Kan vi bruge færre prøveglas uden at gå på kompromis med undersøgelsens kvalitet

Miljøstyrelsen udgav i 1998 /1/ vejledningen til undersøgelse af forurenede lokaliteter, hvori der bl.a. er anbefalinger til prøvetagning og emballering af jordprøver udtaget i forbindelse med borearbejdet. Det anbefales her, at der udtages jordprøver i minimum hver halve meter til geologisk beskrivelse og PID–måling. Der udtages typisk jordprøver til kemisk analyse i samme dybder, og jf. anbefalingen skal jordprøverne til kemisk analyse emballeres, så prøven ændrer sig mindst muligt under transport- og ventetid. Denne potentielle ændring i prøven vil typisk, inden for den relevante tidsramme (fra udtagning til analyse), dreje sig om afdampning af flygtige forureningskomponenter, som f.eks. BTEX eller chlorerede opløsningsmidler. Det betyder i praksis, at alle jordprøver udtages både i laboratoriets prøveglas og i rilsanpose. Der udtages således et meget stort antal prøveglas, som indsendes sammen med prøverne udtaget i rilsanpose til analyselaboratoriet, også selvom kun få prøver skal analyseres.

Der er gået 25 år siden denne anbefaling blev udgivet, og branchen har i den mellemliggende periode gjort sig mange erfaringer med forureningsundersøgelser, også i forhold til undersøgelser for flygtige forureningskomponenter. Der er bl.a. fokus på, at forureninger med flygtige eller vandopløselige forureningskomponenter, som f.eks. benzen eller PCE, sjældent undersøges med jordprøver alene, men typisk suppleres med poreluftprøver og vandprøver, da det for disse stofgrupper primært er indholdet i vand- og luftfasen, som ligger til grund for risikovurderingen, og da selv lave indhold af disse stoffer i jorden kan give anledning til væsentlige indhold i luft eller vand. Analysemetoderne for begge faser (luft og vand) for flygtige og vandopløselige forureningskomponenter er langt mere følsomme end metoderne for jord.

Region Midtjylland alene forventer under rammeaftalen 2023–2025 at udføre 180–200 nye indledende forureningsundersøgelser (IU) og 15–20 nye videregående forureningsundersøgelser (VU) pr. år.  Hvis der i gennemsnit regnes med 3–5 boringer til 8 m u.t. ved IU og 6–10 boringer til 12 m u.t. ved VU, bliver der i forbindelse med Region Midtjyllands forureningsundersøgelser årligt brugt ca. 11.000–22.000 prøveglas, hvoraf det estimeres, at der kun udføres analyser på ca. 15 %. De resterende prøveglas med plastlåg og membran samt indhold af jord bliver sendt til deponi uden forudgående sortering, da det økonomisk ikke er rentabelt for laboratorierne at rengøre og genanvende glassene.

Ud fra ovenstående er det estimeret, at de danske regioner samlet bruger mere end 100.000 prøveglas om året, hvoraf 85.000 prøveglas skal transporteres og køres til deponi, uden at de bliver analyseret. Dertil kommer prøveglas, som anvendes i forbindelse med private miljøundersøgelser, jordflytning og oprensninger. Det er altså betydelige antal prøveglas, der deponeres, ligesom der transporteres betydelige mængder prøveglas/emballage rundt med den klimapåvirkning, slid på veje m.v., der følger heraf.

Det store forbrug af prøveglas virker miljø– og bæredygtighedsmæssigt uhensigtsmæssigt, medmindre det er nødvendigt for at sikre analysernes og undersøgelsernes kvalitet. Det er derfor undersøgt, om det er muligt at reducere forbruget af prøveglas ved forureningsundersøgelser uden at gå på kompromis med undersøgelsernes kvalitet.

Fremgangsmåde

I forbindelse med udvalgte undersøgelser for Region Midtjylland er der udtaget ekstra jordprøver som supplement til de jordprøver, der er udtaget efter regionens retningslinjer. De ekstra prøver er udtaget i store rilsanposer direkte fra boresneglen. Fra disse prøver er der efter en tids opbevaring ompakket udvalgte prøver i glasemballage til analyse. På den måde kan analyseresultater fra ompakkede prøver sammenlignes med de prøver, der er udtaget direkte i jordglas, som man plejer at gøre. Fra hver af de udvalgte prøver er der én referenceprøve og tre ompakkede prøver.

Resultater

Der er medtaget prøver fra fire olieforurenede lokaliteter, hvor der er analyseret 10 referenceprøver, og 30 ompakkede prøver og én lokalitet forurenet med PCE, hvor der er analyseret tre referenceprøver og ni ompakkede prøver. Af de fire olieforurenende lokaliteter, er de to forurenet med fyringsolie, én er forurenet med en blanding af fyringsolie og benzin og én er forurenet med petroleum.

Kulbrinter

De påviste totalindhold af kulbrinter, som er vist i tabel 2, varierer fra 6,9 til 13.000 mg/kg TS, hvoraf de tunge kulbrinter (C20–C35) udgør 21–2.900 mg/kg TS. Ses der samlet på alle resultaterne, er indholdene af kulbrinter i de ompakkede prøver i gennemsnit 16 % mindre end i referenceprøverne. Laves der en beregning af, hvor meget totalindholdene af kulbrinter i de ompakkede prøver varierer i forhold til hinanden[1], dvs. variationen som følge af inhomogenitet og prøvetagning, fås en gennemsnitlig variation på 90 % og op til 259 %.

Hvis der sammenlignes med Miljøstyrelsens jordkvalitets– og afskæringskriterium vil ompakningen i syv af de 10 prøver ikke have nogen betydning for klassifikationen af jordprøven, dvs. at indholdene i både referenceprøven og de ompakkede prøver er større end Miljøstyrelsens jordkvalitets– og/eller afskæringskriterium og med indhold af kulbrinter i samme størrelsesorden i alle fraktioner. Det betyder, at udfaldet af undersøgelsen i disse syv tilfælde vil være den samme. I de sidste tre tilfælde klassificeres referenceprøven som forurenet, mens to af de tre ompakkede prøver i hvert tilfælde har indhold, som er mindre end kriteriet, hvilket derfor giver det modsatte udfald. I den sidste ompakkede prøve for alle tre tilfælde er indholdet i samme størrelsesorden som i den ompakkede prøve, og resultatet af undersøgelsen vil være den samme. I de tre tilfælde er indholdet af kulbrinter relativt beskedent (op til 400 mg/kg TS), som i sig selv sjældent vil udgøre en risiko.

FIGUR 1  Indhold af kulbrinter (total) i referenceprøver og i de ompakkede prøver.

 
1 (maks–indhold – min–indhold)/middelindhold.

Som supplement til de kemiske analyser kan det teoretiske massetab ved at åbne rilsanposen beregnes ved at bruge fugacitetsmodulet i JAGG2.1 sammen med de teoretiske andele af jord, vand og luft i en jordprøve i rilsanpose. For en sandjord kan andelene beregnes til hhv. 19 %, 5 % og 76 %, mens de tilsvarende indhold i en lerjord er 19 %, 9 % og 72 %. Indsættes værdierne i JAGG2.1’s fugacitetsmodul, kan massefordelingen af benzen og dodecan (der anvendes som modelstoffer for totalindhold af kulbrinter) beregnes. Beregningen viser, at 73 % og 61 % af massen af hhv. benzen og dodecan i en sandjord og 61 % og 60 % i en lerjord vil være i gasfasen i rilsanposen, og dermed tabes, når posen åbnes. Den resterende masse vil fortsat være i jordprøven. Sammenholdes det med laboratoriets detektionsgrænse (20 mg/kg TS for totalindhold af kulbrinter ved ALS) betyder det, at der i en sandprøve maksimalt kan have været 74 og 50 mg/kg TS i en jordprøve, hvor der ikke er påvist indhold af kulbrinter over detektionsgrænsen ved den kemiske analyse, når hhv. benzen og dodecan anvendes som modelstoffer. For en lerjord er det maksimale indhold 50 mg/kg TS for begge modelstoffer. En tilsvarende beregning af det maksimale potentielle indhold kan foretages, hvis det antages, at hele indholdet udgøres af hhv. benzen og dodecan (C12), og i alle tilfælde er det beregnede maksimale indhold under jordkvalitetskriteriet. Det skal bemærkes, at der er tale om en konservativ beregning ved anvendelse af benzen og dodecan som modelstoffer, da afdampningen og dermed det potentielle massetab af tungere kulbrinter vil være mindre.

TABEL 1  Opsummering på beregninger af det teoretiske massetab ved åbning af rilsanpose.

Overordnet set er indholdene af kulbrinter i ompakkede prøver 16 % mindre end i referenceprøverne, hvilket er væsentligt mindre end det beregnede massetab (60–73 %). I flere tilfælde er indholdene i de ompakkede prøver højere end i referenceprøverne, hvilket indikerer, at forskellen mellem referenceprøverne og de ompakkede prøver ikke alene skyldes massetab relateret til ompakning, men i højere grad jordprøvens inhomogenitet. Inhomogenitet vil også påvirke prøveudtagningen fra boresneglen i forbindelse med borearbejdet. Dertil kommer en analyseusikkerhed på 30–50 %. Det betyder, at usikkerheden ved brug af rilsanposer til prøveudtagning og efterfølgende ompakning, i stedet for at udtage jordprøver i jordglas i forbindelse med borearbejdet, vil være i samme størrelsesorden (og gennemsnitligt mindre) end analyseusikkerheden og væsentligt mindre end den usikkerhed, der ses som følge af inhomogenitet eller prøvetagning.

På baggrund af både beregninger og analyseresultater vurderes der ikke at være risiko for at overse et betydende indhold af kulbrinter, som kan udgøre en risiko eller være kortlægningsgrundlag, når det drejer sig om sager med jordforurening med gasolie og/eller lettere kulbrinter. På sager med tung olie (motor-/smøreolie og lignende), som har meget lav flygtighed, forventes tabet at være ubetydeligt, hvorfor ompakning ikke får nogen målbar betydning for analyseresultaterne.

Det skal i forhold til forureninger med flygtige forureningskomponenter (f.eks. benzen) bemærkes, at analyse af jordprøver sjældent vil stå alene, men suppleres af grundvands- og poreluftundersøgelser, da det for flygtige stoffer i høj grad er indholdet i vand og luftfasen, som driver risikovurderingen. F.eks. vil indhold af benzen i en jordprøve på detektionsgrænsen, jf. JAGG2.1, give indhold i poreluften og grundvandet på hhv. 40.000–50.000 µg/m³ og 180–200 µg/l.

TABEL 2  Analyseresultater fra jordprøver fra kulbrinteforurenede lokaliteter.

Der er analyseret tre referenceprøver og ni ompakkede prøver fra en PCE–forurenet lokalitet. For yderligere fire referenceprøver er der, efter at prøverne havde henstået ca. 1 år i rilsanposerne, analyseret 12 ompakkede prøver.

For de prøver, som er ompakket umiddelbart efter udtagning, varierer de påviste indhold af PCE fra 0,034 til 13 mg/kg TS, se tabel 3. For referenceprøven med det lave indhold af PCE (prøve 1.1) er indholdene i de ompakkede prøver ca. 1/3 del af indholdet i referenceprøven. Det kan skyldes et reelt massetab (på i gennemsnit 67 %) i forbindelse med åbning af rilsanposen og ompakning af prøven. For de to øvrige referenceprøver (prøve 1.2 og 1.3) er indholdene i de ompakkede prøver på niveau med eller over indholdet i referenceprøven, hvilket vurderes at skyldes jordprøvernes inhomogenitet. Laves en beregning af, hvor meget indholdene af PCE i de ompakkede prøver varierer i forhold til hinanden, fås en gennemsnitlig variation på 36 %. Denne variation vil også være til stede ved udtagning af jordprøver fra boresneglen. Dertil kommer en analyseusikkerhed på ca. 30 %.

Hvis der sammenlignes med jordkvalitetskriteriet, har ompakningen ikke betydning for udfaldet af undersøgelsen, dvs. at de ompakkede prøver klassificeres på samme måde (over/under kriteriet) som referenceprøverne. I det ene tilfælde med indhold på kriteriet (prøve 1.2) er indholdene i to af de tre ompakkede prøver højere og dermed over kriteriet.

TABEL 3  Analyseresultater fra jordprøver fra den PCE–forurenede lokalitet. Ompakket dagen efter udtagning.

Det teoretiske massetab af PCE ved åbning af rilsanposen kan med JAGG2.1 beregnes til 63–67 %, hvilket betyder, at det maksimale indhold i en jordprøve, hvor der ikke påvises indhold over detektionsgrænsen, maksimalt kan have været 0,03 mg/kg TS.

I de prøver med PCE, som er ompakket efter opbevaring i ca. 1 år i rilsanpose, ses et væsentligt massetab, se tabel 4. Massetabet er på ca. 90 %, og resultaterne viser, at der ved længere tids opbevaring af jordprøver og efterfølgende ompakning er risiko for at overse en betydende og kraftig forurening med PCE.

TABEL 4  Analyseresultater fra jordprøver fra den PCE–forurenede lokalitet. Ompakket ca. 1 år efter udtagning.

For lave indhold indikerer det relativt begrænsede datasæt, at der kan ske et målbart massetab på niveau med det teoretiske massetab. Tabet vil dog ikke have nogen betydning for udfaldet af undersøgelsen, da indholdene er væsentligt under kriteriet. For indhold nær eller over jordkvalitetskriterierne viser resultaterne ikke et målbart tab ved ompakning og i flere tilfælde et højere indhold.

Samlet set vurderes ompakning ikke at have væsentlig betydning for vurderinger på jordforureninger med PCE (og formodentlig andre flygtige chlorerede opløsningsmidler), og usikkerheden ved brug af rilsanposer i stedet for jordglas er i samme størrelsesorden som analyseusikkerheden. Det er dog vigtigt, at prøverne ompakkes og indsendes til kemisk analyse umiddelbart efter udtagning, da der ved længere tids opbevaring sker et betydeligt massetab.

Det skal i forhold til forureninger med chlorerede opløsningsmidler (PCE) bemærkes, at analyse af jordprøver sjældent vil stå alene, men suppleres af grundvands- og poreluftundersøgelser, da det for flygtige stoffer i høj grad er indholdet i vand– og specielt luftfasen, som driver risikovurderingen. F.eks. vil indhold af PCE i en jordprøve på detektionsgrænsen, jf. JAGG2.1, give indhold i poreluften og grundvandet på hhv. 10.000 µg/m³ og 13 µg/l. Ved kortlægning er det sjældent indholdene af chlorerede stoffer i jorden, som er afgørende for kortlægningen. Størrelsen af en kortlægning vil alt overvejende være drevet af indholdene målt i poreluften.  

Opsummering og anbefaling

Overordnet set er indholdene af kulbrinter i de ompakkede prøver i samme størrelsesorden som i referenceprøverne, og ompakningen vil ikke påvirke resultatet af undersøgelsen, dvs. udfaldet ifht. forureningsgrad er det samme. I enkelte tilfælde, hvor indholdene af kulbrinter er nær og over jordkvalitetskriteriet, er indholdene i de ompakkede lavere end i referenceprøverne, dvs. under kvalitetskriteriet. Det vurderes dog på baggrund af undersøgelsen, at denne variation skyldes jordprøvens inhomogenitet frem for afdampning i forbindelse med ompakning, da indholdene i flere af de ompakkede jordprøver var højere end i referenceprøverne.

For chlorerede opløsningsmidler (PCE) ses der kun for lave indhold i jorden indikation på, at der kan ske massetab ved ompakning. Dette tab vil dog ikke have nogen betydning for udfaldet ifht. forureningsgrad, da indholdene er væsentligt under kriteriet. For indhold nær eller over jordkvalitetskriterierne viser resultaterne ikke et målbart tab ved ompakning og i flere tilfælde et højere indhold.

Overordnet set er usikkerheden eller variationen på baggrund af inhomogenitet/prøvetagning for både jordprøver med kulbrinter og PCE i samme størrelsesorden som analyseusikkerheden.

Samlet set vurderes det på baggrund af de teoretiske beregninger og analyseresultaterne, at glasforbruget i forbindelse med borearbejdet kan reduceres betydeligt, uden at der er risiko for at overse betydende forurening med kulbrinter eller chlorerede opløsningsmidler (her PCE). Det betyder, at der potentielt kan spares 85 % af den mængde prøveglas, som anvendes i dag. Hvis udtagning på prøveglas i felten kan udelades, vil det også lette arbejdet med prøvehåndtering i felten. Der kan dog være tilfælde, hvor der bør udtages jordprøver direkte i jordglas, f.eks. ved jordprøver udtaget for afgræsning eller ved oprensninger eller lignende.  

Det anbefales derfor, at man vurderer, om der bør udarbejdes nye prøvetagningsprocedurer, dvs. ændrer retningslinjerne, så der ikke længere som standard skal udtages jordprøver i jordglas for at opnå den miljø- og bæredygtighedsgevinst, der er ved en reduktion i antallet af anvendte jordprøveglas. Det skal i den forbindelse vurderes, hvordan den mindre prøvehåndtering i felten giver mere prøvehåndtering på laboratoriet eller hos de enkelte rådgivere, og hvordan ompakning påvirker laboratoriets procedurer - også i forhold til akkrediteringen.

Referencer

/1/ Vedledning fra Miljøstyrelsen nr. 7. Oprydning på forurenede lokaliteter. 1998.