er kommet tilbage på dæk med et kajak rør eller glasrør. Noter diameter og dybden af prøverne. Kan med fordel anvendes til indsamling af større mængder overflade sediment til toksicitetstest. Kræver mindre skib med kran eller spil med A-ramme, som kan sænke grab'en ud over rælingen og hente den ind på dæk til udtagning af delprøven. Leje af skib og udstyr må anslås til ca. 10.000-15.000 kr. afhængig af sejlafstand for skib. 2.3.1.4 KerneprøvetagerKerneprøvetagere er de bedste til at udtage uforstyrrede prøver, og fungerer ved at et rør eller en kasse sænkes ned og skærer en sediment blok ud, i stil med HAPS'en. Typisk diameter er 3,5-10 cm, og der skelnes mellem gravity corer, som tvinges ned af vægte og typisk når ned i 1-2 m, og hammer, stempel eller vibrations corer'e som kommer ned i 2-20 m ved at der udøves yderligere tryk eller vibrationer på prøvetagningsrøret. Selve prøvetagningsrøret kan være segmenteret, så man får sedimentet opdelt i mindre stykker, der sættes sammen på dæk. Prøvetagningen kan være tidskrævende for lange sedimentkerner. På grund af den lille diameter kan det være nødvendigt at tage flere delprøver på hver station for at få prøvemateriale nok, hvis der ikke anvendes integrerede prøver. Kræver større skib med kran eller spil med A-ramme, som kan sænke grab'en ud over rælingen og hente den ind på dæk til del prøvetagningen. Skibet skal kunne holdes helt stille under prøvetagningen, og kran/spil skal kunne bære op til 1 ton for at trække udstyret op af bunden (dog afhængig af hvilket system der anvendes). Leje af skib og udstyr må anslås til ca. 10.000-20.000 kr. afhængig af sejlafstand for skib.
Figur 2.4. Forskellige kerne prøvetagere: A Box-corer; B: Stempel-corer; C: Gravity corer. Alle billeder fra www.kc-denmark.dk. 2.3.1.5 SugeudstyrAnvendelse af sandsuger eller lignende kan ikke anbefales. Dels bliver sedimentet sammenblandet under optagning, og fortyndet med store mængder vand, dels kan man tabe fint materiale og evt. forurene prøven med urenheder fra slangesystem og pumper. Kan til nød anvendes ved dybe prøvetagninger (>1 m), hvor der ønskes en samleprøve af hele oprensningsdybden, men skal i så fald suppleres med uforstyrrede prøver af de øverste 10-25 cm (f.eks. med kajak rør), dels til sediment beskrivelsen og dels til analyse af uforstyrret overflade sediment. 2.3.2 OprensningsdybdenErfaringsmæssigt er den mindste oprensningsdybde en halv meter, men for nogle havne som sjældent oprenses kan det være ønskeligt at grave 2-3 meter af. Bemærk, at en uddybning (dvs. nedgravning til større dybde end det tilsandede/mudrede) betyder bortskaffelse af ”geologisk” materiale og som sådan er en flytning af principielt uforurenet materiale, der ikke indgår i oprensningen eller klappesagen. Dette betyder, at eventuelle kerner bør stoppe når den gamle havbund nås, og når materialet oprenses skal det holdes adskilt fra havnesedimentet, hvis det viser sig, at oprensningsmaterialet ikke overholder betingelserne for klapning. Principielt skal man udtage prøver der dækker hele den dybde, som ønskes udgravet, men hvis der ikke er sket ændringer i havnens anvendelse og forureningskilder kan det forsvares for dybder ned til ca. 1 m at indskrænke prøvetagningen til de øverste 10-25 cm. Hvis der anvendes udstyr, der kommer ned i varierende dybder, og der tages integrerende prøver, anvendes hele den udtagne delprøve og længden af de enkelte delprøver noteres. Den fortsatte sedimentation i havnene har betydning for, hvor forurenende stoffer har sit maksimum i sediment søjlen. En nutidig forurening vil typisk være størst i de øverste cm, og så aftage fra ca. 5-20 cm (afhængig af opblanding fra motorfremdrift i havnen) og nedefter, hvorimod en historisk forurening kan have maksimum længere nede i sedimentet, og så aftage ovenfor, hvor kilden til forureningen er ophørt, og det nye sediment derfor ikke indeholder den forureningskomponent. Nedenfor maksimaet vil en vis nedbrydning kunne finde sted, eller sedimentet er kommet til, før forureningskilden startede, så udover opblandingsdybden vil forureningen ikke findes. Hvis der er kendte historiske forureninger, eller hvis man ønsker at uddybe mere end ca. 1 m bør der dog tages kerneprøver, dvs. prøver der går længere ned i bundlaget, og som giver en sammenhængende kerne af sedimentet. For sandbund vil det kræve meget specialiseret udstyr, og sandsynligvis ikke stå mål med anstrengelsen, da sand normalt ikke binder forurenende stoffer. En undtagelse kunne dog være ved et højt indhold af organisk materiale eller en tidligere kilde, som kan have udledt slam eller organisk baseret forurening i dybere liggende lag af sedimentet. Kvartssand er rent siliciumoxid og kendes på sine hvidlige/klare korn, men andre sand-typer med farvede korn kan indeholde større eller mindre mængder metaller, afhængig af den geologiske oprindelse. Ved udtagning af kerneprøver beskrives de med opmåling af de enkelte synlige lag i kerneprøven. Efter dette kan der enten vælges at lave en integreret prøve eller dele kernen op i underprøver. Se især efter, hvor sedimentet skifter med fra rødt lag over i sort/brune nuancer, dette tyder på grænsen til det øvre, oxiderede lag (rødt af jernoxid, rust), ned til det underliggende iltfrie lag, over i et ”ufarvet” lag til sort og nedenfor gråt lag, hvor jernet er sulfid bundet til jernsulfid (FeS, sort) og pyrit (FeS2, gråt). Andre vigtige observationer kan være skiftevis sand og ler-lag, hvor sandet sandsynligvis repræsenterer storm-hændelser, og ler/silt-lagene mere stillestående (sommer) perioder. 2.3.2.1 Integreret prøveHvis der ikke forventes historiske kilder, eller hvis kernen ser ens ud i hele sin dybde, kan man vælge at blande hele kernen op til en integreret prøve fra denne station. Noter længden (dybden) af kernen inden den blandes op. I nogle havne, specielt på vestkysten, kan lagene være fuldstændigt opblandet pga. storme, således at det kun giver mening at tage integrerede prøver. For prøver som ikke er fuldstændigt opblandet kan man inddele i underprøver, efter sedimentets karakterisering. For mindre havne, hvor der ikke er penge til at foretage mere end 1-3 analyser kan denne opdeling nok betragtes som unødvendig, da analyseudgifterne af flere underprøver vil være udelukket på forhånd. Eventuelt kan man nøjes med at se på tørstof-glødetab og så vurdere resultaterne ud fra glødetabsindholdet kombineret med kornstørrelsen som den er observeret ved optagning. 2.3.2.2 Underprøve - Opdeling efter sedimentteksturHvis der er farveforskelle ned igennem kernen skifter (typisk rød-sort-gråt) er det, som nævnt ovenfor, tegn på forskellige iltningsforhold, eller aflejringstyper (f.eks. varierende med årstiden). I dette tilfælde kan der være forskel i indhold af miljøfremmede stoffer, og man kan med fordel dele kernen op og analysere på de enkelte dele hver for sig. Mål op og noter for hver enkelt delprøve dels farven og kornstørrelsen (skøn om det er sand, silt eller ler), dels hvor mange cm fra toppen delprøven er udtaget på (start-slut). 2.3.2.3 Underprøve - Opdeling efter dybdeEndelig kan man, hvis man syntes kernen har forskelligt udseende men ikke rigtigt kan vurdere hvor de enkelte grænser går pga. sammenblandingen i overfladerne, kan man dele kernen op i faste intervaller (f.eks. 0-10 cm, 10-50 cm, 50-100 cm, 100-200 cm og dybere end 200 cm). Intervallerne kan tilpasses hvor minimums opsugningsdybden ved oprensningen, så man evt. kan opgrave sedimentet i etapper, der svarer til analyseresultaterne. 2.3.3 Hvor mange prøver skal der tages?OSPARs anbefalinger er nævnt i afsnit 1.1.4, men forudsætter minimum 3 prøver. Klapbekendtgørelsen (§3 stk 4) udsiger at ”analysering skal udføres, hvis ansøgningen omfatter mere end 10.000 tons materiale”, dog kan amtsrådet vurdere at det ikke er nødvendigt hvis det er ”åbenbart” at materialet ikke er forurenet. Der er dog ikke noget i de internationale retningslinjer (OSPAR 1998) der undtager klapninger under 10.000 tons, medmindre det med rimelig sikkerhed kan godtgøres at materialet ikke er forurenet. Sådanne undtagelse vil normalt ikke omfatte havnesediment, hvor der altid vil være en høj grad af sandsynlighed for, at materialet er forurenet i det mindste med antibegroningsmidler og PAH'er. Hvis der skal klappes mindre end 10.000 tons, og der ikke ser ud til at være lokale kilder af betydning, ud over skibstrafikken, kan man evt. nøjes med at analysere en samleprøve for hele oprensningsområdet. Uanset at der ikke skal udføres analyser på de enkelte prøver, bør sedimentet stadig karakteriseres (ler, silt, sand mv.) på baggrund af en visuel bedømmelse. Hvis der er forskel mellem delprøverne fra hver station kan det eventuelt være en fordel at beskrive denne inhomogenitet ved karakterisering af de enkelte delprøver også. Hvis der både skal uddybes inde i havn og i sejlrenden ind til havnen kan det være en fordel at analysere prøverne fra de to områder hver for sig, da sejlrenden normalt vil være mindre påvirket af de skibe der sejler i den pga. kortere opholdstid og sediment fra omgivende farvande, som føres med strømmen ned i sejlrenden, kan virke fortyndende på koncentrationsniveauet i sejlrenden. Selv hvis der ikke skal laves kemiske analyser på mere end en samleprøve som udgangspunkt, er det hensigtsmæssigt at foretage nogle simple fysiske analyser på prøverne individuelt (tørstof og glødetab), og opbevare prøverne adskilt til eventuelt senere analyser, hvis en forurening efterfølgende skal spores. 2.3.4 Hvor skal prøverne tages?Kortlægning af kilder og kendskab til hvor i havnen der ophobes fint henholdsvis grovere sediment er de vigtigste redskaber til at udtage prøverne fornuftigt. I det følgende gennemgås nogle prøvetagningsdesign, baseret på statistiske metoder. Gennemgangen er baseret på IMO/LC udkast til guideline (IMO 2001). Det statistiske design af prøvetagningsplanen indebærer bestemmelse af antallet og placeringen af prøverne som skal indsamles, såvel som under-inddeling af de indsamlede prøver. Den følgende diskussion identificerer de komponenter som skal overvejes for at indsamle prøver der, når de er analyseret, giver pålidelige, akkurate og repræsentave informationer om det pågældende prøvetagningssted. Bemærk at den statistiske prøvetagning og de nedenfor angivne beskrivelser er beregnet for større projekter, eller som udgangspunkt for, hvor prøver til en eller to samleprøver for hele havnen skal udtages med mulighed for at udvide analyseprogrammet efterfølgende. Samleprøver, hvor en repræsentativ del af prøver fra flere stationer indenfor prøvetagningsområdet er blandet sammen, begrænser udgifterne til analyse, og dermed total prisen. Analytiske resultater fra en samleprøve repræsenterer middelværdien af de enkelte prøver, hvis de var analyseret individuelt. Teknikken er brugbar, hvis sedimentet er fysisk ens, dvs. hvis det hydrodynamisk tilhører samme område, og hvis historiske fysisk/kemiske/biologiske data viser ensartethed indenfor området. Men samleprøver kan resultere i tab af information, og må ikke anvendes til at fortynde potentielle forureninger i området. Dvs. der må ikke laves samleprøver fra områder, som forventes at have forskellige forureningskilder. Stationerne bør fastlægges uden bias og understøtte målet med prøvetagningen. De nedenfor beskrevne prøvetagnings design kan anvendes for at undgå prøvetagnings bias og tillade statistisk analyse af resultaterne. 2.3.4.1 Sediment prøvetagningsdesignUdpeget Når der foreligger tidligere data, der udpeger kilder, f.eks. et udløb, placeres stationer på koncentriske ringe i givne afstande og vinkler fra kilden.
Figur 2.5 Eksempel på udpeget prøvetagning. Systematisk prøvetagning Systematisk prøvetagningsdesign anvendes typisk til at identificere positionen af forurenet sediment, enten for at finde områder med forhøjet koncentration, eller for at finde områder med en anden tidslig udvikling ved studier over længere tid. Typisk anvendes et net af kvadrater, hvor den første position afsættes tilfældigt, og resten afsættes i et regulært mønster ud fra denne (figur 2.6B). Det totale antal prøver er afhængig af tætheden af felterne i nettet og undersøgelsesområdets areal. Denne fremgangsmåde er grundig (bias-fri), men kan være dyr afhængig af størrelsen på kvadraterne i netværket.
Figur 2.6 Eksempel på systematisk (B), tilfældig (C) og stratificeret(D) prøvetagningsdesign. Systematisk tilfældig prøvetagning Som for den systematiske inddeles undersøgelsesområdet i et net af kvadrater, som nummereres. Herefter udvælges tilfældigt de numre der skal undersøges, og prøver indsamles fra disse felter (figur 2.6C). Denne fremgangsmåde begrænser muligheden for at udelade regioner fra undersøgelses området og giver ingen prøvetagnings bias. Det er ikke muligt at gennemføre hvis undersøgelsesområdet ikke er et sammenhængende område. Stratificeret tilfældig prøvetagning Udføres som tilfældig prøvetagning, men undersøgelsesområdet inddeles i segmenter, hvor hvert segment har sin egen prøvetagningsfrekvens. Historiske data kan indikere koncentrationer eller heterogene områder af forurening, som kræver mere intens prøvetagning for at karakterisere sedimentet. Denne fremgangsmåde betragtes som den optimale for sedimentprøvetagning for at bestemme mulighederne for klapning til havs (figur 2.6D). Kluster, fler-trins eller ranket prøvetagning I denne strategi vælges delområder, normalt baseret på professionelle vurderinger eller historisk information. Stationerne vælges derefter tilfældigt indenfor hver del-område for at give middel eller samlede estimater af de variable der er interessante for de enkelte delområder. Maximum dybde profiler Ved dette prøvetagnings design forsøges at give en vertikal profil af sedimentet, såvel som horizontal. I følge IMO 2000 anbefaler ISO, at man tager prøver fra de dybeste dele af området, idet disse bør vise de tidligste effekter (stigende koncentration) af forurening. Det er forfatternes opfattelse, at den bedste måde at planlægge prøvetagning i havne og havneindløb, er baseret på en inddeling af havneområdet i delområder (stratificering, typisk i de individuelle havnebassiner), og udtagning af flere (3-5) kerneprøver på hver station, for at mindske usikkerheden ved prøvetagning. Fastlæggelse af antallet af prøver og sammenlægning af prøver fra forskellige stationer til samleprøver før analyse, bør gøres ud fra kendskab til kilder, strømforhold og sedimentets fysiske karakteristik. Ved planlægningen er der en afvejning af pris og kvalitet af den udførte undersøgelse. Selvom det, ud fra et miljømæssigt synspunkt, ville være ønskeligt at udføre et stort og gennemgribende analyseprogram med både fysiske, kemiske og biologisk karakterisering for at sikre at der ikke klappes forurenet materiale, er dette økonomisk uoverkommeligt for små havn, og i mange tilfælde ikke nødvendigt ud fra kendskab til kilder i havnen. Prøvetagningen er forsøgt beskrevet, så det er muligt at starte med få analyser, som eventuelt kan udvides, hvis det viser sig nødvendigt at afgrænse en forurening, så en uforurenet del af sedimentet kan klappes, og en mindre del deponeres eller renses. 2.3.4.2 Eksempler på prøvetagningsplanerBaseret på ovenstående betragtninger gennemgås her forfatternes anbefalinger i en række situationer, i kapitel 5 vendes tilbage til nogle ”rigtige” havne eksempler. Lille lystbådehavn uden kilder For en havn uden direkte kilder (ud over lystbåde og afløb fra befæstede arealer som vinteropbevaringspladsen og parkeringspladser – afsnit 2.3.5.1), og med ca. samme dybde i hele havne bassinet kan et prøvetagningsnet lægges over havnen, og der udvælges stationer fra 3-5 felter, hvoraf det ene skal ligge tæt på afløbet fra de befæstede arealer. På hver station udtages en prøve som sammenstik af 3-5 kerneprøver. Er havnen delt op af mere eller mindre adskilte bassiner, kan de enkelte bassiner stratificeres, og der udvælges 1-3 stationer i hvert bassin, afhængig af bassinernes størrelse. Forfatternes forslag vil være 1 station for hver ca. 100 båd i hvert bassin, dvs. ca. 5 stationer ialt i en lille havn med plads til 500 både. En dykker med kajakrør vil være en rimelig metode at udtage prøverne på, hvis der ikke skal uddybes mere end ca. 1 m, og bunden er blød, så der kan udtages prøver over 10 cm i dybden. Der forventes ingen ændring i kilder tilbage i historien (bortset fra antibegroningsmalingernes udvikling). Udfør tørstof/glødetabs analyser i en samleprøve af kerneprøverne indenfor hvert bassin. Hvis der er en brændstof kaj udtages en prøve nær denne, og denne prøve analyseres for total hydrocarbon (THC), antibegroningsmidler og kobber (hvis udløb fra vinteropbevarings- og klargøringspladser løber ud her), og tørstof/glødetab. Sammensæt en samleprøve for hele havnen hvis sedimentet er ensartet og der ikke skal afgraves mere end 10.000 m³. Er sedimentet forskelligt mht. udseende eller glødetab, laves en samleprøve af de sandede og de lerede sedimenter hver især. Disse/denne samleprøve(r) analyseres som minimum for TBT, kobber og PAH. Mellem eller stor havn med få kilder Kilderne i en mellemstor havn vil typisk være afløb fra vinteropbevaringsplads og befæstede arealer, og en brændstof kaj, og et mindre skibsværft til reparationer. Der er en dybere kanal ind i en del af havnen, og to eller flere bassiner i forskellige dybder. Inddel i områder efter dybden og i området omkring brændstof kajen og afløbet fra de befæstede arealer. Dette giver 3-4 områder, hvor der udlægges stationer: Dybe stationer i kanalen, området omkring afløbet fra det befæstede areal og brændstof kajen., og endelig det lave bassin. Hvis sedimentet indenfor et område ser ens ud kan man vælge at lave tørstof/glødetab i alle prøver, og samtidig lave samleprøver for hvert område, som analyseres for forskellige ting efter kilderne i de enkelte områder: Ved brændstof kajen analyseres for total hydrocarboner (THC) og PAH'er. I de øvrige samleprøver analyseres for antibegroningsmidler (minimum kobber og TBT, hvis lystbådsområde evt. også Irgarol 1051 og Diuron), ved afløb fra de befæstede arealer antibegroningsmidler og THC/PAH, især hvis afløbet kommer fra vinteropbevaring og klargøringsområdet. Afhængig af resultaterne kan man udvide med PAH målinger i de øvrige samlesedimenter, hvis de viser sig at være for høje til klapning i de udvalgte område. Glødetab kan anvendes som indikator for forventet PAH og TBT forurening i de enkelte prøver, således at højt glødetab indikerer stor sandsynlighed for højere PAH/TBT, og lavt glødetab sandsynligvis lavere PAH/TBT indhold i sedimentet. Glødetab i sandede sedimenter er tilsvarende normalt lavere end glødetabet i lerede sedimenter (se kapitel 4.1 om normalisering). Hvis havnen ligger i forbindelse med en større by og/eller et renseanlæg bør kviksølv og cadmium, DEHP og nonylphenol som minimum analyseres med, og andre organiske stoffer og metaller bør overvejes efter at have konsulteret kommunen/amtet for hvilke industrier der er i området og hvad der findes i slammet fra renseanlægget. Hvis oprensningen skal foregå til mere end 1 m, eller dybere end sidste afgravning, bør der udtages kerneprøver i hele dybden på udvalgte stationer, og den nedre del af sedimentet bør analyseres i forhold til historiske kilder, eller som minimum for kobber, TBT og PAH. Større havn med flere kilder Hvis havnen er som beskrevet ovenfor, men derudover har udledninger af spildevand og nogle industrier, som ligger i havnen og får råvarer og færdigvarer transporteret til søs, bliver det en mere kompleks prøvetagning. Nu skal prøvetagningen både kunne beskrive forhold i forbindelse med punktkilderne og samtidig fra den mere diffuse forurening fra skibene der befærder havnen. Opdel havnen i områder efter hvor der er moler o.l. der stopper vandcirkulationen. Med centrum ved udledninger tages to-tre prøver ud i koncentriske ringe med 10-20 m imellem (udpeget prøvedesign) ved de kendte punktkilder. Disse prøver analyseres for tørstof/glødetab og de specifikke forureninger, som man forventer at finde fra punktkilderne (f.eks. metaller som Cd, Pb, Ni, Cr, Cu, Hg samt total hydrocarboner og PCB hvis skrotningsvirksomhed for biler). Man kan evt. nøjes med at analysere prøverne fra den inderste ring i første omgang, hvis man kan antage at der ikke er problemer med udledning af de undersøgte stoffer i større mængde. Efter analyseringen skal det vurderes om niveauet er acceptabelt, og hvis ikke om det kan betale sig at analysere resten af prøverne eller om klapning kan vurderes som udelukket uanset resultaterne af yderligere analyser. For resten af havnen udtages prøver fra et prøvetagningsnet, der dækker hele havnen, dog ikke de felter, som i forvejen indgår i punktkilde analyserne. Prøverne puljes for hvert havnebassin (eller hvilken stratigrafi der ligger til grund for inddeling i områder), forudsat at sedimentet er ensartet. Et antal af stationerne tages i fuld dybde af den forventede udgravning, og profilerne beskrives, og opblandes efter hvordan de ser ud (se afsnit 2.3.2.1 til 2.3.2.3 om hvordan profiler behandles). Hvis der laves underprøver analyseres de individuelt. Prøverne fra havnebassinerne analyseres for TBT, PAH og kobber, og der udtages nok sediment til at man kan analyseres for de stoffer, som punktkilderne tilfører. En sådan videre analyse kan komme på tale, hvis de ligger over fastsatte sedimentkvalitetskrav for klapning. Hvis der ikke findes fastsatte sedimentkvalitetskrav kan det være nødvendigt at analysere for punktkilde-stofferne i bassinerne nær ved og evt. på klappladsen, for at vurdere om koncentrationerne er forhøjet i forhold til en klapning. 2.3.5 Usikkerhed ved prøvetagningMan skal være opmærksom på, at der i havne f.eks. kan forekomme malingsflager, som ved inkludering i prøven til analyse kan give et stort bidrag, i forhold til sedimentets generelle niveau. Oliespild har også en tendens til at samle sig i klumper, og prøvetagningen skal forsøge at tage hensyn til disse forhold. Generelt er analyseusikkerheden for metaller, TBT og PAH af størrelses ordenen 5-15%, dog afhængig af metode- og laboratorievalg samt hvilken metode der anvendes til opgørelse af analyseusikkerheden. Total usikkerhed ved prøvetagning og analyser af metaller i et 100x100m felt på landbrugsjord, som ikke forventes at have særlige kilder, har vist at usikkerheden ved prøvetagning bidrager til total usikkerheden, således at der ved enkelt prøver kan findes op til 50% spredning, hvorimod 21 prøver arrangeret i et netværk nedbringer spredningen til 10% ved at ”midle” eventuelle forskelle i prøvetagningen (Miljøstyrelsen 1991). For prøvetagning i et område med blyforurening (Ramsey & Argyraki 1997) findes en totalusikkerhed på 55%, som ved flere prøvetagninger kunne nedbringes til 30% ved at udtage og sammenblande flere prøver. For direkte forurenede områder, som nær et skibsværft, er det altså forventeligt, at resultatet i stor udstrækning er påvirket af inhomogenitet i selve sedimentet. Som følge af den naturlige variation bør enhver prøvetagning foretages som sammenstik af flere kerneprøver fra hver position, ideelt set 21, men mindst 3 nedstik bør anvendes. Udtag første delprøve på positionen og de øvrige i varierende afstand fra denne i forskellige retninger. Udtages med dykker kan han selv vurdere efter bundforholdene i en diameter på 2-5 m fra positionen, tages delprøverne med haps eller grab vil de enkelte kast ramme forskelligt indenfor samme område, afhængig af dybden og vindforholdene under prøvetagningen. En grab udtager også typisk et større areal, og 2 kast kan derfor anvendes i stedet for 3, hvis man udtager hele kernen. For mindre havne bør antallet af prøver der udtages kunne give en god beskrivelse af havnen, selvom man ikke har midler til at foretage individuelle analyser. Puljing af prøverne og forskellige kombinationer efter de indledende analyser kan eventuelt muliggøre en delvis klapning af uforenede områder. De fleste laboratorier opbevarer prøverne i en kortere periode (2-3 måneder) efter analyserne er udført, uden opbevaringsgebyr. Det giver lidt tid til at overveje om resultaterne er så høje, at hele området må forventes at være forurenet, eller om der kan tænkes særlige årsager til at dele af prøverne er særligt forurenede. 2.3.6 Hvor meget skal der tages?Normalt vil der til hver ”parameter” kunne nøjes med 100-300 gram våd prøve, afhængig af tørstofindholdet som normalt er 30-95%. Dette rækker til analyse for metaller, PAH og TBT. Skal der udføres andre analyser, kan det være nødvendigt at udtage op til 500 gram våd prøve. Hvis hver prøve består af 3 delprøver i mere end 10 cm dybde vil det normalt være nok til at udføre analyseprogrammet. Man må påregne ca. 50 g tørvægt prøve, hvoraf der udtages delprøver til metaller (5 g), PAH (20 g) og TBT (10 g) analyserne samt resten tørstof/glødetab og evt. TOC. Normalt er der en sammenhæng, således at jo mindre tørstof, desto mere siltet/slammet prøve, og dermed højere potentiale for indhold af miljøfremmede stoffer. Hvis der skal laves yderligere analyser, eller hvis det er meget vådt sediment, kan det være nødvendigt at tage op til 1-2 kg våd prøve. Bemærk, at hvis der ønskes foretaget biologiske/økotoksikologiske analyser eller udtage porevandsprøver skal der bruges væsentligt mere prøvemateriale, fra 1 til 10 kg, afhængig af hvilke test der skal udføres. 2.3.7 Forberedelse af prøvetagningNormalt udføres arbejdet på dæk. Sørg for en grundig rengøring, og skyl godt efter med havvand inden prøvetagningen starter (men ikke fra selve havnebassinet – skyl godt af mindst 100 m fra havnen). Olie- og malingsrester på dækket kan forurene prøverne, og kan i værste fald medføre afslag på klapning! Hvis der anvendes ”HAPS” eller grab skal disse også rengøres grundigt. Anvend handsker eller vask hænder grundigt i natursæbe inden prøvetagningen begyndes, anvend ikke handsker hvis der skal analyseres for phtalater. Udstyr der kommer i kontakt med prøven skal være af glas eller rustfrit stål (blankt, ikke gammelt med overflade rust). For prøver til metalanalyser kan en syrerenset plastik ske bruges. Alle glasvarer og ting der kommer i kontakt med prøven skal være rengjort af laboratoriet og opbevaret i tætsluttende bokse eller plasticposer. For de prøver der skal analyseres for organiske forureninger er det en fordel at udgløde udstyret og pakke det ind i sølvpapir. Laboratoriet, der skal udføre analyserne, bør levere specialrensede glasvarer eller Rilsan-poser til prøverne, samt en beskrivelse af hvordan prøvetagningen skal foretages. Se også de tekniske anvisninger for NOVA for specielle forhold (Kaas & Markager 1998). Prøverne indsamles i Rilsan-poser eller syrevaskede og udglødede glasvarer. Skriv med vandfast tusch stationsnummer, dato og andre informationer på glas/poser hjemmefra eller før prøverne kommes i. Mærk desuden med manila mærker (pap-lapper) med samme information, skrevet med blyant, så det ikke løber ud hvis der spildes vand på. 2.3.8 PrøvetagningenPrøvetagning kan udføres af en dykker med kajak rør eller med en grab eller HAPS prøvetager fra et passende skib. For små havne vil dykkerløsningen nok være det nemmeste, da det kun kræver en gummibåd, hvorimod grab og HAPS'en kræver båd med spil og passende dæk plads til efterbehandling af prøven. Skriv i prøvetagnings papirerne diameter på HAPSen eller grab, da det kan have betydning for repræsentativiteten af prøven. Start med de mest sandede stationer længst fra de forventede hovedkilder, og arbejd indad i mere og mere forurenet (eller forventet forurenet) område. For grab og HAPS er det vigtigt at overfladen er intakt, der hvor man udtager delprøven. Check prøven for dyr og aktivitet fra dyr (gravegange m.v.). Dyr og større partikler skal sorteres fra prøven ved at sigte den gennem en 2 mm sigte inden den pakkes ned. Noter med det samme tekstur (skønnede kornstørrelse), farven og eventuelle dyr i sedimentet ned i logbog eller på prøvetagningsskema. Hvis der skal udtages kerneprøver ses efter om der er ændringer ned igennem sedimentkernen, og disse beskrives, evt. med angivelse af mm fra overfladen (almindelig lineal tilstrækkelig). Udtag prøven i midten af grab/HAPS hvis sådanne bruges, og kasser det yderste lag af sedimentet, som har været i kontakt med prøvetagningsgrejet. De enkelte delprøver på hver station kan placeres i samme pose, men sørg for at holde posen lukket imellem de enkelte delprøver, så der ikke kommer forurening fra udstødningsgasser o.l. Hvis delprøverne skal underinddeles efter oxidations-zoner kan det dog være nødvendigt at gøre det på skibet. Opbevar og fremsend stationerne individuelt til laboratoriet. Det er vigtigt at lade laboratoriet foretage en eventuel sammenblanding af prøver under kontrollerede forhold, så man undgår at forurene prøven under åben himmel i en havn med motorer i gang rundt om. Pak prøveposen/glasset ind i en ekstra plasticpose når alle delprøver er tilføjet, med en lille papir lap med stationsnummer og dato lagt ind sammen med prøven. 2.3.9 Fremsendelse af prøvenStraks ved hjemkomsten sendes prøven til laboratoriet i køletasker med rigeligt køleelementer ved eller evt. i køleskab. Hvis det ikke kan lade sig gøre at sende prøverne indenfor 1 døgn skal prøverne fryses ned, undtagen parallel prøver til sigteanalyser, som opbevares i køleskab. For de fleste parametre er frysning den bedste måde at konservere prøven på. I tilfælde af nedfrysning skal prøven sendes til laboratoriet i frossen tilstand, og det er vigtigt at den ikke kun er delvist frosset eller når at tø op inden den kommer frem. Det er en god idé at have kontakt til laboratoriet, og fremsende en beskrivelse af prøvetagningsprogrammet og analyseprogrammet sammen med prøverne, så der ikke kan opstå tvivl om hvad der skal ske på laboratoriet. Specielt hvis prøver skal blandes er det vigtigt tydeligt at markere hvad der hører sammen. 2.4 Indsamling af dyrI det nationale overvågningsprogram (NOVA-2003) anvendes muslinger og snegle til at vurdere forureningsniveauet i havmiljøet af en række stoffer (TBT, PAH, PCB'ere og metaller). Måling af disse stoffer i sedimentet giver en historisk belastning og en maksimal belastning af dyrelivet. Men for mange af stofferne vil de ikke frigives fra sedimentet, de vil ikke være biotilgængelige. For at få et mål for den biotilgængelige del af stofferne, kan man vælge at analysere i snegle eller muslinger, der lever i havnen. Det vil ikke altid være muligt at finde muslinger eller de mere følsomme snegle arter i havnen. 2.4.1 Indsamling af muslingerMuslinger fra de forskellige havnebassiner og udenfor havnen kan anvendes. Der bør indsamles muslinger i størrelsen 3-5 cm, og der skal normalt anvendes ca. 100 muslinger (80-100 g muslinge kød). Hvis muslingerne er mindre end 3 cm, eller hvis de er påvirket af forureningen og derfor ikke særligt kødfulde, kan det være nødvendigt med flere individder. Muslingerne skal indsamles fra bunden af havnebassinet med dykker, og når de kommer på dæk skal de opbevares fugtigt og fremsendes til laboratoriet med fryseelementer i en køletaske sammen med ca. 2-3 liter vand fra stationen, som anvendes til at lade muslingerne gå 20 timer i, så de udskiller sediment og tømmer tarmene (depurering). Normalt vil man indveje de individuelle muslinger og veje skaller og notere skallængden, for at kunne udsige noget om muslingernes kondition, ofte angivet som længde/vægt forhold. Alle muslingerne fra hver station samles i et ”batch” og homogeniseres, før de enkelte analyser tildeles deres materiale. Bemærk at muslinger fra bure ophængt i vandfasen, eller taget fra tovværk eller træværk lige under vandoverfladen, vil give væsentligt lavere resultater end muslinger fra bunden. 2.4.2 SnegleSnegle kan anvendes som indikator for TBT forurening, se afsnit 3.3.1 om effektmålinger for TBT. Almindelig strandsnegl forekommer i de fleste havne, den lever på rimeligt lavt vand og kan indsamles med vaders/gummistøvler på sten og andre overflader i ca. 1 meters dybde. Undgå at udtage snegle fra bølge-zonen. Strandsneglen udviser normalt effekter i havneområdet, effekten aftager i styrke væk fra havnen, og normalt er det ikke påviseligt 2-4 km fra havnen. Ved indsamling fra dybere områder kan der udlægges fælder (tejn), med lidt madding i, normalt vil en 6-10 timers udlægning være tilstrækkelig. Almindelig konk og dværgkonk kan findes i dybere havne, normalt på 4-8 m vand. Disse er lidt mere følsomme for TBT end strandsnegle. Den mest følsomme snegleart er rødkonk, som man ikke vil forvente at finde i havneområder. Sneglene fremsendes nedkølet til laboratoriet for undersøgelse af imposex/intersex. 2.5 Opsummering af prøvetagningFremgangsmåde ved planlægning af prøvetagning består af et antal trin, der kan sammenfattes til:
Som udgangspunkt må TBT, PAH og kobber betragtes som nødvendige i de fleste tilfælde, og tørstof, glødetab og sigteanalyser er vigtige støtteparametre i vurderingen af resultaterne (se kapitel 4 om vurdering). Hvilke øvrige stoffer, der skal analyseres for, bestemmes ud fra de nuværende og historiske kilder.
|
