Teknik og Administration - miljoeogressourcer.dk forurening... · BILAG Bilag 1 Stoffer og kilder på kryds og tværs Bilag 2 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til

Fremtidens diffuse jordforurening

Teknik og Administration Nr. 4 2005

INDHOLDSFORTEGNELSE 1. Forord .......................................................................................................... 1 2. Indledning.................................................................................................... 3

2.1 Formål................................................................................................. 3 2.2 Arbejdsmetode.................................................................................... 3 2.3 Litteratursøgning ................................................................................ 4 2.4 Afgrænsninger .................................................................................... 4

3. Sammenfatning............................................................................................ 5 4. Konceptuelle modeller og dataforklaringer................................................. 7

4.1 Atmosfærisk nedfald fra fjerne og regionale kilder............................ 7 4.2 Lokale kilder....................................................................................... 8 4.3 Datatyper og enheder........................................................................ 10

4.3.1 Luftforurening .......................................................................... 10 4.3.2 Nedfaldsrater (deposition) ........................................................ 10 4.3.3 Emissionsmængde .................................................................... 10 4.3.4 Afstrømning i nedbørsperioder................................................. 11

4.4 Beregning af bidrag til jorden........................................................... 11 4.4.1 Atmosfæriske nedfald............................................................... 11 4.4.2 Lokale bidrag............................................................................ 11

4.5 Læsevejledning................................................................................. 12 5. Tungmetaller.............................................................................................. 13

5.1 Atmosfæriske nedfald og bidrag til jordforurening .......................... 13 5.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden ................... 13

5.2 Lokale kilder til diffus jordforurening.............................................. 14 5.2.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning....................................... 14 5.2.2 Bidrag fra byggematerialer ....................................................... 14 5.2.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag.............................................. 15 5.2.4 Det skønnede lokale bidrag til jorden....................................... 16 5.2.5 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder...... 16

6. PAH............................................................................................................ 21 6.1 Atmosfærisk nedfald fra fjerne og regionale kilder.......................... 21

6.1.1 Det skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden .................. 21 6.2 Lokale kilder til diffus jordforurening.............................................. 21

6.2.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning....................................... 21 6.2.2 Bidrag fra byggematerialer ....................................................... 22 6.2.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag.............................................. 22 6.2.4 Det skønnede lokale bidrag til jorden....................................... 23

6.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.............. 24 7. PCB............................................................................................................ 27

7.1 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder........................ 27 7.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden ................... 27 7.1.2 Bidrag fra trafik og boligopvarmning....................................... 27 7.1.3 Bidrag fra byggematerialer ....................................................... 27 7.1.4 Diverse livsstilsrelaterede bidrag.............................................. 28 7.1.5 Det skønnede lokale bidrag til jorden....................................... 28

7.2 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.............. 28

8. Dioxiner ..................................................................................................... 31 8.1 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder........................ 31

8.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden ................... 31 8.2 Lokale kilder til diffus jordforurening.............................................. 32

8.2.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning....................................... 32 8.2.2 Boligopvarmning ...................................................................... 32 8.2.3 Bidrag fra byggematerialer ....................................................... 32 8.2.4 Diverse livsstilsrelaterede bidrag.............................................. 32 8.2.5 Det skønnede lokale bidrag til jorden....................................... 33

8.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.............. 33 9. Chlorerede pesticider................................................................................. 37

9.1 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder........................ 37 9.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden ................... 37

9.2 Lokale kilder til diffus jordforurening.............................................. 37 9.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.............. 38

10. Phthalater ................................................................................................... 41 10.1 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder........................ 41

10.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden ................... 41 10.2 Lokale kilder til diffus jordforurening.............................................. 41 10.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.............. 42

11. Diverse stoffer ........................................................................................... 45 11.1 Bromerede flammehæmmere ........................................................... 45 11.2 Polychlorerede naphthalener ............................................................ 46 11.3 Perfluoroktanylsulfonat .................................................................... 46 11.4 Duftstoffer......................................................................................... 46

12. Konklusion ................................................................................................ 49 12.1 Usikkerheder..................................................................................... 50 12.2 Niveauer og tidshorisont................................................................... 49 12.3 Stofsammensætning.......................................................................... 50

13. Referencer.................................................................................................. 51 14. Ordliste ...................................................................................................... 61 15. Stikordsregister .......................................................................................... 65

BILAG Bilag 1 Stoffer og kilder på kryds og tværs Bilag 2 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: Tungmetaller Bilag 3 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: PAH forbindelser Bilag 4 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: PCB forbindelser Bilag 5 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: Dioxiner Bilag 6 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: Chlorerede forbindelser Bilag 7 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: Phthalater Bilag 8 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til diffus

jordforurening: Diverse stoffer Bilag 9 DMU: Notat om deposition af PAH og tungmetaller. Bilag 10 Relevante programmer inden for EU

1. Forord

Amternes Videncenter for Jordforurening har iværksat udarbejdelsen af denne rapport med det formål at sætte fremtidens diffuse belastning af overfladejord i perspektiv. Rapporten er udarbejdet af NIRAS i samarbejde med en følgegruppe, som har været tilknyttet projektet, bestående af: Mariam Wahid, Miljøkontrollen, Københavns kommune Pernille Milton Smith, Københavns Amt Martin Stærmose, Vestsjællands Amt Arne Rokkjær, Amternes Videncenter for Jordforurening. Danmarks Miljøundersøgelser (DMU) har bidraget med oplysninger om atmosfæriske nedfald af tungmetaller og PAH-forbindelser.

2

2. Indledning

Både uforurenede arealer og forurenede arealer, der oprenses i dag, bliver udsat for en fortsat diffus forurening. Rapporten fokuserer på de kilder og stoffer, der kan give anledning til diffus jordforurening og giver et bud på, hvilke stoffer der eventuelt vil udgøre fremtidens diffuse jordforurening.

2.1 Formål

Projektet skal først og fremmest redegøre for nedfaldsrater (deposition) for forureninger, herunder de klassiske, diffuse jordforureninger, der er forårsaget af atmosfæriske nedfald. Desuden skal andre potentielle, lokale (punkt)kilder til diffus jordforurening, især på arealer anvendt til følsomme boligformål, vurderes. På grundlag af disse vurderinger foretages et skøn over tidshorisonten for akkumulering i jorden, hvor der skelnes mellem nedfald i det åbne landskab og nedfald i nærmiljøet i byerne.

2.2 Arbejdsmetode

Rapporten tager udgangspunkt i datagrundlaget i Miljøstyrelsens projekter om diffus jordforurening, /1/ og kilder til PAHér i jord, /2/. Arbejdet omfatter primært litteraturindsamling og bearbejdning af det indsamlede materiale, og det skal resultere i en rapport, hvori der opstilles tabeller over stofferne, bidrag fra forskellige kilder, kvalitetskriterier og baggrundsniveauer og i det omfang, det er muligt, et skøn over tidshorisonten for ophobning af forurening i jorden i et niveau op til jordkvalitetskriteriet. Under dataindsamlingen inddrages forskningsresultater vedr. atmosfæriske nedfald og luftforurening fra DMU. Ligeledes inddrages oplysninger om eventuelle bidrag fra byggematerialer og anvendelse af kemikalier i husholdningen. Det forventes, at mange af kilderne på boligarealer vil være afhængige af det individuelle brugsmønster på arealet, såsom genbrug af regnvand fra tage, maling af træværk, anvendelse af bålpladser, brændeovne eller pejse osv. Det er dog tvivlsomt, om bidrag fra disse kilder vil kunne kvantificeres. Desuden vil det være vanskeligt at afgøre, om bidragene er væsentlige i relation til fremtidens diffuse jordforurening. De kvalitative beskrivelser menes dog at ville være af almen interesse. Der skal endvidere udarbejdes et stikordsregister for krydsreferencer mellem forureningsparametre og forureningskilder.

3

2.3 Litteratursøgning

Som en del af projektet er der foretaget en informationssøgning via internettet (US-EPA, UK-EPA, EU herunder Sverige, Holland og Tyskland og de gængse søgemaskiner), databaser hos DTV (miljø, energi og forurening) og faglitteratur hos MST og DMU. Følgende nøgleord er brugt til søgningen: Atmosfæriske nedfald, diffus forurening, luftforurening og bymæssige forureninger, kritiske belastninger, massestrømme, persistente organiske forurenende stoffer (POP), herunder bromerede flammehæmmere, PCB, dioxiner, chlorerede organiske pesticider, polychlorerede naphthalener, phthalater og tungmetaller og tilsvarende engelske navne. Der er kun medtaget litteratur med relevans for vurdering af en fremtidig belastning med miljøfremmede stoffer.

2.4 Afgrænsninger

Under rapportering er de indhentede oplysningerne og data struktureret efter følgende temaer:

• Nedfald fra fjerne og regionale kilder • Nedfald fra lokale kilder herunder

- Bidrag fra trafik og boligopvarmning - Bidrag fra byggematerialer - Bidrag fra livsstilsrelaterede aktiviteter, såsom supplerende fyring

med brændeovne, havearbejdet, fyrværkeri m.v. For flere stoffer findes dog kun sparsomme oplysninger inden for et eller flere af temaerne. Dette betyder, at oversigten er mangelfuld og i visse tilfælde evt. vil være misvisende, da det ikke kan afvises, at væsentlige bidrag er overset. Endvidere er mange af de anvendte oplysninger baseret på en eller få målerunder, og spredning i målinger ved forskellige årstider eller vejrforhold kendes ikke. Uanset disse usikkerheder tilstræber rapporten at give et bud på de forskellige kilder til diffus jordforurening og størrelsesorden for påvirkning. I beskrivelserne ses bort fra lokale punktkilder ved nærindustri. Dette projekt om diffus jordforurening omfatter kun persistente forureningsstoffer, da det er disse stoffer, der akkumuleres i jordmiljøet. Projektet omfatter således ikke nedbrydelige organiske forbindelser, der kun har en begrænset overlevelsestid i miljøet.

4

3. Sammenfatning

Rapporten har til formål at vurdere, om bidrag til diffus jordforurening af forureningsstoffer fra diverse kilder kan medføre akkumulering og overskridelser af jordkvalitetskriterierne. Rapporten fokuserer på de kilder og stoffer, der kan give anledning til diffus jordforurening og giver et bud på, hvilke stoffer der eventuelt vil udgøre fremtidens diffuse jordforurening. Fremtidens diffuse jordforurening kan tilskrives to hovedformer for bidrag:

• Bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og regionale kilder via atmosfærisk nedfald.

• Bidrag til diffus jordforurening fra diverse lokale kilder. For mange af stofferne er bidraget fra nedfald fra fjerne og regionale kilder beregnet ud fra måledata, og de er rimeligt velbeskrevet. For en række af de organiske parametre, hvor der mangler danske undersøgelsesdata, har det dog været nødvendigt at anvende udenlandske data. I byområder nedfalder desuden bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder, såsom emission fra trafik og boligopvarmning, overfladestrømning fra byggemateriale og livsstilsrelaterede aktiviteter såsom fyring med brændeovne, pejse og bål, affyring af fyrværkeri, havevanding med tagvand samt havegødskning med aske fra brændeovne. Skøn over bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder er meget usikre, især for de bidrag, der er afhængige af de individuelle brugsmønstre på et boligareal. De anvendte beregningsscenarier illustrerer “worst case” scenarier, og bidragene fra især de lokale kilder er antagelig overestimeret. Konklusionen er, at de beregnede bidrag selv efter 25 eller 100 års belastning vil være meget små i forhold til baggrundskoncentrationerne, og de vil ikke kunne medføre overskridelse af jordkvalitetskriterierne. Desuden er det fundet, at de meget usikkert bestemte livsstilsrelaterede bidrag er store i forhold til de mere sikkert bestemte bidrag fra fjerne og regionale kilder. Dette betyder, at den fremtidige indsats over for diffus jordforurening bør fokuseres på indsamling af bedre datagrundlag og bedre oplysninger og råd om god miljøpraksis til boligejere. Herudover kan det konkluderes, at den største trussel i byområder ikke er de nuværende forureningskilder til diffus jordforurening, men derimod den allerede eksisterende diffuse jordforurening, som skal identificeres og håndteres forsvarligt for at forhindre afsmitning til uforurenet jord.

5

6

4. Konceptuelle modeller og dataforklaringer

Fremtidens diffuse jordforurening kan tilskrives to hovedformer for bidrag:

• Bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og regionale kilder via atmosfæriske nedfald.

• Bidrag til diffus jordforurening fra diverse lokale kilder.

4.1 Atmosfærisk nedfald fra fjerne og regionale kilder

Atmosfærisk nedfald (våd og tør deposition) fra fjerne og regionale kilder er kilden til den klassiske diffuse jordforurening. I figur 4.1 illustreres den konceptuelle model for atmosfæriske nedfald.

Figur 4.1 En konceptuel model for fjerne og regionale kilder til diffus

jordforurening.

7

8

orurening kan både komme fra regionale kilder i Danmark og fra fjerne kilder i bl.a. Vest- eller Østeuropa, idet forurenings-

tikler med en diameter større end ,5 µm, fine partikler mindre end 2,5 µm eller ultrafine partikler på mindre end

0,1 µm de regn mest skadelige ved indånding. Partikle rticulate Matter), PM ,5 µm), /4 t grove eller de ultrafine partikler har særlig lang lev dnedfaldpartiklefhængig af nedbør og andre klimatiske forhold. Som tommelfingerregel vil

laden i en fstand på mere 1 km nedstrøms for kilden, dvs. et afstandsforhold på 1:10, /6/,

og de fine partikler kan blive optaget i luftmasserne og transporteret i endnu større afstande. Forurening fra høje skorstene bidrager primært til den mere regionale forurening, /6/. De fleste persistente forureningsstoffer, som tungmetaller og de tunge organiske forbindelser (PAH, dioxin, PCB), transporteres bundet til små partikler. Jordforurening sker ved tørdeposition (afsætning direkte på jordoverfladen) eller våddeposition (udvaskning med nedbør).

4.2 Lokale kilder

Lokale kilder defineres som kilder, der findes lokalt ved boliger eller i umiddelbar tilknytning til disse, og som kan give anledning til emission med

nedfald af partikler eller støv (våd og tør deposition) fra lokale kilder,

-

Bidrag til den diffuse jordf

stoffer kan transporteres over flere tusinde kilometer. Ifølge DMU, /3/, stammer tungmetaller i atmosfæren over Danmark for størstedelens ved-kommende fra kilder uden for Danmark. Atmosfæriske partikler kan være grove par2

. Især de ultrafine partikler er i fokus i luftforureningsundersøgelser, daes for at være de sundhedsmæssigt rne karakteriseres oftest som TSP (Total Suspended Pa

10 eller PM2,5 (partikler med en diameter mindre end 10, henholdsvis 2/. Hverken de mege

eti i atmosfæren (typisk mindre end en dag), da de grove partikler er, og de ultrafine partikler koagulerer og nedfalder, /5/. De fine r (0,1 - 2,5µm) kan derimod overleve i op til flere dage, evt. uger,

aforureningen fra en 100 m høj skorsten først nå ned til jordoverfa

miljøfremmede stoffer til nærområdet og dermed bidrage til den diffuse jordforurening. De lokale forureningskilder kan give anledning til en forureningsspredning forårsaget af f.eks.:

• såsom trafik og boligopvarmning.

• nedfald af støv eller partikler fra bygningsmaterialer. • regnvandets udvaskning og transport af forurenende stoffer fra tag

eller facadeflader. • menneskers livsstilsrelaterede aktiviteter, såsom boligvedligeholdelse,

anvendelse af pejse og brændeovne, fyrværkeri, emission og spild i forbindelse med anvendelse af motoriserede redskaber i haven m.v.

I figur 4.2 illustreres den konceptuelle model for lokale kilder.

Figur 4.2 En konceptuel model for lokale kilder til diffus jordforurening.

en diffuse jordforurening er et rD esultat af både regionale, fjerne og lokale

udstrækning og tæthed af de forskellige emissionskilder kan være bestemmende for, hvorvidt der kan ske en fortynding af luftforure-

Trafikale kilder bidrager med ultrafine partikler fra bilernes udstødning samt itage og vejbelægning.

es typisk som følge af mekaniske processer som f.eks. indens og trafikkens ophvirvling af jord- og vejstøv, slitage af dæk og

vejbelægning, slitage og k ro nin de g a olo til sa g opsam de parti

ften) og støv forårsaget af industri og byggeri, /6/. De grove partikler har en

e til luftforurening med sodpartikler (PAH

pvarm råder er en get belastning med PAH, /7, 8/. Belastning med PAH og dioxin i

boligområder er især forhøjede på kolde og vindstille aftener på grund af emission fra brændeovnene, /6/.

kilder. Emissionen fra lokale kilder, er i modsætning til emissionen fra de høje industrielle skorstene, foregår typisk fra kilder med lav højde, som f.eks. udstødningen fra biler, luft- og røgafkast fra boliger og mindre industri-virksomheder m.v. Partikulær forurening oven på jordoverfladen kan desuden resuspenderes og recirkuleres lokalt. Jo mere det blæser, jo mere bliver den forurenede luft opblandet med ren luft, men evt. også med forurenet luft fra naboområder. Byens

ningen.

med grove partikler fra dæksl Grove partikler dannv

or sion af bygltpartikler o

gs le, spredninler forurene

f p len og kler fra havsprøjt (s m tørrer ud

lurelativ kort levetid i atmosfæren, idet de forholdsvis hurtigt afsættes på overflader eller udvaskes i forbindelse med nedbør, /6/. Afbrænding i brændeovne er en kildog diox emission af partikler fra bolig-in), og den udgør 89 % af den samlede

ning. Den stigende anvendelse af brændeovne i boligomokilde til en ø

9

10

g med sulfat, nitrat og mmonium), 50 % fra anden fjerntransporteret forurening (bl.a. havsprøjt,

³, µg/m³,

ru ts per million), som kan omregnes

g/m³ = ppm x molvægt

Af de fine partikler i baggrundsforureningen i byerne stammer 47 % fra sekundær luftforurening (fjerntransporteret forureninajordstøv og pollen), 1 % fra bremser, 0,2 % fra vej- og dækslid og endelig 2 %fra udstødning. På en meget trafikeret vej som H.C. Andersens Boulevard i København stammer 36 % af forureningen fra sekundær luftforurening, 27 % fra anden fjerntransport, 7 % fra bremser, 1,5 % fra vej- og dækslid og 18 % fra udstødning, /9/.

4.3 Datatyper og enheder

4.3.1 Luftforurening Luftforurening angives normalt i en koncentrationsenhed, f.eks. mg/mng/m³ eller pg/m³.

31g gram

= 1 x 10 mg milligram

= 1 ×106 µg mikrogram

= 1 ×109 ng nanogram

= 1 x1012 pgpicogram

Luftfo rening kan også angives i ppm (partil mg/m³. m ved 25 °C.

4.3.2 Nedfaldsrater (deposition) Jordforurening sker ved tørdeposition (afsætning direkte på jordoverfladen)

d nedbør).

det atmosfæriske nedfald, der

n

e

.3.3 Emissionsmængde

ige kilder, og den angivet i enheder som tons/år eller kg/år.

24,46

eller ved våddeposition (udvaskning me

Bulkdeposition defineres som den fraktion af fås ved opsamling i et tragt-flaskesystem, hvor tragten hele tiden er eksponeret for nedfald, altså også i perioder, hvor der ikke falder nedbør. Bulkdepositionbestår af våddeposition plus et lille bidrag fra tørdepositionen. Bulkdepositiobestår hovedsagelig af nedbør (regn og sne) samt kvantitativt mindre betydendpartikulært materiale. Det er i overvejende grad store partikler af især ikke industriel oprindelse, så som partikler fra havsprøjt, jordstøv samt biogene partikler (pollen), der ved tyngdekraftens påvirkning “falder” ned i tragten, /10/. Nedfald af forurening angives normalt som stofmængde pr. areal pr. tidsinterval, f.eks. mg/m²/år eller µg/m²/år eller evt. µg/m²/dag.

4Emissionen er ofte rapporteret som en opgørelse over totalmængden af stoffer emitteret fra forskell

11

.3.4 Afstrømning i nedbørsperioder

ks. mg/m²/år.

jordlag på 1 m²

ks. 10 r. år.

ag er et landareal på 43.000 km².

t sig at være umuligt at foretage et skøn over vis

4Afstrømning fra overflader i nedbørsperioder angives som en stofmængde i regnvandsvolumen, f.eks. mg/l. Afstrømningshastigheder i nedbørsperioder (emissionsrater) angives som stofmængde pr. materialeareal (f.eks. en kobberplade) pr. tidsinterval, f.e

4.4 Beregning af bidrag til jorden

4.4.1 Atmosfæriske nedfald Bidraget til jorden skønnes på grundlag af de årlige nedfaldsrater (våd-

eposition) og opblanding i de øverste 30 cm jord (et 30 cmdsvarer til 540 kg jord). Den reelle fortynding kan være meget forskellig afhængig af arealanvendelsen. Det skal bemærkes, at forvitringsprocesser kan udløse udvaskning af stofferne, ligesom der kan ske optagelse i planter, hvorved stofferne returneres til jorden under kompostering. Desuden kan det ske, at forureningen resuspenderes og recirkuleres lokalt. Disse processer kanpåvirke akkumuleringen i jorden, /11/. Det årlige akkumulerede bidrag angives som en koncentrationsenhed, f.e

g/kg TS pµ Efter 10 år vil jordkoncentrationen dermed svare til 10 gange det årlige bidrag, dvs. 100 µg/kg TS. Såfremt der ikke foreligger værdier for nedfaldshastigheder, beregnes et bidr

henhold til den totale emission pr. år fordelt ovi Disse skønnede bidrag er meget mindre sikre end værdierne beregnet fra de danske nedfaldsrater. Bidragene, baseret på udenlandske målinger af nedfalds-rater, er ligeledes mindre sikre end ved anvendelse af danske måledata.

4.4.2 Lokale bidrag Bidrag fra de lokale kilder er baseret på skøn og enkelte litteraturkilder. For

ange stoffer har det vismbidragene fra diverse lokale kilder. Disse skønnede bidrag er på tilsvarendemeget mindre sikre end værdierne beregnet fra de danske nedfaldsrater. Bidragene, baseret på udenlandske målinger af nedfaldsrater, er ligeledes mindre sikre end ved anvendelse af danske måledata. Generelt er der anvendt beregningsscenarier, som antages at være “worst case”. Dette betyder, at bidragene fra især de lokale kilder, hvor der mangler pålidelige data, antagelig er overestimeret. Da formålet med rapporten er at vurdere, om bidrag til diffus jordforurening af forureningsstoffer fra diverse kilder fremover kan medføre akkumulering og overskridelser af jordkvalitetskriterierne, vurderes usikkerhederne som acceptable, idet

12

idragene fra trafik og boligopvarmning beregnes ud fra forskellene mellem de g

sse

undlag af de årlige nedbørsmængder og

drag fra byggematerialer er dog meget usikre, da

ndeovne på køkkenhaven, beregnes. Bidrag ved vanding af tagvand er ligeledes mere usikre, da litteraturkilder for koncentration af forureningskomponenter i tagvand udviser meget store variationer, og de fleste referencer er fra udenlandske litteratur. Med henblik på et “worst case” scenarie antages det, at der vandes med ca. 10 m³ tagvand om året i en standardhave på ca. 200 m². Bidragene fra kunstgødning og aske fra brændeovne skyldes individuelle valg, som kun påvirker enkelte ejendomme, og beregning baseres igen på en have på ca. 200 m², men bidrag fra fyrværkeri vil dog påvirke alle ejendomme i byzone. Bidragene tilføres til de øverste 30 cm jord (et 30 cm jordlag på 1 m² svarer til 540 kg jord). Disse bidrag er meget usikre og beregninger har kun til formål at vurdere, hvorvidt bidragene kan være væsentlige i forhold til atmosfæriske kilder. Bidrag fra stoffer, som kun anses at medføre lokalt bidrag til den diffuse jordforurening i byområderne, beregnes ud fra den totale emission over Danmarks byzoneareal på 2.445 km². Det antages, at den væsentligste effekt fra fyrværkeri, brændeovne og trafik typisk vil påvirke byområderne.

4.5 Læsevejledning

I kapitel 5-11 er der givet en oversigt over stofgrupperne og det diffuse bidrag til jordmiljøet. I kapitel 14 og 15 er der henholdsvis en ordliste og et stikordsregister, og i bilag 1 angives en oversigt over stoffer og kilder på kryds og tværs. I bilag 2-9 er der givet en mere detaljeret redegørelse for baggrundslitteratur og nedfaldsrater, og i bilag 10 er der en oversigt over relevante programmer inden for EU.

resultaterne kan påpege kritiske stoffer og huller i vores viden, som bør forbedres. Bsamlede bidrag fra fjerne, regionale og lokale kilder og bidrag fra fjerne oregionale kilder. Bidragene er kun beregnet for tungmetaller og PAH. Direpræsenterer en gennemsnitsbelastning, og de faktiske forhold kan være en faktor 2-5 højere eller lavere end beregnet.

Bidrag fra bygninger kan skønnes på gremissionen fra materialer. Bidet er afhængig af valg af byggematerialer, boligkonstruktioner m.v. Beregningerne er baseret på en række standardantagelser, og de er kun bereg-net for tungmetallerne for at illustrere, at bidrag fra byggematerialer kan være væsentlige (se bilag 2). Desuden kan bidrag fra livsstilsrelaterede aktiviteter, såsom vanding med tagvand og udspredning af aske fra bræ

5. Tungmetaller

Anvendelsen af tungmetaller har været faldende de sidste 10-20 år, /12, 13, 14, 15, 16, 17, 18/. Der er forbud mod brug af bly (Pb), cadmium (Cd), kviksølv (Hg) og nikkel (Ni) i de fleste produkter, herunder i benzin, og især omlægning til blyfri benzin har reduceret blyemissionen væsentligt. Bedre rensning af skorstensrøg har også reduceret mængden af mange tungmetaller, såsom bly, cadmium, nikkel, arsen (As) og chrom (Cr). Nikkelindholdet i atmosfærisk luft stammer især fra afbrænding af olie, medens indholdet af chrom, arsen, kviksølv og cadmium stammer fra kulfyrede kræftværker, /19/. Chrom og zink indgår i mange overfladebehandlinger/galvanisering, ligesom slitage af materialer frigiver chrom- eller zinkholdigt støv til miljøet, /20/. Zink og nikkel anvendes i metallegeringer samt i bildæk. Metallerne tilføres desuden landbrugsjord via sporstoffer i handelsgødning, jordbrugskalk, spildevandsslam og husdyrgødning, /19/. Emission af kviksølv sker fra afbrænding af fast affald, herunder gammel plastmaling, som tidligere indeholdt kviksølv som konserveringsmiddel og ved afbrænding af fossilt brændsel.

5.1 Atmosfæriske nedfald og bidrag til jordforurening

Tungmetaller i atmosfæren over Danmark stammer for størstedelens vedkom-mende fra kilder uden for Danmark. Som det fremgår af bilag 2, er der sket en reduktion i emissioner over de sidste 10 år, især i Danmark, men også i Vest- og Østeuropa, /3/.

5.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden Beregningerne af atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder er baseret på gennemsnitsniveauerne i Danmark. Omkring byer, industrielle punktkilder og andre kilder kan der forventes et højere bidrag til det lokale jordmiljø, jf. afsnit 5.2.1. Den årlige tilførsel af metaller til jorden er beregnet i tabel 5.1 ved anvendelse af de gennemsnitlige danske nedfaldsrater for 2003, jf. bilag 2.

As Pb Cd Cr Cu Hg* Ni Zn µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,24 2,2 0,089 0,25 2,0 0,019 0,54 12

* Svenske nedfald på 0,01 mg/m²/år i 1996 er anvendt, /21/. Tabel 5.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i Danmark fra fjerne

og regionale kilder for 2003. Det skal bemærkes, at forvitringsprocesser kan udløse udvaskning af tungmetaller, ligesom metallerne kan optages i planter og blive returneret til jorden ved kompostering. Disse processer kan påvirke akkumuleringen i jorden, /11/.

13

5.2 Lokale kilder til diffus jordforurening

5.2.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning

5.2.1.1 Trafik Undersøgelserne af jordforurening langs trafikveje har påvist forhøjede indhold af tungmetallerne; Pb, Cu, Cd og Zn inden for en afstand af 0 - 15 m, /22/. Årsagen til emission af tungmetaller fra trafikken kan være tilsætningsstoffer i brændstoffer og katalysatorer, men også slid af bildæk på vejbaner afgiver zink (fra zinkoxid i dæk) og nikkel (fra bitumen) m.v., /18, 23/. Ligeledes afgives Cu fra bilbremsebelægninger, /24/.

5.2.1.2 Boligopvarmning Tungmetaller findes i røg fra oliefyr og brændeovne. Der kan forventes partikelbundet tungmetalnedfald inden for kort afstand af kilderne.

5.2.1.3 Lokalt nedfald fra trafik og boligopvarmning Til vurdering af nedfald fra lokale kilder i byer, bl.a. trafik og boligvarmning, har DMU ud fra luftmålinger foretaget et skøn over nedfaldsrater i byområder, dvs. det akkumulerede bidrag fra fjerne, regionale og lokale kilder, se bilag 2 og 9. Usikkerheden på nedfaldsrater vurderes at ligge fra ca. -50 – 100 %, men overordnet kan det konkluderes, at nedfaldet i byerne er ca. 40 % højere end på landsbasis. I tabel 5.2 vises det samlede beregnede bidrag til jorden både fra fjerne, regionale og lokale kilder.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,37 2,41 0,09 0,25 2,78 0,019 0,74 13,15

Tabel 5.2 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i Danmark fra

fjerne, regionale og lokale kilder (trafik og boligopvarmning) i 2003.

Det lokale bidrag til diffus jordforurening alene fra boligopvarmning og trafikken er beregnet i tabel 5.3, jf. bilag 2.

5.2.2 Bidrag fra byggematerialer Blandt de tungmetaller, der ofte indgår i bygningsmaterialer, er zink (Zn), der findes i zinktagrender, og bly (Pb), der findes i blyinddækninger på tage af eternit, tegl og betontagsten. Bly til tagdækning har været forbudt siden 1. marts 2001 og til anden inddækning siden 1. december 2002. Bly blev tidligere 14

anvendt, fordi det er holdbart og tungt, men samtidigt let at forme, og det kunne derfor sluttes tæt om tagdækninger. Det kan erstattes af en ny type bløde zinkplader, aluminium eller aluminium indstøbt i gummi. Anvendelsen af zink til tagrender kan dog forventes at fortsætte. Kobber (Cu), aluminium (Al) eller zink (Zn) bliver også anvendt som beklædning på “prestigebyggerier”, men ikke nødvendigvis ved almindeligt byggeri. Et eksempel på en sådan facade-beklædning bestående af kobber (80 %) og zink (20 %) er Tombak. Chrom (Cr) findes i mange byggematerialer til udendørs facader, i maling og ligeledes i små mængder i beton, /24/. Cu, Cr og arsen (As) har tidligere været anvendt til imprægnering af træ. Salg af arsenimprægneret træ har dog været forbudt siden 1997. Siden 1997 har det desuden været forbudt at udføre chromimprægnering af træ i Danmark, da der i 1992 blev indgået frivillige aftaler om udfasning af chrom, kobber og arsenholdige midler (CCA-midler). Der er ingen forbud mod anvendelse af chromimprægneret træ, og det er stadig tilladt at importere træ imprægneret med chromholdige midler. Desuden er tungmetaller tidligere blevet anvendt i malingspigmenter. Der er fundet forhøjede indhold af metaller i overfladeafstrømninger fra bygningsmaterialer, /23/, jf. bilag 2.

5.2.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag

5.2.3.1 Havearbejde I forbindelse med havearbejde kan der være flere kilder til belastning med tungmetaller, såsom:

• vanding med regnvand opsamlet fra tage. • anvendelse af havegødning og jordbrugskalk. • anvendelse af havemaskiner, motoriseret plæneklippere, motorsave,

m.v. Tungmetaller tilsættes kunstgødning som mikronæringsstoffer (afgrøder har behov for mindre end 1 kg/ha/år af Cu, Mn, Fe, Zn, Mo, B, Cl, Na), og de findes også som urenheder i andre mineraler, f.eks. som følgestoffer i råfosfor. Især cadmiumindholdet er reguleret, og Cd-koncentrationen i fosforholdig handelsgødning er blevet reduceret med en faktor 5 over de sidste 10 år, /19/. Endvidere er der mange, der strør aske fra brændeovne ud på havejorden. Asken virker som kalk, idet den indeholder kalium og fosfor. Af hensyn til pH-værdien i jorden bør der, ifølge Det Danske Haveselskab, højst anvendes 10 kg aske pr. 100 m² hvert andet år, /25/. Miljøstyrelsen har dog på grund af cadmi-umindholdet advaret mod anvendelse af aske, og i mange oplysningspjecer an-befales det, at aske fra brændeovne og havegrill bør afleveres på en container-plads eller genbrugsstation, /26/.

15

5.2.3.2 Fyrværkeri Siden 2000 har det været ulovligt at importere og sælge blyholdigt fyrværkeri i Danmark. Ligeledes er cadmium forbudt i fyrværkeri. Bly har dog ikke været anvendt i dansk fyrværkeri i mange år, og meget af den tidligere blybelastning skønnes at skyldes importeret fyrværkeri. DMU har kommenteret, at der ses en stigning i indhold af partikler og metaller lige efter nytår, men at gennemsnits-værdierne for januar måned ikke overskrider grænseværdierne, /27/.

5.2.4 Det skønnede lokale bidrag til jorden Det lokale bidrag til jorden kan stamme fra trafik, boligopvarmning, afstrømning i tagvand, støv fra byggematerialer, fyrværkeri og gødskning. Bidragene er beskrevet i detaljer i bilag 2. De generelle usikkerheder ved beregningerne er angivet i afsnit 4.3.5. De samlede bidrag vises i tabel 5.3.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år

Stofinput fra trafik og boligopvarmning 0,13 0,25 0,80 0,20 0,71

Stofinput fra byggematerialer 1,3 6,8 28 Stofinput fra byggematerialer ved havevanding med tagvand 3,3 17 69

Stofinput fra havegødning 0,03 0,11 6,9 0,05 0,28 Stofinput ved udstrøning af aske fra brændeovne 0,23 0,56 0,14 0,93 0,01 0,28

Stofinput fra fyrværkeri* 0,07 0,35 0,13 0,07 3,0 0,001 0,17 4,0 * Salg af fyrværkeri med indhold af bly er forbudt siden 2000, derfor anvendes en værdi

svarende til 15 % af svenske værdier, jf. bilag 2, tabel B2.19. Tabel 5.3 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder. Frigivelse af stoffer fra byggematerialer er væsentlige kilder til zink-, kobber- og blybidrag, men kunstgødning og aske fra brændeovne er også væsentlige kilder.

5.2.5 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder I tabel 5.4 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.

16

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand eller tilførsel af aske fra brændeovne

0,37 3,7 0,09 0,25 9,3 0,02 0,74 41

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand og tilførsel af aske fra brændeovne*

0,67 7,9 0,36 1,4 35 0,03 1,2 115

* Bemærk, at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme. Tabel 5.4 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. Da havevanding med tagvand og gødskning med aske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle få ejendomme, er det samlede bidrag både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel 5.4, er disse livsstils-relaterede aktiviteter af stor betydning for bidrag af tungmetaller til jorden. I tabel 5.5 er der udført beregninger af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden havevanding med tag-vand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn

mg/kg TS

Jordkvalitetskriteriet 20 40 0,5 500 500 1 30 500

Baggrund i jorden** 8,4 19 0,45 30 16 0,12 15 58

Konc. i jord efter 25 år 8,4 - 8,4* 19 - 19* 0,5 - 0,5* 30 - 30* 16 - 17* 0,12 - 0,12* 15 - 15* 59 - 61*

Konc. i jord efter 100 år 8,4 - 8,5* 19 - 20* 0,5 - 0,5* 30 - 31* 17 - 20* 0,12 - 0,12* 15 - 15* 62 - 69* * “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. ** Svarende til 95 % fraktil for alle jorder, /28/. Tabel 5.5 Oversigt over bidrag til diffus jordforurening efter henholdsvis 25

og 100 års belastning. Som det ses af tabel 5.5, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening med tungmetaller ikke at ville medføre overskridelser af jordkvalitets-kriterierne efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning. I figur 5.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand, at aske fra brændeovne strøs ud i køkkenhaven, og at der affyres fyrværkeri ved nytår m.v.

17

As

Fjerne ogregionale kilder

Trafik og

18

boligopvarmning

Byggemateriale

Livsstilsrelaterede kilder

Pb


Trafik ogboligopvarmning

Byggemateriale


CuFjerne ogregionale kilder


Byggemateriale


ZnFjerne og regionalekilder


Byggemateriale


Cd



Byggemateriale


CrFjerne ogregionale kilder


Byggemateriale


Hg

Fjerne og regionalekilder


Byggemateriale


NiFjerne og regionalekilder


Byggemateriale


Figur 5.1 Tungmetalbidrag til diffus jordforurening opdelt efter kilder. Livs-

stilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenarier med bidrag fra tagvand og brændeovne, og de individuelle størrelser kan være af væsentlig mindre betydning.

19

f figur 5.1 fremgår det, at de livsstilsrelaterede bidrag kan være af væsentlig betydning for akkumulering af metaller i jorden, men beregningerne er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag.

A

20

6. PAH

21

ved u-

g med PAH beskrevet, /2/.

t

om sommeren, hvilket primært skyldes boligopvarm-erunder anvendelse a deovne, og at PAH-emissionerne fra biler er

om vinteren, fordi bilerne har et højere forbrug af brændstof ved lave raturer, /29/.

der er n

tigende PA ændeovne, /7/.

1994 er der foretaget en beregning den, jf. tabel 6.1 og bilag 3.

Polycycliske aromatiske kulbrinter (PAH), herunder benzo(a)pyren (BaP), findes i mange produkter samt i fossilt brændsel. Desuden dannes der PAHforbrænding af kulstofholdige materialer. I rapporten om kilder til jordforrening med tjære er mange af kilderne til forurenin

6.1 Atmosfærisk nedfald fra fjerne og regionale kilder

I Danmark er der ikke foretaget regelmæssige undersøgelser af luftforurening med PAH med overvågningsprogrammer, som BOP eller LMP, men der er dog foretaget nogle enkelte undersøgelser af PAH i luften, /29/. En vurdering af forurening med PAH i Danmark i perioden 1992-1994 viste, at PAH-indholdei luften var ca. 3-25 gange højere i byerne end i landområderne. Dette skyldesblandt andet trafikken i byerne. Desuden er PAH-indholdet ca. 2-20 gange

øjere om vinteren end hning, hstørre

f bræn

tempe DMU bemærker, at de vigtigste kilder til emission af PAHér i boligområafbrænding af træ og trafikken. De senere år er der endvidere observeret e

H-emission, som skyldes øget anvendelse af brs

6.1.1 Det skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden Ved anvendelse af svenske nedfaldsdata fra af den årlige tilførsel af PAH og BaP til jor PAH BaP µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,37 0,018

T

g boligopvarmning

abel 6.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og regionale kilder.


6.2.1 Bidrag fra trafik oDer sker emission af PAH fra trafikken og især i tilknytning til de ultrafine partikler fra udstødning fra dieselbiler.

22

s artikelbundne PAH’er inden for kort afstand af kilderne. Undersøgelser

r med

afik og boligopvarmning Til vurdering af nedfald fra lokale kilder i byerne, bl.a. trafik og boligop-

um af PAH forbindelser medfører et stofinput til jorden på 0,17 - 1,63

6.2.1.1 Boligopvarmning PAH findes i røg fra gas- og oliefyr samt brændeovne. Der kan forventepforetaget af DMU har vist, at luftforureningen med PAH er høj på aftenekoldt og vindstille vejr, hvor koncentrationerne kan overstige niveauerne i stærkt trafikerede gader i København med op til en faktor 4, svarende til indholdet for sum af PAH på op til 40 ng/m³, /8/.

6.2.1.2 Lokalt nedfald fra tr

varmning, har DMU ud fra luftmålinger foretaget et skøn over nedfaldsrater i byområder, dvs. det akkumulerede bidrag fra fjerne, regionale og lokale kilder, se bilag 3 og bilag 9. Usikkerheden på nedfaldsraterne er vurderet til at ligge fra ca. -50 til +200 %, og fra den samlede tørdeposition kan forventes en usikker-hed på en faktor 5. Den samlede deposition på 90 - 880 µg/m²/år for sµg/kg/år, jf. tabel 6.2.

PAH BaP 2003 µg/kg/år

Byer 0,17 - 1,63 0,015 - 0,22 Tabel 6.2 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i byer (fjerne,

regionale og lokale bidrag) i Danmark i 2003. Det lokale bidrag til diffus jordforurening alene fra boligopvarmning og

2.2 Bidrag fra byggematerialer Der er ikke fundet litteratur, som besk mission af PAH-holdigt støv eller afstrømning i regnvand af PAH fra byggematejordforurening umiddelbart omkring imprægneret træ. Det vides, at PAH findes i ter og i a og det forvent for, at der er m il PAH-emission fra byggem terialer. Især den tidligere anvendelse af kreosot og tjære på gammelt træværk, im lednings-m v. medfører en fortsat afsmitning af PAH til o

6 aterede bidrag Der er påvist forhøjet luftforurening i boligområder med brændeovne, dvs. typisk i parcelhuskvarterer. PAH-forureningen er da typisk bundet til de grove s

er forventes, at aske fra brændeovne indeholder PAH. I bekendtgørelse om

AH i aske på 3 mg/kg TS, /30/. Såfremt der antages en værdi af 2 mg PAH/kg

trafikken er beregnet i tabel 6.3, jf. bilag 3.

6.river e

rialer, men der er konstateret

mange materialer og produkange kilder t

ffald, a

es der

prægneredeaster og jernbane sveller m

mgivelserne.

.2.3 Diverse livsstilsrel

odpartikler i røggasen, /7/.

Danvendelse af aske til jordbrugsformål angives en afskæringsværdi for sum afP

23

n ved anvendelse af aske fra brændeovne i haven svare til 10 µg PAH/m²/år.

ed afbrænding af haveaffald sker der emission af PAH, /31/. Åben af-brænding af haveaffald er ikke tilladt i henhold til Affaldsbekendtgørelsen, /32/, men bekendtgørelsen giver dog kommunalbes mulighed for at vedtage regulativer, der under visse forudsætninger tillader afbrænding af haveaffald, f.eks. i egen have i en landzone uden for bymæssig bebyggelse, i f .

I stofkoncentrationer i opsamlet regnvand er der a f PAH og BaP varierer fra henholdsvis <2 - 3500 µg/l og 0,00015 - 300 µg/l, /33/. Ved en undersøgelse over overflade-

n

00 m² van er stofinputtet henholdsvis 100 µg

I bilag 3 er bidragene beskrevet i detaljer. De generelle usikkerhed-

aske og en udbringningsmængde på 0,005 kg/m²/år, vil jordbelastninge

V

tyrelserne

orbindelse med Skt. Hansbål mv

en international oversigt overngivet, at koncentrationen for sum a

afstrømningen fra vejarealer i Skovlunde og Bagsværd er der fundet mellem 2,9 og 7 µg/l for sum af PAH og mellem 0,1 og 0,17 µg BaP/l, /34/. Ved beregning af bidrag til haver ved vanding med regnvand er der anvendt ekoncentration af PAH og BaP på henholdsvis 2 og 0,1 µg/l. Hvis en have på

des med 10 m² regnvand/år, 2PAH/m²/år og 5µg BaP/m²/år.

6.2.4 Det skønnede lokale bidrag til jorden Det lokale bidrag til jorden kan stamme fra trafik, boligopvarmning, emission fra brændeovne og bål, havevanding med tagvand, støv fra byggematerialer og

ødskning. ger ved beregningerne er angivet i afsnit 4.3.5. De samlede lokale bidrag vises i tabel 6.3. PAH BaP µg/kg/år Stofinput fra trafik og bolig- 0,16 0,09 opvarmning Stofinput fra fyrværkeri Ingen Ingen ddata ata Stofinput fra emission frbrændeovne og havegril

a l 1,1 0,11

Stofinput fra havevanding 9 0,01 med tagvand 0,1

Stofinput ved anvendelse af aske fra brændeovne 0,02 0,004

abel 6.3 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder. T

Emission fra brændeovne er en væsentlig kilde i forhold til de atmosfæriske kilder.

24

.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder 6

I tabel 6.5 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder. PAH BaP µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand eller tilførsel af aske fra brændeovne

0,53 0,11

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand og aske fra brændeovne*

1,8 0,23

* Bemærk, at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme.

Da havevan brændeovne og gødskning med ske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle ejendomme,

rden efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden bidrag fra tagvand og brændeovne m.v.

Tabel 6.4 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne, regionale og lokale kilder.

ding med tagvand, emission fra aer det samlede bidrag både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel 6.4, er disse livsstilsrelaterede aktiviteter af stor betydning for bidrag af PAH til jorden. I tabel 6.5 er der udført beregning af konsekvenserne for jo

PAH BaP

mg/kg TS

Jordkvalitetskriteriet 4,0 0,3

Baggrund i jorden* 0,3 0,05

Konc. i jord efter 25 år 0,31 - 0,35** 0,05 - 0,06**

Konc. i jord efter 100 år 0,35 - 0,48** 0,06 - 0,07** * Skønnede ud fra uforurenede lokaliteter i, /35/. ** “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. Tabel 6.5 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel 6.5 skønnes det, at de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke vil medføre overskridelser af jordkvalitetskriterierne efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning.

25

I figur 6.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand, at der er emission fra brændeovne samt at aske fra brændeovne strøs ud i køkkenhaven.

PAH

Fjerne ogregionale kilderTrafik ogboligopvarmningByggemateriale

Livsstilsrelateredekilder

BaP



Figur 6.1 Beregnede bidrag til diffus jordforurening opdelt efter kilder. Livs-


I figur 6.1 ses det, at de livsstilsrelaterede bidrag er af væsentlig betydning for akkumulering af PAH i jorden, men beregningerne er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag. Der kan være andre bidrag til akkumulering af PAH i jorden, herunder fra byggematerialer, men dokumentation herfor mangler.

26

27

congener, #”, dvs. #1 - #209. De lavere congener har kun få chloratomer og de højere op til

B vil typisk omfatte et antal

A onale kilder

r er

partikler. Der er udført undersøgelser af PCB-nedfald ved veriges vestkyst i perioden 1988-1994.

åling i 1994 er der udført en beregning af den årlige tilførsel af PCB til jorden i D rk, jf. tabel 7.1 og bilag 4.

7. PCB

Polychlorerede biphenyler (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 “

9-10 chloratomer. Laboratorieanalyser for PCcongener, typisk #28, #52, #101, #118, #138, #153 og #180. PCB’er anvendes i mange produkter til isolering (transformere, kondensatorer, varmevekslere, elektronikudstyr, hydraulikudstyr, vakuumpumper) og som stabilisator i plastik, lim, papir og fugemasse, samt som brandhæmmendemiddel. PCB’er har i princippet ikke været anvendt i Danmark siden 1970érne.

7.1 tmosfæriske nedfald fra fjerne og regi

PCB’er udledes ved affaldsforbrænding, herunder forbrænding af PVC, og deskønnes et årligt nedfald i Danmark på 10-75 µg/m²/år, /36/. PCB’er i luftentilknyttet fineS

7.Ved anvendelse af den højeste svenske nedfaldsm

1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden

anma

PCB µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,002

Tabel 7.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og

regionale kilder.

7.1.2 Bidrag fra trafik og boligopvarmning Ingen data.

7.1.3 Bidrag fra byggematerialer PCB’er har været anvendt i byggematerialer fra tidligt i 1950’erne og frem til

fid - en tisk m a-

lyvinylacetat (PVA), også været anvendt til forbedring af beton og gips, således at materialet bliver mere fleksibelt. PCB-holdig fugemasse anvendes typisk i bygninger, hvor der er en stor spænding mellem bygningskomponenter,

midten af 1970’erne. De har typisk været anvendt i fugemasse (polysulelas asse med op til 15 % PCB), i maling (dog hovedsageligt skibsmling), i lim og i fugemasse til termoruder. I Norge har PCB, i en blanding af po

28

dvs. i bygninger med en tung kerne og en lettere udfyldningskonstruktion, som kræver en fleksibel fugemasse. PCB-fugem esuden været anvendt i vådrum og omkring vinduer og døre. Der er konstateret PCB i jord i nærheden af bygninger, hvor der er anvendt PCB-fugem et er ikke muligt at anslå

idrag fra byggematerialer til jorden, da der ikke er oplysninger om, i hvor

.1.4 Diverse livsstilsrelaterede bidrag r

agsværd er der fundet op til 17 µg/l for sum af PCB, /34/. Selv om tagvand ikke forventes at have det samme indhold som and, antages det ved beregning af bidrag til haver ved vanding me iveauet for PCB i tagvand ligger på 1 µg/l, jf. bilag 4.

7 lokale bidrag til jorDet lokale b en kan stamme fra trafika støv fra bygg ene er beskrevet i detaljer i bilag 4. De generelle usikkerheder ved beregningerne er angivet i a

asse har d

asse. Dbmange huse i Danmark der indgår PCB i byggematerialerne.

7I en international oversigt over stofkoncentrationer i opsamlet regnvand er deangivet, at koncentrationen for sum af PCB varierer fra 0-2,6 µg/l, /33/. Ved enundersøgelse over overfladeafstrømning fra vejarealer foretaget i Skovlunde og B

vejvd regnvand, at n

.1.5 Det skønnedeidrag til jord

den , boligopvarmning,

fstrømning i tagvand og ematerialer. Bidrag

fsnit 4.3.5. De samlede bidrag vises i tabel 7.2.

PCB

µg/kg/år Stofinput fra trafik og boligopvarmning Ingen data

Stofinput fra byggemateriale Afhængig af bygninger

Stofinput fra havevanding med tagvand 0,09 Tabel 7.2 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder

predning af PCB ved vanding med tagvand er meget usikker og udgør en

.

æsentlig større kilde end atmosfæriske nedfald. I realiteten kan bidrag fra lokale kilder være meget mindre. For nogle ejendomme kan bidrag fra

y gemateriale være af stor betydning.

7.2 Det

tabel 7.3 e akkumulerede bidrag til jorden i byområder.

Sv

b g

skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder

r vist det skønnede I

PCB µg/kg/år

Samlet stofinput til jord 0,092 Tabel 7.3 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. I tabel 7.4 er beregnet konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden bidrag fra tagvand og brændeovne mv. PCB

mg/kg TS

Jordkvalitetskriteriet* 0,02

Baggrund i jorden** 0,005

Konc. i jord efter 25 år 0,005 - 0,007***

Konc. i jord efter 100 år 0,005 - 0,014*** * Svensk kriterium, /37/. ** Analytisk detektionsgrænse. *** “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand.. Tabel 7.4 Oversigt over beregnede bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel 7.4, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke at medføre overskridelser af kvalitetskriterierne for jord, svarende til det svenske niveau, efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning. Det har dog ikke været muligt at vurdere størrelsesorden af emission fra byggematerialer, som muligvis kan udgøre et væsentligt bidrag. I figur 7.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand.

29

PCB




stilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenarier med bidrag fra tagvand, og de individuelle størrelser kan være af væsentlmindre betydning.

figur 7.1 ses det, at de livsstilsrelaterede bidrag tilsynela

ig

dende er af væsentlig på

Ibetydning for akkumulering af PCB i jorden, men beregningerne er baseret“worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag. Der kan være andre bidrag til akkumulering af PCB ijorden, herunder bidrag fra byggemateriale, men dokumentation herfor mangler.

30

31

8. Dioxiner

D gnelse for 75 forskellige polychlorerede dibenzo-p-ioxiner (PCDD) og 135 forskellige polychlorerede dibenzofuraner (PCDF).

mtales

kilder til diffus jordforurening, /1/. Miljøstyrelsen har foranlediget udarbejdelsen af en massestrømsanalyse for dioxiner, som har til formål at

le o ioxiner og deres forekomst i Danmark, /38/.

kvivalenter (TEQ) for en

gså forbrænding af

rganisk materiale, ved tilstedeværelse af halogenforbindelser og metal-

ed 800 til 1200 eget små mængder, /39/.

ser, kan have forårsaget emission af

mosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder

affaldsforbrænding, metalværker, i-

ngsaffald, PVC, kemikalie- og olieaffald og sygehusaffald er der potentiale for dannelse af dioxiner, som spredes til omgiv-

røggasser øger dioxindannelsen

erne og regionale bidrag til jorden ed anvendelse af de danske nedfaldrater for landlige arealer på 0,73 - 1,2 ng

ioxiner er en samlet betedDe enkelte stoffer kaldes congener, og sammensætningen i en blanding osom en congenerblanding. Kilder til dioxin i jorden er omtalt i en rapport om

sam g opdatere eksisterende dansk viden om d

Målinger for dioxiner opgives ofte som toksiske æspecifik dioxin, Sevesodioxin (2,3,7,8-tetrachlor-dibenzo-p-dioxin). Der er defineret et internationalt system for beregning af TEQ, men der findes oandre systemer. Dioxiner dannes normalt ved ophobning eller okatalysatorer (f.eks. kobber), dvs. i røg fra forbrændingsanlæg. Dioxin-dannelsen er optimal ved 300 til 400 °C, mens de nedbrydes v°C. Dioxiner findes dog kun i m Herudover findes dioxiner typisk i f.eks. spildevand, slam, sediment samt flyveaske fra forbrændingsanstalter. Især tidligere kemiske industrier, som anvendte eller producerede chlorforbindeldioxiner.

8.1 At

Kilder til atmosfæriske dioxiner kan være halmfyringsanlæg, produktion af halmcellulose, brændeovne og andre industremissioner. Ved forbrænding af husholdni

elserne via røggassen. Indholdet af partikler iog dermed emissionen, hvorfor emissionerne typisk har været mindre efter indførelse af røgrensningsteknikker, /39/.

8.1.1 De skønnede fjVI-TEQ/m²/år (jf. bilag 5) er der udført en beregning af den årlige tilførsel af dioxiner til jorden, se tabel 8.1.

Dioxin pg I-TEQ/kg/år Stofinput/år til et kg jord 1,4 - 2,2

Tabel 8.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og

regionale kilder.


8.2.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning ioxinemissionen fra trafik (biler på veje) er skønnet at udgøre mindre end 0,2

g I-TEQ/år, mens den samlede trafik, inklusive, vej-, tog- og skibstrafik skønnes at medføre en emission på 1,3 -1,7 g I-TEQ/år, /38/. Nedfald fra vejtrafik i den danske byzone på 2.44 ² svarer til 0,082 n r et stofinput til jorden på 0,1 /kg/år.

8.2.2 Boligopvarmning Udenlandske undersøgelser af dioxinindhold i sod, dannet i forbindelse med boligopvarmning, indikerer, at indholdet er mi eget højt ved k ræ, /39/. F at me en emission på 0,02 g I-T re et stofinput til den danske byzone på 0,015 p

fra byggematerialer d

-

8.2.4 Diverse livsstilsrelaterede bidrag

påvist

Afbrænding af mælkekartoner, malet og imprægneret træ, paller, spånplade-rester, havemøbler, tryksager, plast og skrald medfører væsentlig større emission af dioxiner. Miljøstyrelsen har derfor iværksat en kampagne mod afbrænding af andre materialer end rent træ i brændeovne.

D

5 km5 pgg/m²/år, som udgø

ndst ved oliefyr, mulfyr og højst ved fyring med t

yring med gasolie i Danmark er vurderetEQ/år, /38, 40/, som vil medfø

dføre

g/kg/år.

8.2.3 Bidrag Virksomhe sbrande, hvor inventaret omfatter plastvarer af PVC, polyuretan-skum m.v., vil medføre dannelse af dioxiner samt organiske TCPP (tri(2-chorpropyl)phosphat) i forbindelse med brand. Der er ingen oplysning om bidrag fra selve byggematerialerne.

Brændeovne Røg fra brændeovne afgiver dioxin på de grove sodpartikler, og der er forhøjet luftforurening med dioxiner i boligområder med brændeovne, dvs. i

rcelhuskvarterer, /7/. pa

32

33

Andre aktiviteter Grillstegning på havegrill, kompostering a ærkeri og bålafbrænding er blandt de aktiviteter, hvo bidrag af dioxiner, j gødskning af haver med aske fra brændeovne o rligere bidrag.

8 bidrag til jorden D stamme fra tra opvarmning, af-s yggematerialer og ved forbrænding af orga-

f haveaffald, fyrvr der er beregnet

f. bilag 5. Herudover medførerg vanding med tagvand yde

.2.5 Det skønnede lokale et lokale bidrag til jorden kan

trømning af tagvand, støv fra biske materiale. Bidragene er be

fik, bolig

n skrevet i detaljer i bilag 5. De generelle usik-kerheder ved beregninger er angivet i afsnit 4.3.5. De samlede bidrag vises i tabel 8.2. Dioxin pg I-TEQ/kg/år Stofinput fra trafik og boligopvarmning 0,4

Stofinput fra byggemateriale Ingen data Stofinput fra brændeovne og 1,5 - 3 havegrill Stofinput fra fyrværkeri og bål 0,02 - 4,9 Stofinput fra havevanding

ed tagvand og kompostering 9,75 mStofinput fra aske fra

rændeovne 0,0b 003

T rligt bidrag til diffus jo ening fra loka lder. Som det ses af tabel 8.2, er bidraget ved van tagvand forhold til de andre lokale kilder.

ønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder

rden i byområder.

abel 8.2 Beregnet å rdforur le ki

ding med væsentligt i

8.3 Det sk

I tabel 8.3 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til jo

Dioxin pg I-TEQ/kg/år Samlet stofinput til jord uden

ed tagvand, 2,6 havevanding mbrændeovne el. fyrværkeri Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand, brændeovne, fyrværkeri m.v.*

16 - 20

* Bemærk at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme.

Tabel 8.3 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. Da havevanding med tagvand og gødskning med aske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle ejendomme, er det samlede bidrag både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel 8.3, er disse livsstilsrelaterede aktiviteter af stor betydning for bidraget af dioxin til jorden. Som det ses af tabel 8.3, har de lokale kilder, herunder bidrag fra vanding med tagvand, væsentlig betydning i forhold til de fjerne og regionale kilder.

og 100 års bbrændeovn

I tabel 8.4 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25

elastninger for scenarier både med og uden bidrag fra tagvand og e m.v.

Dioxin ng I-TEQ/kg TS Jordkvalitetskriteriet (Sverige) (10)* Baggrund i jorden** Land By 0,5 - 0,9 0,6 - 11,8

Konc. i jord efter 25 år 0,57 - 1,4*** 0,67 - 12,2***


* Sverige, /37/. ** Rapport om dioxin i danske jord, /41/. *** “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. Tabel 8.4 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel 8.4, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke at medføre overskridelser af jordkvalitetskriterierne i landsområder efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning. I byområder, hvor der i forvejen kan være en belastning, som overskrider jordkvalitetskriterium, vil der ses en

34

35

rtsat akkumulering af dioxiner på lavt niveau. Det bemærkes, at beregninger er baseret på få data og derfor er usikre. Ligeledes har det ikke været muligt at vurdere emissionerne fra byggematerialer, som kan udgøre et væsentligt bidrag. I figur 8.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand.

fo

Dioxin

Fjerne og regionalekilderTrafik ogboligopvarmningByggemateriale




I figur 8.1 ses det, at de livsstilsrelaterede bidrag tilsyneladende er af væsentlig betydning for akkumulering af dioxin i jorden i forhold til bidrag fra boligopvarmning og trafikken, men beregninger er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag. Der kan være andre bidrag til akkumulering af dioxin i jorden, herunder boligbyggemateriale og store brande, men dokumentation herfor mangler.

36

37

9. Chlorerede pesticider

D der omfatter bl.a.: Lindan, DDT og hexachlorbenzen. S m persistente organiske miljøgifte (POP). Anvendelse af disse stoffer er ophørt for mange år siden i Danmark og V ig i jorden og nedbrydes kun meget langsomt. Uden for Vesteuropa anvendes der stadig chlorerede pesticider. Anvendelsen af s at disse spredes til det meste af jorden via global luftforurening.

9 æriske nedfald fra g regionale kilder

γ lohexan (Lind ) id, som består af γ-hexachlorcyclohexan, men andre isomer

chlorcyclohexan kan også være til stede i blanding.

DDT (dichloro-diphenyl-trichlorethan; 1,1,1-trichloro-2,2-bis(p-chlorophenyl)-E

en årlige tilførsel af chlorerede fov d anvendelse af nedfaldshastighe bilag 6.

e chlorerede pesticitofferne karakteriseres ofte so

esteuropa, men de findes stad

tofferne giver anledning til,

.1 Atmosf fjerne o

-HCH - hexachlorcyc anLindan er et pesticom α-hexas

Hexachlorbenzen-HCB Hexachlorbenzen er et chlorholdigt pesticid. DDT

ethan) er et pesticid, som ofte indeholder forskellige urenheder som DD(dichloro-diphenyl-dichloroethylen), som er et nedbrydningsprodukt af DDT.

9.D

1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden rbindelser til jorden i tabel 9.1 er beregnet der, jf.e

HCH HCB DDT ng/kg/år Stofinput/år til et kg jord 5 - 324 0,5 - 22 4 - 6

er findes ingen data om bidrag fra trafik, boligopvarmning eller fra

T drag til diffus jordforurening fra fjerne og regionale kilder.

abel 9.1 Beregnet årligt bi


Dbyggematerialer. I bilag 6 er der beregnet et bidrag ved havevanding medtagvand, som medfører et bidrag som vist i tabel 9.2.

HCH HCB DDT ng/kg/år Stofinput fra trafik - - - Stofinput fra byggemateriale - - - Stofinput fra brændeovne og havegrill - - -

Stofinput fra fyrværkeri og - - - bål Stofinput fra havevanding 5 - 46 5 - 46 5 - 46 med tagvand Stofinput fra aske fra brændeovne - - -

- Ingen data

s jordforurening fra lokale kilder.

d tagvand.

ønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder.

Tabel 9.2 Beregnet årligt bidrag til diffu Som det ses af tabel 9.2, er der kun fundet data for bidrag fra vanding me

9.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder

I tabel 9.3 er vist det sk

HCH HCB DDT ng/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand, brændeovne el. fyrværkeri

5 - 324 0,5 - 22 4 - 6

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand* 10 - 370 6 - 68 9 - 52

* Bemærk, at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme. Tabel 9.3 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. Som det ses af tabel 9.3, har bidrag fra vanding med tagvand ikke særlig betydning for bidraget af HCH til den diffuse jordforurening, set i forhold til de fjerne og regionale kilder. De indsamlede data viser derimod for stofferne HCB og DDT, at havevandingen med tagvand har stor betydning for jordens akkumulerede indhold af stofferne. I praksis, er forholdet mellem fjerne,

38

39

gional og lokale kilder, ganske usikker, da det tilgængelige datamaterialet er begrænset. I tabel 9.4 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 år for scenarier både med og uden bidrag fra tagvand og brændeovne mv.

re

HCH HCB DDT

µg/kg TS Jordkvalitetskriteriet 600 500

Baggrund i jorden 100 100 100

Konc. i jord efter 25 år 109 - 109* 102 - 102* 101 - 101*

Konc. i jord efter 100 år 137 - 137* 107 - 107* 105 - 105* * “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand. Tabel 9.4 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel 9.4, er bidrag fra de chlorerede pesticider fra kilder til diffus jordforurening meget begrænsede og antages hovedsagelig at stamme fra atmosfæriske nedfald.

40

41

0. Phthalater

hthalater er en gruppe kemikalier, der siden 2. Verdenskrig har været anvendt

en 1930’erne har været anvendt i blød PVC, g di-(2-ethyl-hexyl) phthalat (DEHP), som har været anvendt siden

1 50’erne. I dag findes der et bred um af pht i forskellprodukter på markedet Phthalater er problematiske, idet de f ives fra plast- og polymermaterialer. Der er påvist afdampning af phthalater fra polyvinylgulve og udvaskning af phthalater fra plasttryk på tøj. Ligeledes er der påvist gration fra forskellige m lastrør) til miljøet (jord og vand). Ligeledes kan forbrænding a onering p ossepladser m føre betydelige både luft, jord og vand Der sker desuden emission fra phthalatholdige rengøringsmidler og fraplastflasker via husholdningsspildevand.

1 nedfald fra fjerne og regionale kilder

åling af nedfald af phthalater i luften i Danmark i 1996, jf.

1

Psom blødgørere i plastbaserede produkter. De mest anvendte phthalater er dibutylphthalat (DnBP), som sido

9 t spektr halater ige

rig

miaterialer (bl.a. p

f plastholdige varer og depmissioner til

å l.

ed e

0.1 Atmosfæriske

Der er foretaget milag 7. b

10.1.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden Den årlige tilførsel af phthalater til jorden er beregnet ved anvendelse af nedfaldshastighederne i bilag 7, se tabel 10.1. DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,36 0,03 1,1

Tabel 10.1 Beregnet årligt bidrag til d dforure fjerne

regionale kilder.

1 jordfor ng

Der findes ingen data om bidrag fra trafik, boligopvarmning eller fra b

ngivet, at koncentrationen for sum af phthalater ligger fra 0,2 - 130 µg/l, /33/.

iveauet for enkelte phthalater i tagvand er på 1 µg/l.

iffus jor ning fra og

0.2 Lokale kilder til diffus ureni

yggematerialer.

I en international oversigt over stofkoncentrationer i opsamlet regnvand er der aDet antages ved beregning af bidrag til haver ved vanding med tagvand, at n

42

øres et stofinput å 500 µg/m²/år, svarende til 0,09 µg/kg/år for de enkelte phthalater.

er bidrag som vist i tabel 10.2.

Såfremt en have på 200 m² vandes med 10 m³ regnvand/år, tilfp I bilag 7 er der beregnet et bidrag ved havevanding med tagvand, som medføret DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Stofinput fra trafik - - - Stofinput fra byggemateriale - - -

Stofinput fra brændeovne og havegrill - - -

Stofinput fra fyrværkeri og bål - - -

Stofinput fra havevanding med tagvand 0,09 0,09 0,09

Stofinput fra aske fra brændeovne - - -

- Ingen data. Tabel 10.2 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder. Som det ses af tabel 10.2, er der kun fundet data for bidrag fra vanding med tagvand.

10.3 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder

I tabel 10.3 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder. DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand, brændeovne el. fyrværkeri

0,36 0,03 1,1

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand* 0,45 0,12 1,2

* Bemærk, at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme. Tabel 10.3 Samlet beregnet årligt bidrag til jorden fra fjerne, regionale og lokale kilder.

43

om det ses af tabel 10.3, har bidrag fra vanding med tagvand væsentlig betydning i forhold til de fjerne og regionale kilder for BzBP. I tabel 10.4 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden bidrag fra tagvand.

S

DnBP BzBP DEHP

µg/kg/år

Jordkvalitetskriteriet 250.000 25.000


Konc. i jord efter 25 år 159 - 161 150 -153 178 - 180

Konc. i jord efter 100 år 186 - 195 153 - 162 260 - 270 * “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand. Tabel 10.4 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel 10.4, vil bidragene fra de fjerne, regionale og lokale kilder medføre målbare ændringer i jordkoncentrationerne, men disse er dog en faktor 100 lavere end jordkvalitetskriterierne.

44

11. Diverse stoffer

45

11.1 Bromerede flammehæmmere

ere er en gruppe af forskellige organiske stoffer, der

s at e ene til brandsikkerhed. Stofferne findes således i

De mest problematiske stofgrupper er PolyBromerede Biphenyler (PBB) og Den mest anvendte bromerede oBisPhenol A (TBBPA).

skellige

m tidligere er blevet anvendt som og

kraft medio 2004, hvilket forbyder to af de mest problematiske bromerede flammehæmmere - penta-BDE og

• Tetrabrombisphenol A - TBBP A, som indgår som brandhæmmer i

Når elektronisk udstyr og installationer bliver varme, kan der ske afdampning orbrænding dannes bromdioxiner, /42/.

arten af stofferne optages i regn og støv og ender i

Bh

romerede flammehæmmar det til fælles, at de indeholder brom, som virker brandhæmmende.

Stofferne tilsættes bl.a. plastmaterialer og skum til isolering m.v., sålede kan opfylde kravproduktern

en række elektriske og elektroniske produkter som f.eks. computere, fjernsyn og biler.

PolyBromerede DiphenylEthere (PBDE). flammehæmmer i Danmark er TetraBrom Betegnelsen bromerede flammehæmmere dækker op mod 75 stoffer, der nvendes til bekæmpelse af brand og som brandhæmmer i fora

materialer, f.eks. møbler, tekstiler, byggematerialer og elektronisk udstyr som computere, fax- og kopimaskiner, /42, 43, 44/. Fælles for alle brandhæmmere er, at de har en meget høj antændelsestemperatur. Blandt stofferne findes følgende stofgrupper, /42, 44/:

• Polybromerede biphenyler - PBB, sobrandhæmmere i installationer, industriautomater, transportmidler elektronisk apparatur, bl.a. penta- og octa-BDE.

• Polybromerede biphenylethere - PBDE, som anvendes i fyldstof i bilsæder, i elinstallationer, computere og andre elektriske apparater. EU har vedtaget et forbud, der trådte i

octa-BDE.

diverse plastmaterialer, herunder kabinetter og epoxybaserede printkorti radioer, computere, fjernsyn o.l.

• Hexabrom cyklododecan - HBCD, som anvendes som brandhæmmer i flamingo til isolering af byggeri og biler.

Bromerede flammehæmmere klassificeres under betegnelsen POP - Persistent Organic Pollutants, /42, 44/.

af især PBB og PBDE, og ved affaldsfDet antages, at størstepspildevand samt i jord- og vandmiljøet, /42, 44/.

46

l Den årlige tilførsel af bromerede flammehæmmere til jorden er beregnet i tabe11.1 ved anvendelse af nedfaldsraten på 134 µg/m²/år, jf. bilag 8.

HBCD µg/kg/år

Stofinput/år til et kg jord 0,25 Tabel 11.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og

regionale kilder. Det beregnede årlige bidrag i tabel 11.1 vil efter 100 år have tilført 25 µg HBCD/kg jord.

11.2 Polychlorerede naphthalener

PCN har sammenlignelige egenskaber til PAH, PCB og dioxiner. De er tunge, umobile, hydrofobe molekyler, som akkumulerer i jorden. PCN har været anvendt til samme formål som PCB, bl.a. i varmetransmissions-væske, hydraulikolie, skæreolie, immersionsolie, flammehæmmere, pesticider og ved konservering af træ og papir. Desuden dannes PCN under forbrænding af chlorholdigt materiale, /45/. PCN findes også som en signifikant urenhed i PCB-blandinger. I en by i Sverige er der fundet mediankoncentrationer for sum af 35 PCN forbindelser i jord på 0,46 - 3,6 µg/kg, og den højeste værdi er fundet i et boligområde. I landområder er der fundet mediankoncentrationer på 0,13 - 0,144 µg/kg, /45/.

11.3 Perfluoroktanylsulfonat

Der findes op mod 175 PFOS-lignende (fluorerede alkylsulfonatforbindelser) stoffer, som skønnes at kunne blive nedbrudt til perfluoroktanylsulfonat -PFOS. PFOS-lignende stoffer findes i imprægneringsmidler til tekstiler, læder og papir, i maling, lak, tryk- og serigrafifarver, i voks og gulvpoleringsmidler, i almene rengøringsmidler og midler til rengøring af metaloverflader og tæpper samt i mindre omfang som brandhæmmende midler, bl.a. i fly. Da stofferne er persistente i miljøet, og der sker en bioakkumulering, er disse stoffer i fokus som fremtidige problemstoffer, /46, 47/.

11.4 Duftstoffer

Syntetiske duftstoffer er på grund af deres persistens og hydrofobe egenskaber identificeret som kritiske organiske forureningsstoffer, som binder til organisk

47

ateriale. Da duftstoffer anvendes i store mængder i parfume, sæbe, cremer, detergenter, rensemidler og diverse husholdningsrengøringsmidler, kan de findes i store mængder i spildevand /48, 49/.

m

48

12. Konklusion

49

12.1 Niveauer og tidshorisont

Rapporten har tilvejebragt en række værdier for de skønnede bidrag til diffus

net e

arametre, hvor der mangler danske undersøgelsesdata, har det dog været

.

le

oligopvarmning og trafik, er af DMU estimerede for tungmetaller og PAH-deposition. For metallerne er det skønnet, at usikker-heden kan ligge mellem -50 til 100 %, mens PAH-deposition kan variere med

ing af er

m de stofmængder, der er frigivet, f.eks. i tagvand, og om

f

onklusionen er, at de beregnede bidrag selv efter 25 eller 100 år med meget ugunstige forhold og med bidrag fra mange kilder vil være meget små i forhold til baggrundskoncentrationerne, og de vil ikke kunne medføre overskridelse af jordkvalitetskriterierne. Desuden er der fundet, at de meget usikkert bestemte livsstilsrelaterede bidrag er store i forhold til de mere sikkert bestemte bidrag fra fjerne og regionale kilder. Det betyder, at den fremtidige indsats over for diffus jordforurening bør fokuseres på indsamling af bedre datagrundlag og bedre oplysninger og råd om god miljøpraksis til boligejere.

jordforurening fra nuværende kendte kilder. For mange stoffer er bidraget fra nedfald fra fjerne og regionale kilder beregud fra måledata og er rimeligt velbeskrevet. For en række af de organiskpnødvendigt at anvende udenlandske data. I disse tilfælde er der anvendt data fra Sverige, som luftforureningsmæssigt er meget sammenlignelig med Danmark I byområder nedfalder desuden bidrag til diffus jordforurening fra lokakilder. Bynedfald, som repræsenterer både fjerne, regionale og lokale kilder, herunder bidrag fra b

en faktor 5. Skøn over bidrag fra boligmaterialer til jorden er meget usikre, og der mangler især data for de organiske forureningskomponenter. Dette gælder også for bidrag fra individuelle brugsmønstre på boligarealer. Disse aktiviteter er beskrevet som livsstilsrelaterede bidrag, og de omfatter hovedsagelig vandaf haven med tagvand, anvendelse af brændeovne eller pejse og anvendelseaske til gødning af køkkenhaver eller græsplæne. Ved disse skønnede bidragder usikkerhed ohvilke materialer der er anvendt i bygningerne, om mængden af tagvand, der anvendes ved vanding af privathaver og om askemængde, der udspredes i haverne. Resultaterne skal derfor anvendes som en tendensindikator. Ved beregning atidshorisonten for niveauet for den diffuse jordforurening i boligområder anvendes den værst tænkelige situation med alle bidrag indregnet. K

50

uderes, at den største trussel i byområder ikke er de nuværende diffuse forureningskilder, men derimod den allerede eksisterende diffuse jordforurening, som skal identificeres og håndteres forsvarligt for at

12.2 St ensætning

væreforurenin i byområd

fra de endt r i

jordkonc ds-koncentrationerne. Blandt de stoffer,kkumulering i jorden, kan nævnes bly, kobber, zink, PCB, phthalater, dioxiner

2.3 U

mang kte ed bereg nvendt et

rordn

aktuelle mudenland

anske fo

å antages at være “worst case”. Bi ngler pålidelige data, er ntagelig at vurdere, om bidrag til

us jorumul er-

ederne s e kan påpege kritiske stoffer og huller i es vid

Herudover kan det konkl

forhindre afsmitning til uforurenet jord.

ofsamm

Rapporten har indsamlet data om nye forureningsstoffer, men datagrundlaget har t begrænset. De foreliggende data indikerer dog, at de fleste af de nye

gsstoffer ikke forventes at udgøre kilder til diffus jordforurening er, idet stofmængder og afgivelse fra materialer er begrænset.

Herudover er der ikke fundet indikationer for, at de akkumulerede bidrag velk e kilder til diffus jordforurening vil medføre væsentlige ændringe

entrationerne fremover, da bidragene er små i forhold til baggrun hvor der dog forudses en fortsat

aog PAH, inkl. BaP.

sikkerheder 1

For e stoffer er der ikke fundet pålidelige data, som kan anvendes direning af bidrag til diffus jordforurening. Ofte er der av

ove et skøn af totalemission fordelt over det danske landareal eller byzone. Disse skønnede bidrag er meget mindre sikre end værdierne beregnet fra

ålinger. Ligeledes er en række bidrag beregnet fra værdier i sk litteratur, hvor værdierne kan være urealistisk høje i forhold til rhold. d

Dette betyder, at de anvendte beregningsscenarier m

dragene fra især de lokale kilder, hvor der ma overestimeret. Da formålet med rapporten er a

diff dforurening af forureningsstoffer fra diverse kilder kan medføre akk ering og overskridelser af jordkvalitetskriterierne, vurderes usikk

om acceptable, idet resultaternhvor en, som bør forbedres.

51

3. Referencer

/1/

iljøprojekt nr. 664. Miljøstyrelsen. www.mst.dk.

1

Falkenberg, J. A. Kortlægning af diffus jordforurening i byområder. Delrapport 1: Erfaringsopsamling og afklaring af kilder til diffus jordforurening. M 2002.

/2/ lm, K, & ære, herunder

benzo(a)pyren i Danmark. Miljøprojekt nr. 728. Miljøstyrelsen.

Falkenberg, J. A, Hjuler, H, Grøn, C, Dybdahl, H. P., BrohoØstfeldt, P. Kilder til jordforurening med tj

www.mst.dk. 2002.

Ellermann, T, Hertel, O /3/ , Skjøth, C. A, Kemp, K, & Monies, C.

NOVA 2003. Atmosfæriske deposition 2002. Faglig rapport fra DMU, nr. 466. Miljøministeriet. Danmarks Miljøundersøgelse. www.dmu.dk. 2003.

/ Vrang, M. L., Hertel.O., Wåhlin, P., Raaschou-Nielsen, O., & Loft, S.

ikler. Ugeskrift /4

H. Helbredseffekter af trafikgenererede ultrafine partfor læger. 164, 3937 - 3941. 2002.

/ Hertel, O. Stoffer, spredningspotentiale og farlighed, partikler og

/6/ O., Løfstrøm, P., Jensen, S. S., Brocas, M., Hvidberg, M.,

Frydendall, J., Skjøth, C. A., & Palmgren, F. Luftforurening fra trafik,

/7/ The Emission Inventory.

http://www2.dmu.dk/1_viden/2_Miljoe-

/5aerosoler. ATV-møde. Diffus jordforurening. 2002.

Hertel,

industri og landbrug i Frederiksborg Amt. Faglig rapport fra DMU, nr. 503. Danmarks Miljøundersøgelser. 2004.

DMU.

tilstand/3_luft/4_adaei/default_en.asp. 2004.

Glasius, M., Wåhlin, P., & Palmgren, F. Brændeovne forurener /8/

luften. DMU-nyt. 8, 6, 2004.

/9/ icz, R., on and particle

mass measurements at urban, near-city and rural level in the

Ketzel, M., Wåhlin, P., Kristensson, A., Swieticki, E., BerkowNielsen, O. J., & Palmgren, F. Particle size distributi

Copenhagen area and Southern Sweden. Atmospheric Chemistry andPhysics. 4, 281 - 292. 2004.

0/ Ellermann, T, Hertel, O, Hovmand, M. F., Kemp, K, & Skjøth, C. A.

www.dmu.dk

/1NOVA 2003. Atmosfæriske deposition 2000. Faglig rapport fra DMU, nr. 374. Miljøministeriet. Danmarks Miljøundersøgelse.

. 2001.

52

/11/ , Lindroos, A-J, Ukonmaanaho, L, Tarvainen, T, &

Tanskanen, H. Weathering Release of Heavy Metals from Soils in Starr, M

Comparison to Deposition, Litterfall and Leaching Fluxes in a Remote Boreal Conferous Forest. Applied Geology. Pergamon. 18, 607 - 613. 2003.

/12/ Lassen, C, Vaaben, S., & Hansen, E. Massestrømsanalyse for t

særligt fokus på organotinforbindelser. Arbejdsrapport for Miljøstyrelsen nr. 7. Miljøstyrelsen. 1997.

in med

3/ Skårup, S., Christensen, C. L., Maag, J, & Jensen, S. H.

4/ Hoffmann, L., Grinderslev, M., Helweg, C., & Rasmussen, J. O.

yrelsen. 2002.

admium. Miljøprojekt nr. 557. Miljøstyrelsen. 2000.

6/ Lassen, C, Christensen, C. L., & Skårup, S. Massestrømsanalyse for sen.

/17/

K. Massestrømsanalyse for kobber. Forbrug, bortskaffelse og udslip

8/ Lassen, C, Drivsholm, T., Hansen, E, Rasmussen, B., & Christiansen,

l 6.

9/ Jensen, J, Bak, J, & Larsen, M. M. Tungmetaller i danske jorder.

/1Massestrømsanalyse for kviksølv 2001. Miljøprojekt nr. 808. Miljøstyrelsen. 2003.

/1Massestrømsanalyse af chrom og chromforbinelser. Miljøprojekt nr. 738. Miljøst

/15/ Drivsholm, T., Maag, J, Hansen, E, & Havelund, S.

Massestrømsanalyse af c

/1

bly 2000 - revideret udgave. Miljøprojekt nr. 917. Miljøstyrel2004.

Lassen, C, Drivsholm, T., Hansen, E., Rasmussen, B., & Christiansen,

til omgivelserne i Danmark. Miljøprojekt nr. 323. Miljøstyrelsen. 1996.

/1K. Massestrømsanalyse af nikkel. Forbrug, bortskaffelse og udslip tiomgivelserne i Danmark. Miljøprojekt nr. 318. Miljøstyrelsen. 199

/1TEMA-rapport fra DMU, nr. 4. Miljø- og Energiministeriet. Danmarks Miljøundersøgelse. www.dmu.dk. 1996.

0/ LThomsen, C. D., Lassen, C, Holst, E., & Hauge, B. Tungmetaller i

. r. 851. Miljøstyrelsen. 2003.

ge

/2affald - guide og idékatalog til sortering af tungmetalholdigt affaldMiljøprojekt n

/21/ Johansson, K, Bergbäck, B, & Tyler, G. Impact of Long Ran

Transport of Lead, Mercury and Cadmium on the Swedish Forest

Environment. Water, Air, and Soil Pollution: Focus. 1, 279 - 297. 2001.

/22/ Falkenberg, J. A, Thomsen, A. D., Schmidt, T. S, Persson, B., &

Andersen, J. S. Diffus jordforurening og trafik. Miljøprojekt nr. 91Miljøstyrelsen. www.mst.dk

3. . 2004.

/23/ Persson, D and Kucera, V. Release of metals from Buildings,

Constructions and Products during Atmospheric Exposure in Stockholm. Water, Air, and Soil Pollution: Focus. Kluwer. 1, 133 - 150. 2001.

/24/ ry Perspective of Heavy Metals use in Uurban Areas. A Case Study in Stockholm. Water, Air,

Sörme, L, Bergbäck, B, & Lohm, U. Centu

and Soil Pollution: Focus. Kluwer. 1, 197 - 211. 2001.

Det Danske Haveselskab, Aske som /25/ gødning, www.haveselskabet.dk.

1-11-2004.

/26/ korrekt fyring, www.kl.dk

KL - kommunernes interesseorganisation, Pjece om

. 30-9-2004.

/27/

Forbrug.dk, Lugten af nytår, www.forbrug.dk. 2003.

8/ Larsen, M. M., Bak, J, & Scott-Fordsmand, J. Monitering af

ljø- og Energiministeriet. Danmarks Miljøundersøgelse. www.dmu.dk

/2tungmetaller i danske dyrknings- og naturjorder. Prøvetagning i 1992/93. Fagligrapport fra DMU, nr. 157. Mi

. 1996.

/29/ n t no. 124. Ministry of Environment

and Energy. 1995.

/30/ e g af biomasse og biomasse affald til

jordbrugsformål. Nr. 39.

/31/ rehensive review.

Progress in Energy and Combustion Science. 30

Poulsen, M. E., Grundahl, L., & Palmgren, F. Atmospheric PAH iDenmark. NERI technical rappor

Miljø- og Energiministeriet. Bekendtgørelse om anvendelse af askfra forgasning og forbrændin

Lemieux, P. M., Lutes, C. C., & Santoianni, D. A. Emissions of organic air toxins from open burning: a comp

, 1 - 30. 2004.

/32/ t. Bekendtgørelse om affald nr. 619 af 27/06/2000.

/33/ . Brug af regnvand

Miljø- og Energiministerie

Ledin, A., Auffarth, K. P. S, Boe-Hansen, R., Eriksson, E., Albrechtsen, H-J., Baun, A., & Mikkelsen, Å. S

53

54

4/ Kjølholt, J, Poll, C, & Kofoed Jensen, F. Miljøfremmede stoffer i

opsamlet fra tage og befæstede arealer. Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, nr. 48. Miljøstyrelsen. 2004.

/3overfladeafstrømning fra befæstede arealer. Miljøprojekt nr. 355. Miljøstyrelsen. www.mst.dk. 2004.

5/ Falkenberg, J. A, Thomsen, A. D., Schmidt, T. S, Persson, B., &

. /3

Andersen, J. S. Diffus jordforurening og kulturlag. Miljøprojekt nr912. Miljøstyrelsen. www.mst.dk. 2004.

6/ Løkke, H. Industri- og husholdningskemikalier. Kemiske stoffer i

/37/

för tillämpning. Efterbehandling och sanering. Rapport 4638

/3miljøet. Helweg, A. Gads forlag. 5, 2000.

Naturvårdsverket. Generella riktvärden för förorenad mark. Beräkningsprinciper och vägledning

, 1997.

/38/ xins

ing sen nr.

/41/ study of selected Urban

and rural Locations. NERI technical rapport no. 486. Ministry of

/42/

er, Miljø og Sundhed. Det Økologiske Råd. www.ecocouncil.dk

Hansen, E and Hansen, C. L. Substance Flow Analysis for Dio2002. Miljøprojekt nr. 811. Miljøstyrelsen. 2003.

/39/ Jensen, A. A., Grove, A., & Hoffmann, L. Kilder til dioxinforuren

og forekomst af dioxin i miljøet. Arbejdsrapport fra Miljøstyrel81. Miljøstyrelsen. 1995.

/40/ Jensen, A. A. Dioxins: Sources, Levels and Exposures in Denmark.

Arbejdsrapport nr. 50. Miljøstyrelsen. 1997.

Vikelsøe, J. Dioxin in Danish Soil. A field

Environment and Energy. 2004.

Pedersen, H and Syberg, K. POP-stofferne, de værste miljøgifte. Dyekjær, S. Kemikali

. 2003.

/43/ alier, Miljø og Sundhed. Det

Økologiske Råd. www.ecocouncil.dk. 2003.

/44/ www.mst.dk

Pedersen, H and Bro-Rasmussen, F. Temasider om BromeredeFlammehæmmere. Dyekjær, S. Kemik

Miljøstyrelsen, Bromerede flammehæmmere, Kemikalier,

. 13-6-2003.

/45/ entrations, and relation to other persistent organic

pollutants. Environ. Pollut. 122

Krauss, M and Wilke, W. Polychlorinated naphthalenes in urban soils: analysis, conc

, 75 - 89. 2003.

55

e /46/ Havelund, S. Kortlægning af perfluoroktanylsulfonat og lignendstoffer i forbrugerprodukter -fase 1. Miljøprojekt nr. 605. Miljøstyrelsen. www.mst.dk. 2001.

/47/ Havelund, S. Kortlægning af perfluoroktanylsulfonat og lignende

stoffer i forbrugerprodukter - fase 2. Miljøprojekt nr. 691. Miljøstyrelsen. www.mst.dk. 2002.

8/ Herberer, T. Occurrence, fate and assessment og polycyclic musk /4

residues in the aquatic environment of urban areas - a review. Acta hydrochim. hydrobiol. 30, 5-6, 227 - 243. 2002.

Mogen /49/ sen, B. B., Pritzl, G, Rastogi, S, Glesne, O., Hedlund, B.,

Hirvi, J-P., Lundgren, A., & Sigurdsson, A. Musk Compounds in the Nordic Environment. TemaNord 2004:503. Nordic Council of Ministers. www.norden.org. 2004.

0/ Hovmand, M and Kemp, K. Tungmetalnedfald i Danmark 1999. /5

Faglig rapport fra DMU, nr. 331. Miljø- og Energiministeriet. Danmarks Miljøundersøgelser. www.dmu.dk. 2000.

1/ Hovmand, M and Kemp, K. Tungmetalnedfald i Danmark 1998. /5

Faglig rapport fra DMU, nr. 313. Miljø- og Energiministeriet. Danmarks Miljøundersøgelser. www.dmu.dk. 2000.

Ellermann, T, H /52/ ertel, O, Skjøth, C. A, Kemp, K, & Monies, C.

NOVA 2003. Atmosfærisk deposition, driftsrapport for luftforurening rks i 2003. Faglig rapport fra DMU, nr.520. Miljøministeriet. Danma

Miljøundersøgelse. www.dmu.dk. 2004.

3/ Ellermann, T, Hertel, O, Skjøth, C. A, Kemp, K, & Monies, C.

se.

/5NOVA 2003. Atmosfæriske deposition 2003. Faglig rapport fra DMU, nr.519. Miljøministeriet. Danmarks Miljøundersøgelwww.dmu.dk. 2004.

Kemp, K. and Palmgre /54/ n, F. Air Quality Monitoring Programme.

Annual Summary for 2003. NERI Technical Report No. 497.

/55/ ortensen, L. Naturens tålegrænser for luft-

forurening. Temarapport nr. 7. Danmarks Miljøundersøgelser. 1996.

/56/ s of Heavy Metals in Sweden. Water, Air, and Soil Pollution. Kluwer.

Danmarks Miljøundersøgelser. 2004.

Strandberg, M. and M

Rühling, Å and Tyler, G. Changes in Atmospheric Deposition Rate

1, 311 - 323. 2001.

56

7/ Schwesig, D. and Matzner, E. Pools and fluxes of mercury and y. The Science

of the Total Environment. 260

/5methylmercury in two forested catchments in German

, 213 - 223. 2000.

/58/ D. W., & Tribouillard, T. Physical and Chemical Characteristics of Urban Snow Residuals generated from

Sansalone, J. J., Glenn III,

Traffic Activities. Water, Air, and Soil Pollution. Kluwer. 148, 45 - 60. 2003.

9/ Bäckström, M, Nilsson, U, Håkansson, K, Allard, B, & Karlsson, S. /5

Speciation of heavy metals in road runoff and roadside total deposition. Water, Air, and Soil Pollution. Kluwer. 147, 343 - 366. 2003.

0/ Danmarks Miljøundersøgelser, Overvågning af luftkvalitet med /6

målinger. Luftforurening i danske byer: Niveauer og tendenser.Tungmetaller 2003, www.dmu.dk. 27-8-2004.

1/ Heidam, N. Z. Det atmosfæriske Baggrundsovervågningsprogram.

arks

/62/ Comparison

between corrosion rates and runoff rates from new and aged copper

/6Datarapport for 2. kvartal 2003. Januar. Miljøministeriet. DanmMiljøundersøgelse. 2004.

Odnevall Wallinder, W. He. I. and Leygraf, C. A

and zinc as roofing material. Water, Air, and Soil Pollution: Focus. 1, 67 - 82. 2001.

Bergbäck, B, /63/ Johansson, K, & Moldenhauer, K-M. Urban Metal

Flows - A case study of stocholm. Review and conclusions. Water, Air, and Soil Pollution: Focus. 1, 4, 3 - 24. 2001.

Arnbjerg-Nielsen, K., Hansen, L., Hasling, A. B., Clauson-KHansen, N. J., Carlsen, A., Stenström, T.

/64/ aas, J.,

A., & Ottoson, J. Riskovurdering af anvendelse af opsamlet tagvand i private havebrug.

/65/ ilder til tungmetaller og

miljfremmede stoffer i landbrugsjord. Skov- og naturstyrelsen.

Økologisk byfornyelse og spildevandsrensning, nr. 38. Miljøstyrelsen. 2003.

Kjølholt, J., Poulsen, T. S., & Hansen, J. H. K

www.sns.dk. 1998.

Miljøstyrelsen, Pressemeddelse: Grillkul og -briketter indeholder iksundhedsfarl

/66/ ke

ige mængder tungmetaller, www.mst.dk. 29-6-1999.

er

analys. 16-6-1997.

/67/ Burman, L. and Johansson, C. Utsläpp och nedfall av metaller und

Vattenfestivalens fyrverkerier. Stockholms luft- och Bulleranalys. slb

57

/68/ rbrug.dkForbrug.dk, Lugten af nytår, www.fo . 2003. /69/ Århus Amt, Nytårsfyrværkeriet gav Århus andet end fest og farver,

www.aaa.dk. 17-1-2001.

Århus Amt, Forbud mod bly - fyrværkeri, www.aaa.dk /70/ . 15-7-2004.

Forbrug.dk, Lugten af nytår, www.forbrug.d /71/ k. 2003.

shrestha, M-e to heric

/72/ Kulshrestha, U. C., Nageswara, T., Azhaguvel, S., & Kul

J. Emissions and accumulation of metals in the atmosphere ducrackers and sparkles during Diwali festival in Indial. AtmospEnvironment. 38, 4421 - 4425. 2004.

/73/ Brorström-Lundén, E. Mätningar av organiska föreningar i luft och

deposition vid Svenska västkusten. Institut för Vatten- och Luftvärdsforskning, Sverige. 1991.

4/ Brorström-Lundén, E and Löfgren, C. Atmospheric fluxes of

tal Pollution. 102

/7persistent semivolatile organic pollutants to a forest ecological systemat the Swedish West coast and accumulation in spruce needles. Environmen , 139 - 149. 1998.

/75/ Halsall, C. J, Coleman, P. J., Davis, B. J., Burnett, V., Waterhouse, K.

S., Harding-Jones, P., & Jones, K. C. Polycyclic aromatic hydrocarbons in U.K. urban air. Environ. Sci. Technol. 28, 13, 23802386. 1994.

-

polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in two UK cities.

/76/ Halsall, C. J, Coleman, P. J., & Jones, K. C. Atmospheric deposition

of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/difurans (PCDD/Fs) and

Chemosphere. 35, 9, 1919 - 1931. 1997.

Prevedouros, K., Brorström-Lundén, E, Halsall, C. J, Jones, K. C.,Lee, R. G. M., & Sweetman, A. J. Seasonal and long-

/77/

term trends in atmospheric PAH concentrations: evidence and implications. Environmental Pollution. 128, 17 - 27. 2004.

Jaarsveld, van J. A., Pul, van W. A. J., & Leeuw, de F. A. A. M. Modelling Transport and Deposition of Persistent Organ

/78/

ic Pollutents in the European Region. Atmospheric Environment. 31, 7, 1011 -

/79/ i H. Estimation of PAH dry

deposition and BaP toxic equivalency fastors (TEFs) study at Urban,

1024. 1997.

Fang, G-C, Chang, K-F, & Lu, C. Ba

Industry Park and rural sampling sites in central Taiwan, Taichung. Chemosphere. 55, 787 - 796. 2004.

0/ Hout van den, K. D., Bakker, D. J., Berdowski, J. J. M., Jaarsveld,

, J. E.,

lity of European Forest Soils and the North Sea. Water, Air, and Soil Pollution. 109

/8van J. A., Reinds, G. J., Bril, J., Breeuwsma, A., GroenenbergVries de, W., Pagee van, J. A., Villars, M., & Sliggers, C. J. The impact of Atmospheric Deposition of Non-acidifying substances on the qua

, 4, 357 - 396. 1999.

/81/

Laboratory Screening of Air Quality in Urban Environment.

Guidotti, M., Giovinazzo, R., Cedrone, O., & Vitali, M. Determination of Organic Micropollutants in Rain Water for

Environment International. 26, 23 - 28. 2000.

Nielsen, T., Jørgensen, H. E., Poulsen, M., Jensen, F. P., L /82/ arsen, J. C.,

Poulsen, M., Jensen, A. B., Schramm, J., & Tønnesen, J. Traffic PAH

3/ Yang, H-H, Lee, W-J, Theen, L-J, & Kua, C-W. Particle size

and other Mutagens in Air in Denmark. Miljøprojekt nr 285. Miljøstyrelsen. 1995.

/8distribution and PAH content of road dusts. J. Aerosol Sci. 28, 125 - 126. 1997.

4/ Fromme, H., Lahrz, T., Piloty, M., Gebhard, H., Oddoy, A., Rüden, &

/8H. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Inside and Outside of Appartments in an Urban Area. Science of the Total Environment.326, 143 - 149. 2004.

/85/ Hansen, K. J., Vikelsøe, J., & Madsen, H. Emission af dioxiner fra

pejse o

g brændeovne. Miljøprojekt nr. 249. Miljøstyrelsen. 1994.

e, A.,

jøstyrelsen. 1990.

n of Chemicals to Humans

Polynuclear Aromatic Compounds, part 4, Bitumens, Coal tars and

/88/ M., & Chevreuil, M. Atmospheric Deposition

of Organochlorines (PCB´s and Pesticides) in Northern France.

/86/ Dyrnum, O., Warnøe, K., Manscher, O., Vikelsøe, J., Grov

Hansen, K. J., Nielsen, P. Aa., & Madsen, H. Emmissions-undersøgelse for pejse og brændeovne. Dioxin, PAH og mutagen aktivitet. Miljøprojekt nr. 149. Mil

/87/ IARC, International Agency for Research on Cancer. Monographs o

the Evaluation of Carcinogenic Risk

derived products, shale oils and soots. IARC. 35, 1995.

Teil, M. J., Blanchard,

Chemosphere. 55, 501 - 514. 2004.

58

59

/89/ cosystems in Scandinavia.

NORD 1990:22. Nordic Council of Ministers. 1990.

/90/ rning as a source of PCDD/Fs, PCB´s and

PAH to the UK atmosphere. Environ. Sci. Technol. 34

Skärby, L. and Gould, R. The Presence, Accumulation and Potential Impact of Organic Compounds on Forest E

Lohmann, R, Northcott, G. L., & Jones, K. C. Assessing the contribution of diffuse bu

, 2892 - 2899.

/91/ ospheric PCBs and Organochlorine

pesticides in Birmingham, UK: concentrations, sources, temporal and

2000.

Harrad, S. and Mao, H. Atm

seasonal trends. Atmospheric Environment. 38, 1437 - 1445. 2004.

2/ Manz, M., Wenzel, K-D, Dietze, U, & Schüürmann. Persistent /9Organic Pollutants in Agricultural Soils of central Germany. The Science of the Total Environment. 277, 187 - 198. 2001.

3/ Garcia-Alonso, S. and Pérez-Pastor, R. M. Occurrence of PCBs in /9

ambient air and surface soil in an urban site of Madrid. Water, Air, and Soil Pollution. 146, 283 - 295. 2003.

4/ Lee, W-J, Su, C-C, Sheu, H-L, Fan, Y-C, Chao, H-R, & Fang, G-C.

Monitoring and modeling af PCB dry deposition in urban area. Journal of Hazardous Materials. 49

/9

, 57 - 88. 1996. /95/ Andersson.M., Ottesen, R. T., & Volden, T. Building materials as a

source of PCB pollution in Bergen, Norway. Science of the Total Environment. 325, 139 - 144. 2004.

/96/ Vikelsøe, J. Dioxin målerapport. Statusrapport april 2004. DMU.

2004. /97/ Lieshout, L. Van., Desmedt, M, Roekens, E., Fré, R. De.,

Cleuvenbergen, R. Van, & Wevers, M. Deposition of dioxins in Flanders (Belgium) and a Proposition for guide values. Atmospheric Environment. 1, 883 - 890. 2001.

/98/ Allerød kommune. Notat og korrespondance, bl.a. fra MST, DMU

vedr. Bantax-brand i Allerød. 2000. /99/ Scheicher, O., Jensen, A. A., & Boe-Hansen, R. Måling af

dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder. Miljøprojekt nr. 649. Miljøstyrelsen. 2001.

/100/ Dyke, P. H., Wenborn, M. J, Coleman, P. J., Woodfield, M. J., &

Rose, C. L. A Review of Dioxin Releases to Land and Water in the

60

ion 3. Environment Agency. Research & Development. www.environment-agency.gov.ukUK. Publicat

. 1997.

Thompsen, M. and Carlsen, L. Phthalater i Miljøet. Opløselighed, Sorption og transport. Faglig rapport fra DMU, nr. 249. Miljø- og Energiminister

Hoffmann, L. or phthalater - Forbrug, bortskaffelse o rne i Danmark. Miljøprojekt nr. 320. Miljøstyrelsen. 1996.

Nielsen, U., Pedersen, B. M., Bilvaskhaller. . Miljøstyrelsen. 2000.

/ Remberger, M., Sternbeck, J., Palm, A., Kaj, L, Strömberg, K., & Brorström-Lundén, E. The Environmental occurrence of Hexabromocyl . Chemosphere. 54

/101/

iet. 1998. /102/ Massestrømsanalyse f

g udslip til omgivelse

/103/ Larsen, H. F., & Knudsen, H. H.

Miljøprojekt nr. 537 /104

ododecane in Sweden , 9 - 21. 2004.

/ Working group ckage WP1- 5. Report 1. Integrated Soil and Water Protection: Risks from Diffuse Pollution. SOWA. http://www.uni-tuebingen.de/sowa/sites/index.html

/105 s from work pa

. 2004.

61

14. Ordliste

Ordliste

µg microgram = 10-6 g

ADBI

AHTN

at rmede kulbrinte, f.eks. benzen

P en

en et ved vakuumdestillation af d de flygtige komponenter fjernes.

P aggrundsovervågningsprogram program

Co

Cr

tal

loro-

thalat

ion ld

Celestolide, duftstof

AHDI Phantolide, duftstof

Tonalide, duftstof

Al Aluminium, metal

Arom Umættede ringfo

As Arsen, metal

ATII Traseolide, duftstof

Ba Barium, metal

BaP Benzo(a)pyren

Bghi Benzo(ghi)peryl

Bitum Et beg producertungolie, hvorve

BO Det atmosfæriske B- internationale

BzBP Butylbenzylphthalat, phthalat

Cd Cadmium, metal

Cobalt, metal

Chrom, metal

Cu Kobber, me

DDE Dichloro-diphenyl-dichloroethylen er etnedbrydningsprodukt af DDT

DDT Dichloro-diphenyl-trichlorethan; 1,1,1-trich2,2-bis(p-chlorophenyl)ethan, pesticid

DEHP Di(2-ethyl-hexyl)phthalat, ph

Deposit Nedfald af stoffer, f.eks. atmosfæriske nedfa

DMU Danmarks miljøundersøgelser

DnBP Dibutylphthalat, phthalat

DPMI Cashmeran, duftstof

Ordliste

DTV Videncenter Danmarks Tekniske

Fossilt brændsel ds tryk- riale.

, pesticid

etal

CB of

emetode

LMP Landsdækkende uftkvalitetsmåleprogram for

m = 10-3 g

ng

A for Overvågning af vandmiljøet

Aromatiske Hydrocarboner omfatter

eller flere aromatiske ringe. PAH kan være usubstituerede eller alkylsubstituerede.

Pb Bly, metal

PBB Polybromerede biphenyler, bromerede flammehæmmere

PBDE Polybromerede biphenylethere, bromerede flammehæmmere

PCB Polychlorerede biphenyler,

PCDD Polychlorerede dibenzo-p-dioxiner, dioxin

PCDF Polychlorerede dibenzofuraner, dioxin

PCN Polychlorerede naphthalener

PFOS Perfluoroktanylsulfonat

Et brændstof, der er udvundet fra en geologiskaflejring, og som er dannet ved længere tiog temperaturpåvirkning af organisk mate

HBCD Hexabrom cyklododecan, bromerede flammehæmmere

HCB Hexachlorbenzen

Hg Kviksølv, m

HH Galaxolide, duftst

HPLC Højtryksvæskekromatografi, analys

Lluftkvaliteten i byområder i Danmark.

mg Milligra

Mn Mangan, metal

MST Miljøstyrelsen

nanogram = 10-9 g

Ni Nikkel, metal

NOV Nationale Program

PAH Polycykliskeet utal af kulbrinter(forbindelser, som alene indeholder kulstof og brint), der består af to

62

Ordliste

pg Pictogram = 10-12 g

PM 2,5 Partikler med en diameter mindre end 2,5 µm

PM10 Partikler med en diameter mindre end 10 µm

POP Persisente organiske forurenende stoffer

Pyroteknisksats Det aktive indhold i en fyrværkeriartikel, dvs. de kemikalier, der dels sender f.eks. en raket til vejrs og dels fremkalder fyrværkeriets visuelle effekter)

Sb Antimon, metal

Sn Tin, metal

Sr Strontium, metal

TBBP A Tetrabrombisphenol A, bromerede flammehæmmere

TEQ Toksiske ækvivalenter til Sevesodioxin

TS Tørstof

UK-EPA United Kingdom Environment Agency

UNECE United Nations Economic Commision for Europe

www.unece.org/env

US-EPA United States Environmental Protection Agency

Va Vanadium, metal

Zn Zink, metal

γ-HCH γ-hexachlorcyclohexan (Lindan), pesticid

63

64

65

gister 15. Stikordsre

Stofliste og kilder side

Affaldsforbrænding

23

Al

ing 13

12

11;28;76;78;108;

11

Atmosfæriske nedfald

Be

Bly

Pb, forbud 11

Bor

Kunstgødning 13

Brom

Brændeovne

PCB

uminium

Beklædn

Inddækning

As


117

Byggemateriale-imprægneret træ 81

Imprægneret træ 13

Skorstensrøg

PAH, BaP 18

nzo(a)pyren

BaP 18

erede flammehæmmere

PBB, PBDE, TBBPA 38


Dioxin 28

PAH, BaP 19

Bu

Atmosfæriske nedfald 8

Ca

11

Cd

Atmosfæriske nedfald 11;76;78

øg 11

Trafik 12

Cr

Atmosfæriske nedfald 11;78

11

11

Cu

ske nedfald 11;78

Beklædning til bygninger 13

lkdeposition

dmium

Cd, forbud

Kulfyrede kræftværker 11

Skorstensr


Kulfyrede kræftværker

Overfladebehandling 11

Skorstensrøg

Atmosfæri

Bilbremser 12

66



Kunstgødning 13

Trafik 12

DDT

(DDT+DDE) Pesticide 32

Di-(2-ethyle-hexyl) phthalat

DEHP 35

Dioxin

Atmosfæriske deposition 27;114

Duft

Parfume,detergenter,m.v. 39

Elektronikudstyr

PCB 23

Fe

rganisk materiale

18

Fugem

PCB 23

Fyrværkeri

Cu, Co, Hg, Mn, Ni, Sr, Va, Zn 14

Grillstegning

stoffer

Kunstgødning 13

Forbrænding af o

Dioxin 27

Fossilt brændsel

PAH, BaP

asse

Al, Sb, As, Ba, Pb, Cd, Cr,

67


Dioxin 29

HBCD

m cyklododecan 38

HCB

hlorbenzen 32

HCH

ndan 32

Hexabrom cyklododecan

Hexachlorbenzen

Hg

Affald og maling 11

ke nedfald 8

silt brændsel 11

Hydraulikudstyr

rægneret træ

Ko

PCB 23

Hexabro

Hexac

LI

HBCD 38

HCB 32

Atmosfæris 11;7

Fos

PCB 23

Imp

Kilder til

As, Cr, Cu, tjære, pentachlorphenol 13;81

PAH 19

ndensatorer

68


Ku

Cu, Mn, Fe, Zn, Mo, B, Cl, Na 13

Kv

11

Lin

HCH 32

Mo

Ni

æk 11

19

Pb

11;78

Blyinddækning 12

12

PBB

nstgødning

iksølv

Hg, forbud

dan

Kunstgødning 13


Bild

Skorstensrøg 11

Nikkel

Ni, forbud 11

PAH

Brændeovne 19

Imprægneret træ


Skorstenrøg 11

Trafik

69


PolyBromerede Biphenyler 38

PBDE

ere 38

PCB

23

Fugemasse 23

veksler 23

PC

ner 39

Pe

S 39

PF

ylsulfonat 39

Ph

35

pla le

35

Pla

romerede flammehæmmere 38

Po ler

PolyBromerede DiphenylEth

Brandehæmmende

Kondensatorer 23

transformere 23

Varme

N

Polychlorerede naphthale

rfluoroktanylsulfonat

PFO

OS

Perfluoroktan

thalater

Plaststoffer

st og polymermateria

Phthalater

stmaterialer

B

lyBromerede Bipheny

PBB 38

70


Po

PCB 23

Polychlorerede naphthalener

Po

agvand

PAH, BaP 20

Tungmetaller 14

TBBPA

TetraBromoBisPhenol A 38

TetraBromoBisPhenol A

TBBÅA 38

Trafik

Kilder til Pb, Cu, Cd, Zn 12

Transformere

PCB 23

Tørdeposition


Våddeposition


Zn


Beklædning 13

lychlorerede biphenyler

PCN 39

lycykliske aromatiske kulbrinter

PAH 18

T

71


Bildæk 11

Kunstgødning 13

Overfladebehandling 11

Tagrende 12

Trafik 12

72

Stoffer og kilder på kryds og tværs Bilag 1

Stoffer og kilde

r

Stof Spredningsveje Kilder

Bly tmosfæriske nedfald ker A Kulfyrede kræftvær Skorstensrøg Fyrværkeri

verfladestrømning i gnvand

ge Ore

Bildæk slita

Trafik Jordforurening Blymaling (kun gl. bygninger)

ing (kun gl. bygninger) Blyinddækn Deponering Træaske Aske fra træ og grillbrikketer Kunstgødning

Arsen tmosfæriske nedfald A Fyrværkeri Skorstensrøg

verfladestrømning i gnvand

Ore

Byggemateriale

Imprægnerede træ Deponering Aske fra træ og grillbrikketer Træaske

Cadmium tmosfæriske nedfald tværker A Kulfyrede kræf Trafik Fyrværkeri Skorstensrøg Overfladestrømning i

regnvand Byggemateriale

Deponering Træaske Aske fra træ og grillbrikketer Kunstgødning

Chrom Atmosfæriske nedfald Skorstensrøg Kulfyrede kræftværker Overfladestrøm

Fyrværkeri Byggemateriale ning i


regnvand Overfaldebehandling

eponering

Imprægnerede træ Maling og lak D Træaske Flyveaske

obber e nedfald a trafik

Kunstgødning Kulfyrede kræftværker

K Atmosfærisk Emission fr Fyrværkeri Overfladestrømning i

regnvand Bilbremser

Overfladestrømning fra trafikken Overfaldebehandling

eponering

Imprægnerede træ Metaltag Maling og lak Byggemateriale D Flyveaske Træaske Flyveaske Kunstgødning

ikkel tmosfæriske nedfald eri N A Fyrværk Afbrænding af olie Overfladestrømning i

regnvand Bildæk

Metallegering Byg gemateriale

Deponering Træaske Bitumen Flyveaske Kunstgødning

Zink tmosfæriske nedfald k A Emission fra trafi


Overfladestrømning i regnvand

Metallegeringer

Overfladestrømning fra trafikken

eponering

Byggemateriale Bildæk Metaltag Maling og lak Tagrende D Flyveaske Kunstgødning

Kviksølv tmosfæriske nedfald rker A Kulfyrede kræftvæ Fossilt brændsel

verfladestrømning i maling Oregnvand

Gammel plast

Deponering Chloralkali anlæg Træaske

PAH Atmosfæriske nedfald Fossilt Brændsel

Gas- og oliefyr

g brændeovne

Biludstødning

Pejse - o Overfladestrømning i

regnvand Vejstøv

Bildæk Imprægnerede træ Tagvand Deponering Tjæreholdig asfalt Aske fra afbrænding af tjæreholdig

træ

PCB tmosfæriske nedfald A Transformere Kondensatorer

ksler k udstyr

er

Varmeve Elektroni Hydraulikudstyr Vakuum pump


Affaldsforbrænding Overfladestrømning i

gnvand t, lim, papir

reStabilisator i plas

Brandhæmmende materiale

oruder

ioxin tmosfæriske nedfald l

Fugemasse Maling Fugetætning til term

D A Fyrværkeri og bå Forbrænding af affald

oligopvarmning Brand

Brændeovne Overfladestrømning i

regnvand Spildevand og slam

Trafik og bilos B

Deponering Flyveaske

Bromerede flammehæmmere

Atmosfæriske nedfald Emission fra elektriske og elektroniske produkter

Brande Overfladestrømning i

regnvand Isolerings skum

Plastmateriale Elektriske og elektroniske produkter

Phthalater Atmosfæriske nedfald Emission fra plast Overfladestrømning i

regnvand Polymermateriale

Undervøgnsbelægning, biler Plasttryk på tøj

HCH Ikke kortlagt Pesticid

HCB Ikke kortlagt Pesticid

DDT Ikke kortlagt Pesticid

PCN Ikke kortlagt Varmetransmissionsvæske Hydraulikolie


Skæreolie Immersionsolie

Brandhæmmere

Ikke kortlagt prægnering af tekstiler, papir, m.v.

Pesticid

PFOS Im Maling og lak Rengøringsmidler

Brandhæmmere

fer Ikke kortlagt Kosmetik

Duftstof midler

Rengørings

Kilder og stoffer

Kilder Stof

Afbrænding af affald Dioxin, PAH, BaP, Hg

Asfaltpap PAH, Ni

Beklædning Cu, Zn, Pb

Bilbremser Cu

Bil dækslitage Ni, Zn

Bildæk Ni, Zn

Bilos PAH, dioxin, Ni, Cu

Blyholdig benzin Pb

Brandhæmmere Bromerede brandhæmmere, PCB

Flyveaske Cr, Mn, Fe, Ni

Fugemasse PCB

Fyring med olie Ni

Fyrværkeri As, Pb, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Zn, Sb, Al, Ba, Co, Mn, Sr, Va, Dioxin?

Gødning Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn

Imprægnering af tøj PCB, PCN, PFOS

Inddækning (gl. bygninger) Pb, Zn

Kulfyrede kræftværker PAH, BaP, Cr, Pb, Cd, As, Cd, Dioxin

Maling (gl. bygninger) Hg, PCB, Pb

Metallegering Zn, Ni

Overflade behandlinger Zn, Cr

Plastmaterialer Phthalater, PCB

Skorstensrøg Pb, Cd, Hg, Ni, As og Cr., Dioxin, PAH, BaP

Transformer PCB, PCN

Træ Cu, Cr, As, PCP, PAH

Træaske Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn, Dioxin

dsdata og beregning af

lsrelaterede bidrag mlet regnvand

3.4

er

Bilag 2 Baggrunakkumulerede bidrag til jorden, tungmetaller

B2-1 Tungmetaller B2-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder B2-2.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden B2-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B2-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning B2-3.1.1 Trafik B2-3.1.2 Boligopvarmning B2-3.1.3 Lokalt nedfald fra trafik og boligopvarmning B2-3.2 Bidrag fra byggematerialer

B2-3.3 Diverse livssti B2-3.3.1 Vanding med opsa

B2-3.3.2 Jordforbedring mv. B2-3.3.3 Fyrværkeri B2- Det skønnede lokale bidrag til jorden B2-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområd

2-1 Tungmetaller

14, , cadmium (Cd), kviksølv

g) og nikkel (Ni) i de fleste produkter, og indførelsen af krav om

el i atmosfærisk luft stammer især fra afbrænding f olie, medens indholdet af chrom, arsen, kviksølv og cadmium stammer fra

yrede tvær /19/. om og zink (Zn) indgår i mange rfladbehandlinger/galvanisering, ligesom sli aterialer frigiver chrom- eller zinkholdigt støv til miljøet, /20/. Zink og nikkel anvendes i metallegeringer

ildæ . Me tilføres desuden landbrugsjo sp r igø , j ska spild ss hu ød 9/

ion iks r fr ræn af fa ald nd ealing, som tidligere indeholdt ølv on in el, d din os nds

ler:

A B2-3 Lokale kilder til diffus jordforurening

2-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder

Atmosfæriske et i det øverste 30-50 cm jordlag arealer i b gså på arealer fjernt fra

ild DM tag verv g a al i D k, edfald af tungmetaller bestemmes på basis af en kombination af målinger og

målinger ved 8 er i Danmark i forbindelse det Nationale Over-

gningsprogram for Vandmiljøet (NOVA 2003) og Det Atmosfæriske d

t -

nde en duktion i emissioner i både Vest- og Østeuropa over de sidste 10 år, /3/.

oprindelse, såsom jordstøv og flyveaske fra kulfyrede anlæg, /3/.

B Anvendelse af tungmetaller har været faldende de sidste 10-20 år, /12, 13, 15, 16, 17, 18/. Der er forbud mod brug af bly (Pb)(Hkatalysatorer i nye biler og omlægning til blyfri benzin har reduceret blyemissionen væsentligt. Bedre rensning af skorstensrøg har også reduceret mængden af mange tungmetaller så som bly, cadmium, nikkel, arsen (As) og chrom (Cr). Indholdet af nikkakulf kræf ker, Chr ove e-

tage af m

samt i b k tallerne rd via orstoffe handels dning ordbrug lk, evand lam og sdyrg ning, /1 . Emiss af kv ølv ske a afb ding st aff , heru er gamm l plastm kviks som k server gsmidd og veafbræn g af f silt bræ el. Bilaget er struktureret i følgende tre kapit • B2-2 tmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder •• B2-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til jorden i byområder. B

nedfald af tungmetaller forøger ikke alene tungmetalindholdyer, men o

punktk erne. U fore er o ågnin f luftkv iteten anmar og nmodelberegninger, /3/. Bulkdepositionen bestemmes ved DMU´s månedlige

målestationvåBaggrundsovervågningsprogram (BOP). De laveste koncentrationer findes vekyststationer, mens bynære stationer viser højere niveauer for blandt andekobber. Det er antaget, at størstedelen af tungmetaller skyldes forbrændingsprocesser, hvor partikelstørrelsen typisk er mellem 0,1 og 1 µm. Partikler fra mekaniske processer er ofte større og deponeres hurtigere, dvs. tættere på kilden end de små partikler. Tungmetaller i atmosfæren i Danmark stammer for størstedelen fra kilder uden for Danmark, og der ses gennemgåereBlyemissionen i Danmark er dog faldet væsentlig de sidste 5 år sammenlignet med Vest- og Østeuropa, /3/. Indhold af chrom, mangan, jern og nikkel har hovedsagelig en mineralsk

Danmark. Omkring byer, industrielle punktkilder og andre kilder kan der

rventes et højere bidrag til det lokale jordmiljø.

r

Beregningerne af atmosfærisk nedfald er baseret på gennemsnitsniveauerne i

fo I tabel B2.1 er der, baseret på våddepositionen i 5-7 målestationer fordelt oveDanmark, /28, 50, 51/, vist en oversigt over det gennemsnitlige metalnedfald i Danmark i perioden 1985 - 2002. Tørdepositionen er vurderet til at være ca. 20 - 30 % af våddeposition, /3/.

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn Ref. År Nedfald µg/m år ²/

1985* - 8.500 100 730 2.500 750 14.300 /28/ 1990* 180 2.600 2 320 .500 320 8.500 /28/ 6 1 1998 171 1.300 41 150 900 320 9.300 /51/ 1999 109 1.041 31 125 790 210 7.97 /502 / 2002 125 1.015 36 121 753 225 7.493 /3/ 2003 106 931 8 115 994 222 6.163 /52/ 3* Beregnet fra moseundersøgelser via, /28/.

abel B2.1 Målte tungmetalnedfald (våddeposition) i Danmark 1985 - 2003.

I tabel B2.2 er rk, /53/.

T

vist den beregnet samlede deposition til landområder i Danma

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn Ref. År

Årlig deposition estimeret fra bulk-opsamlet våddeposition µg/m²/år

2003 131 1.164 48 135 1.067 291 6.717 /53/ Tabel B2.2 Beregnet årlig deposition til landområder i Danmark i 2003,

efter, /52 .

Nedfaldet af tungmetaller har været nedadgående de sidste 10 år, /3/, hvilket s reduktion i em nern grund af rensning af røggasserne fra

dustrien, kraftvarmesektoren og affaldsforbrænding. Hovedreduktionen i

siden 1978, og et i 1994. Den procentvise reduktion, baseret på data fra tabel B2.1, er vist i figur B2.1. Især for bly ses et signifikant fald, men der ses en generel tendens for de fleste metaller, /3/. Som nævnt er tungmetalnedfald blevet målt i landområder, men ikke i byerne. I tabel B2.3 sammenlignes målinger af luftforurening i byerne og på landet. Som det ses af tabel B2.3, er der mindre end én størrelsesorden forskel i luft-målinger i byerne og på landet. DMU´s undersøgelser har vist, at der for bare

/

skylde issio e påinblyemissionen skyldes udfasning af blyholdig benzin, som er blevet reguleret

som er fuldstændigt udfas

0

20

40

60

80

100

1985 1990

1998 1999 2002 2003

% re

dukt

ion

ZnNiCrPb

0

20

40

60

80

100

1985 1 1998 19 2002 20

% r

ion

990 99 03

eduk

t

AsCdCu

B2.1 Tidsudvikling i tungmetalnedf anmark ggrund

på nde,

4/. Et lignen et for Cu og Cr, og målinger ved vejkant

Figur ald i D , pa ba af

data i tabel B5.1. 10-15 år siden var en væsentlig større forskel i luftmålinger i byerne oglandet, men luftforurening med Pb og Zn i byerne har siden været falde

de fald er ikke observer/5på H.C. Andersens Boulevard har vist en stigende tendens over de sidste 10 år, som kan fortolkes som et øgede bidrag af Cu og Cr fra trafikken.

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn ng/m³

Maks. gns. for enkelstation

1,1 21* 1 14 100* 5,4 102*

København (4 st.) 0,9 13 0,7 10 47 3,8 50Odense (1 st.) 1,1 19 0,8 5 43 3,3 65Århus (2 st.) 1,0 10 0,5 4 20 4,9 32Aalborg (1 st.) 0,8 9 0,9 5 23 3,1 34Keldsnor** (1 st.) 0,7 9 0,7 - 5 2,8 27* Vejkant H.C. Anders

* Baggrundsstation vens Boulevard.

* ed Keldsnor Fyr på Sydlangeland.

ationer (st.) i byerne og på

missions-ængderne, jf. tabel B2.4, fra danske kilder væsentlig mindre end nedfalds-

mængderne lket der, væs ig de tung ned et måstamme fra fjernere liggende kilder. I ta r størrelsen af emissionen fra

ge i D ark et.

Tabel B2.3 Gennemsnitlige indhold af tungmetaller i luftmålinger på

døgnbasis fordelt over flere målestlandet i Danmark i 2003, /54/.

DMU har estimeret den årlige tilførsel (emissionsmængde) af metaller til dansk ord via nedfald fra atmosfæren, /3/, jf. tabel B2.4. Imidlertid er ej

m, hvi bety at en entl l af metal fald

bel B2.5 eforskelli

kilder anm skønn

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn Nedfald ton/år

2002 5,4 44 1,5 5,2 32 10 322 Tabel B2.4 Estimerede årlig emission af metallerne til det danske landar

(43.000 km²) i 2002, /3/. eal

Cd Pb Hg* Total emission i 2002 ton/år Energiindustrien 0,23 2,33 0,66Produktionsvirksomheder og anlæg 0,24 1,10 0,28Transport 0,04 1,4 0,01Andre sektorer 0,15 0,36 0,23Gasemissioner fra brændstof 0 0 0Industrielle processer 0,005 0,07 0Total 0,66 5,25 1,19

ematisk målinger af kviksølv i Danmark, men koncentrationerne er anslået til at ligge mellem 1 og 20 ng/m³, /55/.

Tabel B2.5 Fordeling af emission af metaller fra forskellige kilder i

Danmark i 2002, /3/.

ved nedfald af Pb, Hg og Cd blevet undersøgt i et gt fo ning ogra ra 1 -200 21/. % a dfal i de dligeige mer an nde en det red æ tli er d

sidste 10 år. Det er vurderet, at over 50 % af jordens indhold af Pb i dag me r 19 re Ne f P Cd åed it h unk

i 1960érne. Pb stammer primært fra blyholdig benzin, mens Cd og Hg primært mer kraft rke afbr ding ul. fald stigh ern Pb,g H 995 r ku nho is og % rdi fra

atisk omkring 1990, da ch ie g ukk Øs a. N dfal Hg i t s

Sverige er i 2000 omkring 5-10 µg/m²/år, /21/. Det er vurderet, at der i den ske un ke ku eri g b ho is g

ol

* Det bemærkes, at der ikke er foretaget syst

I Sverige er tidsudviklingen 5-åri rsk spr m f 995 0, / 80 f ne det t sy Sver kom fra dre la , m nedfal er uceret v sen gt ov e

stam r fra fø det århund de. dfald a b, , Hg n e s øjdep t

stam fra væ rnes æn af k Ned sha ed e for Cd o1968/1970, /56/. Våddeposition af Hg er

g i 1 va n he ldsv 11, 24faldet d

31 ram

af væ erne

flere lorakal anlæ blev l et i teurop e d af de ydlige

sven skovb d s r en ak mul ng af H og P på hen ldsv 0,2 o0,5 % pr. år, /21/. Nedfald af kviksølv i løvskov og nåleskov i Tyskland i 1999 er beregnet til atudgøre henh dsvis 0,26 og 0,34 µg/m²/år, /57/. B2-2.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til jorden Ved anvendelse af de samlede nedfald på landområder for 2003 (tabel B2.2) er den årlige tilførsel af metaller til jorden beregnet, se tabel B2.6.

As Pb Cd Cr Cu Hg* Ni Zn µg/kg/år Stofinput/år til e 2 0,089 0,25 2,0 0,019 0,54 12 t kg jord 0,24 2,

* Svenske nedfald på 0,01 mg/m²/år i 1996 er anvendt, /21/. Tabel B2.6 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i Danmark fra

fjerne og regionale kilder i 2003. Det skal bemærkes, at forvitringsprocesser kan udløse udvaskning af tung-metaller, ligesom metallerne kan optages i planter og blive returneret til jorden

ed kompostering. Disse processer kan påvirke akkumuleringen af

rurening

holm

vtungmetaller i jorden, /11/. B2-3 Lokale kilder til diffus jordfo I Sverige er der foretaget en massestrøms analyse af tungmetaller i Stockfordelt over forskellige sektorer. Siden indførelsen af restriktioner i anvendelsen af Pb, Cd og Hg er der set en stigning i anvendelse af Cu og Zn. Resultaterne summeres i tabel B2.7.

Total Infrastruktur Bygninger Husholdning Industri Køretøj Stof

Tons/år % tons/år % tons/år % tons/år % tons/år % tons/år %

Cd* 101 100 14 14 20 20 19 19 36 36 12 12

Cr 5.470 6 100 120 2 1.200 22 2.400 44 870 16 880 1

Cu 122.300 100 69.000 56 35.000 29 5.800 5 7.900 6 4.600 4

Hg 6,92 3 100 0,2 3 0,32 5 5,6 81 0,6 9 0,2

Ni 2.469 100 19 1 260 11 1.200 49 600 24 390 16

Pb 52.440 10 1.400 3 540 1 6.700 13 0 35.000 67 8.800 17

Zn 28.300 0 14 100 3.200 11 12.000 42 2.800 10 6.300 22 4.00

*

Eksklusiv 20 tons Cd som urenhed i Zn.

Tabel B2.7 Oversigt over fordeling af metaller i produkter og materialer i Sverige i 1995, /24/.

I tabel B2.7 ses det, at byggematerialer til infrastruktur og bygninger er de væsentligste kilder til anvendelse af kobber, zink og bly, mens chrom, kviksølv

3.1.1 TrafiUndersøgelserne af jordforurening forhøjede indhold af tungmetaller, Pb, Cu, Cd og Zn inden for en afstand af 0-15 m fra vejkanten,

unde gme i over adeafst mning ra ve ler brtikler og s pløs ner, /3 /. 80 % tungm lerne een

af en m ej i i Cin nnati, U A var et bu til artikler >50µm, heraf var 30 % på partikler 50-250 µm og 50 % på partikler > 50µm, /58/.

og nikkel er anvendt i husholdningsprodukter. Cadmium anvendes i alle brancher, men især i industrien. B2-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning B2- k

langs trafikveje har påvist

/22/. Der er f t tun taller fl rø en f jarea åde som pa om o te io 4 af etal i sn ved vejkanten otorv 1998 ci S fund ndetp2

Årsagen til em ætningsstoffer i rændstoffer og katalysatorer, men også slid af bildæk på vejbaner afgiver zink

des

fra to veje samt i afledt vand fra vejbanen, 9/. Indholdet af Pb, Cu, Zn, Cd, Co (cobalt, emission fra dieselmotor) og W

(wolfram, t ten i æk) er om tere rho som en, h t ikke skyldes anvendelse af afisningsmid nvendelse af pigdæk om

ed lev må rsk fst a v , 5 0 a e i r 5 af

m

åbne landskabationer fo etaller blev fundet i den partikulære nedfaldsfraktion 1-2

g

t

ission af tungmetaller fra trafikken kan være tils

b(fra zinkoxid i dæk) og nikkel (fra bitumen og bildæk) m.v., /23, 18/. Ligeleafgives Cu fra bilbremsebelægninger, /24/. I en svensk undersøgelse fra 1998/1999 er der opsamlet nedfald (tør- og våddeposition) i forskellige afstande /5

ungs pigd stig vin n i fo ld til mer vilkeler, men a

vinter. N). Cu-indholdet faldt til baggrundsniveauet

fald b også lt i fo ellig a and frllered

ejen (1nden fo

, 30, 2 m´s

0/400 stand. m

Langs en vej ed vejtræer i 6-7 m’s afstand faldt Zn-indholdet til baggrunds-niveauet inden for 10 m, mens Zn-indholdet er fundet 30 m fra en vej i det

og med en højere gennemsnitlige bilhastighed. De højeste kon-r alle mcentr

m fra vejen og ikke i afstrømning fra vejen, hvilket også støtter teorien om, at tungmetalforurening spredes som partikler i vejsprøjt og ikke i det afstrøm-mende vejvand, /59/. Mere end 95 % af Pb i afstrømningen er bundet til partik-ler, mens en væsentlig mindre del af de andre metaller er partikelbundet; Cd(40 %) Cu (50-60 %), Zn (30-60 %), Co (33-68 %) og W (15-25 %), /59/. Analyser af Pb-isotoper indikerede, at Pb fundet i 200 m´s afstand fra vejen har en anden oprindelse end Pb fundet tæt på vejen, /59/. B2-3.1.2 Boligopvarmning Tungmetaller findes i røg fra oliefyr og brændeovne. Der kan forventes partikelbundet tungmetalnedfald inden for kort afstand af kilderne. B2-3.1.3 Lokalt nedfald fra trafik og boligopvarmninI forbindelse med det Landsdækkende Luftkvalitetsmåleprogram for luft-kvaliteten i byområder i Danmark (LMP) måles ikke nedfald, men alene luftforurening, /60/. Der måles for de fleste metaller, og udviklingen har værefulgt siden 1983. Til vurdering af nedfald fra lokale kilder i byer, bl.a. trafik og bolig-opvarmning, har DMU ud fra luftmålinger foretaget et skøn over nedfaldsrater i byområder, dvs. bidrag fra fjerne, regionale og lokale kilder, se tabel B2.8.

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn År Beregnet nedfald - DMU

mg/m²/år København 0,1 1,3 1,5 0,4 7,1 Århus 0,2 1,2 1,3 0,4 7,0 Aalborg 0,1 1,2 1,2 0,3 6,9

,

edfaldsrater i tabel B2.8 vurderes at ligger fra ca. -50 til 00 %, men overordnet kan det konkluderes, at nedfaldet i byerne er ca. 40 %

h end på la I tabel B2.9 vises det samlede beregnede bidrag ing fra både fjern og lokale kilder (trafik og boligo g).

Tabel B2.8 Beregnet årlige nedfald af tungmetaller til danske byer (fjerneregionale og lokale bidrag) i 2003, jf. bilag 9.

Usikkerheden på n+1

øjere ndsbasis, jf. tabel B2.1. til diffus jordforuren

pva ine, regionale

rmn

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år Stofinput/år til et 0,37 2,4 0,50 kg jord 1 0,09 2,78 0,019 0,74 13,15

Tabel B2.9 Beregnet årligt bidrag til diffu

fjerne, re og lokale ki2002.

B2-3.2 Bidrag fra byggematerialer Blandt de tungmetaller, de e indgår i bygnfindes i zinktagrender og bly (Pb), der findeseternit, tegl og betontagsten. Bly til tagdækning ham 01 og til anden ning siden 1. de ere nvendt, fordi den er tung og holdbar og samtidigt let at forme, således at det

type bløde zin er aluminium indstøbt i gummi. Anvend-lsen af zink til tagrender kan dog forventes at fortsætte. Kobber (Cu),

ombak

g

.

t med chromholdige midler. Desuden er ngmetaller tidligere blevet anvendt i malingspigmenter.

s jor ra dforurening i Danmark fgionale lder (trafik og boligopvarmning) i

r oft ingsmaterialer, er zink (Zn), der i blyinddækninger på tage af

r været forbudt siden 1. arts 20 inddæk cember 2002. Bly blev tidlig

aslutter tæt om besværlige hjørner i tagdækninger. Det kan erstattes af en ny

kplader, aluminium ellealuminium (Al) eller zink (Zn) bliver også anvendt som beklædning på “prestigebyggerier”, men ikke nødvendigvis ved almindeligt byggeri. Ter en facadebeklædning af kobber (80 %) og zink (20 %). Chrom (Cr) findes i mange byggematerialer til udendørs facader samt i maling,og ligeledes i små mængder i beton, /24/. Cu, Cr og arsen (As) har tidligere været anvendt til imprægnering af træ. Salg af arsenimprægneret træ har doværet forbudt siden 1997. Siden 1997 har det desuden været forbudt at udførechromimprægnering af træ i Danmark, da der i 1992 blev indgået frivillige aftaler om udfasning af chrom, kobber og arsenholdige midler (CCA-midler)Der er ingen forbud mod anvendelse af chromimprægneret træ, og det er stadig tilladt at importere træ imprægneretu Der er fundet forhøjede indhold af metaller i overfladeafstrømninger fra bygningsmaterialer. Kilder til metalafgivelse er kobberplader (Cu), galvaniseret stål, imprægneret træ, blyinddækning (Pb), asfalttagpap, malede overflader, polyvinylchlorid (PVC), galvaniseret stål og beton, /23/.

fgivelse af metaller til regnvand fra galvaniseret stål, rustfrit stål, aluzink, alede overflader, beton og asfalt tagpap blev undersøgt i 1997 ved en endørs te stilling i ckholm over en periode på 19 dage. Resultaterne er

i tabel B 0.

Amudvist

stop2.1

Sto

Stof Koncentrationsinterval for indhold rømmende i afst

regnvand µg/l

Bemæ ng rkni

Zink 1 900

Højest fra galvaniser uzink mal

Mi st fra asfalttagpap og beton00 - 3.

et stål, aling

og

nd Cadmium 0,2 - 0,75 Højest fra galvanise stål, aluzink g

polyethylen -PE ret o

Bly

1 - 380

Hø fra rødt bly ing (380) olyvinylchlo PVC (38)

Mellem 5-15 for gammelt og ny beton

jest mal g po rid -

Mindst fra aluzink, rustfrit stål og asfalt-tagpap

Chrom

1 - 25

Højest fra ny beton og aluzink og gl. beton

Mindst fra PE/PVC, gal seret stålasfalttag

vanipap

, stål,

Nikkel 1 - 15 øjest fra g ton, asfalttagpap og nbeton

H l. be y

Kobber 10 - 40 Højest f l. beton o beton ra g g ny Tabel B2 Målte afstrømning fra testopstilling af bygningsma aler i

Sverige i 1

t skal b rkes, at ngmetaller fra trafikale kilder også adsorberes til ler kan deponeres på overflader og

terfølgen udvaske dog sker r adsorption af Zn og Cd-ioner på beton.

rudover lev der f get feltmålinger af afstrømning af meta a flad eksistere de bygni r (tage og vægge). I forsøgsperioden i 1998 på 5 - 12

(g/m³. I Danm eauer: Nedbør har typisk en pH på 4,6

øjere

.10 teri997, /23/.

De emæ tupartikler i nedbør, og at disse partikef de s, de Heå

bn

oretange

lle frr er pmåneder var pH i nedbør omkring 4,6 - 5,9 og nedbørsmængden 50 - 120 mm/måneder ca. 530 mm/år). Svovldioxidniveauet i luften var omkring 3-4

ark findes tilsvarende nivµ- 5,4 og svovldioxidniveauet er mellem 0,2 - 0,6 µg/m³ (i landområder BOP-data), mens svovldioxidniveau i byerne er fra 2,2 - 5,3 µg/m³ (LMP-data), /61/.

esultaterne er vist i tabel B2.11. R Koncentrationen af kobber og zink i afstrømningen er en faktor 2 lavere i perioder med høj nedbør. Afgivelsen fra imprægneret træ var væsentligt hde første 2 måneder i forhold til de efterfølgende 3 måneder. Afstrømningen af bly fra blytage viste også en aftagende tendens fra 7.600 til 750 µg/l/, da bly danner beskyttende korrosionsprodukter på materialets overflade. Emissions-rater for akklimatiserede materialer sammenlignet med atmosfærisk nedfald på forsøgsoverflader i samme periode er desuden estimeret, jf. tabel B2.12, /23/.

Non

reak

tive

flade

r (P

E)

Kob

berta

g

Gal

vani

sere

t stå

l

Bly

tag

Asf

altta

gpap

Bet

onfl

ægg

e is

er/-v

Im tr

æ

præ

gner

et

Stof

Koncentrationsinterval for indhold i afstrømmende regnvand µg/l

Zink 40 4.200 25 Cadmium 0,06 0,06 Bly 0 4 20 4 4.20Chrom 2 1 Nikkel 1 2 2 Kobber 20 1.370 2.300

Tabel Gennemsnit af målte konc. i afstrømning fra svenske bygninger

i 1998, /23/. B2.11

Bid

rag

fra

atm

osfæ

riske

ned

fald

på

fors

øgso

verf

lade

r

Non

reak

tive

flade

r

Kob

berta

g

Gal

vani

sere

t stå

l

Bly

tag

(nyt

)

Asf

altta

gpap

Bet

onfli

ser/-

vægg

e

Impr

ææ

(nyt

) gn

eret

tr

Stof

Estimeret afgivelse fra overfalde mg/m² overflade/år

Zink 3.000 29 22 Cadmium 0,1 <Bly 940 4 10 Chrom Nikkel 1,5 <0,08 Kobber 770 660 17

Tabel B2.12 Estimerede afgivelser fra ove

1998, /23/.

Afgivelser fra e end bidraget fra den atmosfæriske eposition på forsøgsoverflader i samme tidsperiode, jf. tabel B2.3.

belyst, at både kobber og zinks emissions-astigheder er mindre end henholdsvis 20 % og 60 % af korrosionshastigheden,

rioden i a 50- ng 3

rflader fra svenske bygninger i

de diverse overflader er størr

d Vurderingen af metalafstrømning fra bygningsmaterialer var tidligere baseret på korrosionsdata for metallerne i byområder. Feltundersøgelser udført i Sverige i 1997 - 1998 har dog hdvs. de tidligere vurderinger har overestimeret afstrømning. I forsøgspe1997 - 1998 var pH i nedbør omkring 4,6-5,9, og nedbørsmængden var fr120 mm/måneder (ca. 530 mm/år). Svovldioxidniveauet i luften var omkri- 4 µg/m³. Der afgives mere kobber fra ældre kobberplader (40 og 100 år

Sverige er det vurderet, at den fortsatte strøm af metaller fra bytage og andre der med tiden vil medføre en sig u og Zn i

jordmiljøet, /63/.

Diverse livsstilsrelaterede bidrag n regional okale bidr elastning af overjorden med

ller, er alt flere k er kan bidrage belastning aen med tungmetaller, så so

vanding m gnvand o fra tage anvendelse af havegødning og jordbrugskalk

ve,

karakteriseres i denne sammenhæng som

fra

r, som er sammenfattet i tabel

gammelt) end på nye kobberplader, men alder har ingen betydning for afstrømningen fra zinkplader (ny, 15 og 39 år gamle), /62/. I overfla nifikant akkumulering af C

B2-3.3 Forude e og l ag til btungmeta der lok ilder, d til f overjord m:

• •

ed re psamlet

• anvendelse af havemaskiner, motoriseret plæneklippere, motorsam.v.

Alle kilderne beskrevet i dette afsnitlivsstilsrelateret. B2-3.3.1 Vanding med opsamlet regnvand Forurening i det afstrømmende tagvand stammer fra atmosfærisk nedfald og de materialer, som tage, inklusiv tagrende og nedbørsrør. I, /64/ er der angivet n oversigt over potentielle stoffer og kildee

B2.13. Materialer Potentielle stoffer Metaltag Zn, Cu, Pb Tagrender og nedløbsrør Zn Imprægneret træ eller træ bem ræbeskyttelse

As, Cr, Cu, Sn handlet ed t

Maling og lak Cr, Sn, Zn Inddækning Pb, Zn, Cu Tagrygge Zn (algefri skiffer og tegltage) Tabel B2.13 Dansk oversigt fra 2004 over potentielle ma der afgiver

tungmetal til tagvand, /64/.

arcellen, /64/. dføre et øget bidrag på 5 -10 % af den

teriale,

Der er skønnet, at andelen af tagarealet i forhold til parcellens totale areal typisk er på 15 - 20 %, og at ca. 2 - 25 % af tagvand opsamles og anvendes på

Dette kan alene mepnormale nedbør på parcellen. I, /33/ er der indsamlet en international oversigt over, hvilke stoffer og koncentrationer, der findes i opsamlet regnvand, og hvilke materialer de stammer fra. Koncentrationerne viser stor variation, jf. tabel B2.14. Bl.a. bemærkes det, at stofafgivelsen ikke er konstant, men kan være høj i et nyt

materiale og herefter aftage, idet der dannes en beskyttende hinde. Stof-afgivelse kan desuden være afhængig af varighed og art af regnvands-hændelser. Metal Variation i koncentration

µg/l Aluminium (Al) 5,0 - 71.300 Cadmium (Cd) <0,1 - 700 Krom (Cr) <0,5 - 4.200 Kobber (Cu) <0,5 - 6.800 Nikkel (Ni) 5 - 580 Bly (Pb) <0,5 - 2.800 Zink (Zn) 0,05 - 44.000 < Tabel B2.14 International li turoversigt fra 2002 over variation af

koncentration af tungmetaller nvand op

2-3.3.2 Jordforbedring mv.

behov for min , og de ndes også som følgestof i råfosfor. Især cadmiumindholdet er reguleret, og

1998 blev der foretaget en beregning af den totale mængde tungmetaller lført jord i form af kommerciel fosfor-kunstgødning, /65/, jf. tabel B2.15.

ttera i reg samlet fra tage, /33/.

BTungmetaller tilsættes kunstgødning som mikronæringsstoffer (afgrøder har

dre end 1 kg/ha/år af Cu, Mn, Fe, Zn, Mo, B, Cl, Na)fiCd-koncentrationen i fosforholdig handelsgødning er således reduceret en faktor 5 over de sidste 10 år, /19/. I ti Stof Konc. i produkt

mg/kg TS

Skønnede bidrag til diffus jordforurening

m år g/m²/Cd 2,3 0,002 Cr 60 0,057 Cu 0 3.90 3,7 Hg - - Ni 30 0,029Pb 18 7 0,01Zn 160 0,15

Tabel B2.15

kunstgødning, /65/. Dansk oversigt fra 1998 over tungmetalbidrag ved gødning med

ndvidere er der mange, der strør aske fra brændeovne ud på havejorden. H-g

f aske, og i mange oplysnings-

EAsken virker som kalk, idet den indeholder kalium og fosfor. Af hensyn til pværdien i jorden bør der ifølge Det Danske Haveselskab, højst anvendes 10 kaske pr. 100 m² hvert andet år, /25/. Miljøstyrelsen har dog på grund af cadmium-indholdet advaret mod anvendelse a

pjecer anbefales det, at aske fra brændeovne og havegrill bør afleveres på en containerplads eller genbrugsstation, /26/. I bekendtgørelsen om anvendelse af aske fra fo forbrænding af biomasse og biomasseaffald t

sform /30/, er nse ateg(T1, ) samt m tilladt ng

B2.16 og B

rgasning og il jordbrug ål, der angivet græ værdier for tre k orier af træaske T2, T3 aksimalt udbringningsmæ de, jf. tabel

2.17.

Kategori T1 T2 T3 mg/kg TS Cd 15 8 0,5 As 25 25 25 Hg 0,8 0,8 0,8 Pb* 60 60 60 Ni 30 30 30 Cr 100 100 100 * For privat havebrug 60 mg/kg TS, ellers 120 mg/kg TS. Tabel B2.16 Maksimale tilladte indhold af tungmetaller ved anvendelse af

træaske til jordbrugsformål i Dan

er angivet maksi illadt udbringningsmængde for de tre træaske omsat til kg aske pr. m² jord pr. år og tun ltilførsel pr.

gnet ud fra askeindholdet i tabel B2.16.

mark i 2000, /30/.

I tabel B2.17 malt tkategorier

regmeta

år er be Kategori T1 T2 T3 Max. udbringnings-mængde i tons TS/m²/10 år omregnet til

kg TS/m ²/år 0,005 0,01 0,075

Cd mg/m²/år 0,075 0,05 0,0375 As mg/m²/år 0,125 0,25 1,875 Hg mg/m²/år 0,004 0,008 0,06 Pb* mg/m²/år 0,3 0,6 4,5 Ni mg/m²/år 0,15 0,3 2,25 Cr mg/m²/år 0,5 1 7,5 Tabel B2.17 Omregning af udbringningsmængde af træaske og

tungmetalbelastning, fra tabel B2.16.

kan

eret træ,

Især afbrænding af mælkekartoner, imprægneret træ, tryksager og plastmedføre tungmetalholdigt aske, hvorimod grillkul og grillbriketter anses for uproblematisk. Indholdet af As, Cr og Cu i aske fra rent træ, imprægngrillkul og grillbriketter er vist i tabel B2.18.

Aske As Cr Cu % af træ mg/kg TS Rent træ 0,2 - 3 % 1,6 - 8 0,8 - 40 4 - 40 Imprægneret træ 0 - 16.000 2.800 - 16.000 2.000 - 8.000 - CCA 2 4.00Imprægneret træ - CCP 2 - 3 20 - 80 8.000 - 12.000 12.000 - 16.000 Grill etter 9,8 - 41,2 <1 - 8,9 5,2 - 19 - 21brik 3,4 Grillkul 1,8 - 7,6 < <2,5 - 3,2 <2 - 5,4 1

Tabel B2.18 Dansk oversigt fra 1999 over tungmetalindhold i aske fra træ

grillbriketter, /66/. og

Sverige i 199 mængder af tungmetaller, der spredes i forbindelse med

B2-3.3.3 Fyrværkeri

7 blev I affyring af fyrværkeri ved Stockholms Vattenfestival undersøgt, /67/. Ved affyring af 90 tons fyrværkeri (svarende til 9 tons pyroteknisksats - de kemikalier, der dels sender f.eks. en raket til vejrs og dels fremkalder fyrværkeriets visuelle effekter) blev der skønnet frigivet godt 900 kg metaller,jf. tabel B2.19. Stof Kg Andel i 90 tons fyrværkeri

% Aluminium 280 0,3 Antimon 20 0,02 Arsen 2 0,002 Barium 180 0,2 Bly 70 0,08 Cadmium 4 0,004 Chrom 2 0,002 Kobber 90 0,1 Kobolt 2 0,002 Kviksølv 0,04 0,00004 Mangan 70 0,08 Nikkel 5 0,006 Strontium 50 0,06 Vanadium 10 0,01 Zink 1 0 2 0,13Total 900 1 Tabel B2.19 Mængde tungm ler hol fyrværkeri ved Vattenfestival i

ge 97, /.

forbindelse me største nedfald blev kønnet at ske inden for en afstand af 1 - 4 km fra affyringspladsen. yrværkerierne er nu erstattet af et lasershow af hensyn til miljøet.

etal/67

inde dt i Sveri i 19

Desuden er nedfaldsmængden beregnet ud fra luftmålinger foretaget i

d en tidligere Vattenfestival i 1995. Det sF

godt ing af

el

Salget af lovligt fyrværkeri i Danmark i forbindelse med nytår var på4.000 tons i 2003, herunder lovligt importeret fyrværkeri, /68/. Omregndet procentvise metalnedfald i forhold til de svenske værdier er anført i tabB2.19 og vist i tabel B2.20.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn Ba Sr Al kg

90 465 .400* 170 90 4.000 1,6 220 5.300 8.000 900 12* Salg af fyrværkeri med indhold af bly er forbudt siden 2000, derfor anvendes 15 % af

værdien i forhold til de svenske værdier i tabel B2.19.

abel B2.20 Skønnede mængde tungmT etaller frigivet nytårsaften i Danmark i

i

å nytårsaften 001, dvs. efter indførelse af blyforbudet, og indholdet i luften var da faldet fra

etaller

overskrider grænseværdierne i luften, /71/. I tabel B2.21, er de gennemsnitlige luftmålinger foretaget i København i 2003 sammenlignet med luftmålinger under fyrværkerifester i Sverige, Indien og nytårsaften i Århus.

2003. Siden 2000 har det været ulovligt at importere og sælge blyholdigt fyrværkeriDanmark. Ligeledes er cadmium også forbudt i fyrværkeri. Bly har dog ikke været anvendt i dansk fyrværkeri i mange år, og meget af den tidligere blybelastning skønnes at skyldes importeret fyrværkeri. I 2000 er der i Århus nytårsnat målt 50 kg blystøv i luften svarende til 10 % af den årlige blybe-lastning på 400 kg i Århus, /69/. Undersøgelsen blev gentaget p20,13 µg/m³ til 0,02 µg/m³. Den normale baggrund er angivet som mindre end 0,015 µg/m³. Chrom- og cadmiumindholdet i luftstøv var ikke forhøjet i forbindelse med nytårsaften i Århus i år 2000, /70/. DMU har kommenteret, at der ses en stigning i indhold af partikler og m

ge efter nytår, men at gennemsnitsværdierne for januar måned ikke li

As Pb Cd Cr Cu Ni Zn Ref. Luftforurening ifm. Fyrværkeri ng/m³ Sverige - 1995 1,8 28 1,1 5,1 47 7,4 80 /67/ Indien - 2001 24 180 7,5 /72/ Århus - 2000 130 /69/ Århus - 2001 20 /70/ Baggrund København - 2003 0,9 13 0,7 10 47 3,8 50 /60/

Tabel B2.21 Oversigt over målte tungmetalkoncentrationer i luften i

forbindelse med affyring af fyrværkeri.

drag til diffus jordforurening

opgø va

idrag fra trafikken skønnes ud fra en antagelse om, at de fleste boliger ligger

a varmning vurderes i så fald at svare til et nedfald som er

undlag af de årlige nedbørsmængder og

me

,5 ² kobber (beklædning), 10 m² impræg-

vtag ve på Der antages yderligere et ed tagvand, hvoraf en

røkdel af nedbøren (400 mm) fra tagrende (10 m³) anvendes til vanding. et

ke ndeovnen ud over haven, og at haven gødes med kunstgødning.

B2-3.4 Det skønnede lokale biDet lokale bidrag til diffus jordforurening kan stamme fra trafik, bolig-

varmning, afstrømning i tagvand, støv fra byggematerialer, fyrværkeri, dskning af haven med kunstgødning og evt. aske fra brændeovne og vednding af køkkenhaven med tagvand.

Bmindst 15 m fra en hovedvej og mindst 3 m fra en mindre vej. Bidraget fra tr fikken og boligopb egnet for byområder (København) i tabel B2.9 minus bidraget fra det fjerne og regionale kilder angivet i tabel B2.6.

Bidrag fra bygninger kan skønnes på gre ission fra materialer. I et scenario uden vanding med regnvand regnes det

lig, hvor der anvendt følgende mængder byggematerialer; m d en standardbo m² bly (skorstensinddækning), 0,5 m1

neret træ (skur) og 10 m² galvaniseret stål (tagrende). Fra disse overflader af-gi es en mængde metaller, jf. tabel B2.12, som afstrømmes i nedbør. Det an-

es, at 10 % af nedbøren sprøjtes/blæses fra overfladerne og ud over en ha ca. 200 m². Der antages, at haven gødes med kunstgødning.

scenario, hvor haven vandes mbRegnvandsmængden på 0,4 m/m²/år indsamles fra et tagareal på 100 m². Dantages, at der i boligen haves en brændeovn, og at der lejlighedsvis strøs asfra bræ

Eksempel: • Scenario uden vanding med tagvand: 1, ddækning afgiver en 5 m² blyin

mængde på 940 (jf. tabel B2.10) × 1,5 m afstrømmes i nedbør. 10 g Pb, som% af vandet fr v n sp edes o er 20 jord vare l ea Pb-o erflade r v 0 m² s nde ti t stofinput af 940 ×1,5 × 0,1 mg Pb til 200 m² jord. Dette svarer til et stofinput til jorde på n

940 mg/m²/år × 1,5 m × 10 /(200 ²× 540 kg) ×1.² % × 1 m 000 = 1,31µg Pb/kg/år • Scenariet med va ding ven nven 0 psam et re dn af ha a dtes 1 m³ o l gnvan , med

en stofkoncent p × 0 4) m Pb e rer et ration å 940 1,5 /(1 0 × 0, g /m³. D tte sva tilstofinput til jorden på

940 mg/m²/år × 1,5 m² × 1/(100 m² × 0,4 m/m²/år) ×10 m³ ×1/(200 m² × 540 kg) × 1.000 = 3,3 µg Pb/kg/år • Scenariet med gødning af haven anvendes værdier fra tabel B2.15 og B2.17

i mg/m²/år som omregnes til mg/kg/år. F.eks. udstrøs 0,017 mg Pb/m²/år med kunstgødning svarende til 0,032 µg Pb/kg/år, mens der i aske fra brændeovn udstrøs maksimum 0,005 kg aske/m²/år, dvs. 0,3 mg Pb/m²/år svarende til 0,56 µg Pb/kg/år.

I de ovennævnte scenarier antages det, at der alene sker en nedsivning og sorption i de øverste 30 cm jord (et 30 cm jordlag på 1 m² svarer til 540 kg jord). Til beregning af et potentielt bidrag fra fyrværkeri antages, at de estimeremængder fra nytårsaften anført i tabel B2.20 fordeles over et byzonear2.445 km².

de eal på

lede

De sam lokale bidrag vises i tabel B2.22.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år

Stofinput fra trafik og boligopvarmning 0,13 0,25 0, 0 0,71 80 ,20

Stofinput fra byggematerialer 1,3 6,8 28 Stofinput fra byggematerialer ved havevanding med tagvand 3 1 69 ,3 7

Stofinput fra havegødning 0,03 0,11 6,9 0,05 0,28 Stofinput ved udstrøning af aske fra brændeovne 0,23 0,56 0,14 0,93 0,01 0,28

Stofinput fra fyrværkeri * 3,0 0,001 0,17 4,0 0,07 0,35 0,13 0,07 * Salg af fyrværkeri med indhold af bly er forbudt siden 2000, derfor anvendes en værdi

svarende til 15 % i forhold til de svenske værdier i tabel B2.19. Tabel B2.22 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale bidr Frigivelse af stoffer fra

ag.

bygge materiale er væsentlige kilder til belastning med

worst , som kan medføre overestimering. Da formålet med rapporten

r at vurdere, om bidrag til diffus jordforurening af forureningsstoffer fra diverse kilder fremover kan me akku ering erskri r af jordkvalitetskriterierne, vurderes usikkerhed ceptabel, idet re-sultaterne kan påpege kritiske stoffer og huller i vores viden, som bør

dres.

kønn akk erede rag til diffus jordforurening i å

2 t n m b d

zink, kobber, og bly, men kunstgødning og aske fra brændeovne er også væsentlige kilder. Det skal bemærkes, at bidragene fra de lokale kilder, er vurderet ude fra “case” scenariere

dføre mul og ov delseerne som ac

forbe B2-4 Det s ede umul bid

byomr der I tabel B .23 er vis det skø nede akku ulerede idrag til iffus jordforureningi byområder fra fjerne, regionale og lokale kilder.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand eller tilførsel af aske fra brændeovne

0,37 3,7 0,09 0,25 9,3 0,02 0,74 41

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand og tilførsel af aske fra brændeovne*

0,67 7,9 0,36 1,4 35 0,03 1,2 115

* Bemærk, at disse bidrag kan være væsentligt overestimerede og kun vil omfatte få ejendomme. Tabel B2.23 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. Da havevanding med tagvand og gødskning med aske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle få ejendomme, er det samlede bidrag både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel 5.4, er disse livsstilsrelaterede aktiviteter af stor betydning for bidrag af tungmetaller til diffus jordforurening. I tabel B2.24 er der udført beregninger af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven.

As Pb Cd Cr Cu Hg Ni Zn

mg/kg TS

Jordkvalitetskriteriet 20 40 0,5 500 500 1 30 500

Baggrund i jorden** 8,4 19 0,45 30 16 0,12 15 58

Konc. i jord efter 25 år 8,4 - 8,4* 19 - 19* 0,5 - 0,5* 30 - 30* 16 - 17* 0,12 - 0,12* 15 - 15* 59 - 61*

Konc. i jord efter 100 år 8,4 - 8,5* 19 - 20* 0,5 - 0,5* 30 - 31* 17 - 20* 0,12 - 0,12* 15 - 15* 62 - 69* * “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. ** Svarende til 95 % fraktil for alle jorder, /28/. Tabel B2.24 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel B2.22, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke at ville medføre overskridelser af jordkvalitetskriterierne efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning.

relaterede bbrændeovn .

I figur B2.2 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-idrag antages det, at haven vandes med tagvand, og at aske fra e strøs ud i køkkenhaven, og at der affyres fyrværkeri ved nytår mv

As



Byggemateriale


Pb



Byggemateriale


CuFjerne ogregionale kilder


Byggemateriale


ZnFjerne og regionalekilder


Byggemateriale


Cd



Byggemateriale


CrFjerne ogregionale kilder


Byggemateriale


Hg

Fjerne og regionalekilder


Byggemateriale


NiFjerne og regionalekilder


Byggemateriale


Figur B2.2 Tungmetalbidrag til diffus jordforurening opdelt efter kilder. Livs-stilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne, og de individuelle størrelser kan være af væsentlig mindre betydning.

Af figur B2.2 fremgår det, at de livsstilsrelaterede bidrag kan være af væsentlig betydning for akkumulering af metaller i jorden, men beregninger er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag.

ata og beregning af

ald fra fjerne og regionale kilder og regionale bidrag til diffus

Boligopvarmning ning B3-3.

Bilag 3 Baggrundsdakkumulerede bidrag til diffus jordforurening, PAH-forbindelser

B3-1 PAH-forbindelser

3-2 Atmosfæriske nedfB B3-2.1 De skønnede fjerne

jordforurening B3-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B3-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning B3-3.1.1 Trafikken B3-3.1.2 B3-3.1.3 Lokalt nedfald fra trafik og boligopvarm 2 Bidrag fra byggematerialer B3-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag B3-3.3.1 Brændeovne B3-3.3.2 Haveaffald B3-3.3.3 Tagvand B3-3.4 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening B3-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening i

byområder

B3-1 PAH-forbindelser Polycykliske aromatiske kulbrinter (PAH), herunder benzo(a)pyren (BaP), findes i mange produkter samt i fossilt brændsel (kul, koks og olie). Desuden d ed ufu orb kul e maHovedkilden til PAH i luften er biludstødning, emission fra private oliefyr, p eovne og fra v jstøv indeholdende gumm ler fra bildæk. I rapporten om kilder til jordforurening med tjære er ma lderne til forurening m

uk

r der ikke foretaget regelmæssige undersøgelser af luftforurening

ten i Danmark i perioden 1992-1994 viste, at PAH-indholdet i luften r ca. 3 - 25 gange højere i landom

a det trafikken i byerne. D H-indh 2 - 20 gange højere om vinteren end om sommeren, hvilket p ldes boligopvarmning, her-under anvendelse af brændeovne. Endvidere AH-emissionerne fra biler er s end om sobrændstof ved lave temperaturer, /29/. DMU har foretaget et skøn over e nsmængderne, /7/, som i tabel B3.1.

annes der PAH v ldstændig f rænding af stofholdig terialer.

ejse og brænd e ipartiknge af ki

ed PAH beskrevet, /2/. Bilaget er str tureret i følgende tre kapitler: • B3-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder. • B3-3 Lokale kilder til diffus jordforurening. • B3-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening i

byområder. B3-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder Danmark eI

med PAH med overvågningsprogrammer som BOP eller LMP, men der er dogforetaget nogle enkelte undersøgelser af PAH i luften, /29/. En vurdering af

AH i lufPvan

i byerne endesuden er PA

råderne. Dette skyldes blandt oldet ca.

rimært sky er P

tørre om vinteren mmeren, fordi bilerne har et højere forbrug af

missio vist

0

12.000

10.000

TotalBenzo(b) fluorantheneBenzo(k) fluorantheneBenzo(a) pyreneIndeno(1,2,3-cd) pyrene

2.000

4.000

6.000

8.000

PA

H (k

g)

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

Tidsudvikling i danske emissionsmængder for PAH i perioden fra 1990 til 2002, /7/.

Tabel B3.1

bem t de vi der t f P mråafbrænding af træ samt trafikken. Den st dens, år afB3.1, skyldes øget anvendelse af brændeovne, /7/.

ned dersø rige eri 994

DMU ærker, a gtigste kil il emission aigende ten

AH i boligo der fremg

der er figur

PAH-tabel B3.2.

fald er un gt ved Sve s vestkyst i p oden 1988 - 1 , jf.

Nedfald 1988 1991 1992 1994

µg/m²/år

Sum af 11 PAH 190 - 511 113 - 584 26 - 285 44 - 106

(gennemsnit) (200) BaP 5 - 21 0,4 - 36

(gennemsnit) (9,5) Tabel B3.2 Målte nedfald af PAH i Sverige i periode 1988 - 1994, /73, 7 I artiklerne er det bemærket, at nedfaldet er højst i perioder med meget nedbør, /73, 74/. Nedfaldet er målt i 6 kampagner på hvert 4 - 5 målerunder over perioder på 7 - 14 dage. Som det ses af tabel B3.2 er der en relativ stor spredning i resultat

4/.

erne som betyder, at det ikke afgøres, om der er faldende ndens. Den årlige gennemsnitlige nedfaldsrate er angivet som 200 µg te

PAH/m²/år i /74/ og den tilsvarende gennemsnitlige værdi for BaP er 9,5 µg BaP/m²/år. I Storbritannien er nedfald af PAH er undersøgt i 1991 - 1992, jf. tabel B3.3, /75, 76/. Manchester Cardiff µg/m²/år

Sum af 14 PAH 1.898 1.497

BaP 110 80

Tabel B3.3 Målte nedfald (gennem

1991 - 1992, /76/. snitsmåli

Sverige, en kan formentlige forklares ved, at målingerne er foretaget i byområder, og

e-n

nger) af PAH i Storbritannien i

Nedfaldsrater i Storbritannien i 1991 - 1992 er væsentlig højere end imat der stadig anvendes kulfyringer til boligopvarmning i Storbritannien. Ligledes blev det bemærket i artiklen, at nedfaldet i byerne er højere om vintereend om sommeren.

Til hjælp ved vurdering af det forventelige niveau for nedfald af PAH i Danmark er der i tabel B3.4 foretaget en sammenligning af luftforurening i Danmark (DK), Sverige og Storbritannien (UK).

Luftkoncentrationer S 1988* S 1991 - 1994*

DK 1992 - 1994**

DK 1992 - 1994***

UK 1991 - 1992****

ng/m³

Sum af 7 - 16 PA 0,3 1,29 59 - 166 H 1,5 - 9,5 1,1 - 5,9 3 - 13,2 - 53,4

BaP 0,02 - 0,21 0,01 - 0,27 0,01 - 1,2 0,3 - 3,2 0,56 - 1,82

**

Spredning for ålinger langs Sveriges vestkyst. m

e og

r, mens niveauerne i danske byer er vere end i de engelske byer. I de svenske artiklerne er der noteret højere

UK

d

mark skønnet en PAH-de ns/år, svarende til mindre end 20 µg/m²/år, /78/.

is

el 9/.

* Målestationer på landet: Anholt og Lille Valby. *** Målestationer i byer: København, Aalborg og Odense. **** Spredning for målinger i to engelske storbyer, Manchester og Cardiff. Tabel B3.4 Sammenligning af målte luftforureninger i Danmark, Sverig

Storbritannien i perioden 1988 - 1994, /29, 73, 74, 75/. Som det ses af tabel B3.4, er de danske niveauer i landlige omgivelser sammenlignelige med de svenske niveauelaluftforurening om vinteren end sommeren. Desuden er der for byområder iforetaget en sammenligning af forhold mellem de enkelte PAH’er om vinteren og sommeren. For de tunge PAH’er som BaP ses et indhold, der er 5 gange højere om vinteren end om sommeren, hvilket skyldes boligopvarmning mekul eller træ, /77/. Ved en vurdering af PAH-deposition over Europa er der for Dan

position på 690 to I Taiwan er der i perioden august - december 2002 i områder med henholdsvindustri, boliger og landbrug foretaget beregning af PAH tør-deposition fraluftmåling. Luftmålingerne er vist i tabel B3.5 og det beregnede nedfald i tabB3.6, /7

Industri Byområder Landområder ng/m³ Sum af 21 PAH herunder BaP

1.530 4,7

1.070 3,5

755 3,4

i luft - gasfase

Sum af 21 PAH herunder BaP 4,3 2,4 1,9

i luft - partikler 122 115 79

n i 2002, /79/.

gasfasen i forhold til AH-mængde på partikler, idet det normal antages, at PAH-forbindelser er

ttes for tørdeposition. Imidlertid viser det sig, at ca. n,

af PAH på partiklerne er

AH med 5 eller flere ringe. Målinger af BaP er sammenlignelige med

Tabel B3.5 Målte luftforurening med PAH i Taiwa I tabel B3.5 ses en overraskende høj mængde PAH i Pbundet til partikler og udsæ75 % af PAH i gasfasen er 2 eller 3 ringede PAH (naphthalen, acenaphthyleacenaphthen, fluoren, phenanthren og anthracen), mens der kun findes 33 % afde 2 - 3 ringede PAH tilknyttet partiklerne. Over 57 %Pmålinger i byer i Storbritannien og i Danmark, jf. tabel B3.4.

Industri Byområder Landområder µg/m²/år

Sum af 21 PAH 21.350 17.700 14.090 BaP 135 204 88

Tabel B3.6 Beregnet nedfald af PAH i Taiwan i 2002, /79/. Som det ses af tabel B3.5 og B3.6, er luftkoncentrationerne og det beregnede nedfald af BaP i landområder op til en faktor 10 højere i Taiwan end i Sveri

g Danmark, men er sammenlignelige ge,

med bymålinger i Danmark og Stor-

rne

l

ale kilder, se tabel

obritannien. Luftkoncentrationer og nedfald for sum af PAH er væsentlige højere i Taiwan end i Sverige, Danmark og Storbritannien og skyldes til dels, at der medtages 2- og 3-ringede PAH’er i både gas- og luftfasen. Resultatefra Taiwan anses ikke for at være repræsentative for danske forhold, men

rmodes at illustrere ekstreme forhold. fo Baggrundskoncentrationen for BaP i Europa er estimeret til 0,001 ng/m³ iluften og 0,1 ng/l i nedbør, /80/. Det er vurderet, at tør- og våddeposition giveren sammenlignelig belastning, /80/. PAH-indholdet i regnvandet i byer i Italien ligger fra 79 - 1095 ng/l, /81/. Tilsvarende danske undersøgelser foreligger ikke, men er planlagt udført af DMU i 2005. B3-2.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

jordforurening Ved anvendelse af den gennemsnitlige svenske nedfaldsmålinger for 1991 -1994, jf. tabel B3.2, er der foretaget en beregning af den årlige tilførsel tiiffus jordforurening af PAH og BaP fra fjerne og regiond

B3.7.

PAH BaP µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,37 0,018

Beregnet årligt bidrag til diffus jordfoTabel B3.7 rurening i Danmark fra fjerne og regionale kilder.

3-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning

B3-3.1.1 Trafikken er emission af PAH n og især i tilknytn ine

artikler fra dieselbiler. Bidraget til luftforurening fra trafikken er omfattet af

ålinger af PAH-emission fra trafik er foretaget i 1992 - 1994 i Danmark, /82/.

ejstøv, som indeholder partikler

rventes partikelbundne PAH inden for kort afstand af kilderne. Bidraget til

pvarmning op-

rater i rag fra fjerne, regionale og lokale kilder,

e tabel B3.8. Tørdepositionen er beregnet og usikkerheden på beregningen vur re 00 %, og for den samlede tørdeposition kan der forventes en usikkerhed på en faktor 5. Tørdepositionen i byer skønnes at ligge på niveauet 15 - 150 µg/m²/år for sum af PAH og fra 8 - 80 µg/m²/år for BaP.

et antages, at hovedparten af PAH-forbindelser er bundet til partikler og

B3-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B

Der sk fra trafikke ing til de ultrafpDMU´s LMP-målinger i byområder i Danmark, /60/.

MLuftkoncentrationen på en trafikeret vej i København i 1993 var på 2,8 ngBaP/m³. Desuden findes PAH i bildæk, og der dannes vaf gummi og PAH ved dækslid under kørsel. Indholdet af PAH i vejstøv i Taiwan i 1995 - 1996 var 298 µg PAH/g støv, /83/. B3-3.1.2 Boligopvarmning PAH findes i røg fra gas- og oliefyr samt pejse og brændeovne. Der kan foluftforurening fra boligopvarmning er omfattet af DMU´s LMP-målinger i byområder i Danmark, /60/. Undersøgelser foretaget af DMU har påvist, at luftforureningen med PAH erhøj på aftener med koldt og vindstille vejr, hvor koncentrationerne kan overstige niveauerne i stærkt trafikerede gader i København med op til en faktor 4, svarende til indholdet for sum af PAH på op til 40 ng/m³, /8/. B3-3.1.3 Lokalt nedfald fra trafik og boligoTil vurdering af nedfald fra lokale kilder i byerne, bl.a. trafik og boligvarmning, har DMU ud fra luftmålinger foretaget et skøn over nedfaldsbyområder, dvs. det akkumulerede bids

de s at ligge fra. -50 til 2

Dderfor tørdeponerer i byerne. Herudover sker der våddeposition, hvor der i

eregningen er anvendt værdier fra svenske målinger i 1994 på 76 - 760 0,3 - 36 µg/m²/år for BaP.

bµg/m²/år for sum af PAH og Den samlede deposition af PAH-forbindelser til de danske byer fra fjerne, regionale og lokale kilder vurderes at være på 90 - 880 µg/m²/år og ca. 8 - 116 µg/m²/år for BaP, jf. tabel B3.8 og bilag 9.

PAH BaP 2003 µg/m²/år

Byer 90 - 880 8 - 116

Beregnet tungmeta i byer (fjerne, regionale og lokale bidrag) i Danmark i , jf. bilag 9.

e deposition på 90 - 88 ²/år for sum af PAH-forbindelser til diffus jordf rening på 0,17 - 1,6 kg/år, jf. tabel

Tabel B3.8 lnedfald2003

Den samled 0 µg/mmedfører et stofinput oru 3 µg/B3.9.

PAH BaP 2003 µg/kg/år

Byer 0,17 - 1,63 0,015 - 0,22 Tabel B3.9 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i byer (fjerne,

regionale og lokale bidrag) i Danmark i 2003, jf. tabel B3.8.

edianindholdet af PAH (sum af 16 USEPA PAH, dvs. PAH listet af United tates Environmental Protection Agen usstøv i boliger i Ty d er fra

2,4 - 6,4 mg/kg. Benzo(a)pyren udgør ca. 4 % af USEPA PAH i af de 7 da indgår i jordkvalitets-

riteriet). De højeste indhold i støv er fundet i husstande med kulfyring, /84/.

Der er ikke fun PAH-holdigt støv eller igivelse af PAH fra byggematerialer, men der er konstateret jordforurening

r er fra byggematerialer. Især den tidligere anvend-

lse af kreosot og tjære på gammelt træværk, imprægnerede ledningsmaster og

Det lokale bidrag til diffus jordforurening alene fra boligopvarmning og trafikken er beregnet i tabel B3.12. B3-3.2 Bidrag fra byggematerialer MS cy) i h sklan

sum af 16husstøv (og ca. 10 % af sum nske PAH, somk

det litteratur, som beskriver emission af frumiddelbart omkring tjære/kreosot imprægneret træ. Det vides, at PAH findes i mange materialer og produkter og i affald, og det forventes derfor, at demange kilder til PAH-emissionejernbanesveller mv. medfører en fortsat afsmitning af PAH til omgivelserne. B3-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag Foruden regionale og lokale bidrag til belastning af overjorden med tungmetaller er der lokalt flere kilder, der kan bidrage til belastning af overjorden med tungmetaller, såsom:

• haveaffald

3-3.3.1 Brændeovne

der et

3.10, /85/

• brug af brændeovne

• tagvand. Alle kilderne beskrevet i dette afsnit karakteriseres i denne sammenhæng som livsstilsrelateret. BDer er påvist forhøjet luftforurening med PAH bundet til de grove sodpartikler i boligområder med brændeovne, dvs. parcelhuskvarterer, /7/. I 1990 blevforetaget en emissionsundersøgelse for pejse og brændeovne i Danmark, og dblev anslået, at der årligt udledes i alt 17,6 tons PAH fra pejse, brændeovne ogvillafyr, jf. tabel B

PAH* PAH** Brændselstype

kg/år Brænde (træ) 13.700 1.400 Pap og papir 640 30 Affaldstræ 3.270 195 Husholdningsaffald 2 0,56 I alt 17.614 1.625 PAH* Sum af 18 PAH. PAH ** Sum af benz(a)anthracen, chrysen, benzo(b)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen,

benzo(a)pyren, benzo(e)pyren dibenz(a,h)anthracen, benzo(ghi)perylen og svarende til det nuværende jordkvalitetskriterium for 7 PAH.

,

r, jf. tabel B3.11. Hvis det antages, at BaP udgør omkring

indeno(1,2,3, cd)pyren Tabel B3.10 PAH-emission fra danske pejse og brændeovne i 1990, /86/. Såfremt der antages en emission fra brændeovne af 1.400 kg/år for de 7 PAHsom indgår i Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterium, vil der i byzonen på 2.445 km² nedfalde en stofbelastning på 0,57 mg PAH/m²/år, dvs. et stofinput til jorden på 1,1 µg/kg/å10 % af PAH-summen, er bidraget til jorden omkring 0,11 µg BaP/kg/år.

PAH BaP µg/kg/år

Emission fra brændeovne 1,1 0,11 Tabel B3.11 Skønnet stofbidrag til diffus jordforurening fra emissione

brændeovne i boligområder i Danmark. følge DMU er antallet af brændeovne hos boligejere stærk stig

n fra

ende gennem de idste 10 år, og derfor kan det muligvis forventes, at PAH-bidraget fra

brændeovne er endnu højere.

Is

mkring 1,1 µg PAH/kg/år og 0,11 µg BaP/kg/år, jf. tabel 3.11. Ved beregning af det samlede bidrag af PAH og BaP vurderes det, at de

s 0,20 og 0,006 µg/kg, jf. tabel 3.7, og at trafik og boligopvarmning antages at bidrage med henholdsvis ca.

0 16 µg PAH/kg/år og 0,09 µg BaP/kg ns parcelhuse pejse og brændeovne bidrager yderligere med 1,1 µg PAH/kg/år og 0,11 µg BaP/kg/år. V kg tr n mængden er m ig af træarten, /87/. I /38 t vurderet, at rændes 4 i brændeo ark. Dette svarer til en emission af 172 kg BaP og bekræfter PAH-værdieu holdet, som s at være en re k andel. Det forventes, at aske fra brændeovne træ indeholder 83 µg PAH/g sod (dvs. /kg), /87/. Aske vil normalt i od. I bekendtgørelse om anvendelse af aske til j skæring for summen i aske på 3 m

å 0,005 kg/m²/år, vil jordbelastningen ved anvendelse af brændeovnsaske i svare

svarende til å 2 µg BaP/m²/år.

nhold til Affaldsbekendtgørelsen, 2/, men bekendtgørelsen giver dog kommunalbestyrelserne mulighed for at

edtage regulativer, der under visse forudsætninger tillader afbrænding af haveaffald, f.eks. i egen have i landzone uden for bymæssig bebyggelse, eller i forbindelse med Skt. Hansbål m.v. BI ofkoncentr r i opsamlet tagvand/regnvand er det angivet, at koncentrationen for sum af PAH og BaP varierer fra henholdsvis <2 - 3.500 µg/l og 0,00015 - 300 µg/l, /33/. Ved en u ingen fra vejarealer i Skovlunde og Bagsværd er der fundet mellem 2,9 og 7 µg/l for sum af PAH og mellem 0,1 og

ed beregning af bidrag til haver ved vanding med tagvand er der anvendt en

200 m² vandes tofinputtet på henholdsvis 0,185 µg AH/kg/år og

Det samlede bidrag fra fjerne, regionale og lokale kilder på 1,63 µg PAH/kg/årer samme størrelsesorden som det beregnede bidrag til jorden fra pejse og brændeovne på oBfjerne og regionale kilder bidrager henholdsviB, /år, me med

ed afbrænding af træ dannes der typisk 400 µg BaP/eget afhæng

æ, meder afb/ er de

30.000 tons træ om året vne i Danmn i tabel B3.8, idet BaP-indholdet

dgør ca. 10 % af PAH-ind anse alistis

indeholder PAH. Sod fra afbrænding af 83 mg

ndeholde mindre PAH end i sordbrugsformål angives en afg/kg TS, /30/.

sværdi af PAH

Såfremt der antages en værdi af 2 mg PAH/kg aske og en udbringningsmængde phaven til 10µg PAH/m²/år, heraf antages det, at BaP udgøre ca. 20 %

et stofinput p B3-3.3.2 Haveaffald Ved afbrænding af haveaffald sker der emission af PAH, /31/. Åben afbrænding af haveaffald er ikke tilladt i he/3v

3-3.3.3 Tagvand en international oversigt over st atione

ndersøgelse over overfladeafstrømn

0,17 µg BaP/l, /34/.

Vkoncentration af PAH og BaP på henholdsvis 2 og 0,1 µg/l. Hvis en have på

med 10 m³ tagvand/år, er s0,009 µg BaP/kg/år. P

et et

vne,

De enkelte lokale bidrag vises i tabel B3.

B3-3.4 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening Det lokale bidrag til diffus jordforurening kan stamme fra trafik, bolig-opvarmning, emission fra brændeovne, støv fra byggemateriale, gødskning afhaver med aske fra brændeovne og ved vanding med tagvand. Bidraget fra trafikken og boligopvarmning vurderes i så fald at svare til dhøjeste bidrag for byområder (København) i tabel B3.9 minus bidraget fra dfjerne og regionale kilder angivet i tabel B3.7 og fra emission fra brændeojf. tabel B3.11.

12.

PAH BaP µg/kg/år Stofinput fra trafik og bolig-opvarmning 0,16 0,09

Stofinput fra fyrværkeri Ingen data Ingen data Stofinput fra emission fra 0,11 brændeovne + havegrill 1,1

Stofinput fra havevanding med tagvand 0,19 0,01

Stofinput vedndeovne

anvendelse af 0,02 0,004 aske fra bræ Tabel B3.12 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale bidrag.

i

forurening byområder for to scenarier, henholdsvis med og uden bidrag fra emission/aske

fra brændeovne og vanding med tagvand.

B3-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening

byområder tabel B3.13 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordI

i

PAH BaP µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand eller tilførsel af aske fra brændeovne

0,53 0,11

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand og aske fra brændeovne*

1,8 0,23


Tabel B3.13 Samlet beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne,

regionale og lokale kilder. Da havevanding med tagvand, emission fra brændeovne og gødskning med aske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle ejendomme, er det samlede bidrag både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel B3.13, er disse livsstilsrelaterede aktiviteter af stor betydning i forhold til de andre lokale kilder for bidrag af PAH til diffus jordforurening. I tabel B3.14 er der udført beregning af konsekvenserne for jorden efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven mv. PAH BaP

mg/kg TS

Jordkvalitetskriteriet 4,0 0,3

Baggrund i jorden* 0,3 0,05

Konc. i jord efter 25 år 0,31 - 0,35** 0,05 - 0,06**

Konc. i jord efter 100 år 0,35 - 0,48** 0,06 - 0,07** * Skønnede ud fra uforurenede lokaliteter i, /35/. ** “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. Tabel B3.14 Oversigt over beregnede bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som det ses af tabel B3.14, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke at ville medføre overskridelser af jordkvalitetskriterierne efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning.

et livsstils-relaterede bidrag antage der er emission fra brændeovne, og at a ven.

I figur B3.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved ds det, at haven vandes med tagvand, at ske fra brændeovne strøs ud i køkkenha

PAH



BaP



Be ilder. ed lser

af væsentlig mindre betydning. I figur B3.1 ses det, at de livsstilsrelaterede bidrag er af væsentlig betydning for akkumulering af PAH i jorden, men beregninger er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag. Der kan være andre bidrag til akkumulering af PAH i jorden, herunder fra byggematerialer, men dokumentation herfor mangler.

Figur B3.1 regnede bidrag til diffus jordforurening opdelt efter k

Livsstilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenario mbidrag fra tagvand og brændeovne, og de individuelle størrekan være

Baggrundsdata og beregning af

armning

-3.3-3.4 ing

Db

Bilag 4 akkumulerede bidrag til diffus jordforurening, PCB

B4-1 PCB B4-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder B4-2.1 Det skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

jordforurening

4-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B B4-3.1 Bidrag fra trafik og boligopv

B4-3.2 Bidrag fra byggematerialer B4 Diverse livsstilsrelaterede bidrag B4 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforuren B4-4 et skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening i

yområder

4-1 PCB

olychlorerede biphenyler (PCB) består af to C6-ringe (benzenringe) bundet ammen med en C-C binding. Biphenyler ka itueres med 1 - 10 chlor-

r op til ar tal nge dvs. #1 - 209. De lavere congener har kun få chloratomer og de højere op til 9 - 10

gener, typisk #28, #52, #101, #118, #138, #153 og #180.

r,

70’erne.

B4-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder.


af PVC, og der kønnes et årligt nedfald i Danmark på 10 - 75 µg/m²/år, /36/. PCBér i luften r ligesom dioxi r til e part

Der er udført under af P ed ky1988 - 1994, jf. ta et at st d meget nedbør, /73/

B Ps n substatomer, der give 209 PCB-v ianter, om t som “co ner, #”, #chloratomer. Laboratorieanalyser for PCB vil typisk omfatte et antal con

PCB’er anvendes i mange produkter til isolering (transformere, kondensatorevarmevekslere, elektronikudstyr, hydraulikudstyr og som brandhæmmendemiddel. PCB’er har i princippet ikke været anvendt i Danmark siden19 Bilaget er struktureret i følgende tre kapitler: •• B4-3 Lokale kilder til diffus jordforurening. • B4-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening i

byområder. B PCBér udledes ved affaldsforbrænding, herunder forbrændingse ner og PAHé knyttet fin ikler.

søgelserbel B4.1. D.

CB-nedfald ver observeret

Sveriges vest nedfald er høj

s t i periodeni perioder me

Deposition 1988 1991 1992 1994 µg/m²/år Sum af 7 PCB 1,1 - 1,6 1,4 - 2,3 0,48 - 1,3 0,58 - 1,1 Tabel B4.1 Målte nedfald af PCB langs Sveriges vestkyst i perioden 1988 -

1994, /73, 74/.

Luftkoncentrationer 1988 1991 1992 1994 pg/m³ Sum af 7 PCB 21 - 119 14 - 18 14 - 63 11 - 29 Tabel B4.2 Målte luftforurening med PCB langs Sveriges vestkyst i

nder målekampagner med nedfaldsmålinger i Sverige er der desuden målt

Nordfrankrig er deposition i perioden 1999 - 2000 målt til mellem 12 - 47

e og Sverige er der målt koncentrationer på 0,01 - 0,165 ng PCB/m³ et højeste indhold målt i Stockholm), /89/.

I UK er der r i 1998, hvor der er forsøgt at adskille forskellige

perioden 1988 - 1994, /73, 74/. UPCB-indhold i luftprøver, jf. tabel B4.2. Der foreligger ikke tilstrækkelige målinger for at konkludere, om der er tale om en faldende tendens. I µg/m²/år for sum af 7 PCB, /88/, som er lidt højere, men sammenlignelig medde svenske målinger i tabel B4.1. Atmosfæriske koncentrationer over havet og i landområder ligger fra 0,002 -1,6 ng/m³, mens der over byerne er målt koncentrationer fra 0,5 - 40 ng/m³, /89/. I Norg(d

foretaget målingekilder, jf. tabel B4.3. De højeste værdier er målt i storbyerne. Manchester

Byområder Trafik,

industri, boliger

Clapham Landsby

Boligopvarmning (kul)

Austwick Landsby

Boligopvarmning (kul)

Lancester Landområde Areal uden punktkilder

pg/m³ Sum af PCB 190 - 750

(500) * 35 - 140 (67) *

57 - 100 26 - 76 (73) * (52) *

* Gennemsnit.

abel B4.3 Målte luftforurening med PCB i Storbritannien i 1998, /90/.

om det ses af tabel B4.3 er målinger ved Lancaster (landområde) sammen-d målinger i Sverige, jf. tabel B4.2.

uftprøver fra Birmingham, torbritannien, er det angivet, at der fandtes et statistisk lavere indhold i 1999 -

T Slignelige me I en artikel om luftmålingen af PCB i over 62 lS2000 (227 pg/m³) end i 1997 - 1998 (264 pg/m³), /91/, og forfatterne konkluderer, at der kan være tale om et fald i anvendelse. Umiddelbart vurderes det, at den store spredning i værdier, som der ses ved andre undersøgelser, ikke kan underbygge en sådan konklusion.

nd

g/m³, /93/. Tre- og tetrachlorforbindelser udgjorde op til 60 % af PCB-et.

ålinger af PCB tørdep sition i byområder i Taiwan gav i 1994 en nedfalds-te på 1.270 - 2.500 µg m²/år, og artiklens fo at niveauet er

tørre målinger i landområder i ensammenligneligt med r foretage o i 199

væsentlig højere nedfald råder og i yer.

skønnede erne og reg nale bidrag til diffus

højeste svenske nedfaldsrate i 1994 (tabel B4.1) er der dført en beregning af den årlige tilførsel af PCB til diffus jordforurening, se

PCB fra forbrændingsanlæg og udspredning af spildevandsslam har i Tysklamedført jordkoncentrationer på 0,95 - 2,12 µg/kg TS for sum af PCB (28, 52, 101, 138, 153 og 180). PCB 138 og 101 dominerer efterfulgt af 153 og 28. I artiklen angives, at et relativt højt indhold af PCB 28 indikerer, at kilden er afgasning fra affaldsdepoter, /92/. Målinger af regnvand i Italien har ikke påvist tilstedeværelse af PCB med en detektionsgrænse på 10 - 100 ng/l, /81/. I Madrid, i Spanien, blev der i 1998 målt et indhold af PCB i luft på 0,12 - 4,3 nindhold

Mra

o/ rfattere bemærker,

optil 1.000 gange sniveauet er

end andre lande, m at målinge t i Chicag 1, /94/.

Tilsyneladende kan der værestore b

i industriom

B4-2.1 Det fj io

jordforurening Ved anvendelse af denutabel B4.4. PCB µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,002

Tabel B4.4 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening i Danmark fra

fjerne og regionale kilder. B4-3 Lokale kilder til diffus jordforurening

B4-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning

.

Bidrag fra gem

er fra tidligt i 1950’erne og frem til e har typisk været anvendt i fugemasse (polysulfid - en

til 15 % PCB), i maling (dog hovedsagelig skibsmaling), lim og i fugemasse til termoruder. I Norge har PCB, i en blanding af poly-

Ingen data B4-3.2 byg aterialer PCB’er har været anvendt i byggematerialmidten af 1970’erne. Dlastisk masse med ope

i

iver mere fleksibelt. PCB-holdig fugemasse anvendes pisk i bygninger, hvor der er en stor spænding mellem bygningskomponenter,

i ådrum og omkring vinduer og døre.

I Bergen, i Norge blev der i 2002 foretaget en undersøgelse af PCB-indhold i jordprøver (0 - 5 cm) udtaget tæt på bygnin malings-flager fra 46 bygninger (boliger, skoler og kontorer). Overordnede resultater

røver er vist i tabel B4.5, /95/.

vinylacetat (PVA), også været anvendt til forbedring af beton og gips, idet materialet dermed bltydvs. i bygninger med en tung kerne og en lettere udfyldningskonstruktion, som kræver en fleksibel fugemasse. PCB-fugemasse har desuden været anvendt v

ger samt i beton/gips og

for disse p Prøve Antal

prøver Min. Median Maks.

mg PCB*/kg TS Jordprøver tæt på 43 0,14 41

bygninger <0,001 (0,15)** (320)**

Gips 35 <0,001 0,06 290 *** Malingsflager 5 0 2,1 1940 **

Sum af 7 PCB.

abel B4.5 Målinger af PCB i norske byggematerialer og jord i 2002, /95/.

om det ses af tabel B4.5, er koncentrationen af PCB højere i jordprøver

* Oplag af termoruder på lokalitet (PCB i fugetætner). *** Høj afvigende værdi. T Sudtaget tæt på bygninger end i gipsprøver. 30 % af de prøver, der blev udtaget tæt på bygninger, indeholdt mere end det norske kvalitetskriterium på 0,5 mg/kg TS. I malingsflager var indholdet endnu højere, men disse kan også indeholde PVA-primer, som anvendes oven på gips, før der males. Resultaterne sorteret efter henholdsvis bygningstype og -alder er vist i tabel B4.6 og B4.7, /95/. Bygningsalder Antal

prøver Min Median Maks.

mg PCB*/kg TS i gips 1950 - 59 15 <0,001 0,028 1,1 1960 - 69 14 <0,001 0,015 290** 1970 - 79 4 <0,001 0,001 0,012 * Sum af 7 PCB. ** Høj afvigende værdi.

Tabel B4.6 Norske målinger fra 2002 af PCB-indhold i gips i forhold til bygningsalder, /95/. Tabel B4.6 viser tydeligt, at medianindholdet af PCB i gips er højest i de ældre bygninger fra 1950 - 1959 og faldende i de efterfølgende år frem til 1979. Bygningstype Antal

prøver Min. Median Maks.

mg PCB*/kg TS i gips Kontorer 9 <0,001 0,018 0,044 Boliger 10 <0,001 0,42 290** Skoler 19 <0,001 0,012 75 * Sum af 7 PCB. ** Høj afvigende værdi. Tabel B4.7 Norske målinger fra 2002 af PCB-indhold i gips i forskellige

abel B4.7 viser tydeligt, at PCB-indholdet i gips i boliger er højere end i

et er ikke muligt at angive et bidrag fra byggemateriale til jorden, da det ikke vides, hvor mange huse i Danmark der har PCB i byggematerialerne. B4-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bid

en international oversigt over stofkoncentrationer i opsamlet regnvand er der

lsg Bagsværd e 17 µg/l for sum af PCB, /34/. Selv om tagvand

Hvis en have på 200 m² vandes med 10 m² regnvand/år er stofinputtet på 50 µg PCB/m²/år, dvs. 0,09 µg/kg/år. B4-3.4 drag til d rening D i tabel B4.8.

typer bygninger, /95/.

Tkontorer og skoler. D

rag

I angivet, at koncentrationen for sum af PCB varierer fra 0 - 2,6 µg/l, /33/. Ved en undersøge e over overfladeafstrømning fra vejarealer foretaget i Skovlunde

r der fundet op tiloikke forventes at have det samme indhold som vejvand, antages det, ved beregning af bidrag til haver ved vanding med regnvand, at niveauet for PCB i

gvand ligger på 1 µg/l. ta

Det skønnede lokale bi iffus jordforu

e samlede bidrag vises

PCB

µg/kg/år

Stofinput fra trafik og boligopvarmning Ingen data

Stofinput fra byggemateriale Afhængig af bygninger

Stofinput fra havevanding med tagvand 0,09

Tabel B4.8 Årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder.

Spredning af PCB ved vanding med tagvand er meget usikker og udgør en æsentlig større kilde end atmosfæriske nedfald. I realiteten kan bidrag fra

byggematerial B4-4 De s jordforurening i

byområder

g

vlokale kilde være meget mindre. For nogle ejendomme kan bidrag fra

e være af stor betydning.

t skønnede akkumulerede bidrag til diffu

I tabel B4.9 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurenini byområder. PCB µg/kg/år

Samlet stofinput til jord 0,092 Tabel B4.9 Samlet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne, regionale

og lokale kilder. I tabel B4.10 er beregnet konsekvenserne for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand. PCB mg/kg TS Jordkvalitetskriteriet* 0,02 Baggrund i jorden** 0,005 Konc. i jord efter 25 år 0,005 - 0,007*** Konc. i jord efter 100 år 0,005 - 0,014***

* Svensk kriterium, /37/. ** Analytisk detektionsgrænse. *** ”Worst case” scenario med bidrag fra tagvand.

abel B4.10 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter henholds

Som det ses af tabel B4 fus ordforurening ikke at m alitetskriterierne efter enholdsvis 25 eller 100 års belastning. Det har dog ikke været muligt at urdere størrelsesorden af emission fra byggematerialer, som muligvis kan

et væ

r B4.1

Tvis 25 og 100 års belastning.

.10, skønnes de nuværende kilder til difedføre overskridelser af jordkvj

hvudgøre sentligt bidrag. I figu er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand.

PCB

Fjerne ogionale kilderreg

Trafik ogboligopvarmningByggemateriale


Figur B4.1 Beregnede bidrag til diffus jordforurening opdelt efter kilder.

Livsstilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovn, og de individuelle størrelser kan være af væsentlige mindre betydning.

I figur B4.1 ses det, at de livsstilsrelaterede bidrag tilsyneladende er af væsentlig betydning for akkumulering af PCB i jorden, men beregninger er baseret på “worst case” scenarier, og der mangler pålidelige data for størrelse af de livsstilsrelaterede bidrag. Der kan være andre bidrag til akkumulering af PCB i jorden, herunder bidrag fra byggemateriale, men dokumentation herfor mangler.

Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder

.3.2 Havegrill

g til diffus jordforurening

-4 De ing i by

Bilag 5 Baggrundsdata og beregning af

akkumulerede bidrag til diffus jordforurening, dioxiner

B5-1 Dioxiner

5-2 B B5-2.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

jordforurening B5-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B5-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning B5-3.2 Bidrag fra byggematerialer B5-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag B5-3.3.1 Brændeovne

B5-3 B5-3.3.3 Kompostering B5-3.3.4 Fyrværkeri og bål B5-3.3.5 Gødning med aske

B5-3.3.6 Havevanding B5-3.4 Det skønnede lokale bidra B5 t skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforuren

områder

e enkelte stoffer kaldes congener, og sammensætningen i en blanding omtales m

alyse for dioxiner, som har til formål at samle og pdatere eksisterende dansk viden om dioxiner og deres forekomst i Danmark,

ger for dioxiner opgives ofte som toksiske ækvivalenter (TEQ) for en k dioxin, Sevesodioxin (2,3,7,8-tetrachlor-dibenzo-p-dioxin). Der er ret et internationalt system for beregning af TEQ r findes også

er. Dioxiner dannes normalt ved ophobning eller forbrænding af materiale, ved tilstedeværelse af halogenforbindelser og metal-

atalysatorer (f.eks. kobber). Dioxindannelsen er optimal ved 300 - 400 °C, å

ængder, /39/.

e kemiske industrier, som anvendte eller roducerede chlorforbindelser, kan have forårsaget emission af dioxiner.

B Atmosfæriske ne e k Kilder til atmosfæriske dioxiner kan være affaldsforbrænding, metalværker, halmfyringsanlæg, produktion af halmcellulose, brændeovne samt andre i

ed forbrænding af husholdningsaffald, PVC, kemikalie- og olieaffald samt f

g r

r der i Danmark en emission af dioxiner i røggas fra usholdingsaffald på 6,4 - 29 g I-TEQ/år mod 0,004 - 0,03 g I-TEQ/år fra

kemikalieaffald, /38/. Der emitteres ca. 0,8 - 36 I-TEQ/år fra energiproduktion, herunder forbrænding af kul og biomasse i diverse typer anlæg, og emissionen

B5-1 Dioxiner Dioxiner er en samlet betegnelse for 75 forskellige polychlorerede dibenzo-p-dioxiner (PCDD) og 135 forskellige polychlorerede dibenzofuraner (PCDF). Dsom en congenerblanding. Kilder til dioxin i jorden er omtalt i en rapport okilder til diffus jordforurening, /1/. Miljøstyrelsen har foranlediget udarbejd-elsen af en massestrømsano/38/. Målinspecifidefineandre system

, men de

organisk kmens de nedbrydes ved 800 - 1.200 °C. Dioxiner findes dog kun i meget smm Herudover findes dioxiner i spildevand, slam, sediment samt i flyveaske fra forbrændingsanstalter. Især tidligerp Bilaget er struktureret i følgende tre afsnit: • B5-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder. • B5-3 Lokale kilder til diffuse jordforurening. • B5-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening i

byområder.

5-2 dfald fra fjern og regionale ilder

ndustriemissioner.

Vsygehusaffald kan der ligeledes dannes dioxiner i røggassen. Indholdet a

artikler i røg asser øger dioxindannelsen og dermed emissionen, hvorfopemissionerne typisk vil være mindre ved indførelse af røgrensningsteknikker, /39/.

ra 2000 - 2002 vaFh

om er under udfasning. Emissionen fra iler med katalysator er minimal, /39/.

I årene 2000 - 2002 er dannelsen af chlorerede dioxiner for Danmark som helhed estimeret til 72-689 g I-TEQ/år. I vises den estimerede e /.

fra private brændeovne antages at være fra 0,4 - 22 I-TEQ/år. Derimod er det beregnet, at emission af dioxiner fra biler er nedadgående, idet det største bidrag kommer fra blyholdig benzin, sb

tabel B5.1mission til miljøet, /38

Emission til miljøet g TEQ-I/år Luft 11 - 163 Vand 0,4 - 1,4 Jord 0,7 - 42 Depoter 5 - 126 Tabel B5.1 Skøn sion af d i Danm 00-20 Nedfaldet over det d ndareal e eret til 1 g I-TE

vis dioxin fordeles over den danske landzone på 43.000 km², svarer det til et

I Ulfborg, ved den yst, en bu on påsom et vægtede gennemsnitsniveau, mens der ved Fredensborg,

ed Esrum sø, og Botanisk Have i København er målt henholdsvis 3,2 og 3,8

m sommeren, og sommerniveauet i Botanisk Have er dobbelt så højt som i se

net emis

anske la

ioxiner

r estim

ark i 20

3-130

02, /38/.

Q/år, /38/. Hnedfald på 0,3-3 ng I-TE

Q/m²/år.

jyske vestk er der målt lk depositi 2 pg I-TEQ/m²/dag vpg I-TEQ/m²/dag, /96/. Generelt er niveauet ca. dobbelt så højt om vinteren end oFredensborg, som er dobbelt så højt som Ulfborg, /96/. I tabel B5.2 er disværdier angivet som ng I-TEQ/m²/år. Nedfald Ulfborg (jysk

kyst) Fredensborg (Esrum sø

Botanisk Have (København)

ng I-TEQ/m²/år Sum af PCDD/PCDF

snit) 0,73 1 4 (vægtede gennem ,2 1,

Tabel B5.2 Målte nedfald af dioxiner i Danmark i 2002-2003, /96/.

nding af halm på marker har været forbudt sidgrønt affald må stadig afbrændes, men forventes ikke at bidrage væsentligt til

er.

Afbræ en 1990, men visse typer

dioxinemission

1991/1992 blev der i UK foretaget en undersøgelse af nedfald af dioxin, jf. ,

I tabel B5.3, /76/. Fluxmålinger varierede én størrelsesorden over et halvt årmed højere værdier i vinterperioden. Nedfald Manchester, UK Cardiff, UK µg/m²/år Sum af PCDD/PCDF 0,51 0,37

Tabel B5.3 Målte nedfald af dioxiner i Storbritannien i 1991/1992, /76/. I UK er der i 1998 foretaget luftmålinger, og det blev forsøgt at adskille forskellige kilder, jf. tabel B5.4. De højeste værdier ses i storbyerne, men de lokale kilder i landsbyerne bidrager ogs onerne, /90/.

å til dioxinemissi

Luftforurening Manchester Byområder

Trafik, industri, boliger

Clapham Landsby Bolig-

opvarmning (kul)

Austwick Landsby Bolig-

opvarmning (kul)

Lancester Landområde Areal uden punktkilder

pg/m³ Sum af I-TEQ 0,02 - 0,51 0,01 - 0,11 0,00

(0,098) * (0,038) * 6 - 0,096

(0,035) * 0,009 - 0,083

(0,028) * * Gennemsnit. Tabel B5.4 Målte indhold af dioxin i luftprøver i Storbritannien i 1998, /90/.

forskellige lokaliteter. Resultaterne r vist i tabel B5.5.

Emissioner og luftforurening med dioxiner har generelt været faldende iEuropa siden midten af 80érne, /97/. I Belgien er dioxinemissionen faldet med ca. 58 % fra 1985 til 1998 på grundaf forbedret drift og røg-rensning i forbrændingsanlæg. I perioden 1993 - 1999 blev der i Belgien målt nedfald af dioxin ie Målinger tæt på ng I-TEQ/m²/år Affaldsforbrændingsanlæg* 109 - 9,5 Industri 8,0 Byer 1,2 - 9,1

gennemsnit på 4 Landområder 0,26 - 4

gennemsnit på 2,2 *

Nedfaldet faldt i perioden fra 1993 til 1999 med en faktor 10.

abel B5.5 Målte nedfald af dioxin i Belgien i 1993-1999, /97/. T

om ses af tabel B5.5, er nedfaldsniveauet i landområder i Belgien ca. en l

5-2.1 De skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

I-

Sfaktor 2 lavere end i byerne. Niveauet for byerne på 1,2-9,1 ng/m²/år svarer tidet overordnede skøn over dioxinemission til det danske landareal. B

jordforurening Ved anvendelse af de danske nedfaldrater for landlige arealer på 0,73-1,2 ngTEQ/m²/år (jf. tabel B5.2) er der udført en beregning af den årlige tilførsel af dioxiner til jorden, se tabel B5.6. Dioxin pg I-TEQ/kg/år Stofinput/år til et kg jord 1,4 - 2,2

Tabel B5.6 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra fjerne og

er.

t udgøre mindre end 0,2 I-TEQ/år, mens den samlede trafik, inklusive vej-, tog- og skibstrafik

2 g I-0,015

EQ/kg/år.

regionale kild B5-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B5-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning Dioxinemissionen fra trafik (biler på veje) er skønnet agskønnes at medføre en emission på 1,3 - 1,7 g I-TEQ/år, /38/. Nedfald fra vejtrafik i den danske byzone på 2.445 km² svarer til 0,082 ng/m²/år, som udgør et stofinput til jorden på 0,15 pg/kg/år. Udenlandske undersøgelser af dioxinindhold i sod, dannet i forbindelse med boligopvarmning, indikerer, at indholdet er mindst ved oliefyr, meget højt ved kulfyr og højst ved fyring med træ, /39/. Fyring med gasolie i Danmark er vurderet at medføre en emission på 0,0TEQ/år, /38, 40/, som vil medføre et stofinput til den danske byzone på pg/kg/år.

Bidrag fra trafik og boligopvarmning kan også beregnes som forskel i nedfald i Fredensborg (på landet) og i Botanisk Have (København), jf. tabel B5.2 svarende til 0,2 ng I-TEQ/m²/år, dvs. 0,4 pg I-T

irksomhedsbrande, hvor inventaret omfatter plastvarer af PVC, polyuretan-se af dioxiner og organiske TCPP (tri(2-chor-

pr. ton forbrændt PVC. Der blev udført dioxinmålinger på overflade-røver inden for røgfanen i forskellige meters afstand fra branden. På arealer

ø ng TEQ-I/m² og på overfladeprøver inden for

organisk

laterede bidrag

de grove sodpartikler, og der er påvist rhøjet luftforurening med dioxiner i boligområder med brændeovne, dvs. i

v elser i Danmark har påvist, at de ca. 400.000

ret træ, paller, spånplade-ster, havemøbler, tryksager samt plast og skrald medfører væsentlig større

et er i 1995 - 1997 vurderet, at fyring med rent træ i Danmark medfører en ens der i 2002 antages en spredning fra 0,43 - 22

0 - 4.000 gange højere emission end rent træ, /38, 85/. edfald fra brændeovne i den danske byzone på 2.445 km² svarer til et

e, er mere end 3 gange baggrunds-

iveauet i landområder, /38/.

5-3.3.2 Havegrill

6

B5-3.2 Bidrag fra byggematerialer Vskum m.v., vil medføre dannelpropyl)phosphat). 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 dioxinpuden for r gfanen er fundet ca. 1fanen er niveauerne ca. 4 - 9 ng/m², /98/. Der dannes diverse stoffer blandt andet PCB ved åben forbrænding afmateriale og chlorholdig affald herunder PVC, /31/. B5-3.3 Diverse livsstilsre B5-3.3.1 Brændeovne Røg fra brændeovne afgiver dioxin påfoparcelhusk arterer, /7/. Undersøgprivate brændeovne bidrager til forurening med dioxiner. Afbrænding af renttræ i brændeovne er vurderet til at bidrage med 610 - 5.100 ng I-TEQ/ton træ med en koncentration af 0,1 - 0,8 ng I-TEQ/m³, /99/. Afbrænding af mælkekartoner, malet og imprægnereemission af dioxiner. Miljøstyrelsen har derfor iværksat en kampagne mod forbrænding af andre materialer end rent træ i brændeovne. Demission på 1,1 g I-TEQ/år, mg I-TEQ/år, /38, 40, 85/. Afbrænding af gran giver en højere emission af dioxinend afbrændt birk eller bøg. Pentachlorphenol (PCP) imprægneret træ resulterer i ca. 50Nstofinput til jorden på 0,33 - 16,7 pg/kg/år. DMU har målt luftkoncentrationerne i et boligområde med mange brændeovnog der er her fundet 0,07 pg I-TEQ/m³, somn BDet er vurderet at grillstegning bidrager med 6 - 15 ng I-TEQ/kg grillbriketter,/99/. Ligeledes er der fra grillkul (grillbriketter) fundet en dioxinemission på

15 ng I-TEQ/kg, /99/, og emissionen på landsbasis er vurderet at udgøre 100 - 200 µg I-TEQ/år, dvs. et stofinput på 7,6 x 10- 10-4 pg/kg/år, /38/ B5-3.3.3 Kompostering Dioxin frigives også ved kompostering af haveaffald med en emission på ca. 15 ng I-TEQ/kg TS kompost. Det er i 1995 skønnet, at der årligt anvendes ca. a ark, som med gt belastning af 1,5 - 7,5 ng I-TEQ// BI ret, at den traditionelle engelske folkefest, s 5. november - bonfire night) medfører en fire-f 00/. I 2002 er det vurderet, at bål og afbrænding af haveaffald i Danmark bidrog m 3 - 6,5 g I TEQ/år, dvs. svarende til et stofinput på 0,75 - 3,78 pg/kg/år, dvs., svarende til et stofinput

å 0,023 - 4,9 pg/kg/år, /38/

erudover forventes det, at fyrværkeri bidrager med emission af dioxin, men

med aske Danmark er der fundet et dioxinindhold i aske fra en brændeovn fyret med

træ vurderet at indeholde 75 - 500 ng I-TEQ/kg aske, mens sod fra forbrænding f træ, affald og kul indeholder op mod 42.000 ng I-TEQ/kg sod, /38, 100/.

ed beregning af bidrag fra anvendelse af aske fra brændeovne i haven antages der en værdi af 0,03 ng I-TEQ/kg TS aske og en udbringningsmængde på 0,005 kg/m²/år svarende til 0,15 pg I-TEQ/ BI er stofkoncentration opsamlet regnvand er der angivet, at koncentrationen for dioxiner fra diverse lande varierer fra 0,1 - 73 I-T V n ved vanding nvand opsamlet fra tagflader antages et niveau for dioxin i tagvand på 0,1 ng I-TEQ/l. Hvis en

ng I-arende til 9 pg I-TEQ/kg/år.

- 5 - 1,5 x

f 66.000 tons kompost i Danmm²/år eller i alt 1 - 5 g I-TEQ/å

fører en årlir, dvs. et stof input på 14 pg/kg/år,

40/.

5-3.3.4 Fyrværkeri og bål Storbritannien er det vurdevarende til vores Skt. Hansbål (ordobling af dioxinemission, /1

ed ca. 0,0

p Hder er ingen data om mængder, /38/. B5-3.3.5 Gødning I rent træ på 0,03 ng I-TEQ/kg TS i asken, /38/. I Storbritannien er aske fra rent

aAske fra brændeovne strøs ofte på køkkenhaven. V

m²/år.

5-3.3.6 Havevanding en international oversigt ov er i

EQ ng/l, /33/.

ed beregning af bidrag til have med reg

have på 200 m² have vandes med 10 m³ regnvand/år er stofinputtet på 5EQ/m²/år svT

B5-3.4 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening Til beregning af et potentielt bidrag fra brændeovne antages, at de estimerede mængder på 1,1 g I-TEQ/år fordeles over et byzoneareal på 2.445 km². De samlede bidrag vises i tabel B5.7.

Dioxin pg I-TEQ/kg/år Stofinput fra trafik og 0,4 boligopvarmning Stofinput fra byggemateriale Ingen data Stofinput fra brændeovne og 1,5 - 3 havegrill Stofinput fra fyrværkeri og bål 0,02 - 4,9 Stofinput fra havevanding

ostering 9,75 med tagvand og kompStofinput fra aske fra brændeovne 0,0003

Tabel B5.7 g til diffus jordf Som det ses af tabel B5.7, kan bidraget ved vanding med tagvand være

lder. Dette bidrag er dog baseret på et

i y

dforurening

Årligt bidra orurening fra lokale kilder.

væsentligt i forhold til de andre lokale kimeget usikkert skøn. B5-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening

b områder I tabel B5.8 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jori byområder. Dioxin pg I-TEQ/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand, 2,6 brændeovne el. fyrværkeri Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand, 16 - 20 brændeovne, fyrværkeri m.v.*



regionale og lokale kilder. Da havevanding med tagvand og gødskning med aske fra brændeovne er individuelle valg, som kun påvirker nogle ejendomme, er det samlede bidrag

både vist med og uden disse valg. Som det ses af tabel B5.7, er disse livsstils-relaterede aktiviteter af stor betydning for bidraget af dioxin til diffus jord-forurening. Som det ses af tabel B5.8, har de lokale kilder, herunder bidrag fra vanding med tagvand, væsentlig betydning i forhold til de fjerne og regionale kilder. I tabel B5.9 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven mv. Dioxin ng I-TEQ/kg TS Jordkvalitetskriteriet (10)* Baggrund i jorden** Land By 0,5 - 0,9 0,6 - 11,8


Konc. i jord efter 100 år 0,76 - 2,9*** 0,86 - 13,4*** * Sverige, /37/.

det ses af tabel B5.9, skønnes de nuværende kilder til diffus jordforurening ikke at medføre overskridelser af jordkvalitetskriterierne i landsområder efter henholdsvis 25 eller 100 års belastning. I byområder, hvor der i forvejen kan være en belastning, som overskrider jordkvalitetskriterium, vil der ses en fortsat akkumulering af dioxiner. Det bemærkes, at beregninger er baseret på få data, og at de derfor er usikre. Ligeledes har det ikke været muligt at vurdere emissionerne fra byggematerialer, som kan udgøre et væsent-ligt bidrag. I figur B5.1 er bidraget fra de forskellige kilder illustreret. Ved det livsstils-relaterede bidrag antages det, at haven vandes med tagvand.

** Rapport om dioxin i danske jord, /41/. *** “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand og brændeovne. Tabel B5.9 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter

henholdsvis 25 og 100 års belastning. Som

Dioxin

Fjerne og regionalekilderTrafik ogboligopvarmningByggemateriale


B .1 Ber opdelt efter kilder. iv ed id rrelser

kan være af væsentlig

I figur B5.1 ses de srelaterede bidrag tilsyneladende er af væsentlig betydning for akkumulering af dioxin i jorden i forhold til bidrag fra boligopvarmning og trafikken, men beregninger er baseret på “worst case” scenarier. Der kan være andre bidrag til akkumulering af dioxin i jorden, herunder boligbyggemateriale, men dokumentation herfor mangler.

Figur 5 egnede bidrag til diffus jordforurening L sstilsrelaterede bidrag omfatter “worst case” scenario mb rag fra tagvand og brændeovne, og de individuelle stø

e mindre betydning.

t, at de livsstil

g beregning af

er B6-

6-

e bidrag til diffus jordforurening

Bilag 6 Baggrundsdata oakkumulerede bidrag til diffus jordforurening, chlorerede forbindelser

B6-1 Chlorerede forbindelser B6-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kild

2.1 γ-HCH - hexachlorcyclohexan (Lindan) B6-2.2 Hexachlorbenzen-HCB

B 2.3 DDT B6-2.4 Det skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

jordforurening B6-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B6-3.1 Diverse livsstilsrelaterede bidrag B6-3.2 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening

6-4 Det skønnede akkumuleredBi byområder

e chlorerede pesticider omfatter bl.a.: Lindan, DDT og hexachlorbenzen.

og nedbrydes kun meget langsomt. den for Vesteuropa anvendes der stadig chlorerede pesticider. Anvendelsen af

ng til, at disse spredes til det meste af jorden via global ftforurening.

indan er et pesticid, som består af γ-hexachlorcyclohexan, men andre isomer,

ed vurdering af PAH-deposition over Europa er der skønnet en deposition af

eposition i Frankrig i perioden 1999 - 2002 er mellem 5 - 16 µg/m²/år for γ-

uftmåling af γ-HCH i Birmingham, Storbritannien (UK) var lavere i 2000 ³) end i 1997 (940 pg/m³), som kun ikere faldende anvendelse,

1/. Forhold af α-HCH til γ-HCH ved målinger i 1999-2000 var 0,064, /91/. ålinger af γ-HCH var på samme niveau s ålinger i UK i perioden

1999, men var højere end målinger i Norge på 48 pg/m³, /91/.

015 ng/m³ i ften og 0,3 ng/l i nedbør og nedfald i Danmark er skønnet at være mindre end

ver landet mens tørdeposition på havet er 2 gange højere end våd-eposition, /80/.

evet undersøgt i 1988, jf. tabel B6.1. I n er det bemærket at nedfaldet er højst i peri meget nedbør, /73,

4/.

B6-1 Chlorerede forbindelser DStofferne karakteriseres ofte som persistente organiske miljøgifte (POP). Anvendelse af disse stoffer er ophørt for mange år siden i Danmark og Vesteuropa, men de findes stadig i jordenUstofferne giver anlednilu B6-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder B6-2.1 γ-HCH - hexachlorcyclohexan (Lindan) Lsom α- hexachlorcyclohexan, kan også være til stede i blandinger. Vγ-HCH over Danmark på 250 t/år svarende til mindre end 6 µg/m²/år, /78/. DHCH og 1,5 - 5,4 µg/m²/år for α-HCH, /88/. L(449 pg/m ne ind/9M om andre m1996 - Baggrundskoncentrationen for lindan i Europa estimeret på 0,lu6 µg/m²/år, /80/. Der er vurderet, at tørdeposition svarer til 10% af våddepo-sition od HCH-nedfald ved Sveriges vestkyst er blartikle oder med7 Nedfald 1988 µg/m²/år α-HCH 0,3 - 13,9 β-HCH 0,2 - 7,3 γ-HCH 2,37 - 153 Sum af HCH 2,92 - 175 Tabel B6.1 Målte nedfald for lindan-isomer i Sverige i 1988, /73/.

B6-2.2 Hexachlorbenzen-HCB Hexachlobenzen er et chlorholdigt pesticid. Deposition i Frankrig i perioden 1 - 3,4 r for /. I Sv 1988 er der

ålt nedfald af 0,27-11,7 µg/m²/år, /73/.

B6-2.3 DD

-2,2-bis(p-chlorophenyl)-than) er et pesticid, som ofte indeholder forskellige urenheder som DDE

er mellem 0,6 - 1,4

g/m²/år for DDE, /88/.

dholdet af DDT og DDE i Birmingham, Storbritannien (UK) i 1999 - 2000

r kun fundet små mængder DDT i regnvand i Italien (< 8 - 200 ng/l), /81/.

stkyst i 1988, jf. tabel B6.2. Det er t nedbør, /73/.

999 - 2002 er mellem 1,4 µg/m²/å HCB, /88 erige im

T DDT (dichloro-diphenyl-trichlorethan; 1,1,1-trichloroe(dichloro-diphenyl-dichloroethylen). DDE er også et nedbrydningsprodukt afDDT. Deposition i Frankrig i perioden 1999 - 2002 µ Invar henholdsvis 3,1 og 8.4 pg/m³, /91/. Forhold af DDT:DDE er 0,37, /91/. Der e DDE-nedfald er undersøgt ved Sveriges veobserveret at nedfald er højst i perioder med mege Nedfald 1988 µg/m²/år DDE 1,5 - 3,1 Tabel B6.2 Målte nedfald for DDT i Sverige i 1988, /73/. Desuden ved sammen undersøgelse er DDT-indhold i luftprøver målt, jf. tabel

6.3. B

Luftkoncentration. 1988 D pg/m³ 5,3 - 13 DE T ntration DDT i Sverige i 1988, /73/.

B rne og regionale bidrag til diffus

D rede fo er til di dforurenberegnet i tabel B6.4 ved anvendelse af nedfaldshasB

abel B6.3 Målte luftkonce er af

6-2.4 Det skønnede fjejordforurening

en årlige tilførsel af chlore rbindels ffus jortigheder fra tabel B6.1 og

ing er

6.2.

HCH HCB DDT ng/kg/år Stofinput/år til et kg jord 5 - 324 0,5 - 22 4 - 6


regionale kilder.

er er ingen data omkring lokale kilder til diffus jordforurening fra hverken trafikken, boligopvarmningen og bygg rialer. B6-3.1 I er stofko ioner let regnvand er der angivet at koncentrationerne for lindan, HCB og DDT varierer som følgende, /

DT 0,00036 - 1 µg/l.

Der antages, a tagvand ved beregning af bidraget til aven ved vanding med regnvand er på 0,05 - 0,5 µg/l. Hvis en have på 200 m²

B6-3 Lokale kilder til diffus jordforurening D

emate

Diverse livsstilsrelaterede bidrag

en international oversigt ov ncentrat i opsam

33/:

Lindan 0,002 - 11 µg/l HCB 0,00046 - 0,099 µg/l D

t niveauer for disse stoffer i hvandes med 10 m² regnvand/år er stofinputtet ca. 5 - 46 ng/kg/år. B6-3.2 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening De samlede bidrag vises i tabel B6.5. HCH HCB DDT ng/kg/år Stofinput fra trafik - - - Stofinput fra byggemateriale - - - Stofinput fra brændeovne og havegrill - - -


Stofinput fra havevanding med tagvand 5 - 46 5 - 46 5 - 46

Stofinput fra aske fra brændeovne - - -

- Ingen data.

abel B6.5 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening fra lokale kilder.

om det ses af tabel B6.5, er der kun fundet data for bidrag fra vanding med

nede akkum ede bidragbyområder

I tabel B6.6 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening

T Stagvand. B6-4 Det skøn uler til diffus jordforurening i

i byområder. HCH HCB DDT ng/kg/år Samlet stofin

ed tagvand, 5 - 324 0,5 -22 4 - 6 put til jord uden

havevanding mbrændeovne el. fyrværkeri Samlet stofinput til jord med havevanding med tagv 10 - 370 5 - 68 9 - 52 and*



regionale og lokale kilder. Som det ses af tabel B6.6, har bidrag fra vanding med tagvand ikke særlig betydning for bidraget af HCH til den diffuse jordforurening, set i forhold til de fjerne og regionale kilder. De indsamlede data viser derimod for stofferne HCB og DDT, at havevandingen med tagvand har stor betydning for jordens akkumulerede indhold af stofferne. I praksis er forholdet mellem fjerne, regionale og lokale kilder ganske usikkert, da det tilgængelige datamateriale er begrænset. I tabel B6.7 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven mv.

HCH HCB DDT

µg/kg TS Jordkvalitetskriteriet 600 500


Konc. i jord ef 5 år 10ter 2 9 - 109* 102 - 102* 101 - 101*

Konc. i jord efter 100 år 137 - 137* 107 - 107* 105 - 105* * “Worst case” scenar gvand.

Over orurening efter henh

af tab r til iffus jordforurening meget begrænsede og antages hovedsagelig at stamme fra

io med bidrag fra ta

Tabel B6.7 sigt over beregnet bidrag til diffus jord

ing. f

oldsvis 25 og 100 års belastn Som det ses el B6.7, er bidrag fra de chlorerede pesticider fra kildedatmosfæriske nedfald.

Baggrundsdata og beregning af

forurening

Bilag 7 akkumulerede bidrag til diffus jordforurening, phthalater

B7-1 Phthalater B7-2 Atmosfæriske nedfald fra fjerne og regionale kilder B7-2.1 Det skønnede fjerne og regionale bidrag til diffus

jordforurening B7-3 Lokale kilder til diffus jordforurening B7-3.1 Bidrag fra trafik og boligopvarmning

B7-3.2 Bidrag fra byggematerialer B7-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag B7-3.4 Det skønnede lokale bidrag til diffus jordforurening B7-4 Det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jord

i byområder

hthalater er en gruppe kemikalier, der siden 2. Verdenskrig har været anvendt om blødgørere i plastbaserede produkter. De mest anvendte phthalater er

lphthalat (DnBP), som siden 1930’erne har været anvendt i blød PVC og ethyl-hexyl) phthalat (DEHP), som har været anvendt siden 1950’erne. I

edet et bredt spektrum af phtha rskellige

igives fra plast- og po mermaterialer. ing af phthalater fra polyvinylgulve og udvaskning af

hthalater fra plasttryk på tøj. Ligeledes er der påvist migration fra forskellige l. ding

f plastholdige varer og deponering på lossepladser medføre betydelige

er sker desuden emission fra phthalatholdige rengøringsmidler og fra


ark, jf. tabel 7.1.

B7-1 Phthalater Psdibutydi-(2-dag findes der på markprodukter.

later i fo

Phthalater er problematiske, idet de fr lyDer er påvist afdampnpmaterialer (b a. plastrør) til miljøet (jord og vand). Ligeledes kan forbrænaemissioner til både luft, jord og vand. Dplastflasker via husholdningsspildevand. B Der er i 1996 foretaget nedfaldsmålinger af phthalater i DanmB

Blovstrød Ganløse µg/m²/år DnBP 230 270

<200 300

<100 330

BzBP 15 13

13 12

17 14 DEHP 420 480

390 1.000

390 590

Tabel B7.1 Målte nedfald af phthalater i Danmark i 1996, /101/.

esuden er der beregnet et gennemsnitligt årligt nedfald i Danmark af DnBP Dog DEHP på 280 µg/m²/år og 540 µg/m²/år, /101/. Phthalater findes i over-vejende grad som partikulært bundet. Det skønnede nedfaldet af DEHP i Københavnsregionen er ca. 730 µg/m²/år, /36/.

n massestrømsanalyse, /102/, fra 1992 har anslået følgende samlede udslip af Ephthalater (dvs. både fjerne og regionale samt punktkilder), jf. tabel B7.2. Udslip af phthalater (tons/år) Luft 1,4 - 20 Vand via spildevands-rensningsanlæg 13 - 18

Jord via spildevandsslam og komp 8 ost 5 - Deponi (punktkilder) .400 1.600 - 4 T Det samlede udslip af phthalater i Danmark i 1996, /102/. Phthalatindholdet i regnvam oligområde blev målt fra 3,7 - 11,4 µg/l, /81/ B rne og r gionale bidrag til diffus jordforurening D ater til jordforure r beregnet B7.1 ved anvendelse af nedfaldshastigheder, se tabel B7.3.

abel B7.2

nd i centrum af en by i Italien var fra 3,2 - 8,3 µg/l, ens der i et nærliggende b

7-2.1 Det skønnede fje e

en årlige tilførsel af phthal diffus ning e i tabel

DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Stofinput/år til et kg jord 0,36 0,03 1,1


regionale kilder.

og boligopvarmning

således medføre et bidrag med phthalater til vejarealer, /103/.

B7-3.2 Bidrag fra byggematerialer Ingen data. B7-3.3 Diverse livsstilsrelaterede bidrag I en international oversigt over stofkoncentrationer i opsamlet regnvand er der angivet, at koncentrationen for phthalater ligger fra 0,2 - 130 µg/l, /33/. Det antages, ved beregning af bidrag til haver ved vanding med regnvand fra tagflader, at niveauet for phthalater i tagvand er på 1 µg/l.

B7-3 Lokale kilder til diffus jordforurening

B7-3.1 Bidrag fra trafikUndervognsbelægning på biler består af blød PVC, som indeholder phthalater, og slitage kan

Såfremt en have på 200 m² vandes med 10 m³ regnvand/år, tilføres et stofinput på 500 µg/m²/år, svarende til 0,09 µg/kg/år for de enkelte phthalater. B kale bidrag til diffus jordforurening D l B7.4.

7-3.4 Det skønnede lo

e samlede bidrag vises i tabe

DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Stofinput fra trafik - - - Stofinput fra

ateriale - - byggem -

Stofinput fra brændeovne og havegrill - - -


Stofinput fra havevanding 0,09 0,09 0,09 med tagvand Stofinput fra aske fra brændeovne - - -

- Ingen data.

idrag til diffus jor ng fra lokale kild

B7.4, er der k ed

e akk bid jord i

tabel B7.5 er vist det skønnede akkumulerede bidrag til diffus jordforurening

Tabel B7.4 Årligt b dforureni er. Som det ses af tabel un fundet data for et bidrag fra vanding mtagvand. B7-4 Det skønned umulerede rag til diffus forurening

byområder I i byområder.

DnBP BzBP DEHP µg/kg/år Samlet stofinput til jord uden havevanding med tagvand, brændeovne eller fyrværkeri

0,36 0,03 1,1

Samlet stofinput til jord med havevanding med tagvand* 0,45 0,12 1,2



regionale og lokale kilder. Som det ses af tabel B7.5, har bidrag fra vanding med tagvand væsentlig betydning i forhold til de fjerne og regionale kilder for BzBP. I tabel B7.6 er der udført beregning af konsekvenser for jord efter henholdsvis 25 og 100 års belastning for scenarier både med og uden med havevanding med tagvand og med udstrøning af aske fra brændeovne på køkkenhaven mv. DnBP BzBP DEHP

µg/kg/år

Jordkvalitetskriteriet 250.000 25.000


Konc. i jord efter 25 år 159 – 161* 150 -153* 178 - 180*

Konc. i jord efter 100 år 186 - 195* 153 - 162* 260 - 270* * “Worst case” scenario med bidrag fra tagvand.

Tabel B7.6 Oversigt over beregnet bidrag til diffus jordforurening efter henholdsvis 25 og 100 års belastning.

Som det ses af tabel B7.6, vil bidragene fra de fjerne, regionale og lokale kilder medføre målbare ændringer i jordkoncentrationerne, men disse er dog en faktor 100 lavere end jordkvalitetskriterierne.

data og beregning af

se stoffer

Bilag 8 Baggrundsakkumulerede bidrag til diffus jordforurening, diver

B8 Diverse stoffer B8-1 Bromerede flammehæmmere B8-2 Polychlorerede naphthalener (PCN) B8-3 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS)

romerede flammehæmmere er en gruppe af forskellige organiske stoffer, der

r og skum til isolering mv., således at pro-ukterne kan opfylde kravene til brandsikkerhed. Stofferne findes således i en

De mest problematiske stofgrupper er PolyBromerede Biphenyler (PBB) og PolyBromerede DiphenylEthere (PBDE est anvendte bromerede flammehæmm traBr enol A (TBBPA).

etegnelsen bromerede flammehæmmere dækker op mod 75 stoffer, der

materialer, som r og elektronisk udstyr, som omputere, fax- og kopimaskiner, /42, 43, 44/. Fælles for alle brandhæmmere

Poly ere er blevet anvendt som brandhæmmere i installationer, industriautomater, transportmidler og

re - PBDE, som anvendes i fyldstof i bilsæder, i elinstallationer, computere og andre elektriske apparater. EU

er -

r, herunder kabinetter og epoxybaserede printkort i radioer, computer, fjernsyn o.l.

r i

nelsen POP - Persistent rganic Pollutants, /42, 44/.

år elektronisk udstyr og installationer bliver varme, kan der ske afdampning

. 0 som

erstatning for PBDE. De laveste indhold i luften er fundet i fjerne områder i

B8 Diverse stoffer B8-1 Bromerede flammehæmmere Bhar det til fælles, at de indeholder brom, som virker brandhæmmende. Stof-ferne tilsættes bl.a. plastmaterialedrække elektriske og elektroniske produkter, som f.eks. computere, fjernsyn og biler.

). Den momoBisPher i Danmark er Te

Banvendes til bekæmpelse af brand og som brandhæmmere i forskellige

møbler, tekstiler, byggematerialecer, at de har en meget høj antændelsestemperatur. Blandt stofferne findes følgende stofgrupper, /42, 44/:

• bromerede biphenyler - PBB, som tidlig

elektronisk apparatur, bl.a. penta- og octa-BDE • Polybromerede biphenylethe

har vedtaget et forbud, der trådte i kraft medio 2004, og som forbydto af de mest problematiske bromerede flammehæmmere, nemlig pentaBDE og octa-BDE.

• Tetrabrombisphenol A - TBBP A, som indgår som brandhæmmer i diverse plastmateriale

• Hexabrom cyklododecan - HBCD, som anvendes som brandhæmmeflamingo til isolering af byggeri og biler.

Bromerede flammehæmmere klassificeres under betegO Naf især PBB og PBDE og ved affaldsforbrænding dannes bromdioxiner, /42/. Det antages, at størsteparten af stofferne optages i regn og støv og ender i spildevand samt jord- og vandmiljøet, /42, 44/. I Sverige og Finland er der i 2000 - 2001 målt luftindhold på mellem <0,001 - 0,61 ng/m³ af bromerede flammehæmmere anvendt til tekstiler - hexabromocyclododecane - HBCDHBCD har været anvendt i Sverige siden 1990 og frem til slutning af 200

ålinger af nedfaldsrater å et niveau mellem 0,073 - 134 µg/m²/år : De de højeste værdier (1,9 - 134

råder omkring Stockholm, /104/.

34 µg/m²/år, se tabel B8.1

Finland og Sverige, mens der omkring Stockholm i 2000 og 2002 er målt mellem 0,08 - 0,61 ng/m³, /104/. Der erogså foretaget mpµg/m²/år) er ligeledes målt i om I jorden tæt på en produktionsvirksomhed er der i 2000 i Sverige fundet fra 140 - 1.300 µg HBCD/kg TS, /104/. Den årlige tilførsel af bromerede flammehæmmere til diffus jordforurening er beregnet ved anvendelse af nedfaldsraten på 1

HBCD µg/kg/år

Stofinput/år til et kg jord 0,25 Tabel B8.1 Beregnet årligt bidrag til diffus jordforurening (i Sverige) fra

fjerne regionale og lokale kilder.

ige bidrag i tabel B8.1 vil der efter 100 år have været g jord. D nsev BCD i jorden.

rerede n alener (PCN)

skabe , PCB og dioxiner, idet de er umobile ulerer i jorde.

endt til sam ormål som PCB issions-

ulikolie, skæreolie, immersionsolie, flammehæmmer, pesticider rvering af træ og Desuden dannes PCN under forbrænding igt materiale, /45/. PCN findes desuden også som en signifikant

landinger.

mråder i Sverige er for sum af 35 PCN-rbindelser målt mellem 0,46 - 3,6 µg/kg, hvor den højeste værdi er fundet i

rbindelser målt til mellem 0,13 - 0,144 µg/kg, /45/.

Der findes op mod 175 PFOS-lignende (fluorerede alkylsulfonatforbindelser) stoffer, som skønnes at kunne blive nedbrudt til perfluoroktanylsulfonat -PFOS. PFOS-lignende stoffer findes i imprægneringsmidler til tekstiler, læder, papir, i maling, lak og trykfarver/serigrafifarver, i voks og gulvpoleringsmidler i almene rengøringsmidler, i midler til rengøring af metaloverflader eller tæpper og i mindre omfang som brandhæmmende midler, bl.a. i fly. Da

Med det beregnet årltilført 25 µg HBCD/k er findes ingen græ ærdi for H B8-2 Polychlo aphth PCN har samme egenhydrofobe og akkum

r som PAH

PCN har været anv me f i varmetransmvæske, hydrasamt i konse papir.af chlorholdurenhed i PCB-b Median koncentrationer i jord i byofoboligområder. I landområder er median koncentrationer for sum af PCN-fo B8-3 Perfluoroktanylsulfonat (PFOS)

stofferne er persistente i miljøet, og der sker en bioakkumulering, er disse frem

B8-4 Duftstoffer Syntetiske duftstoffer har på grund af deres persistens og hydrofobe egenskaber været identificeret som kritiske organiske forureningsstoffer, som binder til organisk materiale. Da disse stoffer anvendes i store mængder i parfume, sæbe, cremer, detergenter, rensemidler og diverse husholdningsrengøringsmidler, kan de findes i store mængder i spildevand, /48/. Der er foretaget målinger af duftstoffer (polycycliske musks) i regn- og spildeslam i prøver fra Danmark, Finland, Island, Norge og Sverige, /49/. Disse stoffer anvendes i kosmetik, rengørings- og rensemidler, m.m. I tabel B8.2 er vist resultaterne fra de danske prøver, /49/.

stoffer i fokus som tidige problemstoffer, /46, 47/

Regnvand Spildevandslam ng/l µg/kg TS Cashmeran (DPMI) n.d. n.d. - 54 Celestolide (ADBI) n.d. 63 - 294 Phantolide (AHDI) n.d. <12 - 32 Traseolide (ATII) n.d. n.d. - 891 Galaxolide (HHCB) n.d. - 29*

11.400 - 26.500

Tonalide (AHTN) n.d. 1.130 - 3.610 Muskxylen n.d. n.d. Muskketon n.d. n.d. Musk ambrette n.d. n.d. - 83 * Kun i 2 ud af 6 prøver. n.d. Ikke påvist over detektionsgrænsen. Tabel B8.2 Duftstoffer i regnvand og spildevand i Danmark i 2002, /49/. Som det ses af tabel B8.2 er mængder af duftstoffer i regnevand lavt ,og det vurderes derfor, at bidrag til diffus jordforurening i byområder ligeledes er lav.

ilag 9 DMU: Notat om deposition af PAH og Btungmetaller

otat om deposition af PAH og tungmetaller N Udført af Carsten Ambelas Skjøth ([email protected]; TLF 46301878), Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Atmosfærisk Miljø (DMU-ATMI) med faglig bistand fra

ge Tabel 1, at gge i området 0,1 til 56,7 mg/m²år alt afhængig af, hvilket tungmetal det drejer sig om. Der er

r for Cadmium (Ellermann et. al., 2004).

Rosanna Bossi, Ole Hertel, Kaare Kemp og Marianne Glacius - alle DMU-ATMI Den totale årlige depositionen af tungmetaller for de danske byer vurderes ifølligivet estimater for København, Århus og Aalborg, da DMU inden for LMP-programmet her måler koncentrationen af tungmetaller. Variationen i depositionsniveauerne mellem byerne er dog minimal. Tungmetallet Crom er udeladt pga. kontaminering af filtrene fra prøveopsamleren og Cadmium fordi de fleste måleresultater er under detektionsgrænsen. Den årlige middelværdi af våddepositionen er ved de danske baggrundsstationer målt til 0,14 mg/m²år for Crom og 0,05 mg/m²å

Tabel 1. Estimater for årlig deposition af tungmetaller til de danske byer baseret på målinger ogberegninger. Jern (Fe)

[mg/m²] Nikkel (Ni)

[mg/m²] Kobber (Cu)

[mg/m²] Zink (Zn) [mg/m²]

Arsen (Ar) [mg/m²]

Bly [mg/

(Pb) m²]

København 56,0 0,4 1,5 7,1 0,1 1,3 Århus 56,7 0,4 1,3 7,0 0,2 1,2 Aalborg 53,0 0,3 1,2 6,9 0,1 1,2

Metoden til bestemmelse af depositionen er beskrevet i Appendix 1. Usikkerheden på depositionerne vurderes at ligge fra ca. –50 % ca. +100 %,hvilket skyldes usikkerheder i orbindelse med målingf

tøer samt usikkerheder i forbindelse med modelberegninger af

E en at væ æsent for den rende si uation, idet variationerne i siti cen lu v este p

H forbindelser til de danske byer er estimeret til at ligge i mrådet 90 til 880 µg/m²år. Metoden til bestemmelse af depositionen er beskrevet i Appendix

2. Estimatet er baseret dels på målte værdier i nedbør fra et svensk kampagnestudie i 1991 - 1994 og dels på en beregnet tørdeposition, hvor koncentrationen af PAH-forbindelserne er estimeret på baggrund af nogle nye danske kampagnestudier.

Ust ra Sverige, hvor koncentrationen af PAH for ser i lu tørr i Danmark i dag. D r netop nu på nemføre en række r af forbin i nedbResultatet af disse analyser r til at indgå i det started , ogførste rapporter inden for de gram v at ligg i midte 05.

rdepositionshastigheder.

stimaterne er baseret på 2003 data, m vurderes re repr ative nuvæt våddepo

ar år. on og kon trationer i ften ikke har ændret sig

æsentligt over de sen

PAH forbindelser Den samlede årlige deposition af PAo

sikkerheden på PAH depositionen er dog væsentlig større end for tungmetallerne, idet ørstedelen af depositionen er baseret på mere end 10 år gamle målinger f

bindel ften var s e end det er

MU arbejde at gen målinge PAH delser ør. komme nyligt e NOVANA program de tte pro entes e klar n af 20

egning af den totale deposition af ngmetallerne Jern, Nikkel, Kobber, Zink, Arsen og Bly, for hvilke DMU-ATMI måler

Tungmetaller kan deponere til overfladen enten som partikler vha. gravitationel settling eller i

Metoden til bestemmelse af tungmetaldeposition svarer til metoden for bestemmelse af kvælstofdeposition ved målestationerne i det danske overvågningsprogram (Ellermann et al., 2003). Her adderes målingerne af våddeposition med et tørdepositionsestimat baseret på koncentrationsmålinger samt beregnede tørdepositionshastigheder. Tørdepositionsestimatet er således baseret på målt meteorologi, målte partikelkoncentrationer samt viden om, hvordan partikler deponerer til overflader. Der er desværre ikke foretaget målinger af våddeponerede tungmetaller i byerne. Derfor benyttes et våddepositionsestimat baseret på årsgennemsnittet fra de danske baggrundsstationer (Ellerman et al., 2004) som gældende for byområderne. De målte våddepositoner indeholder også en mindre mængde tørdeponeret tungmetal, men pga. koncentrationsforskellen mellem land og by vurderes fejlen af have minimal betydning. For nogle tungmetaller vil våddepositionen dog godt kunne være en faktor 2 - 3 større i byerne (Gélinas and Schmit, 1998), hvilket vurderes at være pga. af at tørdeponeringen her er større. Bidraget fra tørdepositionen i byområder beregnes dog separat i dette notat. Den årlige våddeposition i Danmark af de tungmetaller for året 2003 ses i Tabel A1.1. De varirer fra knap 47 mg/m² til 0,1 mg/m² alt afhængig af hvilket metal det drejer sig om (Ellermann et al., 2004).

Tabel A1.1. Årlig våddeposition af tungmetaller til det danske område baseret på målinger i NOVA programmet (Ellerman et al, 2004).

Appendix 1 I dette appendix beskrives den anvendte metode til bertukoncentrationerne i luften og nedbøren.

forbindelse med nedbørsepisoder, hvor tungmetallerne bliver optaget af regnen.

Jern [mg/m²]

Nikkel [mg/m²]

Kobber [mg/m²]

Zink [mg/m²]

Arsen [mg/m²]

Bly [mg/m²]

Landsgennemsnit 45,29 0,22 0,99 6,16 0,11 0,93 Usikkerheden på våddepositionen vurderes ikke at overstige 30 %, og års til års variationen er lille. Således varierer våddepositionen i 2003 kun med op til 15 % i forhold til målingerne for 2002 (Ellermann et. al, 2003). Tørdeponering af tungmetallerne bestemmes pba. målte daglige koncentrationer og beregnede daglige tørdepositionshastigheder. Det årlige tørdepositionsestimat for 2003 til de forskellige byer ses i Tabel A2.2

Tabel A1.2. Årlig tørdeposition af tungmetaller til de danske byer baseret på koncentrationsmålinger i NOVA programmet (Ellermann et. al, 2004) og beregnet for året 2003. Jern

[mg/m²] Nikkel [mg/m²]

Kobber [mg/m²]

Zink [mg/m²]

Arsen [mg/m²]

Bly [mg/m²]

København 10,66 0,13 0,49 0,91 0,03 0,33 Århus 11,39 0,16 0,28 0,87 0,04 0,27 Aalborg 7,72 0,09 0,23 0,71 0,03 0,23

Således ser man, at den beregnede tørdeponering af tungmetaller i København, Århus og Aalborg kun varierer i mindre grad. Usikkerheden på baggrund af beregnede tørdepositionshastigheder er vurderet til at ligge mellem –50 % og +200 % på baggrund af at partikelstørrelserne kan varierer væsentlig. En ændret partikelstørrelse vil ændre depositionshastigheden pga. øget gravitation. På trods af den relativt store usikkerhed i

f den tørdeponerede del af tungmetaldepositionen, har dette relativt lille matet af den totale deposition, idet den totale deposition for de fleste stoffers

sikkerheden på baggrund af koncentrationsmålingerne er fra 10-50 %, mindst for jern, størst

bestemmelsen aetydning for estib

vedkommende domineres af bidraget fra våddepositionen. Ufor arsen. Variation mellem månederne omkring en faktor 2. Derfor vurderes den samlede usikkerhed (Tabel 1) for tungmetaldepositionen på årsbasis til de danske byer at ligge i intervallet –50 % til +100 %.

forbindelse med det nye overvågningsprogram, som startede i 2004, skal DMU måle PAH-

men nedbørsprøverne forventes først at blive analyseret i DMUs laboratorium i løbet af december

åned. Derfor vurderes våddepositionen på baggrund af kampagnemålinger (Brorström-

rfor baseres ftkoncentrationerne på baggrund af kampagnemålinger. Typiske sommer og vinterværdier af

af andre delser omregnet til benz(a)pyren (Marianne Glasius, DMU, pers. comm.) Niveauet

er omkring en faktor ti lavere end hvad der målt i kampagnemålingerne ved den svenske vestkyst (Brorström et. al,1994), hvilket kan skyldes at målingerne i Sverige er foretaget i 1989

g 1990, samt at målingerne kun dækkede en begrænset periode.

Tabel A1.2. Typiske sæsonkoncentrationer af PAH forbindelser i de danske byer baseret på koncentrationer fra kampagnemålinger i byer foretaget af DMU(Marianne Glasius, pers. comm).

Appendix 2 I dette appendix beskrives metoden til beregning af den totale deposition af PAH forbindelser til de danske byer. I forbindelser i nedbør. Målemetoden, som skal anvendes til disse målinger, er nu udviklet, og de første nedbørsprøver er indsamlet (Rosanna Bossi, DMU, pers. comm.),

mLunden et. al, 1994) fra den svenske vestkyst. PAH depositionen i Sverige er målt til at varierer mellem 0.21 µg/m2d-1 til 2.0 µg/m2d-1 hvilket på årsbasis svarer til 76 µg/m² til 730 µg/m². DMU foretager ikke rutinemæssig monitering af PAH koncentrationer i luften. DeluPAH-forbindelser i Danmark (Marianne Glasius, DMU, pers. comm.) ses i Tabel A1.2. Tabellen opgiver benz(a)pyren koncentrationsniveauet samt toxicitets-ækvivalenterPAH forbin

o

Benz(a)pyren [ng/m3]

andre PAH forbindelser (partikler)[ng/m3]

Sommer 0,1 0,1 Vinter 0,75 0,6

Ud fra de typiske sommer- og vinterværdier estimeres en sinusformet sæsonvariation af PAH-forbindelsernes koncentrationsniveau, hvor maximum er 1. februar og minimum 1. august. Efterfølgende estimeres tørdepositionen af PAH forbindelser til de danske byer på samme måde som for tungmetallerne, idet det antages, at hovedparten PAH-forbindelserne er bundet til partikler og derfor tørdeponerer på tilsvarende måde som for tungmetaller.

Tabel A1.2. Årlig tørdeposition af PAH forbindelser til de danske byer baseret på koncentrationer fra kampagnemålinger foretaget af DMU(Marianne Glacius, pers. comm) og beregninger for året 2003. Benz(a)pyren

[µg/m2] andre PAH forbindelser [µg/m²]

Total PAH [µg/m2]

Tørdeposition til byer 16 13 30 Usikkerheden på de beregnede tørdepositionshastigheder er estimeret til at ligge i området –50 % til +200 % alene på baggrund af at partikelstørrelserne kan varierer væsentlig. Usikkerhederne på koncentrationerne er ligeledes væsentlig og den samlede tørdeponerede PAH kan derfor let have en usikkerhed på en faktor 5. På trods af usikkerhederne relateret til tørdepositionsestimatet vurderes det, at våddepositionen udgør størstedelen af den samlede PAH deposition. Tørdepositionen på årsbasis vurderes derfor til at ligge i området 15 - 150 µg/m Våddepositionen på årsbasis vurderes i første omgang til at ligge i området 76 til 730 µg/m. Et forsigtigt estimat er derfor at den samlede deposition af PAH forbindelser til de danske byer er i området at ligge i området 90 til 880 µg/m².

Referencer

den E., Lind organic the atmosphere , Vol. 28,

No 22, pp. 3605-3615, 1994 Ellermann, T., Hertel, O., Kemp, K. & Monies, C. 2003: Atmosfærisk deposition. NOVA-2003. Danmarks Miljøundersøgelser. - Faglig rapport fra DMU 418: 82 s. (elektronisk). http://www.dmu.dk/1_viden/2_Publikationer/3_fagrapporter/rapporter/FR418.pdf Ellermann, T., Hertel, O., Ambelas Skjøth, C., Kemp, K. & Monies, C., 2004: Atmosfærisk deposition driftsrapport for luftforurening i 2003. Danmarks Miljøundersøgelser - Faglig rapport fra DMU,nr. 520, 80. (elektronisk). http://www.dmu.dk/1_viden/2_Publikationer/3_fagrapporter/rapporter/FR520.pdf Gélinas Y. and Schmit J.-P., 1998, Estimation of the bulk atmospheric deposition of major and trace elements to a rural watershed, Atmospheric Environment, Vol. 32, No. 9, 1473-1483,1998

Brorström-Lun skog, A., and Mowrer J, 1994, Concentrations and fluxes of compounds in of the Swedish West coast, Atmospheric Environment

155

Bilag 10 Relevante programmer inden for EU

156

SOWA Under 6. miljøaktionsprogram findes en tematisk strategi for jordbundsbeskyttelse (http://europa.eu.int/comm/environment/soil/#1). Under dette tema findes diverse arbejdspakker og arbejdsgrupper, herunder

olen og Frankrig. Koordinator er Prof. Dr. Peter Grathwohl, Dr. Dietrich Halm og Prof. Dr. Erwin Appel fra Tübingen Universitet. SOWA skal etablere en række workshops, som skal samle forskere fra forskellige discipliner samt etablerer 5 tematiske grupper vedrørende følgende emner:

• Identifikation af stoffer med høj prioritet ud over Stockholm listen over POP (persistente organiske miljøgifte)1 og tungmetaller.

• Værktøj for analyse og overvågning. • Processer som skæbne og transport af forurening i jord og grundvand. • Skala for processer og forureningen, herunder diffus forurening.

langtidsakkumulering og scenarier for grundvandsoplande. • Forvaltning og afværge over for forurening af jord og vand.

Den første rapport på disse arbejdsgrupper er publiceret elektronisk, /105/. Indlæg og præsentationer fra den 2. SOWA workshop i 2004 kan ligeledes findes på SOWA-webside http://www.uni-tuebingen.de/sowa/sites/index.html

SOWA “Intergrated Soil and Water Protection: Risks from Diffuse Pollution”. De 10 deltagere i arbejdsgruppen er fra akademiske institutioner i Tyskland, Holland, Schweiz, Tjekkiet, Spanien, Storbritannien, P

. Flere af indlæggene omhandler processer og konsekvenser for grundvand og landsbrugsjord, herunder spredning af spildevandsslam. Af relevans for dette projekt er især indlæggene, /50/ vedrørende identifikation af potentielle diffuse forureningsstoffer.

1 POP´s: Aldrin, chlordane, DDT, dieldrin, endrin, heptachlor, hexa-chlorobenzene, mirex, toxaphene, polychlorinated biphenyls (PCB´s), polychlorinated dibenzo-p-dioxins (dioxins) og polychlorinated dibenzofurans (furans). Endvidere er stoffer som chlordecone, hexabromobiphenyl, HCH (herunder lindane) og PAH ofte omfattet af betegnelse POP.

157

UGRIS Under den 5. EU rammeprogram er der etableret en webportal EUGRIS-European Groundwater and Contaminated Land Information System for formidling af oplysninger om forurenet grunde og grundvand, herunder rapporter, nyheder, konferencer, arbejdsgruppe, forskningsprojekter mv. (http://www.eugris.org/content/pb2policy1.asp#soil

E

). Portallen er koordineret af den tyske Miljøstyrelse - Umweltbundesamt - UBA med partner i Danmark, Frankrig, Tyskland, Ungarn, Italien og Storbritannien.

158

Documents

Teknik og Administration - miljoeogressourcer.dk forurening... · BILAG Bilag 1 Stoffer og kilder på kryds og tværs Bilag 2 Baggrundsdata og beregning af akkumulerede bidrag til