Dioksininnhold i overflatejord fra

Av Malin Andersson og Rolf Tore Ottesen

Malin Andersson er forsker ved Norges geologiske undersøkelse (NGU) Rolf Tore Ottesen er lagleder for miljøgeokjemi ved NGU og professor II ved NTNU

Sammendrag Abstract Norges geologiske undersøkelse The Geological Survey of (NGU) har i 2004 gjennomført en (NGU) has in 2004 had 50 surface soil kartlegging av innholdet av klorerte samples (0-2 cm) analysed for the dioksiner og furaner i 50 prøver av content of chlorinated dioxins and overflatejord (0-2 cm) i Trondheim. furans in Trondheim, Norway. Low De påviste nivåene av dioksiner i concentration levels of dioxins are overflatejorden er lave og represen- detected in surface soils in Trond- terer ingen risiko for human helse. heim. The highest concentrations Undersøkelsen vil kunne sammen- were found in the oldest parts of the lignes mot tilsvarende undersøkelser i city. The southern part of the town, the bunnsediment. De høyeste konsentra- area near the solid waste incinerator sjonene er påvist i de eldste bydelene has the lowest concentration level of i Trondheim sentrum. Lavest innhold dioxins in surface soils investigated. av dioksiner har prøvene fra den Several possible point sources for sydligste del av Trondheim i området dioxines, as well as diffuse sources, ved avfallsforbrenningsanlegget. Det exist in the city. Two dioxin sources in finns en rekke mulige punktkilder for the center of Trondheim (hospital dioksin i byen i tillegg til de diffuse waste incinerator and crematory) are kildene. To dioksinkilder i sentrale no longer in use. There are no great bystrøk i Trondheim (St. Olavs differences in congener profiles in the hospitals forbrenningsanlegg og smoke gas between the analysed Tilfredshet krematorium) er ikke sources; therefore a distinction lenger i bruk. Kongenprofilene i between sources to dioxins in the soil røykgassen fra Heimdal varmesentral samples is difficult. (avfall), St Olavs Hospital forbren- ningsanlegg og Marienborg varme- Innledning sentral (biobrensel) er svært like. Det Norges geologiske undersøkelse er vanskelig å skille disse dioksin- (NGU) gjennomførte i 2004 en kart- kildene i jordprøvene. legging av innholdet av metaller og

358 VANN-4-2006 utvalgte organiske miljøgifter i oksygenoverskudd kan dioksiner overflatejord i Trondheim. Prøver ble dannes på nytt og feste seg til partikler samlet inn fra 320 lokaliteter jevnt (Jensen og medarbeidere 1995, Jensen fordelt ut over byen. Etter avtale med 1997). Trondheim kommune (TK) og I luft forekommer dioksinene Trondheim Energiverk Fjernvarme hovedsakelig absorbert på partikler (TEV) ble det fra 50 av disse lokali- (Jensen og medarbeidere 1995). Fra tetene tatt ut en ekstra prøve for luften vil forbindelsene avsettes på bestemmelse av klorerte dioksiner og overflatejorden. Nedbrytning av furaner. Hensikten med bestem- dioksinforbindelser foregår meget melsene var å få en oversikt over langsomt. I nordisk klima er det dioksinnivået i overflatejord i de estimert en halveringstid på mellom bebodde delene av Trondheim og, om 17 og 270 år (Sinkkonen og Paasivirta mulig, å indikere viktige dioksin- 2000). I overflatejord vil derfor kilder. dioksinene akkumuleres og gi et bilde Dioksiner er en kort populærviten- som representerer en gjennomsnittlig skapelig betegnelse på en gruppe for- belastning over flere år. Overflatejord bindelser som kjemisk betegnes som er derfor egnet som prøvetakings- polyklorerte dibenzo-para-dioksiner medium som kan beskrive dioksin- (PCDD) og polyklorerte dibenzo- fordelingen i byen. furaner (PCDF) (Benestad 1994, Dioksiner og furaner tilføres Jensen og medarbeidere 1995, Dam- hovedsakelig overflatejord via nedfall Johansen 1996, Jensen 1997). Antallet fra atmosfæren. Luftens stabilitets- substituerte kloratomer i de enkelte forhold og vindhastighet har betyd- forbindelsene kan variere mellom 1 ning for hvordan utslipp fra en kilde og 8. Det medfører mulighet for opptil spres. Svak vind og ustabil atmosfære 75 forskjellige PCDD- og 135 ulike gir vanligvis maksimalkonsentra- PCDF-forbindelser. Disse betegnes sjoner nær utslippspunktet. Ved sterk kongener. Halogenerte dioksiner og og stabil atmosfære vil maksimal- furaner opptrer i miljøet i kompliserte konsentrasjonene forekomme lengre blandinger av mange kongener. fra utslippet. I Trondheim dominerer Dioksiner dannes generelt ved vind fra sør/sørvest (Borgnes 2004). oppheting eller forbrenning av orga- Det betyr at luftforurensning fra en nisk materiale ved tilstedeværelse av kilde oftest vil spres i form av en vifte halogenforbindelser og eventuelt en mot nord/nordøst. katalysator som kobber (Jensen 1997). Dannelsen vil være propor- Materiale og metoder sjonal med temperaturen med et Prøver av overflatejord (0-2 cm) ble optimum ved 300 – 400 °C, inntil samlet inn fra 50 lokaliteter jevnt temperaturen blir så høy (800 – 1200 °C) fordelt over den bebygde delen av at nedbrytning av dioksinene domi- Trondheim (Figur 1). Hver prøve nerer. I en skorstein etter forbrenning, bestod av ca 0,5 kg materiale. Prøvene er temperaturen lavere, og ved ble emballert i glass som umiddelbart

VANN-4-2006 359 ble sendt laboratoriet (AnalyCen AS). Resultater og Bestemmelsene ble utført med GC- kommentarer HRMS (US EPA metode 1613) for 17 I figur 1 vises den geografiske for- kongener. Laboratoriet er akkreditert delingen av toksisitetsekvivalenten for den anvendte metoden. (I-TEQ) i prøvene. Kartene viser at sentrum og Byåsen har de høyeste dioksinkonsentrasjonene. Lavest inn- hold av dioksin har prøvene på Heimdal.

Figur 1. Den geografiske fordeling av I-TEQ (ng/kg) i overflatejord fra Trondheim. A) viser prøvepunkt og størrelsen på sirkelen viser konsentrasjonsnivået. B) er de samme dataene fremstilt som løpende median. Medianverdien er kalkulert som veid median avhengig av avstanden fra sentrum av en sirkel med radius 15 km.

Utviklingen av de bebygde arealene i laveste dioksinkonsentrasjonene. En Trondheim er vist i figur 2. Den eldste sammenligning mellom figurene 1 og bydelen (sentrum) har den høyeste 2 viser at der eksisterer en klar sam- medianverdi for dioksin, etterfulgt av variasjon mellom bydelenes alder og Byåsen og Østbyen (Lade–), dioksinkonsentrasjon (Tabell 2 og mens Heimdalsområdet i syd har de Figurene 1 og 2).

360 VANN-4-2006 Figur 2. Byutvikling i Trondheim

Statistiske parametre Statistiske parametre (aritmetrisk gjennomsnitt-, median-, minimum og maksimumsverdier) for datasettet er vist i tabell 1.

Aritmetrisk Dioksin kongen gjennomsnitt Median Spredning 2,3,7,8-TCDF ng/kg 1,09 0,46 0,02 – 9,0 1,2,3,7,8-PeCDF ng/kg 0,82 0,46 0,06 – 6,4 2,3,4,7,8-PeCDF ng/kg 1,13 0,62 0,06 – 10 1,2,3,4,7,8-HxCDF ng/kg 1,1 0,52 0,06 – 9,6 1,2,3,6,7,8-HxCDF ng/kg 0,89 0,51 0,06 – 6,0 2,3,4,6,7,8-HxCDF ng/kg 1,09 0,61 0,06 – 9,3 1,2,3,7,8,9-HxCDF ng/kg 0,75 0,53 0,06 – 4,9 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF ng/kg 5,21 2,7 0,22 – 46 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF ng/kg 1,7 1,4 0,06 – 8,6 OCDF ng/kg 8,58 3,2 0,31 – 66 2,3,7,8-TCDD ng/kg 0,17 0,12 0,04 – 0,64 1,2,3,7,8-PeCDD ng/kg 0,56 0,37 0,05 – 2,5 1,2,3,4,7,8-HxCDD ng/kg 0,7 0,52 0,06 – 4,4 1,2,3,6,7,8-HxCDD ng/kg 0,97 0,58 0,06 – 5,0 1,2,3,7,8,9-HxCDD ng/kg 0,95 0,64 0,06 – 5,6 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD ng/kg 10,99 4,25 0,12 – 77 OCDD ng/kg 84,19 28 1,2 – 830 Aritmetrisk Toksisitets-ekvivalenter gjennomsnitt Median Spredning ng WHO TEQ/kg 2,27 1,6 0,18 – 14 ng I-TEQ/kg 2,1 1,35 0,16 – 14 Tabell 1. Innholdet (ng I-TEQ/kg tørrvekt) av 17 dioksin- og furan-kongener i 50 prøver av overflatejord fra Trondheim.

VANN-4-2006 361 OCDD-, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, konsentrasjoner i overflatejord fra OCDF og 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF er de Trondheim. kongenene som forekommer i høyest Analyseresultatene for hver enkelt konsentrasjon i datasettet. Høye kongen er fremstilt som kumulative konsentrasjoner av OCDD brukes frekvensfordelinger i figur 3. Furan- som kildeindikator for forbrennings- kongenene har gjennomgående større anlegg og trafikk (Lee og medar- spredning enn de tilsvarende dioksin- beider, 2004). De to giftigste dioksin- kongenene. Unntak fra dette er kongenene (2,3,7,8-TCDD og OCDD og 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD som 1,2,3,7,8-PeCDD) forekommer i lave har datasettet største spredning.

Figur 3. Kumulativ frekvensfordeling av 17 dioksin- og furankongener

362 VANN-4-2006 Konsentrasjonen (medianverdien) av sentrumsområdet. Konsentrasjonen giftighetsekvivalenten I-TEQ i ulike her er 4 ganger høyere enn i Heim- bydeler er vist i tabell 2 og figur 1. dalsområdet, der de laveste konsen- Høyeste konsentrasjon er påvist i trasjonene er målt.

Bydel Arealtype Median Spredning Antall prøver Sentrum By- og parkjord 3,5 1,5 – 5,7 10 Heimdal Hage- og plenjord 0,79 0,19 – 2,0 10 Byåsen Hage- og plenjord 2,3 0,37 – 9,3 13 Østbyen Hage- og plenjord 1,9 0,16 – 14,00 17

Tabell 2. Innholdet av dioksin (ng I-TEQ/kg) i 4 bydeler i Trondheim

Dioksininnhold i overflatejord i 8 utført på forskjellige måter og jord- andre byer og tettsteder er vist Tabell typer. Innholdet av dioksin i jord- 3. En direkte sammenlikning er prøvene fra Trondheim er på samme vanskelig ettersom undersøkelsene er nivå som i andre byer.

By Arealtype Median Spredning Antall prøver Trondheim1 Byjord 1,54 0,26 – 17,8 6 Bergen2 Byjord 4,6 0,4 – 11,7 8 Orkanger3 Branntomt 10,7 1 København, Danmark4 Byjord 2,9 2,1 – 15,3 6 Antwerpen, Belgia5 Jord rundt FA 10,35 3,9 – 27,7 16 Hsinchu, Taiwan6 Jord rundt FA 1,73 0,52 – 5,02 8 Kocaeli, Tyrkia7 Byjord 0,7 0,4 – 4,26 8 Tarragona, Spania8 Byjord 1,26 0,45 – 2,65 19 Veneto, Italia 9 Jord rundt FA 1,01 0,08 – 1,5 12

1 Ottesen og medarbeidere (1995) 5 Nouwen og medarbeidere (2001) 2 Ottesen og Volden (1999) 6 Cheng og medarbeidere (2003) 3 Volden og medarbeidere (2001) 7 Bakoglu og medarbeidere (2005) 4 Vikelsøe (2003) 8 Schuhmacher og medarbeidere (2004) 9 Caserini og medarbeidere (2004)

Tabell 3. Dioksininnhold i overflatejord (ng I-TEQ/kg) i en del byer og tettsteder. FA står for forbrenningsanlegg

VANN-4-2006 363 Kongenprofiler konsentrasjon (vekt % av kongene Kongenprofiler for alle jordprøvene mot I-TEQ). Disse varierer noe fra (Figur 4) er fremstilt uavhengig av bydel til bydel.

AB

CD

Figur 4. Kongenmønster i de fire undersøkte bydelene (A) Sentrum, (B) Østbyen, (C) Byåsen og (D) Heimdal.

Jordprøvene fra Heimdal har svært Disse toppene går igjen i flere lik kongenfordeling. Dette kan tyde prøver fra sentrum. I Østbyen opptrer på en dominerende dioksinkilde i det i tillegg topper for 1,2,3,7,8,9- denne bydelen. Kongenprofilene i HxCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD og jordprøvene har likhetstrekk med det OCDD. Kongenprofilene i sentrum og mønsteret som er påvist i røykgassen Østbyen indikerer flere dioksinkilder i fra Heimdal fjernvarmeanlegg (Figur disse bydelene. 5C og D). Det er målt dioksiner i røykgass fra Jordprøvene fra Byåsen har et tre kjente dioksinkilder i Trondheim kongenmønster som i hovedtrekk (Figur 5): Marienborg biobrensel- likner på det som forekommer på anlegg (A), det tidligere forbrennings- Heimdal, med unntak av en prøve anlegget til St Olavs hospital (B) og med en topp for 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD Heimdal varmesentral (C og D). og OCDD.

364 VANN-4-2006 AB

CD

Figur 5. Kongenprofiler i røykgassen fra 3 forbrenninganalegg (A) Marienborg varme- sentral (biobrensel), (B) forbrenningsanlegget til St Olavs hospital(sykehusavfall), (C) og (D) Heimdal varmesentral (restavfall).

Røykgassen fra de tre undersøkte for- Dioksinkilder i Trondheim brenningsanleggene med ulike type hvor det er utført målinger brensel (biobrensel, sykehusavfall og i røykgass restavfall fra husholdnings- og pro- Det eksisterer mange mulige aktive og duksjonsavfall) og renseteknologi, har nedlagte kilder til dioksinforurensning svært like kongenprofiler (Figur 5). av overflatejord i Trondheim. De Ettersom disse dioksinkildene har kilder som listes i Tabell 4 har utslipp veldig lik kongenprofil, er det vanske- som er målt for dioksiner. lig å gjennkjenne disse kildene i jord- prøvene

VANN-4-2006 365 Dioksinkilde Målt utslipp Teoretisk utregnet Beliggenhet utslipp/år Heimdal varmesentral 0,003-0,44 260-880 mg I-TEQ ng/Nm3 1) (1994-2000)1, (2003-2005) 2000-2200 mg I-TEQ Heimdal (2001-2002)1, 102-140 mg I-TEQ (2003-2004)1 Marienborg varmesentral 2) Briketter 0,79 ng/Nm3 Briketter/Flis 0,66 ng/Nm3 Flis 0,47 ng/Nm3 Pellets/Flis 0,29 ng/Nm3 Ikke beregnet Sentrum Pellets 0,15 ng/Nm3 Pellets 0,04 ng/Nm3 3 125 ng/Nm 3) Sykehusets forbrenningsanlegg 38 ng/Nm3 3) 74,3-271 mg I-TEQ Sentrum 80-130 mg I-TEQ 1) Fesil - (1992-2002) Sentrum/Øst 1) 3 4) 0,1-7 mg I-TEQ Energos Ranheim Energi 0,006 ng/Nm (1998-2003) Østbyen

1) SFT bedriftsdatabase (www.sft.no). 3) Heie 2004 2) Test utført med forskjellige typer brensel. 4) Borgnes og Rikheim 2004

Tabell 4. Dioksinkilder i Trondheim hvor det er bestemt dioksin i røykgass, alle målte konsentrasjoner er angitt i I-TEQ og korrigert til 11 % O2

Heimdal varmesentral 1996). Dette skyldes sykehusavfallet Avfallsforbrenningsanlegg er i som inneholder mye klor (biologisk/ litteraturen (Dam-Johansen og Jensen organisk materiale og PVC), og at 1996, Cheng og medarbeidere 2003, anleggene ofte mangler røykgass- Caserini og medarbeidere 2004) antatt rensing. Høsten 2003 ble det målt å være en viktig kilde til dioksin- høyt dioksininnhold i røykgassen fra utslipp til luft og dioksinforurensning forbrenningsanlegget ved St. Olavs i overflatejord. TEVs avfallsfor- hospital i Trondheim, 124 og 34 brenningsanlegg på Heimdal i ng/Nm3 (Gunnes, E.G., 2003 og Heie, Trondheim ble satt i drift i 1985. 2004). Anlegget ble satt i drift i 1986. Utslippskravene for dioksin, som Etter at rapporten fra målingene ble opprinnelig var 2 ng/Nm3 for forbren- offentliggjort våren 2004, bestemte ningsanlegg, ble fra 01.01.2003 revi- Fylkesmannen i Sør-Trøndelag dert til 0,1 ng/Nm3. Anlegget over- v/Miljøvernavdelingen at driften av holder utslippskravene. anlegget måtte stoppes umiddelbart. Spredningsviften fra St. Olav St. Olav Hospitals forbrenningsanlegg Hospital faller i stor grad sammen Dioksinutslipp fra forbrenningsanlegg med dioksinmønsteret i overflatejord ved sykehus er antatt å være relativt (Figur 2). Røykgassen fra anlegget til store (Dam-Johansen og Jensen St. Olavs Hospital ble ikke renset på

366 VANN-4-2006 samme måte som røykgassen fra produksjon av ferrosilisium brukte kommunale avfallsforbrennings- man 1300 kg kull/tonn og for silisium anlegg (Heie 2004). metall 2800 kg/tonn. Det gir et årlig kullbruk på ca 47000 tonn på 90- Marienborg biobrenselanlegg tallet. Estimerte dioksintall indikerer Dioksininnholdet i røykgassen ved at det dannes ca 6,5-169 mg I-TEQ/år Marienborg biobrenselanlegg varierer fra kullforbrenning + 30 mg I-TEQ fra med brenseltype (Å. Heie, pers. medd. ferrosilisiumproduksjonen (1,6 µg I- 2004). Høyest var innholdet i røyk- TEQ/t – EU 1999). gassen når det ble fyrt med briketter av rivningstrevirke. Lavest innhold Energos Ranheim Energi gir pellets av innervirke. Det fyres Forbrenningsanlegget på Ranheim ble med ca 10000 tonn tremateriale per tatt i bruk i 1998. Anlegget forbrenner vintersesong i Marienborganlegget. 10 000 tonn avfall per år, fremst fra Anlegget bruker nå kun pellets som Peterson Ranheim Linerboard. gir meget lavt utslipp av dioksin. Mulige dioksinkilder i Fesil Trondheim Fesil-Lilleby smelteverk (Østbyen – Det finnes en rekke mulige dioksin- Lade) fremstilte ferrosilisium og kilder i Trondheim der det ikke er silisiummetall frem til 2003. For utført målinger (Tabell 5). Teoretisk konsentrasjon i Teoretisk utregnet Mulig dioksinkilde røykgass hentet fra utslipp i Beliggenhet litteratur Trondheim 113 mg I-TEQ/år (1 Hele byen Boligoppvarming 0,01-1,2 ng I-TEQ/Nm3 (2 (9 % lett forurenset men mest i med ved 0,76 ng I-TEQ/Nm3 materiale) (5 Sentrum og 13-107 mg I-TEQ/år (3 Byåsen9 0,11-71,3 ng I-TEQ/Nm3 (2 3 (3 425 mg I-TEQ totalt 0,3 ng I-TEQ/Nm (1 Sentrum/ Krematorier (1 (1925-dd) 10 µg I-TEQ/kremasjon 14,9 mg I-TEQ totalt (3 Østbyen 350 ng I-TEQ/kremasjon (3 Kullforbrenning i industrien (1 Sentrum/ • Ila Jern 0,14-3,6 µg I-TEQ/tonn kull – Østbyen • Gassverk • Rockwool Papirindustri 10 µg I-TEQ/tonn masse (6 – Østbyen 0,1 µg I-TEQ/tonn blyfri 5,8 mg I-TEQ/år (7 Veitrafikk bensin og diesel (1 (2004) Sentrum Asfaltverk 0,002-0,05 µg I-TEQ/tonn asfalt (1 0,2-6,1 mg I-TEQ/år Bybranner 170 µg I-TEQ/tonn materiale (4 – Sentrum Halmbrenning 17 µg I-TEQ/tonn materiale (4 – 1) Finstad og medarbeidere 2002 4) SFT 2001 7) www.ssb.no 2) EU 1999 5) Finstad og medarbeidere 2004 3) Schleicher og medarbeidere 2001 6) Jensen og medarbeidere 1995 Tabell 5. Mulige kilder i Trondheim (nåværende og historiske). Teoretisk utslipp er hentet fra litteraturkilder. Teoretisk årlig utslipp av dioksin er beregnet for noen kilder VANN-4-2006 367 Vedfyring Kongenprofiler fra røykgass i Statistisk sentralbyrå har beregnet at danske krematorier (Schleicher og privat vedfyring for boligoppvarming medarbeidere 2001) viser at det i bidrar med 23 % av de totale dioksin- krematorier dannes røykgass som har utslippet i Norge (Finstad og med- en profil med topper på kongenene arbeidere, 2002 og 2004). Utslippene OCDD og 1234678-HpCDD. Dette er varierer mye med type ildsted og type topper som finnes igjen i noen jord- brensel (ren ved, impregnerte trevirke prøver fra Sentrum (Tilfredshet kre- og papp/papir). Miljøstyrelsen i matorium) og Østbyen (/ Danmark har undersøkt dioksinutslipp krematorium). fra vedovner i bolighus. Forbrenning av rent trevirke ga utslipp i intervallet Kullforbrenning i industrien 1,5 - 184 ng/Nm3 (Jensen 1997). Metallindustri og gassverkene i Environment Canada (2000) utførte Trondheim er historie. Utslippene fra en undersøkelse av utslipp av diok- disse kildene ligger lagret i jorden. En siner fra gamle vedovner og fra nye aktiv industribedrift benytter kull i rent brennende ovner. I denne under- produksjon av steinull. Det er ikke søkelsen ble det påvist høyest utslipp krav om dioksinmåling i røykgassen av dioksin i de moderne rentbrennende fra denne bedriften. ovnene. Årsaken til at utslippene er høyere i en ovn med moderne teknologi Papirindustri enn i en tradisjonell ovn, kan skyldes Problematikken knyttet til dioksin- ”de novo-syntese” av dioksiner og fura- dannelse ved produksjon av papir og ner ved temperaturer på 250 – 500 °C cellulose ble kjent for 20 år siden. på katalytisk aktive overflater (Han- Dannelsen av PCDD og PCDF skjer i sen 2000, Hansen og Hansen 2003). blekningsprosessen hvor klor blir Fyring med ved og olje kan gi opp- benyttet. Det er ikke gjennomført hav til liknende kongenprofil som den målinger av dioksin i røykgassen på i krematorier (Schleicher og medar- Peterson Ranheim (Østbyen). Den beidere 2001). nåværende produksjon i fabrikken gir ikke grunnlag for dioksindannelse. Krematorier Det foreligger ikke norske dioksin- Veitrafikk målinger fra krematorier. Vanligvis Den tidligere blyholdige bensinen var brukes olje som støttebrensel. Kister tilsatt < 0,1 % av en blanding av 1,2- av tre eller sponplater må forventes å dikloretan og 1,2-dibrometan. For- gi utslippsfaktorer av samme stør- målet med denne tilsettingen var å relsesorden som flisfyrte anlegg. For binde de blyatomer som ble frigjort anlegg med fortynning av røykgassen fra tetraalkylbly i motoren som umiddelbart etter brennkammeret, vil flyktige halogenider. I de senere år ble det skje en hurtig nedkjøling, slik at det oppdaget at disse tilsettings- dioksindannelsen i anleggets kaldere stoffene tilførte halogenatomer til deler ikke vil finne sted. forbrenningskammeret, som kunne

368 VANN-4-2006 være basis for dannelse av kompli- resultat av nedfall fra både historiske serte organiske halogenforbindelser, og aktive kilder. Historiske kilder som blant annet dioksiner og furaner. bybranner, forbrenning av ved og Blyfri bensin og diesel har en mye halm samt forbrenning av kull i lavere utslippsfaktor av dioksiner enn nedlagte indutrier, er kilder som blyholdig bensin. sannsynligvis har hatt stor betydning for konsentrasjonsnivået i overflate- Asfaltverk jorden i dag, særlig i Sentrum og Asfaltproduksjon og resirkulering av Østbyen. asfalt kan være en dioksinkilde, særlig Blant aktive stasjonære kilder er der man bruker resirkulert asfalt fra boligoppvarming og avfallsforbren- veier som blir saltet på vinteren ning de viktigste. Utslippene av (Finstad og medarbeidere 2002). dioksin fra avfallsforbrennings- anlegget er betydelig redusert de Branner senere årene. Utslippene fra vedfyring Schleicher og Jensen (2004) har er ikke kontrollert med målinger, men undersøkt betydningen av bybranner basert på data fra Danmark og Canada som kilde for dioksin. De konkluderer og antall vedovner i Trondheim, med at selv om branner kan være konkluderes det med at denne kilden betydelige kilder til utslipp av diok- er meget viktig. sin, så viser både målinger, bereg- Veitrafikken er den viktigste av de ninger og vurderinger at det meget mobile kildene, men utslippene er sjelden vil medføre forurensning av små i forhold til de stasjonære omgivelsene i et omfang som kan kildene. påvirke lokalbefolkningens helsetil- Jorden kan være en forurensnings- stand. I Trondheim sentrum har det kilde i seg selv for havnesediment, vært en bybrann (større omfang enn et som tidligere er vist av Jartun og kvartal) hvert 100 år i byens historie medarbeidere (2005), der overflate- (tidligere Brannmester Gunnar Aadne jord lekker ut i sjøen via avløpsnettet. Solbakken i Trondheim kommune personlig meddelelse 2004). Grenseverdier for dioksiner i jord i andre Halmbrenning land I tillegg til disse mulige kilder er I Norge eksisterer det ikke grense- halmbrenning også en tidligere kilde. verdier eller normverdier for innhold Halmbrenning er nå forbudt inne i av dioksiner i jord, men i en del saker byen. tilknyttet forurenset grunn har verdien 10 ng I-TEQ/kg tørr jord blitt benyttet Oppsummering som ”normverdi”. Det er etablert – Hvilke dioksinkilder er grenseverdier for dioksininnhold i viktige i Trondheim? jord i Tyskland, Sveits og Sverige Nedbryting av dioksiner er langsom. (Schleicher og Jensen, 2004). Det som påvises i jordprøvene er et I 1992 fastsatte tyske myndigheter

VANN-4-2006 369 (Oehme 1998) en rekke foreløpige verdiene følger samme konsentra- grenseverdier for innholdet av dioksin sjonsintervaller (Tabell 6) (Schleicher i jord (Tabell 5). De sveitsiske grense- og Jensen 2004).

Konsentrasjon Restriksjoner < 5 Ingen restriksjoner eller forholdsregler 5 – 40 Flere målinger > 40 Jorden må ikke anvendes til landbruk > 100 Jorden utskiftes på lekeplasser > 1000 Jorden utskiftes i boligområder > 10000 Jorden utskiftes i alle områder Tabell 5. Tyske grenseverdier for dioksin i jord (ng I-TEQ/kg). (Prøvetakingsdybden er 30 cm for landbruksjord, 10 cm for gressbevokste områder og 2 – 10 cm for lekeplasser)

Konsentrasjon Restriksjoner < 5 Ingen restriksjoner eller forholdsregler > 5 Kilden til påvirkningen skal identifiseres og emisjonen reduseres > 20 Kumelk skal undersøkes for signifikante avvik fra det normale bakgrunnsnivå, dvs > 5 ng I-TEQ/ kg melkefett. > 100 Opprensing av lekeplasser, dvs fjerning av jord. > 1000 Opprensing av landbruksjord og hager. Tabell 6. Sveitiske grenseverdier for dioksin i jord (ng I-TEQ/kg)

I Sverige er det utviklet et system for samt et sett grenser for klassifikasjon vurdering av forurenset jord basert på av dioksin i jord (Tabell 8) avvik fra bakgrunnsnivå (Tabell 7) (Schleicher og Jensen 2004).

Målt < bakgrunns- 1 – 5 ganger 5 – 25 ganger > 25 ganger konsentrasjon verdi bakgrunnsverdi bakgrunnsverdi bakgrunnsverdi Påvirkning Ingen eller kun Sannsynlig Stor påvirkning fra Meget stor liten påvirkning fra påvirkning fra punktkilde påvirkning fra punktkilde punktkilde punktkilde Vurdering Mindre alvorlig Litt alvorlig Alvorlig Meget alvorlig Tabell 7. Prinsipper for klassifisering av avvik fra bakgrunnsverdier

Mindre alvorlig Litt alvorlig Alvorlig Meget alvorlig < 10 10 - 30 30 - 100 > 100 Tabell 8. Svenske grenser for klassifisering av dioksin i jord (ng I-TEQ/kg)

370 VANN-4-2006 Konklusjon og Marienborg varmesentral. En Innholdet av dioksin i overflatejord i viktig kilde (St. Olav Hospitals for- Trondheim er lavt. 94 % av jord- brenningsanlegg) er ikke lenger i prøvene har <5 ng I-TEQ / kg tørr- bruk. stoff. Dette er klassifisert som jord hvor det er ”ingen restriksjoner eller Referanser forholdsregler” etter tyske og sveit- Bakoglu, M., Karademir A., siske regler. Kun 2 % av prøvene har Durmusoglu E. 2005. Evaluation of I-TEQ >10 ng I-TEQ / kg tørrstoff. PCDD/F levels in ambient air and Høyeste konsentrasjon er 14 ng I- soils and estimation of deposition TEQ / kg tørrstoff. Nivået er ikke rates in Kocaeli, Turkey. Chemos- høyere enn hva som er påvist i andre phere 59, 1373-1385. byundersøkelser. De høyeste konsentrasjonene er Benestad, C., 1994: Dioksiner. Statens påvist i de eldste bydelene i Trond- forurensningstilsyn, SFT-dokument heim sentrum. Lavest innhold av 94:04, 74 sider. dioksiner har prøvene i den sydligste delen av Trondheim. Det finnes en Borgnes, D. 2004: Sprednings- rekke mulige punktkilder og diffuse beregninger – forbrenningsanlegg for kilder for dioksin i Trondheim. sykehusavfall. St. Olavs Hospital. Det er målt dioksin i røykgass fra Kjeleforeningen Norsk Energi 25955, fem anlegg (Heimdal varmesentral, 15 sider. Marienborg varmesentral, St. Olavs Hospitals forbrenningsanlegg, Borgnes D., Rikheim B. 2004. Energos Ranheim og Fesil). Røyk- Målinger ved forbrenning av brom- gassen fra de tre første kildene er lik i holdig avfall. Rapport fra Norsk kongensammensetning. renholdverks-forening 3/04. Teoretisk beregnede tall indikerer at dioksinutslipp fra vedfyring i Caserini S., Cernuschi S., Giugliano boliger er en viktig kilde. Informasjon M., Grosso M., Lonati G., Mattaini P., fra Canada indikerer at nye rent- 2004. Air and soil dioxin levels at brennende ovner har større dioksin- three sites in Italy in proximity to utslipp enn de gamle ovnene. Det MSW incineration plants. Chemos- anbefales å måle utslipp fra vedfyring phere 54, 1279-1287. og biobrenselsanlegg for å få bedre kunnskapsgrunnlag for denne type Cheng P.S., Hsu, M.S, Ma, E., Chou, dioksinkilde, som sannsynlig er en av U. Og Ling, Y.C., 2003: Levels of de viktigste utslippskildene i Trond- PCDD/FS in ambient air and soil in heim. the vicinity of a municipal solid waste TEV arbeider kontinuerlig og incinerator in Hsinchu. Chemosphere systematisk for å redusere sine diok- 52, 1389-1396. sinutslipp ved Heimdal varmesentral

VANN-4-2006 371 Dam-Johansen, K. og Jensen, L.S., Jartun, M., Volden, T., Ottesen R.T., 1996: Dioxin fra affaldsforbrænding. 2005. PCB-innhold i sandfangsmasser Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen Nr i Bergen – foreløpige resultater. 14 1996. 39 sider. VANN, nr 1.

EU, 1999. Europan dioxin inventory- Jensen, A.A., 1997: Dioxines – Results. http://europa.eu.int/comm/ Sources, levels and exposures in environment /dioxin/ download.htm Denmark. Arbejdsrapport fra Miljø- styrelsen Nr. 50 1997, 91 sider. Finstad A., Haakonsen G., Rypdal K., 2002. Utslipp til luft av dioksiner i Jensen, A.A., 2003: Kortlægging af Norge- Dokumentasjon av metode og dioxinforurening samt kilder til resultater. Rapport 2002/7. Statistisk dioxinforurensing i Østersjøen. Miljø- sentralbyrå. styelsen, Miljøprojekt nr 796-2003.

Finstad A., Flugsrud K., Haakonsen Jensen, A.A., Grove, A. Hoffmann, L., G., Aasestad K., 2004. Vedforbruk, 1995: Kilder til dioxinforurensning og fyringsvaner og svevestøv. Under- forekomst af dioxin i miljøet. søkelse om vedforbruk og fyrings- Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen nr vaner i Trondheim og Bergen 2003. 81, 91 sider. Rapport 2004/27. Statistisk sentral- byrå. Lee, W.-S., Chang-Chien, G.-P., Wang, L.-C., Lee, W.-J., Tsai P.-J., Gunnes, E.G., 2003: Utslippsmåling i Wu, K.-Y., Lin C. 2004. Source avgassen ved St. Olavs Hospital den identification of PCDD/Fs for various 15.10.2003. Molab as – rapport atmospheric environments in a highly M110/03. industrialized city. Environmental Science and Technology, 38, 4937- Heie, Aa., 2004: Utslipp fra St. Olavs 4944. Hospital. NORSAS notat 2004-04-15. Nouwen, J., Cornelis, C., De Fré, R., Hansen, E., 2000: Substance flow Wevers, M., Mensink, C., Patyn, J., analysis for dioxin in Denmark. Verschaeve, L., Hooghe, R., Mares, Environmental project 570. Miljø- A., Collier, M., Schoeters, G., Van styrelsen, Miljø- og energiministeriet. Cleuvenbergen, R. og Geuzens, P., 2001: Chemosphere, 909-923. Hansen, E. og Hansen, C.L., 2003: Substance flow analysis for dioxin Oehme, M. 1998: Handbuch dioxib. 2002. Environmental project 811 Heidelberg – Berlin. Spektrum 2002. Miljøstyrelsen, Miljø- og Akademisher Verlag. energiministeriet.

372 VANN-4-2006 Ottesen, R.T., Almklov, P. & Tijhuis, SFT 1995. Forbrenningsanlegg - L., 1995: Innhold av tungmetaller og Veiledning for saksbehandlere, Rap- organiske miljøgifter i overflatejord port 95/13, : Statens forurens- fra Trondheim. Miljøavdelingens ningstilsyn. rapporter 95/06. SFT 2001. Harmonized Quantifi- Ottesen, R.T. & Volden, T., 1999: cation and Reporting Procedures Jordforurensning i Bergen. NGU- (HARP-HAZ Prototype), Rapport rapport 99.022. 1789/2000, Oslo: Statens forurens- ningstilsyn. Schleicher, O. og Jensen, A.A., 2004: Håndbog om vurdering af apredning Sinkkonen S., Paasivirta J., 2000. af dioxin og andre miljøskadelige Degradation half-life times of stoffer fra ukontrollerede brande. PCDDs, PCDFs and PCBs for Miljøproject Nr. 918 – 2004. Miljø- environmental fate modeling. styrelsen, Danmark. 64 sider. Chemosphere 40, 943-949.

Schleicher, O. Jensen, A.A., Blinks- Volden T., Finne T.E., Haugland T., bjerg P., 2001. Måling av dioksine- Ottesen R.T., 2001. Jordforurensning i missionen fra udvalgte sekundære Orkdal. NGU-rapport 2001.053. kilder. Miljørapport nr 649. Miljø- styrelsen, Danmark. Vikelsøe, J., 2003: Dioxin måle- program. Statusrapport april 2003. Schuhmacher, M., Nadal, M., DMU Roskilde, Afdeling for Miljø- Domingo, J.L. 2004. Levels of kemi og Mikrobiologi. PCDD/Fs, PCBs, and PCNs in soils and vegetation in an area with chemical and petrochemical indu- stries. Environmental Science and Technology, 38, 1960-1969.

VANN-4-2006 373