Eliminering af PCB i kontaminerede mursten

Størrelse: px
Starte visningen fra side:

Download "Eliminering af PCB i kontaminerede mursten"

Transkript

1 Eliminering af PCB i kontaminerede mursten Elimination of PCBs in contaminated bricks En 5. semesterrapport udført af: B. Elisabeth Jensen, Camilla Maria Højer Knudsen & Anne Sophie Heinrichsen Vejleder: John Mortensen NSM Roskilde Universitet efterår 2011

2 1

3 Abstract Polychlorerede biphenyler (PCB) blev hyppigt brugt i bygge- og elektronikindustrien fra 1950 erne til 1970 erne, grundet deres blødgørende egenskaber i fugematerialer og sammenføjninger. Man har siden erfaret at PCB er stærkt miljø- og sundhedsskadelige. Brug af PCB har derfor været forbudt siden I 2004 trådte Stockholmkonventionen i kraft, en konvention hvis mål er at udrydde miljøgifte, deriblandt PCBer. I 2009 nedsatte Stockholmkonventionen videre et råd med fokus på udryddelsen af PCB. I dag brænder man byggematerialer ved 1100 C for at fjerne PCB effektivt. Ved at fjerne PCBer fra bygningsaffald ved lave temperaturer, vil der være langt færre omkostninger ved afskaffelse af affaldet. I denne rapport undersøges mængden af PCB i en fuge, maling og i mursten, der har været i kontakt med fugen, og derved undersøges mængden af PCB, der migrerer fra fugen til de omgivende mursten. Murstenene er efter koncentrationsbestemmelsen blevet varmet op i en ovn ved 200 C, og mængden af PCB er blevet bestemt efter 1, 2, 4, 7 og 24 timers opvarmning. Resultaterne af varmeforsøgene viser et tydeligt fald i PCB-koncentrationen over 24 timer. Vi har bestemt halveringstiderne for den totale koncentration af PCB til at være 3timer 6 min for den homogeniserede prøve (lav koncentration) og 3 timer 36 min for prøven, som har været i direkte kontakt med fugen (høj koncentration). Efter opvarmning er prøven med lav koncentration faldet fra 3,7 ppm til 0,0065 ppm over 24 timer, og prøven med høj koncentration er faldet fra 270,9 ppm til 0,343 ppm over 24 timer. Prøven med høj koncentration er faldet til en værdi, der ligger under den grænseværdi på 50 ppm, der er vedtaget ved lov i Danmark. Polychlorinated biphenyls (PCBs) were used in the construction- and electronic industry between the 1950s and 1970s due to their useful physical and chemical qualities. Since then it has been discovered that the PCBs are strongly toxic to human and to the environment, and since 1977 it has been illegal to use it. In 2004 the Stockholm convention became effective, a convention, for which the goal is to eliminate environmental toxins and among them PCBs. Furthermore, the countries participating in the Stockholm convention formed a council with sole focus on the elimination of PCB in Today the normal procedure is to burn the building materials at 1100 C to remove PCB effectively. Removal of PCB from building materials at a lower temperature would possibly lower the costs associated with disposal of the waste materials. This report examines the amount of PCB in joint material, paint and bricks, which have been in contact with the joint material containing PCB, and the amount of PCB that migrates from the joint to the adjascent bricks. After determination of the PCB concentration the bricks were crushed and heated to 200 C. The amount of PCB was determined 1, 2, 4, 7 and 24 hours of heating. The results from this experiment show a clear decrease in the amount of PCB during the 24 hours of heating. We have found the half-life of the total amount of PCB in the homogenized sample to be 3 hours and 6 minutes (low initial concentration of PCB), while it was 3 hours and 36 minutes in the sample that had been in direct contact with the joint material (high initial concentration of PCB). The sample with low initial concentration showed a decrease in PCB concentration from 3,7 ppm to 0,0065 ppm after 24 hours and the sample with high initial concentration showed a decrease in PCB concentration from 270,9 ppm to 0,343 ppm after 24 hours. This means that the sample with high initial concentration of PCB has in fact decreased in concentration to a value well below the limit value carried by Danish law. 2

4 Forord I forbindelse med udarbejdelse af rapporten vil vi gerne takke Jonas Nedenskov for at dele sine resultater fra endnu ikke udgivet forsøg udført på Amagerforbrændingen, samt at svarer på opklarende spørgsmål om disse. Vi vil desuden takke Rasmus Krag for at vise interesse for vores projekt og dele sin viden om hans behandlingsmetode med os. Tak til værkstedet for hjælp og lå af materialer til at forarbejde prøvemateriale. Derudover en tak til vores vejleder John Mortensen for inspiration til forsøgsmetoder, tildeling af litteratur og for sit altid gode humør. Det er en proces. Torben Lund 3

5 Indholdsfortegnelse Abstract... 2 Forord... 3 Indledning... 7 Problemformulering... 8 Polychlorerede biphenyler... 9 Toksicitet og effekter af PCB... 9 PCB, dioxiner og deres toksicitet... 9 Eksponeringskilder Eksponering fra byggeaffald Human eksponering Eksponering til miljøet Håndtering af PCB-affald Lokale forbrændingstationer Lovgivning og grænseværdier Stockholmkonventionen Metoder til nedbrydning eller eliminering af PCB Termal desorption Pyrolyse Activated metal treatment system Forsøgsbeskrivelse Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelser Kvalitativ og kvantitativ bestemmelse af PCB i fugen Måling af PCBs kvantitative indtrængen i murstenene Måling af PCBs kvantitative indtrængen i maling Bestemmelse af det gennemsnitlige indhold af PCB i mursten omkring fugen Forsøg 2 - Opvarmning Varmeforsøg med mursten af lav koncentration Varmeforsøg med mursten af høj koncentration Forsøgsprotokol Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelse Bestemmelse af kvantitativt og kvalitativt indhold af PCB i fuge Måling af PCBs kvantitative indtrængen i murstenene Måling af PCBs kvantitative indtrængen i maling

6 1.4 Bestemmelse af det gennemsnitlige indhold af PCB i murstenene omkring fugen Forsøg 2 - Opvarmning Metode til forsøg 2 - Opvarmning Intern standard Metode Valg af beregningsmetode Udregning af k ved brug af intern standard Metodeanalyse Kontrol af ekstraheringen Murstensprøve Kontrol af mængden af intern standard Inddampning Databehandling Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelse Koncentration af PCB i fugen Koncentrationsberegninger i murstensprøver Koncentrationsberegninger i malingen Mængdeberegninger i hele murstenen Forsøg 2 - Opvarmning Opvarmning af prøver med lav koncentration Opvarmning af prøver med høj koncentration Diskussion Diskussion af forsøgsmetoden Brug af intern standard Ekstraheringsmetoden Andre metodemæssige overvejelser Resultater Forsøg 1- Koncentrationsbestemmelse Forsøg 2 - Opvarmning Vurdering af behandlingsmetoder Konklusion Perspektivering Alternative nedbrydningsmetoder Materialevalg

7 Videreudvikling af opvarmningsmetoden Referenceliste Appendiks 1 TEF værdier Appendiks 2 Fysiske og kemiske egenskaber for PCB Appendiks 3 - PCB i åbne og lukkede systemer Appendiks 4 - Håndtering af PCB-holdigt affald Appendiks 5 Massespektrer for hexachlorerede biphenyler Appendiks 6 Massespektrum for pentachloreret biphenyl Appendiks 7 Billeder af Ariete Bon Cuisine ovn Appendiks 8 Molekylestrukturer for standarderne Appendiks 9 - Grafer til k beregninger for PCB-mix 7, 100 µl C Appendiks 10 - Grafer til k beregninger for PCB-mix 7, 200 µl C Appendiks 11 - Grafer til k beregninger for PCB-mix 7, 50 µl Phenanthren Appendiks 12 Halveringstider for hver congen gruppe lav koncentration høj koncentration Appendiks 13 - Metode til alternativ ekstraktion

8 Indledning Polychlorerede biphenyler (PCB) er i dag anerkendt som kemikalier, der er både miljøskadelige og sundhedsskadelige. PCB blev helt frem til 1977 anvendt i byggebranchen i Danmark. Blandt andet har PCB i vid udstrækning været brugt som blødgører i eksempelvis fugemasser. PCBer har flere kemiske egenskaber, der har gjort dem anvendelige i byggebranchen. PCBer har blandt andet lav elektrisk ledningsevne, er svært antændeligt, har høj viskositet og er i det hele taget meget modstandsdygtige over for vind og vejr (Gunnarsen et al 2009). Grundet sundshedsfaren ved PCB gør man i dag en stor indsats for at udrydde dem. PCBer ophobes i fedtvævet hos levende organismer, hvilket medfører, at det oparbejder sig i fødekæden. Der er i dag meget fokus på hvilke sundhedsfarer, der er ved eksponering for PCBer. Blandt andet har undersøgelser vist at, kræft og påvirkning af immunforsvar og hormonelle systemer er eksempler på negative følgevirkninger ved PCB-eksponering (Van der Berg 1998). Det estimeres, at der blev produceret 1,7 millioner ton PCB i perioden , hvilket har gjort oprydningsarbejdet til et omfangsrigt projekt (Gunnarsen et al 2009). I dag håndteres PCBholdigt byggemateriale i Danmark af Kommunekemi i Nyborg, hvor det afbrændes ved høje temperaturer. Et projekt lavet af miljøstyrelsen i 2009 påpeger, at Kommunekemi ikke modtager PCB-holdigt affald i særlig stor udstrækning. Dette tyder på, at en stor del af det PCB-holdige byggeaffald enten ikke identificeres eller håndteres korrekt (Gunnarsen et al 2009). Der er i dag udviklet flere alternative metoder til at fjerne PCB-holdigt affald, men ingen af disse har været så effektive at man har erstattet afbrændingen. På Amagerforbrændingen har de i 2011 fundet indikationer på at PCB kan fjernes ved at opvarme byggeaffaldet ved 850 C, som er lavere temperatur end de opvarmer ved Kommunekemi. Dette åbner for muligheden for, at PCB kan blive fjernet ved lavere temperaturer, og at det dermed bliver lettere og muligvis mindre omkostningsfuldt at afskaffe det. Denne problemstilling vil vi i dette projekt undersøge igennem opvarmningsforsøg ved 200 C, som er en markant lavere temperatur. Hvis det er muligt at fjerne PCB ved lavere temperaturer, kan det betyde en markant ændring i de omkostninger, der i dag er forbundet med afskaffelsen af PCB-holdigt affald, og det vil forhåbentlig medføre at mere PCB-holdigt affald vil blive håndteret korrekt. 7

9 Problemformulering Er det muligt at fjerne PCB fra PCB-kontaminerede mursten ved at opvarme dem til 200 C over et tidsinterval på 24 timer? Vi vil i dette projekt undersøge kvantitativt, hvor høj koncentration PCB der er til stede i henholdsvis mursten, fuge og maling. Ved at undersøge PCB-indholdet i en fuge, kan vi vurdere, om PCBen migrerer ind i det tilstødende materiale. Vi vil derudover undersøge hvilke PCB-- congener, der kan findes i de forskellige materialer. Forsøgene udføres på mursten, der har været i kontakt med en PCB-holdig fuge. Disse forsøg er lavet for at vurdere i hvilket omfang byggeaffald kontamineres af PCB-holdige fuger, og dermed hvor meget af byggematerialet, der skal behandles. Vi vil ydermere undersøge, om det er muligt at fjerne PCB fra murstenene ved at opvarme dem. Dette forsøg udføres ved 200 C, hvilket er meget lavere temperatur end den, der i dag bruges ved behandling af PCB-kontamineret materiale hos Kommunekemi. Derved finder vi ud af, om det er muligt at fjerne PCB ved lavere temperaturer og herunder om man kan afbrænde PCB-holdigt byggemateriale sammen med afbrænding af andet affald, som det for nyligt er indikeret ved forsøg på Amagerforbrændingen. 8

10 Polychlorerede biphenyler Polychlorerede biphenyler er en gruppe molekyler med samme kemiske grundstruktur. PCB består af to forbundne benzenringe, hvorpå der sidder mellem 1 og 10 chloratomer. Jo flere hydrogenatomer der er substituerede med chloratomer, des højere er biphenylen chloreret. Den generelle bruttoformel for PCB er C 12H 10-xCl x, hvor x er et tal mellem 1-10, afhængigt af hvilken PCB, der er tale om. Figuren nedenfor illustrerer, hvordan biphenylen kan chloreres og hvordan man navngiver efter carbonatomerne: Figur 1: Den generelle strukturformel for PCB-congenerne. Hydrogen/chlor-substitueringspladserne er illustreret ved X er (Padmanabhan et al 2006). Der findes teoretisk 209 forskellige PCB-congener, som alle er dannet ud fra grundstrukturen fra figur 1 (Sundahl et al 1999). Disse forbindelser har forskellige fysiske, kemiske og toksikologiske egenskaber. PCBer er flygtige og spreder sig derfor også til lande, der ikke har brugt dem i industrien. Deres flygtighed gør, at de fordamper ved høje temperaturer, og fortættes ved lavere temperaturer. På den måde flyttes de fra varme lande til kolde lande. Denne effekt kaldes græshoppeeffekten (Stockholmkonventionen 2009). Toksicitet og effekter af PCB Det er vist at PCB har en toksisk effekt for både helbredet hos mennesker og for miljøet. De er carcinogene og kan have negative effekter på reproduktionen og immunsystemet. Eksponering for PCB giver ikke nogen akutte symptomer, men kan vise sig at være skadelige på langt sigt (Priha et al 2005). PCB, dioxiner og deres toksicitet PCB kan opdeles i to grupper; dioxinlignende og ikke-dioxinlignende PCB. Dioxinlignene PCBer har en coplanar struktur, hvor de ikke-dioxinlignene PCBer har en ikke-coplanar struktur (Miljøstyrelsen 2009). 9

11 Figur 2: Denne strukturformel viser en dioxin 2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin (TCDD), hvilket er den dioxin som PCB-congenerne har sammenlignelige strukturelle egenskaber med. De 12 dioxinlignende PCB-congener har sammenlignelige strukturelle egenskaber og biokemiske og toksikologiske effekter med 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD), som bruges som reference i forhold til toksicitet, se figur 2 (Kunz et al 2010) (Van der berg et al. 1998). Dette er styret af chlorsubstitueringen på de to ringe. Er phenylgrupperne orthosubstituerede, er PCBen non-coplanar og er de ikke orthosubstituerede, er PCBen coplanar. Hos de co-planare ligger begge phenyler i samme plan, mens de hos de non-coplanare PCBer er roterede. Er orthopositionen chlor-substitueret, er rotation af biphenylerne forhindret (Ritter et al. 1995). De resterende 197 PCB-congener har ikke dioxinlignende egenskaber, men i stedet andre toksiske karaktertræk. De dioxinlignende PCB-congener har den højeste toksiske effekt, men de forekommer ofte kun i lave koncentrationer. De ikke-dioxinlignende PCBer udgør mængdemæssigt størstedelen i de produkter, som indeholder PCB, eksempelvis fugemasse (Miljøstyrelsen 2009)(Priha et al 2005). I forbindelse med giftstoffers toksicitet, bruger man faktoren Toxic Equivalence Factors (TEFs). TEF-faktoren for et gældende stof findes ved at sammenligne stoffets toksicitet i forhold til den dioxin man har antaget som den mest giftige: 2,3,7,8-TCDD. Denne dioxin er sat til TEF-værdien 1. Er en PCB en tiendedel så giftig som 2,3,7,8-TCDD, er TEF=0,1. Man måler graden af giftighed ved at finde ud af i hvor høj grad kemikaliet binder sig til Ah-receptoren i organismer. Denne receptor og tilhørende mekanisme vil vi ikke beskrive nærmere, men blot nævne, at en binding til denne receptor vil resultere i en ændring af gentranskriptionen, hvilket igen kan have fatale konsekvenser for organismen. Blandt andet kan det føre til udvikling af kræft (Erickson 1997). Hvis det er nødvendigt at medregne koncentrationen i den pågældende prøve, udregnes i stedet Toxic Equivalence Concentration (TEQ). Denne faktor udregnes: En tabel over WHO s udregnede TEF-værdier for dioxinlignene-pcb kan findes i appendiks 1. Chlor-carbonbindingerne er svære at bryde gennem hydrolyse, hvilket gør dem meget stabile. Generelt kan man sige, at PCBs persistens stiger med antallet af chloratomer og at den svære nedbrydelighed gælder både kemisk, fysisk og biologisk (Stockholmkonventionen). Dette betyder, at de højt chlorerede PCBer har større tendens til at bioakkumulere end lavt chlorerede PCBer. Graden af bioakkumulering beregnes ved hjælp af K ow. K ow bruges til at beregne fedtopløseligheden i stoffer. Dette er fordelagtigt, da man derved kan sige om stoffet vil bioakkumulere. For nemheds skyld, beregnes K ow med logaritmisk skala logk ow. De kemikalier der er værst til at bioakkumulere har en logk ow-værdi på mellem 4-7. Er værdien helt oppe mellem 7 og 8, er kemikalierne så immobile, at de har svært ved at trænge ind i fedtvævet (Baird et al 2005). Værdien skal være konstant for en opløsning i ligevægt mellem to definerede opløselige væsker ved en specifik temperatur. K ow beregnes således: 10

12 Koefficienten viser forholdet mellem koncentrationen i vand og i octanol, hvor vand er det polære opløsningsmiddel og octanol er et upolære opløsningsmiddel. Dette skyldes, at der ved blanding mellem en ikke polær væske og vand vil opstå et tofase system hvor den letteste vil ligge øverst. Erfaringsmæssigt er opløseligheder af stoffer i octanol meget lig stoffers opløselighed i fedt. (Walker et al. 2005, s. 35). K ow-værdier for de forskellige congengrupper kan ses i appendiks 2. Eksponeringskilder Eksponering fra byggeaffald Fugerne i byggeaffald er ikke kun vigtige, fordi de i dag indeholder den procentvist største mængde af PCB, men også fordi de er en åben kilde til PCB (se appendiks om åbne/lukkede systemer 3). Dette gælder både indendørs, men også uden på bygninger, hvor fugerne er en potentiel kilde til forurening af miljøet på samme måde, som de indendørs fuger vil være en kilde til forurening af indendørsluften. Dette betyder, at fuger i bygninger indendørs som udendørs udgør en signifikant kilde til den mængde PCB, som mennesker udsættes for. Udendørs udsættes fugerne for konstante påvirkninger i form af fordampning, erosion og udvaskning, hvilket bidrager yderligere til forureningen (Robson et al 2010). Det er generelt de lavt chlorerede PCBer, som er mere flygtige end højt chlorerede PCB. Dette udsagn er baseret på undersøgelser, der viser, at indholdet af de højt chlorerede PCB relativt til de lavt chlorerede PCB i dag er blevet større i forhold til ved produktionen (Robson et al. 2010). En national schweizisk undersøgelse har vist, at effekten af de PCB-holdige bygningsmaterialer på luftens koncentration af PCB ikke kun er påvirket af materialernes indhold, men også i stor grad af luftens kvalitet defineret ved den rate hvormed luften udskiftes (Kohler et al. 2005). Derudover påvirker følgende parametre også PCB koncentrationen i indendørsluften: typen af PCB-blanding i fugerne, overfladearealet af fugerne, som er i kontakt med luften, og temperaturen i rummet. Det er desuden vist, at PCB-koncentrationen stiger med rummets temperatur (Kohler et al. 2005). Dette kan skyldes, at fordampningen af PCBer er temperaturafhængige (Robson et al 2010). Human eksponering I miljøstyrelsens rapport fra 2009 vurderes der, at menneskers eksponering for dioxinlignende PCB primært kommer fra indtagelse af fødevarer, og at udslip fra bygningsfuger derfor ikke spiller en afgørende rolle. Undersøgelsen viste, at eksponeringen af ikke-dioxinlignende PCB typisk skyldes luften inden i bygninger med PCB-holdige fuger. Dette skyldes, at ikke-dioxinlignende PCB er langt mere flygtige end dioxinlignende PCB (Miljøstyrelsen 2009). Man har senere eftervist, at eksempelvis leverskader og tumordannelse er påvirket af både de dioxinlignende og de ikke-dioxinlignende (Van der Berg 1998). En anden undersøgelse viste at to forskellige dioxinlignende udviklede kræft hos mus, hvorimod to ikke-dioxinlignene PCB ikke 11

13 gjorde (Kunz et al 2006). I dag karakteriseres samtlige PCB-congener dog som kræftfremkaldende, da de fleste forsøg er udført på PCB-blandinger (Kunz et al 2006). En betydelig kilde til PCB indtag for mennesker er optagelsen gennem mad med højt indhold af fedt (Kunz et al 2006)(Priha et al 2005)(Diamond et al 2005). I fødevarerprøver med animalsk produkter så man de højeste koncentrationer af de mere persitente, højt chlorerede PCBcongener, mens de congener, som lettere metaboliseres, de lavt chlorerede, viste de laveste niveauer. Lavere chlorerede PCB-congener blev fundet i høje niveauer i korn, frugt, grøntsager og vegetabilsk olie sammenlignet med indholdet i animalsk føde (Kunz et al 2006). Derudover bliver inhalering af PCB kontamineret luft, specielt ved erhvervsmæssig håndtering af PCB holdigt byggemateriale, anset for at være en anseelig kilde til PCB eksponering (Priha 2005) (Diamond et al 2010). Wingfors et al. viste i 2006, at der ikke var signifikant forskel i niveauet af højere chlorerede PCBcongener hos byggearbejdere, der var i kontakt med PCB-affald, og kontrolgruppen som ikke var i kontakt med PCB-affald. Dette indikerer, at en stor del af den samlede mængde PCB, som mennesker eksponeres for, stammer fra indtag gennem kosten eller inhalering fra den omgivende luft. Wingfors et al. (2006) antager, at størstedelen af de højt chlorerede PCB akkumuleres og videregives gennem kosten. Specifikt var det hexa- og heptachlorerede PCB, som ikke varierede mellem forsøgsgrupperne. De lavt chlorerede PCB var næsten ikke at finde i blodprøver fra kontrolgruppen, mens de var til stede hos gruppen, som havde været udsat for PCB gennem byggearbejde (Wingfors et al 2006). Både Kontsas et al. og Seldén et al. har ligeledes vist, at PCBniveuaet i blodprøver fra bygningsarbejdere, der er i kontakt med PCB-materiale er forhøjet (Sélden et al 2008) (Kontas 2006). Eksponering til miljøet Der findes flere kilder til spredning af PCB til miljøet. Der har været specielt fokus på det arktiske miljø, hvor der har været synlige spor af de persitente og bioakkumulerende PCB-congenere på det arktiske dyreliv, hvor det er ophobet gennem fødekæden. Indholdet af PCB i de arktiske dyr er blevet tillagt transport af PCB fra andre egne ved enten atmosfærisk transport, havstrømme eller migrerende dyr (Jartun et al 2009)(Diamond et al 2010). Høje koncentrationer af PCB findes specielt hos predatorer, hvilket skyldes deres lange levetid og placering i fødekæden (Boucher et al 2009). Det PCB, som i dag findes i naturen, er en blanding af de forskellige congener. Koncentrationerne af congenerne varierer mellem de forskellige niveauer i fødekæden. De PCBcongener, som i dag ses i miljøet, kan variere fra dem, som frigives fra eksempelvis byggeaffald. Dette skyldes, at congenerne gennemgår forskellig nedbrydning afhængigt af deres opløselighed, flygtighed og mulige metaboliske nedbrydningsrate (Van der Berg 1998). Håndtering af PCB-affald I Danmark er det Kommunekemi, der er ansvarlig for at afskaffe PCB-holdigt affald. Kommunekemi håndterer det i dag ved at sortere affaldet, homogenisere det, og afbrænde det i en roterovn ved mindst 1100 C. Herved mener de, at temperaturen nedbryder PCB fuldstændigt. De beskriver også, at der i dag ikke er realistiske alternativer til afskaffelsen af PCB-holdigt bygningsaffald (Kommunekemi 2010). 12

14 Der er opstillet en række restriktioner vedrørende genanvendelsen af byggematerialer som indeholder PCB. Af disse fremgår det, at maling, lak, tjæreholdige materialer eller forurenede stoffer, såsom organiske materialer, skal være fjernet. Derudover må byggematerialet ikke indeholde PCB-holdige fugemasser eller lignende. Dette vil betyde, at størstedelen af alt byggemateriale, som formodes at have været i kontakt med PCB, skal håndteres som farligt materiale og derfor ikke kan genanvendes (Gunnarsen et al 2009). Lokale forbrændingstationer Grænseværdien for hvornår Kommunekemi skal håndtere det PCB-holdige affald er 50 mg/kg tørstof (TS), hvilket svarer til en koncentration på 50 ppm. Under denne værdi håndteres affaldet af lokale forbrændingsstationer. På Amagerforbrændingen har man i dette efterår udført forsøg, hvor man har undersøgt afbrænding af shredderaffald (SA) over en periode på 14 dage. Shredderaffald er en sorteringsrest med en affaldsfraktion bestående af % autoskrot, % metalskrot fra genbrugspladser og % andet metalskrot. Dette affald var inden forsøgets start undersøgt og kontrolleret for ikke at overstige grænseværdien for blandt andet PCB. Affaldet indeholdte PCB7 8,8 mg/kg TS og 4,1 mg/kg TS. PCB7 er de 7 PCBer som man i dag ekstrapolerer for, for at finde den totale mængde af PCB i en prøve. Metoden er præsenteret i afsnit Valg af beregningsmetode. Der blev brændt cirka 12 % SA og cirka 88 % almindeligt forbrændingsegnet affald på det ene anlæg og 100 % almindeligt forbrændingsegnet affald på referenceanlæg. Efterfølgende blev der foretaget to præstationsmålinger på røggassen for hvert anlæg, som ses herunder: PCB7 µg/nm 3 SA Reference Serie 1 0,010 0,0011 Serie 2 0,012 0,010 Tabel 1: Her ses resultaterne fra de forsøg som er udført på Amagerforbrændingen. Prøven blev udtaget efter røgrens og resultatet er således kun et udtryk for, hvad der kom ud af skorstenen og derfor ikke et absolut udtryk for, hvad der blev frigivet (Jonas Nedenskov, personlig korrespondance, 2011). Amagerforbrændingen afbrænder deres affald ved 850 C, hvilket er mindre end de 1100 C som Kommunekemi bruger til at afbrænde PCB-holdigt affald (Kommunekemi 2010). Lovgivning og grænseværdier For indeklima tilråder sundhedsstyrelsen, at i rum med niveauer over 3000 ng PCB/m 3 skal der gribes ind, og det PCB-fyldte materialer skal fjernes. Ved overskridelse af dette niveau i beboede huse tilråder sundhedsstyrelsen fraflytning inden 6 måneder. Ved niveauer i intervallet ng PCB/m 3 tilråder sundhedsstyrelsen, at der gribes ind på sigt og at renovering af bygningen påbegyndes senest 2 år efter konstatering (Miljøstyrelsen 2009). 13

15 Det er i dag totalt forbudt at importere, producere og sælge produkter med indhold af PCB i Danmark. PCB er grupperet som farligt affald, og derfor skal byggeaffald med et indhold på over 50 ppm anmeldes som farligt affald og sendes til Kommunekemi eller til afbrænding på et anlæg, der har tilladelse til afbrænding af farligt affald (Center for Miljø, 2012). Materialer med indhold mellem 0,02 og 50 ppm skal bortskaffes til forbrænding, eller eventuelt deponeres på kontrolleret losseplads. Hvis der er fuger, der indeholder PCB, skal det undersøges, om PCBen har spredt sig til de materialer, der grænser op til fugen (Center for Miljø, 2012). Et skema over, hvordan PCBholdigt materiale skal håndteres, kan ses i appendiks 4. Stockholmkonventionen Al information vedrørende Stockholmkonventionen er hentet fra United Nations hjemmeside - Stockholmkonventionens officielle hjemmeside Stockholmkonventionen er en traktat, der vedrører de giftige organiske forbindelser, der er klassificeret som værende Persistant Organic Pollutants (POPs). Traktaten trådte i kraft i 2004, men blev allerede vedtaget den 22. maj 2001 i Stockholm. Formålet med konventionen er at reducere eller eliminere POPerne. POPer, og herunder PCBer, er skadelige over for miljø, mennesker og dyr. Ved at reducere brugen af POP eller fjerne dem, ønsker stifterne af Stockholmkonventionen at nedsætte forureningen forsaget af POPerne, og herved skabe et sundere miljø. Stockholmkonventionen bliver administreret af United Nations Environment Programme (UNEP). Stockholmkonventionen er et samarbejde mellem 172 lande. Under det fjerde årlige møde i Geneve i 2009 nedsatte partierne et netværk centreret omkring PCB elimination (PCB Elimination Network). POP-gruppen indeholder mange forskellige miljø- og menneskeskadelige organiske forbindelser. POPer deles ind i tre overgrupper; pesticider, industrielle kemikalier og bi-produkter. Da Stockholmkonventionen blev vedtaget i 2001, gjaldt den 12 kemiske forbindelser inden for de tre beskrevne overgrupper. Senere i 2009 blev der tilføjet ni ekstra kemiske forbindelser til listen over miljø- og menneskeskadelige POPer. PCBer blev allerede vedtaget som en POP, da konventionen ved vedtaget i Stockholmkonventionen er meget omstændig, eftersom den omhandler mange forskellige giftstoffer, der enten skal udryddes fuldstændig, sættes restriktion på eller bare stoppes i produktion. Der er dog nogle fælles gennemgående regler for de lande, der er underlagt Stockholmkonventionen. Vedrørende PCBer er produktion af PCB-holdigt materiale fuldstændig forbudt. PCB-fyldt væske i udstyr og apparatur er lovligt indtil Desuden skal alt PCB-holdigt materiale med en koncentration over 0,005 % identificeres og afmærkes. Slutteligt skal landene skrive en opfølgende rapport hvert 5. år til The Conference of the Parties of the Stockholm Convention vedrørende fremskridtet af PCB-eliminering (Stockholmkonventionen 2009). 14

16 Metoder til nedbrydning eller eliminering af PCB PCBer er meget stabile forbindelser og er derfor svære at nedbryde. De kan dog, under visse omstændigheder, nedbrydes kemisk, biologisk eller termisk. Nedbrydning af PCB kan ske bevidst, uhensigtmæssigt eller metabolisk. Eksempler på ønsket nedbrydning af PCBer er ved PCBforurening. Eksempler på uhensigtsmæssigt nedbrydning af PCBer er ved eksempelvis brand. PCBer nedbrydes også ganske langsomt i naturen ved metabolisme eller fotokemiske reaktioner. Halveringstiden stiger med antallet af chloratomer (Erickson 1997, s. 77). Vores projekt er centreret omkring termal eliminering, og derfor vil vi ikke gå i detaljer med alle metoder, blot nævne at der er forskellige alternativer til afbrænding som metode til fjernelse af PCBer. Termal desorption Ved termal desorption varmer man det PCB-holdige materiale op, så PCBerne fordamper væk, men bliver ikke nedbrudt. Temperaturen er ikke lige så høj som ved afbrænding, men dog så høj, at PCBernes når deres kogepunkt og derved fordamper, uden at der ændret ved deres kemiske struktur. Denne metode kræver mindre energi end ved afbrænding, og er derfor mindre kostbar (Erickson 1997). Forbrænding Man kan nedbryde PCBer ved forbrænding ved høje temperaturer. Der er dog visse vanskeligheder forbundet med dette; ved afbrænding kan der dannes andre toksiske biprodukter, som erstatter de giftige PCBer med andre giftige forbindelser. Der kan blandt andet dannes furaner og de føromtalte dioxiner, som er skadelige for miljøet. Man kan undgå disse biprodukter ved en komplet forbrænding, altså ved at afbrænde ved en temperatur, der er høj nok. Det er selvfølgelig ikke ønskeligt, at der dannes giftige biprodukter ved afbrænding af byggeaffald. Afbrændingsmetoden er ikke hensigtsmæssig, hvis der dannes andre giftstoffer (Erickson 1997, 72)(Liu et al 2006). Ved en brand omsættes der så meget energi, at en del af PCBerne potentielt kan blive omdannet til furaner og dioxiner (Erickson 1997, s. 72). Dioxinerne og furanerne findes for det meste bundet til partikler, og derfor er det muligt at måle mængden af dannet biprodukt på asken efter en brand. Den præcise måde dioxiner og furaner dannes på ved afbrænding kræver dog stadig en del undersøgelse (Stanmore, 2004). Pyrolyse Pyrolyse er en anden forbrændingsmetode. Det er en metode, hvor man bruger meget høj varme (omkring C) og ingen ilt. Denne metode bruger man også til at nedbryde organiske forbindelser. Slutprodukterne ved forbrænding af PCB ved pyrolyse er carbonmonooxid, hydrogen og hydrocarboner (Erickson 1997). Kemisk nedbrydning Man har undersøgt hvordan forskellige kemiske processer kan bruges til at nedbryde PCB. Vi har valgt at nævne nogle af de afprøvede metoder, men da vores projekt ikke er centreret om kemisk nedbrydning, vil vi ikke gå i detaljer med metoderne, men blot nævne, at de eksistere. 15

17 KPEG-proces: Her bruger man kaliumhydroxid i polyetylenglycol til at fjerne chlor fra biphenylringen. Reaktionen resulterer i polyetylenglycolbiphenyletere. Det har vist sig at være en effektiv måde at fjerne PCBer fra transformerolie på (Erickson 1997, 73). Liu et al. lavede forsøg i 1995, hvor de forsøgte at dechlorere PCB ved at reducere chloratomerne. De brugte titaniumkomplekset titanocene dichlorid som kalalyst og natrium borohydrid som reducerende agent. I forsøget brugte de PCB blandingen Aroclor 1248, som består af di-, tri-, tetra-, penta- og hexachlorerede biphenyler. I forsøget blev 1,0 gram Aroclor-blanding i 20 ml triglyme varmet op til 125 C sammen med Cp 2TiCl 2, NaBH 4, pyridine og N,N-dimethylocycloamine. Amin viste sig at effektivisere reduktionen af PCB. Cp 2TiC1 2-NaBH 4-amin systemet viste sig at være effektiv til at dechlorere biphenylerne. Efter 12 min var Aroclor-blandingens PCBer reduceret til 80 % di- og 20 % tri-chlorobiphenyler. Efter 2 timer var der 50 % biphenyler og 50 % monochlorobiphenyler. Efter 24 timer var Aroclor-blandingen fuldstændig reduceret til chlor-frie biphenyler (Liu et al.1995). Ross et. al har udført et forsøg, hvor de har undersøgt dechlorerings mulighederne ved at behandle PCB med metaller. De lod decachlorobiphenyl på gasform komme i kontakt med aluminiumlegeringer ved temperaturer mellem C. Udfaldet var tydelige dechloreringer på grund af dannelse af metalchlorider. Det, der sker ved reaktionen, er at metallet reducerer PCBen, og der dannes metalchlorider og dechloreret PCB (Ross et al 1987). Activated metal treatment system NASA har udviklet et system, som de kalder activated metal treatment system (ATMS), som bliver lavet i form af en pasta. Pastaen smørres i et tykt lag på væggen omkring det kontaminerede materiale, hvorefter PCBen bliver trukket ud. ATMS-pastaen fungerer ikke på fuger, da PCBerne ikke kan trækkes ud af fugematerialet. Når pastaen smørres på væggen, migrerer PCBen fra væggen over til pastaen. Der er to grunde til at PCBen migrerer over i pastaen. Den ene er forskellen i koncentrationsgradienten. Den anden grund er, at PCB er meget hydrofobt, hvilket gør, at pastaens organiske opløsningssystem tiltrækker PCBen (Bredsdorff 2011). Vi vil ikke forklare processen nærmere her i rapporten, men blot nævne, at metoden er udviklet. NASA skriver, at pastaen er testet og at resultaterne viser, at pastaen fjerner omkring 80 % af PCBerne fra maling fire timer efter det er blevet smurt på væggen, samt at næsten 100 % er fjernet efter 48 timer ( 2011). Pastaen kan være tilsat magnesium, der nedbryder noget af PCBen til ikke-toksiske biprodukter. Der er også lavet en pasta uden magnesium, hvor PCBen bare ligger i pastaen uden at være blevet nedbrudt. Pastaen sendes til kommunekemi, hvor der destrueres. Der er dog langt mindre affald, end hvis alt byggematerialet skulle behandles. For de fleste PCBforurenede materialer kræves der to behandlinger med pastaen før koncentrationen kommer ned på under 50 ppm (Krag 2011). 16

18 GC-MS Når man ønsker at analysere sine prøver med en kombination af gaskromatografi og massespektrometri (GC-MS) efter ekstraktion, kan man vælge at bruge forskellige detektorer. Ofte bruger man en flammeionisationsdetektor (FID) til at analysere prøver med, hvis man ønsker at bestemme koncentrationen af organiske stoffer i prøven. Ionerne, som detektoren måler, dannes ved afbrænding i en hydrogendrevet flamme. Fordelen ved FID er, at den har en høj sensitivitet over for store molekyler. Dog har den en lav selektivitet, idet alt organisk materiale brændes af (Harris 2007, s. 542). Derfor bruger vi en anden type detektor, som har en højere selektivitet, og dermed kan skille de forskelligt chlorerede PCB ad, nemlig en quadrupol-detektor (Erickson 1997, s. 288). Sammen med en gaschromatograf kan quadrupolen ikke alene separere PCBerne baseret på chloreringsgrad, men også til en vis grad give et bud på, hvordan den enkelte PCB er substitueret (Erickson 1997, s. 288). Dette er muligt, fordi GCen kan adskille molekylerne, også selvom de har samme chloreringsgrad. Antallet af teoretiske plader i kolonnen er nemlig tilstrækkeligt højt til at skelne mellem de forskellige substitueringer i gaskromatogrammet, selvom det massespektrum, der genereres for to ens chlorerede PCBer i høj grad ligner hinanden. Desuden kan to enschlorerede PCBer kan godt have forskelligt kogepunkt og affinitet for kolonnens coating. Vi har dog ikke beregnet det egentlig antal teoretiske plader i denne rapport på grund af tidsnød. Et eksempel på to enschlorerede PCBers respektive massespektre kan ses i appendiks 5. GC/MS-analysen er - udover den høje selektivitet - velegnet til vores analyse. Det skyldes, at de molekyler, vi forventer at finde, har en molekylvægt, som ligger inden for det interval apparatet kan måle. Intervallet er cirka mellem 50 g/mol og 600 g/mol. Dette svarer igen til intervallet m/z. De størst mulige PCBer vi har mulighed for at se i vores forsøg er decachlorerede, og har derfor en molekylvægt på omkring 494 g/mol (afhængigt af, hvilke isotoper, der indgår i molekylet). Vores forventede PCBer ligger altså inden for den molekylvægt, som det er muligt at detektere. I resultatbehandlingen ses en oversigt over de fundne PCBers chloreringsgrad. Maskinen sørger selv for injektion af prøverne til injektionsporten. Når prøven er taget ind, varmes den gradvist op og går lidt efter lidt på gasform. Starttemperaturen i det program, vi anvender, er 110 C, som holdes i 6 sekunder. Herefter stiger temperaturen med 20 C per minut indtil 210 C, hvorefter den stiger med 10 C per minut indtil 320 C. Denne temperatur holdes i 2 minutter, hvorefter programmet er færdigt, og vi forventer at alt prøvematerialet er kørt igennem kolonnen. Et plot over tid og temperaturstigning ses i figur 3. 17

19 Temperatur ( C) Temperaturprogram ved GC-MS Tid (minutter) Figur 3: Figuren viser, hvordan temperaturen stiger på kolonnen under vores valgte program. Molekylerne føres over på maskinens kolonne ved hjælp af en transportgas, her helium. Separationen af molekylerne, som også er grund til forskellen i retentionstid, foregår på baggrund af to forskellige ting; først og fremmest bliver molekylerne i prøven separeret efter kogepunkt, idet temperaturen langsomt hæves. På den måde er det de molekyler, der har det laveste kogepunkt, der først går på gasform og bliver overført til kolonnen, og dermed først bliver detekteret. Da det ofte er de mindste molekyler, der har de laveste kogepunkter, er det dem, der som regel ligger først i spektret ved GC-MS-analyser. Desuden separeres molekylerne på selve kolonnen efter deres affinitet for kolonnens coating-materiale. Kolonnen er beklædt indvendig med et materiale, som yderligere bidrager til at forlænge retentionstiden, og dermed give et endnu klarere billede af, hvad den analyserede prøve indeholder. Et gaskromatogram for PCB-mix 7, som vi bruger i vores forsøg (se Forsøgsbeskrivelsen), kan ses i figur 4 nedenfor. 18

20 Figur 4: Kromatogram over 100 µl PCB7 og 200 µl C13. Molekylernes affinitet for kolonnens coating kan være forskellig for molekyler, som ellers har samme kogepunkt. Den kolonne vi bruger er 30 m lang, og flowhastigheden på transportgassen er 1 ml/min med konstant tryk. Selve kolonnen har en diameter på 0,25 mm, hvoraf coatingen er 0,25 m tyk. Navnet på kolonnen er DB-XLB (Produktkonsulent Susanne Klitgaard, personlig korrespondance, 2011). Fra kolonnen bliver molekylerne overført til selve MS-detektoren. I detektoren kommer de først ind i et forvakuum, inden de bliver sendt videre til et hulrum med højvakuum, hvor molekylerne bliver ioniserede. Forvakuumet er en ren teknisk foranstaltning, der sikrer, at højvakuumet i ioniseringsrummet ikke ødelægges. Inde i hulrummet med højvakuum er der to plader, en positivt og en negativt ladet. Den negative har et lille hul, som ensretter de molekyler, der sendes i dens retning. Molekylerne bliver i højvakuumhulrummet bombarderet med elektroner, der alle har en energi på 70 ev. Elektronskyen ioniserer molekylerne som vist i reaktionsligningen ovenfor. 70 ev er mere end rigeligt til at ionisere molekylerne, idet de fleste molekyler ikke kræver mere end ev til ioniseringen (Harris 2007, s. 475). Det vil sige, at der er en overskydende energi på cirka 55 ev. Dette betyder, at molekylerne samtidig bliver eksiterede, hvilket gør dem ustabile. Det er dette fænomen, der gør, at vi er i stand til at optegne fragmentationsmønstre for de enkelte molekyler i massespektrene (Harris 2007, s. 476). Fragmentationsmønstrene fungerer som en slags fingeraftryk for molekylerne. De fortæller dels om deres nedbrydning, og dels om, hvilke delfragmenter, der er mere eller mindre stabile. Fordelen ved MS er, at fragmentationsmønstrene for de enkelte molekyler vil være ens hver gang, man optager dem, også selvom man anvender en anden maskine (John Mortensen, personlig korrespondance, 2011). De sendes mod den negative 19

21 plade og går derfra via hullet i pladen videre til selve detektoren. Detektoren er som nævnt en quadrupol-detektor. Den består af fire magnetstænger, som tilsammen danner et magnetfelt. Ved at ændre spændingen parvis på polerne kan man få forskellige typer ioner til at passere gennem detektoren, og på den måde bestemme, hvilke typer der er tale ved hjælp af deres masse/ladningsratio (Erickson 1997, s 281). Maskinen sørger selv for at styre oscillationen af magnetfeltet, og derved sortere ionerne. En illustration af maskinens opbygning ses nedenfor i figur 5. Figur 5: På figuren ses en tegning af GC-MSens opbygning. Magnetfeltet mellem de fire poler i quadrupolen kan justeres, så kun visse ioner bliver endt videre til detektoren. Selve analysen kan foregå på to forskellige indstillinger - SCAN og SIM. Når maskinen kører SCAN, analyserer den hele prøven, og får således et bredt overblik over indholdsstofferne i prøven. Til gengæld har maskinen kortere tid til at detektere de enkelte peaks i chromatogrammet, hvilket gør, at sensitiviteten er nedsat (Erickson 1997, s. 282). SCAN-indstillingen kan således bruges til at skabe et overblik over, hvilke molekyler, der er til stede i prøven rent kvalitativt, og samtidig give en idé om, ved hvilke m/z-værdier man skal fokusere sin søgning for at få et mere klart billede af de enkelte molekyler i prøven. SIM-indstillingens funktion er, at den søger ved bestemte m/z-værdier, men til gengæld bruger maskinen længere tid ved denne m/z-værdi end ved SCAN. Ved SCAN bruges typisk 2 millisekunder ved hver m/z-værdi, mens man ved SIM eksempelvis kan scanne den enkelte m/z-værdi i 200 millisekunder. På den måde får man et mere fuldkomment billede af molekylet, idet spektret er baseret på flere målepunkter. Man får desuden højere sensitivitet og selektivitet overfor de enkelte målte molekyler, da molekyler, som bliver overset under SCAN ved de specifikke m/z-værdier nu bliver detekteret, og det bliver nemmere for maskinen at skille molekyler med identiske m/z-værdier ad. Desuden mindskes støjen omkring signalet ved brug af SIM (Harris 2007, s. 282). Det er oftest en kombination af de to målinger, man bruger ved analyser, og sådan forholder det sig også i vores tilfælde (Erickson 1997, s. 283). Massespektrometri er desuden en velegnet analysemetode for vores projekt, da PCB dels har en 20

22 markant molekylion ved MS, og dels giver et klart udslag ved M+2 i massespektret på grund af chloratomerne (Erickson 1997, s. 282). Dette gør også, at det er muligt at skelne mellem de forskellige chloreringsgrader for PCB erne baseret på højdeforholdet mellem M + - og M ionerne. Et eksempel på, hvordan nedbrydningsmønsteret for en PCB kan se ud kan ses nedenfor i figur 6 og appendiks 6. Figur 6: Her ses et eksempel på et massespektrum, taget fra vores resultater. Her er tale om en pentachloreret biphenyl. En forstørret udgave af spektret kan ses i appendiks 6. Udover indstillingerne SCAN og SIM kan man øge følsomheden af apparatet ved at bruge forskellige metoder til injektion. Prøvestørrelsen er normalt meget lille - ca. 1-2 % af den injicerede prøvemængde, som er i størrelsesordenen 1-5 l. Denne metode kaldes split. Brug af split-metoden betyder, at signalet bliver mere skarpt, men til gengæld kan man risikere, at signalet bliver forholdsvist lille. Man kan også indstille maskinen til at bruge hele prøvevolumet, hvilket øger følsomheden og giver et større signal, som dog til gengæld er en del mindre skarpt. Denne metode kaldes split less-metoden (John Mortensen, personlig korrespondance, 2011). 21

23 Forsøgsbeskrivelse Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelser Formålet med forsøg 1 er at identificere, hvor i byggematerialet PCB er til stede. Vi har derfor udtaget murstensprøver med forskellig afstand til fugen og bestemt indholdet af PCB i dem, såvel som i fugen og maling. Dette er gjort gennem følgende delforsøg: 1.1 Kvalitativ og kvantitativ bestemmelse af PCB i fugen Vi ønsker at bestemme hvilke PCB der er til stede i fugen og deres koncentrationer, for både kvalitativt og kvantitativt at kunne følge, hvordan PCB spreder sig til de øvrige byggematerialer. Dette forsøg udføres for at se, hvilke typer PCB der findes i fugen, og i hvor høj grad de forekommer. Vi antager, at fugen er den oprindelige kilde til PCB-forureningen. 1.2 Måling af PCBs kvantitative indtrængen i murstenene Formålet med dette forsøg er at teste, hvor langt ind i murstenene PCB trænger. Dette er gjort ved at udtage prøver fra en mursten, der har været i kontakt med fugematerialet. Prøverne udtages i tiltagende afstand fra fugen, se figur Måling af PCBs kvantitative indtrængen i maling Med dette forsøg vil vi undersøge, om PCB trænger ud i malingen, og om dette i så fald sker i højere grad end i mursten. Altså er forsøgets formål at bestemme, om PCB har større affinitet for maling af den type, vi tester, end for mursten. Det gør vi ved at udtage en prøve af malingen udvendigt op til 1 cm fra fugen. Med denne prøve er det muligt at sammenligne koncentration med den koncentration, der er i det tilsvarende murstensstykke og i fugen. 1.4 Bestemmelse af det gennemsnitlige indhold af PCB i mursten omkring fugen. Her er formålet, at bestemme det gennemsnitlige indhold af PCB i én hel mursten. Forsøg 2 - Opvarmning I dette forsøg benytter vi murstensprøver med to forskellige forventede koncentrationer, herefter blot betegnet som lav og høj koncentration. Prøven med den lave koncentration er taget fra den hele, knuste mursten, som vi benyttede i forsøg 1.4 og prøven med den forventede høje koncentration er taget fra en ny mursten lige bag fugen. Prøverne opvarmes hver for sig til 200 C, og der udtages en prøve til fem forskellige tidspunkter. Formålet er at se, hvor meget PCB, der forsvinder fra prøverne. 22

24 2.1 Varmeforsøg med mursten af lav koncentration Her varmer vi en homogen prøve fra en hel mursten, som har ligget op af en PCBfyldt fuge, ved 200 C, og udtager prøver af cirka 1 gram efter 1-, 2-, 4-, 7- og 24 timer. 2.2 Varmeforsøg med mursten af høj koncentration Her opvarmer vi en prøve fra af et murstensstykke, der har været i kontakt med en PCB-fyldt fuge. Prøverne opvarmes ved 200 C og derefter udtages der prøver på samme måde som i forsøg 2.1. Forsøgsprotokol Forsøgene håndteres meget ens, dog med enkelte ændringer afhængigt af prøven. Nedenfor er de specifikke procedurer for de enkelte forsøg beskrevet, og derefter den generelle protokol, som beskriver hvordan prøverne behandles for at måle deres indhold af PCB. Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelse 1.1 Bestemmelse af kvantitativt og kvalitativt indhold af PCB i fuge Ved dette forsøg udtager vi et lille stykke fugemasse fra dørkarmen. Stykket afvejes: Prøvetype Fugen Vægt i gram 1,024 Tabel 2: Vægt af fugeprøven Prøven blev frosset i flydende nitrogen i 40 min for at gøre det hårdt. Derefter forsøgte vi at knuse det med et trykstempel. Dette lykkedes dog ikke. Derfor valgte vi at klippe fuge i små stykker på mellem 0,2 og 0,5 cm i diameter. Efterfølgende blev fugeprøven behandlet i henhold til den generelle protokol Metode til forsøg Måling af PCBs kvantitative indtrængen i murstenene Prøverne til denne måling er udtaget fra to mursten. Prøven kaldet I1 er taget mellem 0 og 1 cm fra fugen, I2 er taget 1-2 cm fra fugen ind i murstenen, I3 er taget 2-3 cm fra fugen ind i mursten, og I4 er udtaget 3-4 cm ind i murstenen. Herefter har vi også udtaget prøver ud langs siden af murstenene, disse benævnes følgende; V1, V2 og V3. Derudover har vi udtaget en prøve (E) 0-1 cm fra bagsiden af murstenen bag fugen for at se om der også er PCB tilstede her. I figur 7 ses de udtagne prøvers placering. De afvejede prøvers vægt er vist i tabellen herunder. Prøvetype I 1.1 I 1.2 I 2.1 I 3.1 I 4.1 V 1.2 V 2.2 V 3.2 E 1 E2 Vægt/g 1,015 1,0049 1,162 1,050 1,021 1,0148 1,0314 1,0023 1,064 1,0022 Tabel 3: Her ses vægten af de forskellige prøver. Tallet efter punktummet angiver, hvilken mursten prøven er taget fra. 23

25 Prøverne udtages ved hjælp af en mejsel. Når de er udtaget, knuses de med en hammer, og pulveret bruges til at udtrække PCB fra. For at mindske usikkerheden er det nødvendigt at der er 10 5 partikler i hver prøve. Dette sikres ved beregne partikel mængden i hver udtaget og knust prøve. Diameteren af en enkel repræsentativ partikel måles ved hjælp af et mikroskop. Vi har målt flere partikler og vurderet den gennemsnitlige partikelstørrelse til at være 0,15mm, da partiklerne varierer meget i størrelse. Herefter udregnes antallet af partikler ved at beregne volumen i forhold til vægten af prøven. Hvis der er mere end 10 5 partikler vil dette give en usikkerhed på mindre end 1 %. Størrelsen af murstenen er: Massefylden af murstenen er: Volumen af partiklerne: Antal partikler i en hel mursten: Antal partikler i en prøve: Prøvens vægt er 1,0174 g Dette er umiddelbart ikke nok, men hvis vi antager at alle partiklerne har samme affinitet for PCB kan vi udregne usikkerheden i procent således: Dette er cirka en halv procents usikkerhed ved antallet af partikler. Ved at bruge flere partikler, altså en større mængde prøve, eller ved at knuse prøven finere, kunne vi teoretisk set mindske 24

26 usikkerheden. Vores metode kombineret med GC-MS giver dog en estimeret usikkerhed på omkring 2-3 % (John Mortensen, personlig korrespondance, 2011). Det vil sige, at det faktisk ikke er muligt for os at se en forbedring af resultaternes præcision, idet forbedringen ville drukne i den usikkerhed, der stammer fra selve metoden. Altså er det antal partikler, vi får i en prøve på omkring 1 g., tilfredsstillende i forhold til usikkerhed. 1.3 Måling af PCBs kvantitative indtrængen i maling Her udtager vi en prøve fra malingen på ydersiden af dørkarmen. Vi har skrabet malingen af i afstanden 1 cm fra det område hvor fugen har siddet, for at se hvor meget PCB der ophobes i maling, som materiale. Prøven, kaldet M1, er taget 0-1 cm fra fugen. Her er det ikke nødvendigt at knuse prøven yderligere, og den er klar til at udtrække PCB fra. Malingprøven er mindre end prøverne fra murstenen og der er derfor ikke 1 g i denne prøve. Den præcise vægt kan ses herunder: Prøve type M 1.1 Vægt i gram 0,268 Tabel 4: Her ses vægten af malingprøven. 1.4 Bestemmelse af det gennemsnitlige indhold af PCB i murstenene omkring fugen Her bruger vi en hel mursten. Murstenen knuses med et trykstempel. Den pulveriserede mursten blandes godt, og pulveret samles i en kegleform. Keglen deles i fire lige store dele, og de to tages fra. De to andre bunker blandes igen, og samles til en kegle. Keglen deles igen i fire, to tages fra, og resten blandes. Sådan fortsætter vi, indtil vi har en prøve i en passende størrelse. Vi udtager følgende mængder til at udtrække PCB fra: Prøve Hel mursten, prøve 1 Hel mursten, prøve 2 Vægt i gram 1,0174 1,0108 Tabel 5: Her ses vægtene af de to hele murstens prøver. Figuren nedenfor illustrerer hvor prøverne fra mursten og maling er taget fra: Figur 7: Illustration over, hvor de forskellige prøver er taget fra. 25

27 Forsøg 2 - Opvarmning I forsøg to har vi udført to forsøg med opvarmning, henholdsvis et med en prøve med lav og et med en prøve med høj koncentration af PCB. Vi har udtaget følgende mængder og opvarmet i den angivne tid: Opvarmningstid (i timer)/ vægt i 0 (kontrol) gram af prøven Prøve 1: Lav koncentration 1,023 1,010 1,034 0,914 1,062 1,034 Prøve 2: Høj koncentration 1,044 1,022 1,085 1,017 1,029 1,012 Tabel 6: Her ses mængden af lav og høj koncentrations prøver og tiden de er opvarmet i. Kontrolprøven er målt efter 0 timer, og fungerer således som reference for de prøver, der er varmet op. Ved at sammenholde de opvarmede prøvers koncentration med koncentrationen i kontrollen kan vi bestemme, hvor meget der er fjernet ved opvarmningen. Metode til forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelse For at bestemme PCB-koncentrationen i vores prøver, skal vi ekstrahere PCB-congenerne. Dette gøres ved at bruge følgende metode. Metoden bygger på en metode til samme formål udført og beskrevet af Sundahl et al. (1999) og Priha et al. (2005). Denne ekstraktionsmetode er brugt for alle murstensprøverne, malings- og fugeprøven. Ekstraktionen af PCB fra prøverne udføres ved at tilsætte 3 ml hexan og den rette mængde af intern standard (phenanthren eller C13, afhængigt af prøven, se tabel 7) og ekstrahere i et ultralydsbad i en time. Efterfølgende dekanteres hexanen fra, og gemmes. Ekstraheringen gentages jævnfør Sundahl et al., som på baggrund af deres eksperimentelle arbejde vurderer, at dette giver en ekstrationens effektivitet på mere end 90 %. Dette har vi desuden også selv testet, og er kommet frem til et tilsvarende resultat se afsnittet Metodeanalyse. Ekstraktet opsamles og vaskes med ca. 1-2 ml koncentreret svovlsyre (H 2SO 4) for at udtrække murstensstøvet og efterfølgende ca. 1-2 ml kaliumhydrogencarbonat (KHCO 3) for at fjerne svovlsyrerester, jf. Sundahl (1999), ved følgende reaktion: K 2SO 4 lægger sig som bundfald i vandfasen, og kuldioxiden frigives og skaber bobler i blandingen. Man kan på den måde sikre sig, at alle eventuelle svovlsyrerester er væk når blandingen ikke længere bobler ved tilsætning af KHCO 3, er alle svovlsyrerester forsvundet. Det er ikke nødvendigt at vaske fugeprøven, da den ikke indeholder noget støv. Til gengæld har vi valgt at fortynde fugeprøven, da koncentrationen af PCB i den er meget høj. Fugeprøven er fortyndet 1000 gange, da vi baseret på en prøve med 10x fortynding vurderede, at denne fortynding ville være passende i forhold til mængden af standard. Fortyndingsfaktoren er ganget på ved koncentrationsudregningerne. 26

28 Hexan er valgt som opløsningsmiddel, fordi det er et meget almindeligt solvent at bruge til GCbestemmelser. Derudover er det nødvendigt med et nonpolært solvent, således at PCBcongenerne er opløselige heri. Hexan er et mindre flygtigt opløsningsmiddel, hvilket gør det egnet som solvent, da det ikke fordamper (Erickson 1997, s. 362). Indholdet af PCB i ekstraktionerne er herefter bestemt ved GC-MS. Metode til forsøg 2 - Opvarmning Metoden til varmeforsøgene er i grove træk de samme som til forsøgene uden opvarmning, da vi efter opvarmningen ønsker at ekstrahere PCBerne på samme måde som ved de andre prøver. Vi har her brugt C13 som standard (se tabel 7). Vi har opvarmet prøverne i en tilpasset Ariete Bon Cuisine ovn med et nitrogenflow tilsluttet (se billede i appendiks 7). Vi har udregnet flowhastigheden af nitrogenen ved at fylde en balje med vand og vende et 100 ml måleglas på hoved ned i. Herved fyldes måleglasset med vand. Vi fører herefter slangen med nitrogen op i måleglasset og tager tid på, hvor hurtigt måleglasset fyldes med nitrogen i stedet for vand. Dette tog 7,58 sek. Herefter kan flowraten beregnes som vist nedenfor: Ovnens volumen er: Dette volumen kan forholdes til måleglassets volumen: Hvis vi ganger dette volumen med den tid, som det tog nitrogen at fylde måleglasset, får vi, hvor lang tid det tager, før hele ovnen er blevet luftet ud med nitrogen: Luften i ovnen skiftes altså: 27

29 Intern standard I vores forsøg har vi brugt forskellig intern standard og i forskellige mængder. Disse kan ses i tabel nedenfor: Forsøg nr. Intern standard Mængden i µl Fortyndingsfaktor 1.1 C Phenanthren 50 Ingen 1.3 Phenanthren 50 Ingen 1.4 C Ingen 2.1 C Ingen 2.2 C13 100, bortset fra ved 1t og 2t hvor der er brugt 200 Ingen, bortset fra ved 0t Tabel 7: Her ses de brugte standarder og de rette mængder af disse. Herudover ses fortyndingsfaktoren, som er brugt for at kunne analyse prøverne klare. C13 er 13 C-mærket PCB, som er PCB 44 (2,2',3,5'-TetCB), hvor alle carbonatomerne er af isotopen 13 C. Molekylstrukturer for begge standarder kan ses i appendiks 8. 28

30 Metode I projektet ønsker vi at bestemme indholdet af PCB i prøverne, både kvalitativt og kvantitativt. Dette er besværliggøres af, at analytten ikke består af et enkelt molekyle, men i stedet af en sammensætning af de 209 mulige PCB-congener (Erickson 1997, s. 360). Valg af beregningsmetode Ved kvantitativ bestemmelse ønsker vi at konvertere data fra kromatogrammet til PCBkoncentrationer, hvilket kræver sammenligninger af prøven og en standard. Den kvantitative bestemmelse kan opnås gennem flere forskellige metoder: 1. Danne og bruge responsfaktorer for hver af de 209 PCB-congener; dette vil klart være den mest optimale metode. Det er dog ikke muligt i praksis, da ikke alle 209 mulige congener er tilgængelige. 2. Danne og bruge relative responsfaktorer for flere congener, og efterfølgende ekstrapolerer responsfaktorerne for de resterende congener. Herved er denne metode et kompromis af metode Estimere i forhold til en eller flere Aroclor-blandinger eller et andet kommercielt brugt blanding af PCB er til produktion. 4. Estimere i forhold til nogle få udvalgte tilgængelige congener. (Erickson 1997, s. 363) Da vi ikke undersøger materialer, hvor vi kender den specifikke kommercielle blanding, der er brugt ved produktion, kan vi ikke bruge metode 3. Erickson (1997) beskriver metode 3, som er en beregningsmetode til koncentrationsberegninger, hvor man sammenligner de kromatogrammer, som fås ved analyse af en prøve ved GC-MS med det mønster, som ville fremkomme, hvis man undersøgte en prøve af et af de kommercielle PCB-produkter, som er brugt ved produktion af for eksempel fuger. Dette kunne eksempelvis være forskellige Aroclor-blandinger. De mønstre, der ses i kromatogrammerne for en prøve indeholdende PCB, er dog uhensigtsmæssige at sammenholde med Aroclor-blandingen, selvom denne blanding er brugt ved produktion af det specifikke produkt, som senere undersøges. Dette skyldes, at PCB-congenerne kan være fordampet eller forsvundet på en anden måde fra materialet siden produktionen. Konsekvensen af dette er, at forholdet mellem de forskellige PCB-congener er anderledes, end det var ved produktion. Eksempelvis er det forventeligt, at indholdet af højt chlorerede PCB-congener i forhold til indholdet af lavere chlorerede er ændret, da de lavt chlorerede PCB er er fordampet (Erickson 1997, s. 360). Man bruger alligevel Aroclor og andre kommercielle PCB blandinger som skabelon til at beregne mængden af PCB i byggeaffald. På den måde kan man estimere sammensætningen kvalitativt og kvantitativt, og derved få en fornemmelse for hvilket kommercielt produkt der engang har været brugt i eksempelvis fuger (Erickson 1997, s. 360). Vi har i dette projekt ikke undersøgt, hvilken type kommerciel blanding vores fuge indeholder. 29

31 Metoden beskrevet i punkt 4 er den mest anerkendte metode til at beregne totalkoncentrationen. Metoden bruges af Erhverv- og Byggestyrelsen i Danmark til at bestemme koncentrationerne af PCB i for eksempel indendørsluft. De beskriver, at de 6 PCB congener der normalt estimeres totalkoncentration ud fra er PCB 28, 52, 101, 138, 153 og 180. I Sverige og Danmark bestemmer man derudover koncentrationen af PCB-118, en dioxinlignene PCB som udgør en god indikator for den samlede TEQ-værdi af dioxin-congenerne. Herefter ganges de 6 eller 7 PCB-congeners samlede koncentration med 5, hvorved den totale koncentration er fundet. Dette giver dog kun et estimat af total koncentrationen og Erhvers- og Byggestyrelsen vurderer selv, at denne beregningsmetode indeholder en stor usikkerhed (Erhvers- og Byggestyrelsen 2010). Derfor har vi heller ikke valgt at gøre brug af metode 4. Derved konkluderer vi, at vi må bruge metode 2, da nr. 1 ikke er mulig i praksis. Dette skyldes, at de 209 congener kun er teoretisk muligt og at de kommercielt brugte PCB kun udgør 100 (Erhvers- og Byggestyrelsen 2010). Ud fra vores PCB-mix 7 kan vi bestemme responsfaktorer (kværdier) for 14 PCB-congener. Dette dækker dog ikke mængden af forskellige congener, som er synlige i vores prøver. Derfor må vi anvende tilnærmede k-værdier, baseret på de PCB i mix 7, som har samme chlorering som de congener, der ikke er at finde i PCB-mix 7. Dette gøres ved, at der for hver PCB-gruppe med et specifikt antal chloratomer laves en graf med en tilhørende lineær regression Vi får derved en ligning, som for alle retentionstiderne (x-værdi) kan beregne en k-værdi (y-værdien). Det kan gøres, da retentionstiderne varierer lidt indenfor hver congengruppe i forhold til variationen i k-værdierne for grupperne imellem (se tabel 9). Dette er gjort for hver standardprøve med tilhørende intern standard og præsenteret i appendiks 9, 10 og 11. Valg af metode er også afgørende for, hvordan den samlede mængde af PCB i prøven bestemmes. Da vi bruger metode 2, bestemmes koncentrationen i hvert peak, og sammenlægges så derefter for at bestemme den totale mængde PCB jævnfør Erickson (1997, s. 368). For at bestemme koncentrationen af hver PCB i prøverne, har vi, baseret på Erickson s (1997) beskrivelse af dataanalyse, analyseret kromatogrammerne som det fremgår af punkterne herunder. Denne metode kaldes en intern standard-metode, da den gør brug af en sammenligning mellem signalet fra den interne standard med kendt koncentration og signalet fra den ukendte analyt, med det formål at bestemme koncentration for den ukendte prøve. Som udgangspunkt er antagelsen, at ved et lineært respons er arealet af det enkelte peak være proportionelt med mængden af det stof, som peaket stammer fra (Harris 2007, s. 541). Vi ønsker derfor at finde responsfaktoren så vi senere kan bruge denne til at finde koncentrationen eller mængden af det ukendte stof. Dette kan gøres ud fra formlen: (Harris 2007, s. 542) x angiver den prøve vi ønsker at beregne, og s angiver vores standard. A refererer til arealet og c er koncentration. I de indledende forsøg med mursten har vi brugt phenanthren som standard, og 30

32 vi havde tænkt os fortsat at bruge denne standard til alle forsøg med mursten med et forventet højt indhold af PCB. Grundet problemer med standarden gik vi over til kun at bruge C13 i forsøg 2.1 og 2.2, samt i 1.1 og 1.4. I formlen er k responsfaktoren. Forholdet mellem koncentrationerne er ved brug af intern standard lig forholdet mellem mængderne, da volumen ikke er en relevant faktor. Ved at bestemme responsfaktorerne for en række forskellige PCB er ved hjælp af en intern standard, kan vi nu i ved hjælp af disse responsfaktorer og den interne standard bestemme det kvantitative indhold af PCB i prøverne. Vi kan udregne responsfaktorerne ved at lave en prøve med et kendt indhold af PCBer, her PCBmix 7, og en kendt mængde standard. Den generelle metode er beskrevet herunder: 1. I kromatogrammet bestemmes arealet af hver peak, både for de forskellige PCB-congener og for standarden. 2. På baggrund af arealet af de to komponenter og den kendte mængde af tilsat standard, bestemmes responsfaktoren (k). 3. I kromatogrammet for selve prøven måles arealet under hvert peak. 4. Dette areal ganges med responsfaktoren for det specifikke peak. 5. Herefter summeres mængden af PCB målt i ng/l fundet ved hver peak, for at opnå den totale mængde af PCB, der er til stede i prøven. (Erickson 1997, s. 363) (Harris 2007, s. 90) Denne metode er specielt velegnet, hvis prøven undersøges på et instrument, hvor responset kan variere fra gang til gang. Det er tilfældet i vores forsøg, da gasflowet i GC en kan variere en smule og dermed potentielt ændre detektorresponsen. Derimod er den relative respons konstant, hvilket vil sige, at hvis vi kender koncentrationen af en standard, kan koncentrationen af det ukendte molekyle udregnes, selvom forholdene i apparatet skulle ændre sig. Metoden er også brugbar, hvis der er usikkerhed omkring tab af prøven, da det er forholdet mellem den kendte standard og den ukendte prøve der beregnes, fordi tabet er ens for både standarden og den ukendte (Harris 2007, s. 90). Udregning af k ved brug af intern standard I vores forsøg ønsker vi, at undersøge koncentrationen af PCB i de forskellige prøver. Derfor har vi, som beskrevet i forrige afsnit, udregnet responsfaktoren ud fra en kendt PCB blanding, her PCB -mix 7, og en kendt standard. PCB-mix 7 indeholder følgende 14 PCB-congener, se tabel 9. Vi har valgt at præsentere disse udregninger ved et eksempel, her for intern standard C13, men udregningerne er de samme for vores anden standard, phenanthren og for samtlige af de tilsatte mængder. Til at finde k brugte vi 100 µl PCB-mix 7, hvor vi har tilsat 200 µl C13. Denne del af analysen er først udført i SCAN-mode for at identificerer chloreringsgraden af PCB og efterfølgende i SIM- 31

33 mode for at bestemme den præcise mængde. Herudfra har vi beregnet koncentrationsforholdene mellem C13 og PCB-mix 7. Vi beregner først mængden af C13 og PCB ved at sammenholde volumen og koncentrationen (se tabel 8). Mængden af PCB udregnes herefter ved: Herefter kan forholdet mellem mængderne udregnes. Resultater ses i tabel 8. Tallene ændres, hvis der tilsættes andre mængder eller andre typer af standarder. Mængderne er ændret ved de forskellige forsøg på baggrund af resultater fra et pilotforsøg, idet forskellen mellem peaket for den interne standarden og peakene for prøverne ikke må være meget stor. Pilotforsøget blev udført som et almindeligt forsøg. Denne beregning kan også overføres til andre tilsatte standarder, hvilket vi har gjort ved de forsøg, hvor vi har brugt phenanthren som intern standard. Resultaterne ses også i nedenstående tabel, men udregningerne er ikke medtaget, da de er identiske med dem i overstående eksempel. Beregnings værdier/ Prøve Phenanthren PCB-mix 7 C13 PCB-mix 7 C13 PCB-mix 7 Volumen: µl tilsat intern standard 50 Koncentration af intern standard ng/ml Mængde af PCB i ng Mængde af intern standard i prøven i ng 101,59 537,5 0, , ,59 103,072 0, , ,59 206,144 0,493 Tabel 8: Tabel til brug af k-værdi beregninger Vi bruger her forholdet mellem mængden af C13 og mængden af PCB som forholdet. Herefter kan vi bestemme forholdet mellem arealerne for hver PCB i de enkelte prøver og sammenholde det med arealet af peaket for C13 og herved finde k-værdien. Her ses beregningerne for prøven med PCB-mix 7 og 200 µl C13. PCB-mix 7-congenerne 28 og 31 ligger ved næsten samme retentionstid i kromatogrammet, og kan derfor være svære at skelne. Da de begge er trichlorerede PCB-congener, har vi ikke forsøgt at skille dem ad. Dette skyldes, at vi ikke har til hensigt at undersøge, hvilke specifikke congener der er tale om, men kun deres chloreringsgrad. GC/MS kan tydeligt analysere antallet af chlor. Ved vores GC-MS analyse ved SCAN-mode fås kromatogrammer og massespektre, hvorfra vi kan bestemme hvilke PCB, der findes ved de forskellige peak og hvad arealet af peaket er for hver PCB og intern standard. Vi kan herudfra beregne forholdet mellem peakenes arealer. Vi kan bruge dette forhold til at sammenholde med forholdet mellem koncentrationerne eller mængderne, og på den måde udlede k-værdien for den pågældende PCB. I tabel 9 nedenfor ses vores resultater. 32

34 PCB Chloreringsgrad Retentionstid i minutter Areal af peaket Procentvis areal Areal af PCB peak/areal af C13 peak 8 Di 6,3 6578,624 16,56 1, , Tri 6, ,456 11,79 1, , Tri 7, ,224 10,23 1, , Tri 7, ,36 9,66 1, , Tetra 8, ,702 16,27 0, , Tetra 8, ,511 8,04 0, , Tetra 9, ,067 6,99 0, , Penta 9, ,947 5,06 0, , Hexa 10, ,779 2,76 0, , Hexa 10,89 873,824 2,2 0, , Penta 11, ,394 3,53 0, , Hexa 11,4 991,212 2,5 0, , Hepta 12,55 947,095 2,38 0, , Octa 13,81 324,92 0,82 0,0981 5, Octa 14,18 271,579 0,68 0, , Tabel 9: Her ses de målte værdier for PCB-mix 7 og 200 µl C 13, samt de udregnede k-værdier. Dette er et eksempel på, hvordan tabeller med udregninger af k-værdier for PCB-mix 7 og en standard kan se ud. Arealet af C13-peaket som arealforholdet i overstående tabel 9 er bestemt ud fra ses i nedenstående tabel 10: Retentionstid Areal af C13 peak Procentvist Areal 8, , Tabel 10: Tabel over C13 peak C13 giver udslag omkring retentionstiden 8,05 minutter, hvor den samme PCB også ses i kromatogrammet. C13-peaket ses ved samme retentionstid som den PCB med 12 C, men i stedet har C13 en molekylvægt, der er 12 g/mol højere end det pågældende PCB-congen her 232 i stedet for 220. Derfor er det mulig at genkende den i massespekteret og bruge det til at analysere ud fra. Da retentionstiden er den samme, skal arealet af 12 C-PCBen fratrækkes arealet af C13. De to er mulige at skille i kromatogrammet, hvilket er gjort ved alle prøver indeholdende C13 såvel som i tabel 9, for at bestemme arealet af denne PCB. Dette er dog kun muligt i SIM og derfor er vores prøver indeholdende C13 også altid bestemt ud fra analyse i SIM. Phenanthren har en retentionstid ved 7,14 minutter. Ved analyser, hvor phenanthren er brugt, vil der fås en k-værdi på 1, når de to arealer sammenholdes. Dette ses ikke ved analyser med C13, da denne k-værdi ved retentionstiden 8,05 minutter er for både den PCB, som svarer til C13 og C13. Det er muligt at omregne de mængder, som findes i prøverne til koncentration, da vi finder mængden i ng pr. 1 gram mursten, og da vores prøver cirka indeholder 1 gram mursten. Herved kan denne mængde oversættes til en koncentration i ppb. Som tidligere nævnt har vi ikke en k-værdi for hver mulig PCB. Derfor har vi lavet grafer på baggrund af retentionstiderne og k-værdierne i overstående tabel 9, for hver PCB-gruppe med et bestemt antal chloratomer. Disse grafer er lavet for hver prøve, der indeholder PCB-mix 7 og en k 33

35 specifik mængde intern standard. Disse grafer, og tilsvarende grafer for k-værdier for andre standard eller mængde, er præsenteret i appendiks 9, 10 og 11. Da vi kun har en k-værdi for én heptachloreret PCB, er det denne k-værdi der bruges ved alle heptachlorerede congener vi finder i vores prøve, uanset retentionstid. Ved forsøg kørt ved SIM-metoden er det ikke muligt at undersøge massespektrene og chloreringsgraden er derfor estimeret baseret på undersøgelse i SCAN-mode. Dette tilfører k-værdierne en vis usikkerhed. Når k-værdien er beregnet, kan koncentrationen af hver PCB-congen beregnes, såvel som den totale mængde af PCB i hver prøve. Dette er gjort for alle prøver og præsenteret i afsnit Databehandling. 34

36 Metodeanalyse Under vores forsøg oplevede vi gentagne gange problemer med at opnå de forventede resultater. Blandt andet var peaket fra vores standard i flere prøver mindre end forventet, selvom den var tilsat i samme mængde som i de resterende prøver. Derfor har vi valgt, at udføre nogle forsøg for at teste vores metode og se, om ekstraheringen er tilstrækkelig, samt om standarden er tilsat i tilstrækkelig mængde. Kontrol af ekstraheringen Murstensprøve I vores forsøg har vi undersøgt koncentrationen af PCB i forskellige prøver. Dette er gjort ved ekstraktion af prøven samt en intern standard. Ekstraktionen er udført 2 gange, og herefter er ekstraktionsprøverne kørt i GC-MS. Vi har udført ekstraktionen 2 gange jævnfør Sundahl et al., som skriver at dette vil betyde, at 90 % er ekstraheret ud af prøven (Sundahl et al 1999). For at verificere at ekstraktion af to omgange er nok har vi udført 3 forsøg med samme murstensprøve, som er udtaget fra den hele knuste mursten. Denne prøve giver derfor et billede af koncentrationen i den gennemsnitlige prøve fra en mursten, der har ligget op af fugen. Vi har lavet ekstraheringen 3 gange. Hertil er efterfølgende tilsat C13, men denne gang som ekstern standard, da vi her ønsker at undersøge effektiviteten af ekstraheringen og derfor vil undgå eventuelle forstyrrelser fra standarden. Til koncentrationsberegning i de tre prøver har vi benyttet de samme k-værdier som ved beregningerne for den hele murstens prøve, da der også her er tilsat 100 µl C13. Resultaterne er præsenteret herunder i tabel 11 og figur 8: Ekstraktion nr PCB-koncentration i ng pr. 1 gram mursten Tabel 11: PCB-koncentrationer for de tre ekstraktioner. Figur 8: Graf af PCB-koncentrationen i ppb i de 3 ekstraktioner. 35

37 Det ses tydeligt, at koncentrationen falder markant. Under 2. ekstraktion udvindes 55,7 % af den mængde, som vi fik ud i 1. ekstraktion, og under 3. ekstraktion udvindes blot 5,2 % af mængden fra 1. ekstraktion. Ser man den tredje ekstraktion i forhold til de to første, kan man konkludere, at over 90 % er udtrukket efter 2 ekstraktioner. Ekstraktionsmetoden er tilfredsstillende. Kontrol af mængden af intern standard Vi ønsker ved disse forsøg at undersøge, om ekstraheringsmetoden har en effekt på den interne standard og herved på de koncentrationsudregninger som vi har benyttet. Som udgangspunkt burde brug af intern standard være at foretrække, da et eventuelt tab af prøve under behandling ved brug af intern standard ikke har nogen betydning for forholdet mellem prøven og den interne standard. Det skyldes, at prøven og den interne standard udsættes for samme behandling og dermed samme påvirkninger, hvilket antageligt må føre til et tab af den interne standard svarende til tabet af prøven (Harris 2007 s. 90). Dog er det muligt, at vores interne standard (her phenanthren) har en anden affinitet for selve murstenspulveret end for hexanfasen, og derfor ikke bliver i opløsningen under ultralydsbehandlingen. Dette ville forklare, hvorfor vi i nogle tilfælde ikke ser noget peak, eller et meget lille peak, på kromatogrammet ved den retentionstid, som vi har målt for standarden (John Mortensen, Personlig korrespondance 2011). For at sikre at C13 er en pålidelig standard til at udføre vores forsøg testede vi den. Dette gjorde vi ved at lave en prøve med 100 µl C13 og 3 ml hexan, men ingen mursten. Herefter udtog vi en prøve før og efter 1 times ekstraktion for at undersøge, om ekstraktionen har en effekt på mængden af intern standard i sig selv. Vi sammenligner de to arealer af C13, og kan på den måde se, om ultralyden har en effekt på standarden. Er forholdet 1, har behandlingen ikke nogen effekt på standarden. Herunder ses arealet af de peaks, som fremkommer ved de blanke prøver: Prøvetype Inden ekstraktion Efter ekstraktion Areal af peak 30, , Tabel 12: Her ses arealerne af de peaks som fremkommer ved analyse af C13 før og efter ekstraktion. Her ses, at de to peak ikke er ens, men at arealet af peaket efter ekstraktion er større end før. Dette viser, at ekstraktionsmetoden i hvert fald ikke mindsker arealet af peaket ved den interne standard C13 og vi kan derfor bruge denne til vores forsøg. Generelt er dette ekstraforsøg ikke essentielt, da validering af ekstraktionsprocessen, også i forhold til den interne standard, er bevist ved forsøg af ekstraktionsmetoden. C13 er en velvalgt standard, da det er en PCB. Inddampning Vi har undersøgt, om inddampning har en effekt på vores resultater. Det har vi gjort ved at sammenligne en prøve, der er udført på almindelig vis, og en prøve, der efter 2 ekstraktioner er inddampet og herefter opløst i 1 ml hexan. Vi kan her sammenligne koncentrationen af PCB i prøven, da den er udregnet ud fra arealet af den interne standard. Resultaterne er præsenteret herunder: 36

38 Prøve Koncentration af PCB i ng pr. 1 gram mursten Almindelig 3673 Inddampet 3023 Tabel 13: Her ses koncentrationen af PCB i en almindelig og en inddampet prøve. Den almindelige prøve er et gennemsnit af de to prøver med lav koncentration. Prøve 1 har ellers en koncentration på 3015 ng pr. 1 gram mursten(se afsnit 1.4 Mængdeberegning i en hel mursten), hvilket er meget tæt på den inddampede koncentration og herved ses det for det første at den hele murstensprøve ikke er homogen, men også at den inddampede prøves koncentration faktisk ligger tæt på de almindelige prøver både når man sammenligner med den gennemsnitlige koncentration og med dem hver især. Arealet af selve peaket i den ikke inddampede prøve er kun 1/2 af peaket for C13 i den inddampede prøve(10 2 for dem almindelige og 10 4 for den inddampede), mens totalkoncentrationen næsten er den samme. Det vil sige, at det ikke kun er arealet af C13-peaken, men også de andre arealer, der formindskes ved ikke at inddampe prøven. Da koncentrationsudregningen imidlertid er det relative forhold mellem dem, vil det endelig resultat ikke blive påvirket af, at prøven ikke bliver inddampet. Inddampning kan dog blive aktuel, hvis koncentrationen af PCB bliver for lille til, at det er muligt at observere toppene i kromatogrammet. Det er muligt at denne forhindring opstår ved de varmeforsøg med lav koncentration der har været opvarmet i et højt antal timer, for eksempel 24- timers prøven. Inddampning vil betyde at signal/støj forholdet forøges således at selv små peaks vil blive mere synlige. 37

39 Databehandling Forsøg 1 - Koncentrationsbestemmelse 1.1 Koncentration af PCB i fugen Vi kan ud fra den beskrevne metode udregne mængden af PCB i fugen. Denne prøve har været fortyndet og hertil er der tilsat C13 som intern standard. Resultatet ses herunder: Prøve type Mængde af PCB i ng/g Fuge 1, Tabel 14: Her ses vægten af fugeprøven og PCB koncentrationen i denne. Da vi har cirka 1 gram fuge i vores prøve kan vi konkludere at der er godt 1, ppb eller 1, ppm, hvilket er langt over grænseværdien for byggeaffald. Vi kan undersøge chloreringsgraden af fugeprøven ved at undersøge prøven i SCAN. Vi har kørt denne i SIM og baserer derfor fordelingen af forskelligt chlorerede congener på baggrund af andre prøver kørt i SCAN-mode. Herunder ses det vurderede antal af hver chloreringsgrad: Chloreringsgrad TriCB TetraCB PentaCB HexaCB HeptaCB OctaCB Antal Tabel 15: Antallet af de forskelligt chlorerede PCBer i fugen. De hexachlorerexde biphenyler udgør det største antal af PCBer i fugen. Congenernes chlorering er bestemt ud fra SCAN-mode. Herved er det muligt at bestemme antallet af PCB-congener for hver chloreringsgrad. Vi ser i alle vores prøver kun tri-, tetra-, penta-, hexa-, hepta- og octachlorerede. Vi observerede ingen mono-, di-, nona- eller decachlorerede PCB-congener. Koncentrationen i fugen kan sammenlignes med den PCB-koncentration, der er til stede i murstensprøverne og malingprøven for at undersøge, hvor meget PCB, der migrerer fra fugen til de andre materialer. 1.2 Koncentrationsberegninger i murstensprøver Vi har målt mængden af PCB og herved koncentrationen af PCB pr. gram murstensprøve væk fra fugen i to retninger. Til disse prøver er der dog tilsat phenanthren, hvilket medfører store usikkerheder til vores resultater (se afsnit Metodeanalyse). Herunder ses totalresultaterne både i tabel 16 og figur 9 såvel som tabel 17 og figur 10 for at vise udviklingen. Det første tal ved hver prøve referer til hvilken prøve, der er tale om (se afsnit Forsøgsprotokol), mens tal nummer to viser hvilken mursten prøven er udtaget fra. 38

40 Prøve type I 1.1 I 2.1 I 3.1 I 4.1 Total PCB koncentration i ppm ,857 1,466 Tabel 16: Her ses den totale koncentration PCB i hver type prøve ind i murstenen. Figur 9: Udvikling i PCB-indhold ind i murstenen. Prøve type I 1.2 V 1.2 V 2.2 V 3.2 Total PCB mængde i ppm ,8 8,28 Tabel 17: Her ses den totale koncentration PCB i hver type prøve hen ad siden på murstenen. Prøve I 1,2 viser mængden lige bagved fugen, mens V-prøverne viser udviklingen hen ad siden på murstenen. Figur 10: PCB-indhold hen ad murstenssiden, væk fra fugen. Disse grafer og tabeller referer til den kvantitative udvikling i PCB-indholdet. 39

41 Antallet af forskellige congener er vist for hver prøve i nedenstående tabel: Prøve type/ PCB type I 1.1 I 2.1 I 3.1 I 4.1 I 1.2 V 1.2 V 2.2 V 3.2 Tri Tetra Penta Hexa Hepta Octa Tabel 18: Her ses antallet af PCB-congener med et specifik antal chloratomer på i hver prøve. I begge ende-prøver (E) så vi ingen PCB. 1.3 Koncentrationsberegninger i malingen Vi har udtaget en prøve fra den maling, som ligger tættest ved fugen. Vi går her ud fra, at denne malingprøve indeholder det højeste indhold af PCB i forhold til resten af malingen, da denne prøve ligger tættest ved fugen. Ud fra vores beregninger fås følgende koncentration: Prøve type Mængden af PCB i ng pr. prøvens vægt Maling 7,67 Tabel 19: Her ses mængden af PCB i den mængde prøve vi har udtaget af malingen. Denne beregning af dog foretaget ud fra et forsøg hvor til der er tilsat phenanthren, hvilket medfører stor usikkerhed og vi kan derfor ikke konkludere noget på baggrund af disse (se afsnit Metodeanalyse). Forholdet mellem de højere chlorerede og lavere chlorerede PCBer, der er til stede i prøven, kan ses i nedenstående tabel: Prøve/ PCB type Tri Tetra Penta Hexa Hepta Octa Maling Tabel 20: Antallet af PCB-congener med en given chlorering i en prøve af malingen ved fugen. 1.4 Mængdeberegninger i hele murstenen I dette forsøg har vi undersøgt det gennemsnitlige indhold af PCB i en hel mursten. Vi har lavet 2 forsøg med en prøve fra en hel knust mursten og fået følgende resultater: Prøve Hel mursten prøve 1 Hel mursten prøve 2 Mængde af i ng pr. 1 gram mursten Tabel 21: Vægt og total koncentration i en prøve udtaget af en blanding af en hel mursten. Da vi har cirka 1 gram mursten i hver prøve svarer mængden af PCB til en koncentration på henholdsvis 3015,232 ppb og 4330,989 ppb. Dette giver en gennemsnitlig koncentration på 40

42 3673,11 ppb, hvilket er koncentrationen, som vi siden vil bruge som startkoncentration til vores opvarmningsforsøg. Forsøg 2 - Opvarmning 2.1 Opvarmning af prøver med lav koncentration Disse forsøg er lavet med prøver fra hele murstenen og indeholder derfor en forventelig lav koncentration af PCB. Prøverne er opvarmet i henholdsvis 1-, 2-, 4-, 7- og 24 timer. Den samlede mængde af PCB er udregnet til hver opvarmningstid. Værdierne ses i tabellen herunder: Opvarmet i 0t 1t 2t 4t 7t 24t Mængden af PCB i ng pr. 1 gram 3, , , ,55 mursten/ppb Log(konc. PCB) 3,565 3,495 2,496 1,374 2,186 0,816 Tabel 22: Mængdeudviklingen af PCB ved opvarmning. Her er mængden af PCB ved 0 timer et gennemsnit af de to foretagne prøver. Prøvernes præcise mængder kan ses i afsnit 1.4. Herunder ses overstående tabelværdier plottet i forhold til opvarmningstiden: Figur 11: Mængdeværdierne for hver prøve plottet i forhold til opvarmningstiden. Ud fra overstående graf observeres et meget markant fald i koncentrationen allerede efter opvarmning til 200 C i 2 timer. For at kunne udregne den præcise halveringstid har vi taget logaritmen til vores mængdeværdier for at finde en tilnærmelsesvis lineær funktion, og herved kunne bruge denne til at bestemme halveringstiden. Vi vurderer, at koncentrationsfaldet af PCB falder som en eksponentiel aftagende funktion, og derfor kan halveringstiden findes ved at plotte log(konc.), så der fremkommer en ret linje, man kan måle halveringstiden ud af. De logaritmiske værdier ses i tabel

43 Figur 12: Udviklingen i logaritmen til PCB-mængden i forhold til opvarmningstiden. Vi kan bestemme den præcise halveringstid ved at bruge overstående graf og ligningen for dennes lineære tendenslinje. Halveringstiden findes, når forskellen i y er log(2) eller 0,30 hvilket skyldes, at vi har taget logaritmen til vores y-værdier for at danne denne lineære funktion. Den tages i forhold til hældningskoefficienten, som kan ses i overstående figur 12. Halveringstiden er bestemt ud fra formlen: Dette stemmer delvist overens med figur 11, hvor det ses, at mængden af PCB halveres mellem 1 og 2 timer. Dog er vores beregnede mængde PCB efter 7 timers opvarmning er højere end 4 timers opvarmning, hvilket medfører et opsving i grafen, som påvirker den beregnede halveringstid. 2.2 Opvarmning af prøver med høj koncentration Disse forsøg er lavet med prøver fra mursten lige bagved fugen, og vi forventer derfor, at de indeholder en høj koncentration af PCB. Prøverne er opvarmet i henholdsvis 1-, 2-, 4-, 7- og 24 timer. Den samlede mængde af PCB er derefter beregnet. Værdierne ses i tabellen herunder: Opvarmet i følgende antal timer 0 t 1 t 2 t 4 t 7 t 24 t Mængde af PCB i ng pr. 1 gram mursten Log(mængde PCB) 5,433 2,944 5,364 2,894 2,883 2,535 Tabel 23: Mængden af PCB i prøverne opvarmet til tiderne 1-, 2-, 4-, 7- og 24 timer og kontrollen som ikke har været opvarmet og derfor refereres til som 0 timer. Derudover ses logaritmen til koncentration. 42

44 Figur 13: Mængdeudviklingen af PCB i prøverne opvarmet til 1-, 2-, 4-, 7- og 24 timer i forhold til indholdet i en kontrolprøve der ikke er opvarmet. På figur 13 og i tabel 23 ses udviklingen af mængden i de opvarmede murstensprøver. Det ses i figur 13, at mængden af PCB i prøven opvarmet til 1 time er meget mindre end både kontrolprøven, men også prøven der er opvarmet i 2 timer. Dette kan skyldes en fejl ved prøven opvarmet i 1 time. Det er også en mulighed, at opvarmning kan betyde, at PCB bliver frigivet fra murstenen og derfor er nemmere at ekstrahere. Forskellen mellem prøven opvarmet i 1 time og 2 timer er dog meget markant. Figur 14: Grafen illustrerer udviklingen i mængden i logaritmisk skala. Halveringstiden for summen af congenerne ved høj koncentration: Hvilket stemmer godt overens med figur 13, hvor det ses, at mængden af PCB halveres mellem 2 og 4 timers opvarmning. 43

45 Antallet af PCBer indenfor hver chloreringsgrad er beregnet og for hver af disse er mængdeudvikling ved opvarmning grafisk illustreret og halveringstider beregnet. Dette er gjort for både forsøg 2.1 og 2.2 og præsenteret i appendiks 12, da det ikke er vores hovedproblemstilling at undersøge dem. 44

46 Diskussion Diskussion af forsøgsmetoden Brug af intern standard Vi valgte i alle forsøg at gøre brug af en intern standard, da det gav os mulighed for mere præcist at bestemme koncentrationen af PCB i prøverne. Fordelen ved intern standard er, at eventuelle påvirkninger fra selve metoden ikke får en stor betydning, idet en ideel intern standard bliver påvirket på samme måde som prøven (Harris 2007, s. 90). Dette betyder, at forholdet mellem koncentration af intern standard og PCB i prøven fortsat er uforandret. Imidlertid tydede vores første resultater på, at der var et problem med vores metode. Vi vurderer, at det var standarden der var problemet. Dette opdagede vi først efter udførelsen af forsøg 1.2 og 1.3, og derfor kan vi ikke konkludere noget endegyldigt omkring de beregnede koncentrationer for disse forsøg. Vi havde oprindeligt valgt at bruge phenanthren som intern standard, da phenanthren er et billigt alternativ til eksempelvis C13. Vi ønskede desuden at teste phenanthren, da vi ikke selv kunne finde en kilde, der havde benyttet det som intern standard alene, på trods af den lignende struktur. Dog har eksempelvis Zhang (2004) brugt phenanthren, som en del af en standardblanding bestående af seks forskellige standarder. Hvis det kunne lade sig gøre at vise, at phenanthren fungerede som standard i sig selv, var det ikke alene en fordel for os i form af økonomiske besparelser, men også for fremtidige forskningsprojekter. Som sagt var de forsøg, vi udførte med phenanthren problemfyldte, da phenanthren ikke gav det forventede udslag i forhold til PCBerne. Dette kunne have flere årsager: Forventninger til phenanthrens egenskaber i forhold til PCB Vores brug af phenanthren som standard byggede på antagelsen, at phenanthren opfører sig ligesom PCBerne under ekstraktion og analyse på grund af deres relativt lignende struktur. Dette er dog ikke nødvendigvis sandt; phenanthrens affinitet for selve murstensmaterialet lader således ifølge vores forsøg til at være større end selv de octachlorerede PCBers affinitet. Dette baserer vi på, at phenanthren ved ekstraktion i ultralyd uden murstensprøve og efterfølgende analyse med GC-MS viser et fint peak med et relativt stort areal, i forhold til det, vi fik ved phenanthren+murstensprøver. De prøver, der er kørt efter samme metode, men med tilsat murstensprøve, viser et markant mindre peak for phenanthren. Dette indikerer, at phenanthrens affinitet overfor selve murstensprøven er høj, og at ekstraktionen derfor får phenanthrenen til at sætte sig i murstensprøven i stedet for sammen med PCBerne i hexanfasen. Desuden er det værd at bemærke, at peaket for phenanthren ikke ændrede størrelse, selvom koncentrationen af PCB i den målte prøve faldt. Altså lader det ikke til, at det er forholdet mellem PCB-koncentration og intern standard, der er for stort. 45

47 Koncentrationen af phenanthren i prøven En anden mulighed er, at vi simpelthen ikke har brugt nok phenanthren i de prøver, vi har kørt med murstenspulveret. Prøverne med phenanthren er dem, som vi forventer de højeste koncentrationer af PCB, bortset fra i forsøg 2.2. Der er derfor en mulighed for, at vi i virkeligheden har undervurderet deres indhold af PCB. Man kunne eventuelt i et nyt forsøg forsøge at køre en murstensprøve med lav koncentration af PCB med phenanthren som intern standard, for at se om det gjorde en forskel, eller forsøge at øge koncentrationen af phenanthren i prøven. Endeligt kunne man fortynde de prøver med høje koncentrationer. Vi har på grund af manglende tid ikke haft mulighed for at udføre disse metodeforsøg med phenanthren. Alligevel vil vi på baggrund af de forsøg og metodeforsøg vi har udført med C13, vurdere, at phenanthren ikke er en ideel intern standard for PCB-forsøg, på trods af dens lignende struktur. Dette kan skyldes, at de kemiske egenskaber for phenanthren er anderledes end PCBs. Til de resterende forsøg (1.1, 1.4, 2.1 og 2.2) valgte vi, som beskrevet i rapporten, at benytte C13. Vi forventer, at C13 viser sig at være en ideel standard, idet den har præcis de samme kemiske egenskaber som den 12 C-PCB, den strukturelt set svarer til. Vi antager derfor, at der ikke er nogen betydelige forskelle på den påvirkning, metoden har på C13 og på de PCBer, som findes i prøven. Dette er dog heller ikke nødvendigvis en rigtig antagelse, idet den er baseret på en anden antagelse, nemlig, at alle PCBer opfører sig ens. Dette er helle ikke nødvendigvis tilfældet. Blandt andet har Robson et al. (2010) vist, at lavt chlorerede PCBer er mere flygtige end højt chlorerede PCBer. Dette kunne medføre, at højt chlorerede PCBer også er sværere at ekstrahere ud af murstensprøverne end lavt chlorerede, og at de resultater vi har opnåede dermed kun er præcise for de lav chlorerede PCBer. Vi forsøgte dog at udelukke denne fejlkilde ved at teste vores ekstraheringsmetode. Ekstraheringsmetoden Oprindeligt var det vores intention at ekstrahere PCB fra murstensprøverne ved hjælp af mikrobølger. Dette blev dog forhindret af tekniske årsager, idet vores mikrobølgemaskine gik i stykker. Af samme grund var vi ikke i stand til at teste denne ekstraheringsmetode, og vi er derfor ikke i stand til at konkludere, om den er effektiv eller ej(se appendiks 13 for metoden til disse forsøg). Dog er det vist gennem talrige forsøg, deriblandt Xiong et al. (2000), at mikrobølgeekstrahering af PCB er muligt, og at det ikke ødelægger PCBerne. Det er derfor vores vurdering, at mikrobølgeekstrahering ville være et godt alternativ til den ekstraheringsmetode, vi har benyttet, nemlig ultralyd. Ultralyd er, som mikrobølgeekstrahering, en gennemprøvet metode til ekstrahering af PCBer. Eksempelvis har Sundahl et al. (1999) vist, at efter to ekstraheringer er over 90 % af den PCB, som er mulig at ekstrahere, trukket ud i ekstraheringsfasen. Dog vil der altid være variationer i resultaterne baseret på den specifikke arbejdsgang i det specifikke laboratorium grundet systematiske fejl i selve proceduren, også selvom disse afvigelser ideelt set ikke burde være til stede. Derfor valgte vi også selv at teste vores ekstraheringseffektivitet, for at udelukke, at en 46

48 ringe ekstrahering forhindrede os i at opnå brugbare resultater. Vores resultater viste, i overensstemmelse med Sundahl et als resultater fra 1999, at efter to ekstraheringer var over 95 % af PCBen ekstraheret. Altså vurderede vi, at vores ekstraheringsmetode var meget effektiv og fuldt ud tilfredsstillende. Med denne vurdering antager vi altså også, at der ikke er nogen betydelig mængde højt chlorerede PCBer tilbage i murstenen efter anden ekstrahering. Dette er ikke kun baseret på vores observationer angående ekstraheringseffektiviteten, men også på de observationer, vi har gjort angående sammensætningen af PCB-congener i prøverne. Vi har været i stand til at måle koncentrationer af højere chlorerede PCBer i vores prøver, som svarer overens til de koncentrationer, vi ser for de lavere chlorerede PCBer i samme prøve. Altså må vi antage, at de højere chlorerede PCBer også er ekstraheret efter anden ekstrahering i ultralyd. Prøverne indeholdte hverken mono-, di-, nona- eller decachlorerede PCB-congener. Dette kan skyldes, at de meget højt chlorerede PCBer binder sig i høj grad til materialet, mens de meget lavt chlorerede PCBer kan være fordampet fra samtlige af vores prøver. Dog er det for de højt chlorerede PCBer ikke sandsynligt, at det er stærke bindinger til murstenen, der gør, at vi ikke observerer dem, idet vi har testet for ekstraheringseffektiviteten. Man kunne, hvis man ønskede at teste, om de var til stede, forsøge at ekstrahere dem igen, enten ved at ekstrahere flere gange og inddampe prøverne, eller ved at kombinere flere ekstraheringsmetoder, eksempelvis ultralyd og mikrobølgeekstrahering. Andre metodemæssige overvejelser Vi har undersøgt, om inddampning af prøverne burde være en del af vores metode. Dette havde kun været tilfældet, hvis koncentrationen af standard og PCBer havde været så lav, at det ikke var muligt at detekterer de enkelte peaks og adskille dem fra støjen ved GC-MS. Det har dog i alle vores forsøg været muligt at se peaks, både fra den interne standard og de forskellige fundne PCBcongener, og vi har derfor ikke inddampet nogle af vores prøver. For at kunne bestemme mængderne af PCB i vores prøver så præcist som muligt har vi undersøgt dem i SIM-mode, som er beskrevet i afsnittet om GC-MS. Ved brug af denne indstilling er det os muligt at bestemme arealerne af de forskellige peaks meget præcist, idet støjen bliver sorteret fra, og signalet bliver skarpere. Bagsiden ved denne metode er dog, at det ikke er os muligt at bestemme, hvad de forskellige peak indeholder. Det er kun muligt i SCAN-mode ved hjælp af MS. Derfor er chloreringsgraden for hver funden PCB bestemt ud fra sammenligninger af retentionstiden med prøver af PCB-mix 7 kørt i SCAN-mode. Dette tilfører forsøgene en vis usikkerhed, da det kun er en vurdering. I sidste ende kan det potentielt føre til fejlagtige antagelser om prøverne. Dette bliver specielt et problem, da vi for at beregne responsfaktorerne bruger grafer baseret på disse værdier for hver chloreringsgrad. Dette vil i sidste ende medføre usikkerhed på de endeligt beregnede mængder. På den anden side er den metode, som anerkendte laboratorier anvender til at bestemme totalkoncentrationen af PCB i prøver heller ikke præcis (Erhverv- og Byggestyrelsen 2010). De anvender en almen anerkendt beregningsmetode til bestemmelse af totalkoncentrationen, der bygger på måling af koncentrationen af 6-7 på forhånd fastlagte PCBer, hvorefter de ganger med 5. Dette bygger ifølge Erhvervs- og Byggestyrelsen (2010) på en lang række eksperimentelle observationer. Erhvervsog Byggestyrelsen skriver samtidig i deres rapport fra 2010, at disse observationer har varieret 47

49 enormt, og at den estimerede værdi derfor er forholdsvis usikker. Vi vurderer på den baggrund, at vores resultater på trods af potentiel usikkerhed på grund af scanningsmetoden er velfunderede nok til, at vi kan sige noget ud fra dem, i hvert fald relativt til den gængse metode til bestemmelse af PCB-koncentrationer i murstensprøver. Resultater Forsøg 1- Koncentrationsbestemmelse På trods af, at metoden ved nogle af forsøgene i forsøg 1 er meget usikker grundet brug af phenanthren som intern standard, kan man stadig se en udvikling i mængden af PCB ind i og hen ad murstenen. Vi har valgt ikke at forholde os til de konkrete resultater, da disse er meget upræcise, men vi mener stadig, at vi kan bruge resultaterne fra disse forsøg til at kommentere på den generelle tendens. Dette skyldes, at fejlen er konsistent igennem alle forsøg med phenanthren de er så at sige lige dårlige. Ved forsøgene observerer vi en generel tendens til, at koncentrationen af PCB falder, jo længere ind i murstenen og væk fra fugen, prøverne bliver taget fra. Denne tendens er både synlig ved forsøg lavet væk fra fugen hen ad murstenen, og hvis vi undersøger mængden udviklingen ind i murstenen. Sundahl et al. har udført et forsøg tilsvarende vores for at bestemme koncentrationen af PCB i beton, afhængigt af hvor langt fra fugen betonen har siddet. Vi har med vores forsøg taget udgangspunkt i deres ekstraheringsmetode, som beskrevet i diskussionen af metoden. De har bestemt, at fugen indeholdt mellem 4,7-8,1 % totalt PCB, mens betonen lige bag fugen og 2 mm ind indeholdte 0,2-1,7 % PCB. Herefter fald koncentrationen af PCB hurtigt jo længere ind i betonen prøven var udtaget (Sundahl et al. 1999). Priha et al. har ligeledes bestemt, at vægtprocenten i fugen ved produktion er 5-20 % (Priha et al. 2005). I vores forsøg med C13 som standard bestemmes mængden af PCB i fugen til at være 1, ng pr. 1 gram fuge, og da vi cirka har udtaget 1 gram fuge, kan dette vurderes til at være en koncentration på 1, ppb. Dette vil sige at fugen i vores beregninger udgør 13,4 %. Vi kan desuden bestemme koncentrationen af PCB i murstenen lige bag fugen, da denne er den samme som vores startkoncentration ved opvarmningsforsøgene med høj koncentration. Denne er 2, ng pr. 1 gram mursten, altså mere end en faktor 1000 mindre. Resultatet af mængden af PCB i fugen stemmer nogenlunde overens med de resultater, Sundahl et al. har fundet i deres, selvom den dog er lidt højere. Derimod er vores resultat af mængden af PCB i den bagvedliggende mursten meget mindre end det procentvise resultat Sundahl et al. har beregnet for beton. Den målte koncentration af PCB i fugen er meget høj, selvom ekstraktionsmetoden ikke har været optimal, da det ikke var os muligt at knuse fugen til pulver i samme partikelstørrelse som ved murstensprøverne, og derfor var vi nødt til at klippe den i stykker. I forsøgene med C13 ser vi, at koncentrationen af PCB falder drastisk allerede fra fugen til murstenen umiddelbart bagved. Vi mener derfor, at denne tendens også vil spejle sig i selve murstenen, og at koncentrationen altså vil fortsætte med at falde, jo længere væk man kommer fra fugen. Dog kræver det stadig undersøgelser at vise, i hvor høj grad koncentrationen falder fra prøve til prøve, og hvor langt ind i 48

50 murstenen PCBen har spredt sig. Der er dog allerede lavet forsøg, der viser et fald i koncentrationen af PCB, som er proportionelt med afstanden fra fugen (Priha et al. 2005). Vi har ligeledes undersøgt fordelingen af antallet af forskelligt chlorerede congener i prøverne både med fuge og mursten. I fugeprøven observerede vi tri- til octachlorerede PCB. Disse typer PCB er også alle synlige i murstensprøverne. I fugen ses, at det største antal af PCB, både i forhold til mængden, men også i antal forskellige congener, er de hexachlorerede biphenyler. Dette er også tilfældet i murstensprøverne. Generelt er fordelingen af de forskellige chloreringer sammenlignelige mellem fugeprøven og murstensprøverne. Sundahl et al. (1999) og Priha et al. (2005) har begge vist, at mønsteret ved GC-MS-analyse af PCB i mursten eller beton lignede det mønster, som fremkommer ved undersøgelse af PCB i den fuge, der lå op til. Malingsprøven indeholder en høj mængde PCB, men denne er udregnet ved brug af phenanthren som intern standard, så resultatet er ikke validt. Det ville dog principielt kunne skyldes, at der var blevet brugt PCB til fremstillingen af malingen. Det ikke forventeligt, at den maling, vi i dag ser i vores prøver indeholder PCB, da der formentlig er malet siden brug af PCB blev forbudt i 1977, men rester af kontamineret maling kan måske stadig sidde under den nye maling. Derfor kan vi ikke konkludere, hvorvidt PCB migrerer fra fuge og til maling, og det kræver derfor yderligere undersøgelser. Vores malingprøve var domineret af de penta-, hexa- og heptachlorerede PCBer. Dette stemmer overens med forsøg udført af Jartun et al. (2008) og Jartun et al. (2009), som har vist, at malingprøver er domineret af middel og højt chlorerede PCBer, mere specifikt de penta-, hexa- og heptachlorerede PCB-congener. De mener dog, at denne fordeling skyldes de miksturer, der er tilsat ved produktion af malingen. Indholdet af PCB i den hele mursten, som er beregnet ved brug af C13 som intern standard, er lavere end grænseværdien. Dette er til trods for, at de mursten, vi har undersøgt, har ligget op ad en fuge, og at vi derfor forventede at noget af murstenen havde en høj koncentration af PCB. Dette understøtter ideen om, at mængden af PCB falder kraftigt ind igennem murstenen. Dette må betyde, at på trods af at indholdet er højt i det stykke mursten, som ligger lige op fugen, falder indholdet så markant igennem murstenen, at hvis murstenene blandes homogent sammen, vil indholdet ikke overstige grænseværdien. Det er derfor værd at overveje, om det i det hele taget er nødvendigt at sende hele mursten til Kommunekemi, eller om man bør overveje kun at indsende fugerne. Forsøg 2 - Opvarmning I vores opvarmningsforsøg undersøger vi, om vi ved 200 C i et tidsinterval på 24 timer kan fjerne PCB fra murstensprøverne. Af vores resultater ses det, at vi får en halveringstid på henholdsvis 3 timer og 6 minutter ved prøver med lav koncentration og 3 timer og 36 minutter ved prøver med høj koncentration. Dette er efter vores mening meget interessant, idet halveringstiden ikke er særlig høj, på trods af at temperaturen, er væsentligt meget lavere end de temperaturer, man eksempelvis benytter på Kommunekemi. Dog er denne halveringstid baseret ud fra en tilnærmet 49

51 lineær funktion over logaritmen til dataene. Dette medfører en vis usikkerhed. Eksempelvis kan vi ved forsøg 2.2, høj startkoncentration, se en meget lav værdi efter 1 time, som stiger igen efter 2 timer. Mængden af PCB efter 2 timers opvarmning er tilnærmelsesvis lige så høj som start koncentrationen. Dette kan skyldes flere ting; det er muligt at der er sket en fejl ved forsøget efter 1 times opvarmning, således at denne værdi er for lille og dermed, at mængden af PCB ikke formindskes før efter de 2 timer. Dette er dog ikke forventeligt, da peaket fra C13 er lige stort i alle forsøgene. Ellers er der en fejl i estimeringen af mængden i prøven opvarmet i 2 timer. Hvis dette er tilfældet, skal halveringstiden være kortere end den beregnede. Hvis vi tager udgangspunkt i, at de beregnede mængder er reelle estimeringer af totalmængden i de forskellige prøver, kan det betyde at prøven ikke har været homogen. Der er også den mulige forklaring, at PCBerne efter 2 timers opvarmning bliver nemmere at ekstrahere, og at det er derfor mængden stiger igen efter kort tids opvarmning. Hvis vi ser bort fra målingen efter 1t ville koncentrationen aftage som ved en mætningskurve, hvorved al PCB bliver frigivet til et specifik opvarmningstid i stedet for at blive frigivet løbende, som ved en eksponentiel aftagende funktion. Dette er dog kun en tendens vi ser i forsøg 2.2 og ikke i forsøg 2.1. Vores startkoncentrationer til opvarmningsforsøgene med lav koncentration tog udgangspunkt i den gennemsnitlige udregnede koncentration i hele murstenen, mens startkoncentrationen til forsøgene med høj koncentration er beregnet ved en ny prøve med C13, da de indledende forsøg er udført med phenanthren. Koncentrationen af PCB i prøverne med lav koncentration ligger under grænseværdien på 50 ppm, da den er 3,7 ppm, mens koncentrationen i prøven lige bag fugen, startkoncentration til opvarmningsforsøg med høj koncentration, er 270,9 ppm, hvilket er over 5 gange så meget som grænseværdien er sat til i Danmark. Vi ser i de opvarmede prøver med både lav og høj koncentration af PCB, at indholdet af tri-, heptaog octachlorerede PCBer er faldet så markant efter 24 timer, at vi vurderer, at de er forsvundet. Dette er dog kun baseret på bestemmelse ud fra sammenligning af retentionstiderne med prøver kørt i SCAN-mode. Vi forventer, baseret på Robson et al. (2010) og Sundahl et al. (1999) s udtalelser om lavt chlorerede PCBers flygtighed, at de trichlorerede PCBer fordamper fra prøven ved varmen på grund af deres lave kogepunkt, men derimod ikke nødvendigvis, at de højt chlorerede PCBer forlader prøven. At de højt chlorerede PCB ikke er til stede i prøverne kan skyldes, at koncentrationen af de højt chlorerede PCB (hepta- og octachlorerede) allerede ved start meget lille. Vurdering af behandlingsmetoder I dag forsøger Kommunekemi at frasortere de byggeelementer, som ikke indeholder mængder af PCB som overstiger grænseværdien. Sundahl et al. (1999) vurderer, at PCB kan fjernes fra byggeaffald blot ved at fjerne fugen og nogle få mm af den bagvedliggende beton, da indholdet af PCB her er højt. Da vi ved vores forsøg desværre ikke kan konkludere noget om en specifik koncentration i prøverne ind i murstenen, kan vi ikke sige, om dette også ville gælde for mursten baseret på vores undersøgelser. 50

52 Vores resultater viser, at PCBerne allerede fjernes ved 200 C, hvilket er langt mindre temperatur end både den Amagerforbrændingen og Kommunekemi anvender. Vi ser denne reduktion i mængden af PCB ved både prøverne indeholdende en lav og høj mængde PCB. Ved opvarmning til 200 C kan det ikke forventes, at PCBerne er nedbrudt, men i stedet fjernet, som det også er meningen ved thermal desorption. Dette skyldes, at selv de lavt chlorerede PCBer har et kogepunkt, der ligger højere end 200 C. Det ville betyde, at et anlæg der kun, teoretisk, opvarmer til 200 C, skulle være udstyret med et filter, der opfangede PCBerne der var fordampet. At vi kan forbedre forbrændingsbehandlingen kan dog kun forbedre fjernelsen af PCB i byggematerialer, hvis disse faktisk kommer i kontakt med varmen. Problematikken omkring manglende identificering og ordentlig håndtering af PCB-holdige byggematerialer er derfor stadig aktuel. Man kunne dog forestille sig, at bygninger i højere grad ville blive behandlet, hvis det var mere rentabelt end det er i dag. En sænkning af behandlingstemperaturen kunne være et muligt bidrag til at mindske omkostningerne ved fjernelse af PCB både for miljøet og rent økonomisk. 51

53 Konklusion Ud fra vores resultater konkluderer vi, at det er muligt at fjerne PCB fra kontaminerede mursten ved opvarmning til 200 C over 24 timer en meget lavere temperatur, end den, der anvendes industrielt i dag. De to prøver blev opvarmet i en Ariete Bon Cuisine ovn over en periode af 24 timer ved 200 C, og der blev udtaget prøver ved 1, 2, 4, 7 og 24 timer. Ved analyse af GC-MS-spektrene for de målte prøver, observerede vi et fald i koncentration for begge prøver. Prøverne var stort set PCB-frie efter 24 timer, og halveringstiderne blev beregnet til hen holds vis 3t 6min og 3t 36min. Grundet problemer med vores interne standard phenanthren kan vi ikke konkludere noget endegyldigt vedrørende PCBs migrering fra en kontamineret fuge ind i murstenen. Dog mener vi gennem vores forsøg at have påvist en tendens, der viser, at koncentrationen af PCB i en mursten falder, jo længere væk fra kontamineringskilden murstensstykket er taget. Vi har derudover påvist, at et stykke mursten på cirka 1x1 cm, som har været i kontakt med en fuge, indeholdt 270,9 ppm PCB, hvilket er over 5x så meget som den grænseværdig, der er tilladt i Danmark. Koncentrationen af en tilsvarende homogeniseret murstensprøve af en hel mursten blev beregnet til 3,7 ppm, hvilket er under grænseværdien. 52

54 Perspektivering Alternative nedbrydningsmetoder Man kunne have fokuseret projektet på de forskellige nedbrydningsmetoder der i dag eksisterer som alternativ til forbrænding. Dette kunne være gjort både igennem et litteraturstudie omhandlende de forsøg der allerede er testet og fordele og ulemper ved disse. Det kunne dog også være undersøgt eksperimentelt ved at teste eksisterende hypoteser, eller ved at udvikle og afprøve egne. Dette har vi ikke valgt at tage fat i, da forbrænding i dag er den mest anerkendte og brugte behandlingsmetode, og derfor har vi i stedet valgt at forsøge at optimere denne. Materialevalg Flere kilder omtaler at PCB-holdig maling er en stor kilde til PCB forurening. Dette skyldes ikke kun det kvantitative indhold i malingen, men også at PCB fra udendørs maling er en åben kilde og herved at vind og vejr kan uddrive PCBerne fra malingen til det omgivende miljø i højere grad end ved andre materialer. Maling er desuden en anden type materiale end mursten, som vi har haft fokus på, og det kunne derfor skabe en anden vinkel på såvel eksponering af miljø og mennesker såvel som hvordan PCBerne i maling kan nedbrydes. På samme måde kunne man have fokuseret på fugen, som udgangspunkt for at forklaring nedbrydningsmetoder. Vi har forsøgt at favne flere kilder for at give et total indblik i de forskellige kilder til PCB forurening og hvordan dette skal undgås ved at nedbryde PCBerne. Videreudvikling af opvarmningsmetoden Hvis det er muligt at fjerne PCB ved opvarmning, kunne man udvikle en metode til effektiv fjernelse af PCB fra byggematerialer, hvor PCB opsamles (eventuelt i filter eller på anden vis), og dermed ikke udledes til miljø. Herved skulle der ske en udvikling af protokol til fjernelse af PCB ved lavere varmegrader. Man kunne for eksempel undersøge om titanium-katalyseret dechlorering kunne kombineres med forbrænding af PCB, og derved effektivisere nedbrydningsprocessen på forbrændingsanlæggene. 53

55 Referenceliste Baird, C. & Cann, M. 2005, Environmental Chemistry, 3.th edn, Freeman, New York. Boucher, O., Muckle, G. & Bastien, C. 2009, "Prenatal Exosure to Polychlorinated Biphenyls: A neuropsychologic Analysis", Environmental Health Perspectives, vol. 117, no. 1, pp Bredsdorff, M. 2011, NASA-kur mod PCB: Citrusskaller, alkohol og sugestof fra babybleer, Engeniøren, Danmark. Diamond, M., Melymuk., L., Csiszar, S. & Robson, M. 2010, "Estimation og PCB Stocks, Emissions, and Urban fate: Will our Policies Reduce Cncentrations and Exposure?", Environmental Science & Technology, vol. 44, no. 8, pp Erhvervs- og Byggestyrelsen 2010, Vejledning for måling af PCB i indeklimaet, Danmark. Erickson, M. 1997, Analytical Chemistry of PBCs, 2nd edn, Lewis Publishers, Illinois. Gunnarsen, L., Larsen, J., Mayer, P. & Sebastian, W. 2009, Sundhedsmæssig vurdering af PCB-holdig bygningsfuger, Miljøstyrelsen, Danmark. Harris, D. 2007, Quantitative Chemical Analysis, 7th edn, Freeman, New York. Jartun, M., Ottesen, R., Steiness, E. & Volden, T. 2008, "Painted surfaces - Important sources of polychloreted biphenyls (PCBs) contamination to the urban and marine environment", Environmental Pollution,, pp Jartun, M., Ottesen, R., Volden, T. & Lundkvist, Q. 2009, "Local Sources of Polychlorinated Biphenyls (PCB) in Russian and Norwegian Settlements on Spitsbergen Island, Norway", Toxicology and Environmental Health, vol. 72, pp Københavns Kommune, Teknik og Miljøforvaltningen - Center for Miljø 2012, "PCB-vejledning", [Online],. Available from: Kohler, M., Tremp, J., Zennegg, M., Seiler, C., Minder-Kohler, S., Beck, M., Lienemann, P., Wegmann, L. & Schmid, P. 2005, "Joint Sealants: An overlooked Diffuse Source of Polychlorinated Biphenyls in Buildings", Environmental Science & Technology, vol. 39, pp Kontsas, H., Pekari, K., Riala, R., Bäck B. & Priha, E. 2004, "Workers Exposure to Polychlorinated Biphenyls in Elastic Polysulphide Sealant Renovation", Annals of Occupational Hygiene, vol. 48, no. 1, pp Kunz, S., Schwatz, M., Schilling, B., Päpke, O., Lehmler, H., Robertson, L., Schrenk, D. & Schmitz, H. 2006, "Tumor promoting potency of PCBs 28 and 101 in rat liver", Toxicology Letters, vol. 164, pp

56 Liu, X. & Yu, G. 2006, "Combined effect of microwave and activated carbon on the remidation of polychlorinated biphenyl-contaminated soil", Chemosphere, vol. 63, pp Liu, Y., Schwarts, J. & Cavallaro, C. 1995, "Catalytic Dechlorination og Polychloreted Biphenyls", Environmental Science Technology, vol. 29, pp Miljøstyrelsen 2009, Faktaark om PCB, Miljøstyrelsen, Danmark. NASA 2011, 1/6-last update, [Online]. Available: [2011, 22/11]. Padmanabhan, J., Parthasarathi, R., Subramaniana, V. & Chattarajb, P. 2006, "QSPR models for polychlorinated biphenyls: n-octanol/water partition coefficient", Bioorganic & Medicinal Chemistry, vol. 14, pp Krag, R. PCB-Remediation APS, PCB-Remediation. Available: [2011, November]. Priha, E., Rantio, T., Riala, R., Bäck, B. & Oksa, P. 2005, "Quantitative risk assessment in relation to occupational exposure to polychlorinated biphenyls in the removal of old sealants from buildings",environmental Health, vol. 2, pp Ritter, L., Solomon, K., Forget, J., Stemeroff, M. & O'Leary, O. 1995, PERSISTENT ORGANIC POLLUTANTSAn Assessment Report on:ddt-aldrin-dieldrin-endrin-chlordaneheptachlor- HexachlorobenzeneMirex-ToxaphenePolychlorinated BiphenylsDioxins and Furans, The International Programme on Chemical Safety, Canada. Robson, M., Melymuk, L., Csiszar, S., Giang, A., Diamond, M. & Helm, P. 2010, "Continuing sourses of PCBs: The significance of building sealants", Environmental International, vol. 36, pp Ross, R. & Lemay, R. 1987, "Efficiencies of Aluminum, Magnesium, and Their Oxides in the Destruction ofvapor-phase Polychlorobiphenyls", Environmental Science & Technology, vol. 21, pp Sélden, A., Lundholm, C., Johansson, N. & Wingfors, H. 2008, "Polychlorinated biphenyls (PCB), thyroid hormones and cytokines in construction workers removing old elastic sealents", International Archives of Occupational and Environmental Health, vol. 82, pp Stanmore, B. 2004, "The formation of dioxins i combustion systems", Combustion and Flame, vol. 136, no. 3, pp Stockholmkonventionen, nov 2011 Available: Sundahl, M., Sikander, E., Ek-Olausson, B., Hjorthage, A., Rosell, L. & Tornevall, M. 1999, "Determination of PCB within a project to develop cleanup methods for PCB containing elastics sealant used in outdoor joints between concrete blocks in buildings", Journal og environmental monitoring, vol. 1, pp United Nations Environment Programme 1999, Guidelines for the Identification of PCBs and Materials containing PCBs, United Nations. Geneve. 55

57 Van den Berg, M., Birnbaum, L., Bosveld, A., Brunstrøm, B., Cook, P., Feeley, M., Giesley, J., Hanberg, A., Hasegawa, R., Kennedy, S., Kubiak, T., Larsen, J., Rolaf van Leeuwen, F., Liem, A., Nolt, C., Peterson, R., Poellinger, L., Safe, S., Schrenk, D., Tysklind, M., Younes, M., Wærn, F. & Zacharewski, T. 1998, "Toxic Equivalency Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and Wildlife",Environmental Health Perspectives, vol. 108, no. 12, pp Walker, C., Sibly, R., Hopkin, S. & Peakall, D. 2005, Principles of Ecotoxicology, 3.th edn, Taylor & Francis Incl, USA. Wingfors, H., Seldén, A., Nilsson, C. & Haglund, P. 2006, "Identification of markers for PCB exposure in plasma from Swedish construction workers removing old elastic sealants", The Annals of Occupational Hygiene, vol. 50, no. 1, pp Xiong, G., He, W. & Zhang, Z. 2000, "Microwave-assisted extraction or saponification combined with microwave-assisted decomposition applied in pretreatment of soil ormussel samples for the determination of polychlorinated biphenyls", Analytica Chimica Acta, vol. 413, pp Zhang, Z., Huang, J., Yu, G. & Hong, H. 2004, "Occurence of PAHs, PCBs and organochlorine pesticides in the Tonghui River og Beijing China", Environmental Pollution, vol. 130, no. 2, pp

58 Appendiks 1 TEF værdier Non-ortho PCBs WHO TEF 3,3,4,4 -CB (77) 0,0001 3,4,4,5-CB (81) 0,0001 3,3,4,4,5-CB (126) 0,1 3,3,4,4,5,5 -CB (169 0,01 Mono-ortho PCBs WHO TEF 2,3,3,4,4 -CB (105) 0,0001 2,3,4,4,5-CB (114) 0,005 2,3,4,4,5-CB (118) 0,0001 2,3,4,4,5-CB (123) 0,0001 2,3,3,4,4,5-CB (156) 0,0005 2,3,3,4,4,4 -CB (157) 0,0005 2,3,4,4,5,5 -CB (167) 0, ,3,3,4,4,5,5 -CB (189) 0,0001 Tabel 24: Tabellerne viser en oversigt over forskellige PCBers TEF-værdier. Værdierne er estimeret af WHO (World Health Organisation) (Van den Berg 1998). 57

59 Appendiks 2 Fysiske og kemiske egenskaber for PCB Tabel 25: Tabel over molekyle vægt, kogepunkt, fordampningsraten, damptryk, vandopløselighed og K ow for samtlige grupper af PCB congener. Her ses det molekylevægten, kogepunktet og K ow stiger med antallet af chloratomer, mens fordampningsraten, damptrykket og vandopløseligheden falder med antallet af chloratomer (Ritter et al. 1995)(Erickson 1997). Damptrykket viser hvorvidt en væske eller et fast stof vil fordampe. Damptrykket for en væske er det samme som dets partialtryk, som udgøres af væskens damp når væsken og dampen er i ligevægt, altså når der er ligevægt mellem hvor mange partikler der går fra væske til damp og modsat. Damptrykket er afhængigt af temperaturen (Walker et al. 2005, s. 35). 58

60 Appendiks 3 - PCB i åbne og lukkede systemer I forbindelse med lokalisation af PCB, taler man om åbne, lukkede og delvist lukkede systemer. Et åbent system, referere til steder hvor materialet indeholdende PCB er i direkte kontakt med omgivelserne, og derfor er risiko for diffundering til den omgivne luft. Eksempler på PCB i åbne systemer er f.eks. forskellige former for overfladebehandling, deriblandt maling, eller som i vores tilfælde mursten. Den største kilde til PCB i åbne systemer er dog blødgøringsmidler, som findes i fuger. Lukkede systemer, er systemer, hvor PCBen er holdt 100 % inden i udstyret og derved skærmet af for omgivelserne. Der kan dog forekomme udledning af PCB, hvis udstyret skal repareres eller hvis det går i stykker. Lukkede systemer findes ofte i forskellige former for elektronik (UNEP 1999). 59

61 Appendiks 4 - Håndtering af PCB-holdigt affald Mængde PCB i ppm (mg/kg) > 0,1 PCB Håndtering Bortskaffes til forbrænding alternativt til deponi (regnes som værende fri for PCB) 0,02 < PCB < 50 Forurenet affald til kontrolleret deponi Bortskaffes til forbrænding eller deponeres på kontrolleret losseplads 50 < PCB Farligt affald til specialbehandling Mærkes som farligt affald og sendes til KommuneKemi eller anden autoriseret forbrændingsinstans Tabel 26: Her ses hvorledes PCB-holdigt affald skal håndteres afhængigt af koncentrationen (Miljøstyrelsen 2009) 60

62 Appendiks 5 Massespektrer for hexachlorerede biphenyler Cl 290 Cl Cl Cl Cl Cl (mainlib) 1,1'-Biphenyl, 2,2',3,3',4,6-Hexachloro Cl Cl Cl Cl Cl 73 Cl (mainlib) 1,1'-Biphenyl, 2,2',3,3',6,6'-hexachloro- Figur 15: Her ses massespektrer for 2 forskelligt hexasubstituerede PCB congener. Figurerne viser struktur og massespektrum for to forskelligt substituerede hexachlorerede biphenyler. Fragmenterne forekommer i høj grad ved samme m/z-værdier, som er det, quadrupolen kan detektere. Derfor kan vi ikke kende forskel på dem udelukkende baseret på deres massespektrum heller ikke, selvom de forskellige fragmenter ikke har lige store toppe, som det eksempelvis ses for toppene omkring m/z-værdien 325. Til gengæld kan vi ved hjælp af deres retentionstider tydeligt separere dem, da deres respektive kogepunkter og affinitet for kolonnens coating kan være forskellige fra hinanden. Derfor er en kombineret analyse med gaskromatografi og MS nødvendig. 61

63 Appendiks 6 Massespektrum for pentachloreret biphenyl 62

64 Figur 16: Spektret viser nedbrydningsmønsteret for 2,2,3,4,6-pentachlorobiphenyl. Molekylvægten for denne PCB er 324, hvis alle chloratomer er 35 Cl. Da der er fem chloratomer, er der imidlertid mulighed for, at 1, 2, 3, 4 eller alle fem chloratomer er af typen 37 Cl. Dette ses på det særprægede nedbrydningsmønster omkring M + - ionen, hvor der observeres en række markante peaks ved de m/z-værdier, der ligger 2 højere end den forrige. Vi burde observere en top ved 334 m/z også, men den er sandsynligvis så lille her relativt til de andre, at den ikke er kommet med. 63

65 Appendiks 7 Billeder af Ariete Bon Cuisine ovn 64

66 Appendiks 8 Molekylestrukturer for standarderne Her er vist molekylestrukturen af phenanthren og C13, da disse er vores brugte interne standarder. Phenanthren C13 65

Vejledning om PCB i byggematerialer. Gladsaxe Kommune By- og Miljøforvaltningen Rådhus Allé 7 2860 Søborg Tlf. 39 57 50 00

Vejledning om PCB i byggematerialer. Gladsaxe Kommune By- og Miljøforvaltningen Rådhus Allé 7 2860 Søborg Tlf. 39 57 50 00 Vejledning om PCB i byggematerialer Gladsaxe Kommune By- og Miljøforvaltningen Rådhus Allé 7 2860 Søborg Tlf. 39 57 50 00 Februar 2013 1 Forord Denne vejledning henvender sig til borgere, bygherrer, rådgivere,

Læs mere

Nyt problemstof PCB. Lars Gunnarsen, SBi. John Christian Larsen Philipp Mayer Walter Sebastian. Den 17. november hos Teknologisk Institut

Nyt problemstof PCB. Lars Gunnarsen, SBi. John Christian Larsen Philipp Mayer Walter Sebastian. Den 17. november hos Teknologisk Institut Nyt problemstof PCB Lars Gunnarsen, SBi John Christian Larsen Philipp Mayer Walter Sebastian Den 17. november hos Teknologisk Institut Polychloreret biphenyl Indeluft Overfladestøv Jord Formål Projektet

Læs mere

PCB-REGISTRERING RUGVÆNGET/SYDVÆNGET ALLERØD. Udarbejdet for: Boligkontoret Danmark Afdelingskontoret Allerød Kirkevænget 8A 3450 Allerød

PCB-REGISTRERING RUGVÆNGET/SYDVÆNGET ALLERØD. Udarbejdet for: Boligkontoret Danmark Afdelingskontoret Allerød Kirkevænget 8A 3450 Allerød Maglebjergvej 6, 1. DK-2800 Kgs. Lyngby Tlf.: [45] 7027 4757 Fax: [45] 7027 4457 http://www.golder.com http://www.golderassociates.dk PCB-REGISTRERING RUGVÆNGET/SYDVÆNGET ALLERØD Udarbejdet for: Boligkontoret

Læs mere

Introduktion til PCB i bygninger

Introduktion til PCB i bygninger Introduktion til PCB i bygninger Lars Gunnarsen, SBi SBi den 24. november 2011 Polychloreret biphenyl 1 Indeluft Overfladestøv Jord Grundlæggende om PCB er Sum 22 congenerer: 28, 31, 44, 49, 52, 99, 101,

Læs mere

PCB Congener i jord. Projekt for KMC Nordhavn, Københavns Kommune. Præsentation af foreløbige resultater

PCB Congener i jord. Projekt for KMC Nordhavn, Københavns Kommune. Præsentation af foreløbige resultater PCB Congener i jord Projekt for KMC Nordhavn, Københavns Kommune. Præsentation af foreløbige resultater Baggrund for projektet Vi måler for 7 PCB-congener i jord. Det er de samme, som vi måler for i fuger

Læs mere

Sundhedsstyrelsens indsats omkring PCB i indeklima

Sundhedsstyrelsens indsats omkring PCB i indeklima Sundhedsstyrelsens indsats omkring PCB i indeklima De kommunale udfordringer med PCB Kommunernes Landsforening den 21. juni 2011 Henrik L. Hansen, ledende embedslæge, kontorchef Indeklima og sundhed Indeklima

Læs mere

Analyse af benzoxazinoider i brød

Analyse af benzoxazinoider i brød Analyse af benzoxazinoider i brød Øvelsesvejledning til kemi-delen af øvelsen. Af Stine Krogh Steffensen, Institut for Agroøkologi, AU Eleven har forberedt før øvelsen: 1. Eleven har udfyldt skemaet herunder

Læs mere

Identifikation og afhjælpning af PCB i bygninger

Identifikation og afhjælpning af PCB i bygninger Identifikation og afhjælpning af PCB i bygninger Helle Vibeke Andersen Statens Byggeforskningsinstitut Aalborg Universitet Hvorfor har man brugt PCB i byggematerialer? blødgører i elastiske og bløde byggematerialer

Læs mere

PCB fakta ark. Dette faktaark beskriver hvordan PCB i fuger og andre byggematerialer, i indeluft, i arbejdsmiljøet samt i affald skal håndteres.

PCB fakta ark. Dette faktaark beskriver hvordan PCB i fuger og andre byggematerialer, i indeluft, i arbejdsmiljøet samt i affald skal håndteres. Senest opdateret 25. januar 2011 PCB fakta ark Dette faktaark beskriver hvordan PCB i fuger og andre byggematerialer, i indeluft, i arbejdsmiljøet samt i affald skal håndteres. De nævnte områder berører

Læs mere

Udredninger og regler i pipeline for nyttiggørelse af byggematerialer. Lene Gravesen, Jord og Affald, Miljøstyrelsen

Udredninger og regler i pipeline for nyttiggørelse af byggematerialer. Lene Gravesen, Jord og Affald, Miljøstyrelsen Udredninger og regler i pipeline for nyttiggørelse af byggematerialer Lene Gravesen, Jord og Affald, Miljøstyrelsen Disposition 1. Baggrund - Farlige stoffer i byggeaffald - Affaldsstrategi 10 (afløses

Læs mere

SBi-anvisninger om afhjælpning af PCB i bygninger

SBi-anvisninger om afhjælpning af PCB i bygninger SBi-anvisninger om afhjælpning af PCB i bygninger Helle Vibeke Andersen & Peter Vogelius, Marie Frederiksen, Barbara Kolarik, Nadja Lyng, Lars Gunnarsen, Lise Lotte Beck Raunkær Anvisning 1 Undersøgelse

Læs mere

Teori 10. KlasseCenter Vesthimmerland

Teori 10. KlasseCenter Vesthimmerland TEORETISKE MÅL FOR EMNET: Kendskab til organiske forbindelser Kende alkoholen ethanol samt enkelte andre simple alkoholer Vide, hvad der kendetegner en alkohol Vide, hvordan alkoholprocenter beregnes;

Læs mere

Fødevarestyrelsen Vejledning til producenter om forebyggelse og håndtering af dioxin/pcb i æg.

Fødevarestyrelsen Vejledning til producenter om forebyggelse og håndtering af dioxin/pcb i æg. Fødevarestyrelsen Vejledning til producenter om forebyggelse og håndtering af dioxin/pcb i æg. Denne vejledning er udarbejdet af Fødevarestyrelsen i dialog med erhvervet, DTU-Fødevareinstituttet, Miljøstyrelsen

Læs mere

Milj. PCB i bygninger. brevkassen. Af Vivian Plesner

Milj. PCB i bygninger. brevkassen. Af Vivian Plesner Milj brevkassen PCB i bygninger Af Vivian Plesner En stor undersøgelse af de danske bygninger er lige afsluttet her i forsommeren, og derfor har der de sidste måneder været PCB på forsiden af mange aviser

Læs mere

PCB Hvordan undersøges og afværges

PCB Hvordan undersøges og afværges PCB Hvordan undersøges og afværges Temadag Vintermøde 7. marts 2011 1 PCB Generelt PCB = Polychlorerede Biphenyler 209 forskellige stoffer (congenere) Forskelle i kemiske og fysiske egenskaber Flere chloratomer

Læs mere

Kemi A. Studentereksamen

Kemi A. Studentereksamen Kemi A Studentereksamen 1stx111-KEM/A-18052011 nsdag den 18. maj 2011 kl. 9.00-14.00 pgavesættet består af 4 opgaver med i alt 18 spørgsmål samt 3 bilag i 2 eksemplarer. Svarene på de stillede spørgsmål

Læs mere

Kommunekemi behandler PCB-holdigt. sikkert. bygningsaffald - sikkert og effektivt

Kommunekemi behandler PCB-holdigt. sikkert. bygningsaffald - sikkert og effektivt Kommunekemi behandler PCB-holdigt sikkert bygningsaffald - sikkert og effektivt Kommunekemi løser PCB-problemer PCB i bygninger udgør et sundheds- og miljømæssigt problem. Det erkender kommuner, centrale

Læs mere

PCB I SKOLER INDHOLD. Indledning. 1 Indledning. PCB i materialer i skoler. PCB i indeluft i skoler. Sammenfattende vurdering

PCB I SKOLER INDHOLD. Indledning. 1 Indledning. PCB i materialer i skoler. PCB i indeluft i skoler. Sammenfattende vurdering Konsortiet Grontmij/Cowi ENERGISTYRELSEN PCB I SKOLER NOTAT, REVIDERET, 16 MAJ 2013 ADRESSE Grontmij A/S Granskoven 8 2600 Glostrup KONTAKT Majbrith Langeland MLS@Grontmij.dk Tlf: 98799876 Marie Kloppenborg

Læs mere

Valg af personligt beskyttelsesudstyr

Valg af personligt beskyttelsesudstyr Valg af personligt beskyttelsesudstyr Afgrænsning Generelt Dette kapitel om personlig beskyttelse skal læses som en vejledning til brug for redningsberedskabets valg af personligt beskyttelsesudstyr ved

Læs mere

PCB eksponering og helbred

PCB eksponering og helbred PCB eksponering og helbred Harald Meyer Afdelingslæge, ph.d. Arbejds- og Miljømedicinsk Afdeling Bispebjerg Hospital hmey0004@bbh.regionh.dk Eksponering Fødevarer (hovedkilde mere end 90%) fede fisk, kød,

Læs mere

Status på Handlingsplan for håndtering af PCB i bygninger

Status på Handlingsplan for håndtering af PCB i bygninger Klima-, Energi- og Bygningsudvalget 2012-13 KEB alm. del Bilag 71 Offentligt Status på Handlingsplan for håndtering af PCB i bygninger Baggrund PCB er en miljøgift, der i perioden 1950-1977 har været anvendt

Læs mere

VARIATIONER I PCB-INDHOLD VED GENTAGNE MÅLINGER OG SPORING AF KILDER TIL PCB I INDELUFTEN LISBETH ODSBJERG RAMBØLL

VARIATIONER I PCB-INDHOLD VED GENTAGNE MÅLINGER OG SPORING AF KILDER TIL PCB I INDELUFTEN LISBETH ODSBJERG RAMBØLL VARIATIONER I PCB-INDHOLD VED GENTAGNE MÅLINGER OG SPORING AF KILDER TIL PCB I INDELUFTEN LISBETH ODSBJERG RAMBØLL ATV VINTERMØDE 2013 BAGGRUND Resultater og observationer tager udgangspunkt i en række

Læs mere

Til KL og Kommunerne. Orientering om håndtering af PCB-holdigt bygge- og anlægsaffald

Til KL og Kommunerne. Orientering om håndtering af PCB-holdigt bygge- og anlægsaffald Til KL og Kommunerne Jord & Affald J.nr. MST-7543-00007 Ref. Lejni Den 5. juli 2011 Orientering om håndtering af PCB-holdigt bygge- og anlægsaffald 1. Indledning Den 25. maj 2011 kom Regeringen med en

Læs mere

DER ER IKKE PENGE I RASKE DYR OG MENNESKER!

DER ER IKKE PENGE I RASKE DYR OG MENNESKER! TØR DU FODRE DIN HUND MED RÅ KOST? ELLER TØR DU VIRKELIG LADE VÆRE? DET HANDLER IKKE OM AT HELBREDE SYGDOMME, MEN OM AT SKABE SUNDHED LIVSSTIL OG IKKE LIVSSTILSSYGDOMME! DER ER IKKE PENGE I RASKE DYR OG

Læs mere

Fejlagtige oplysninger om P1 Dokumentar på dmu.dk

Fejlagtige oplysninger om P1 Dokumentar på dmu.dk Fejlagtige oplysninger om P1 Dokumentar på dmu.dk To forskere ansat ved Danmarks Miljøundersøgelser har efter P1 dokumentaren PCB fra jord til bord lagt navn til en artikel på instituttets hjemmeside,

Læs mere

Udfyld nedenstående Anmeldeskema for bygge- og anlægsaffald, og indsend det til Aabenraa Kommune..

Udfyld nedenstående Anmeldeskema for bygge- og anlægsaffald, og indsend det til Aabenraa Kommune.. Anmeldelse af byggeaffald Bygge- og anlægsaffald skal anmeldes, hvis byggearbejdet vil medføre mere end 1 tons affald, eller hvis renoveringen eller nedrivningen berører en bygning eller et anlæg på et

Læs mere

7 QNL 2PYHQGWSURSRUWLRQDOLWHW +27I\VLN. 1 Intro I hvilket af de to glas er der mest plads til vand?: Hvorfor?:

7 QNL 2PYHQGWSURSRUWLRQDOLWHW +27I\VLN. 1 Intro I hvilket af de to glas er der mest plads til vand?: Hvorfor?: 1 Intro I hvilket af de to glas er der mest plads til vand?: Hvorfor?: Angiv de variable: Check din forventning ved at hælde lige store mængder vand i to glas med henholdsvis store og små kugler. Hvor

Læs mere

Kommentar/løsningsforslag

Kommentar/løsningsforslag Høringsudkast til ændring af bekendtgørelse om anvendelse af restprodukter og jord til bygge- og anlægsarbejder og om anvendelse af sorteret uforurenet bygge- og anlægsaffald, nr. 1662:2010 Opsamling fra

Læs mere

2. Skovens sundhedstilstand

2. Skovens sundhedstilstand 2. Skovens sundhedstilstand 56 - Sundhed 2. Indledning Naturgivne og menneskeskabte påvirkninger Data om bladog nåletab De danske skoves sundhedstilstand påvirkes af en række naturgivne såvel som menneskeskabte

Læs mere

Miljøstyrelsen. Disposition 18-06-2010

Miljøstyrelsen. Disposition 18-06-2010 Miljøstyrelsen DAKOFAS PCB Seminar 17. Juni 2010 Kontorchef Dorte Hermansen Disposition 1. Baggrund 2. Hvad siger POP-forordningen om PCB? 3. Hvordan tolkes reglerne? EU-Kommisssionen En række medlemsstater

Læs mere

KL-konference - teknik og miljø

KL-konference - teknik og miljø KL-konference - teknik og miljø PCB Farum Midtpunkt, v/ Teknisk chef Torben Trampe 14. April 2011 PCB - Farum Midtpunkt Hvorfor gik vi i gang Faktaark foråret 2009 og pressen skriver om KBH KAB screener

Læs mere

November 2010 ATEX INFO Kennet Vallø. INFO om ATEX

November 2010 ATEX INFO Kennet Vallø. INFO om ATEX INFO om ATEX 1 2 HVAD ER ATEX? 4 DEFINITIONER: 5 TEORIEN: 5 STØV: 6 KLASSIFICERING AF EKSPLOSIONSFARLIGE OMRÅDER I ZONER 6 GAS: 7 ZONE 0: 7 ZONE 1: 7 ZONE 2: 7 STØV: 7 ZONE 20: 7 ZONE 21: 8 ZONE 22: 8

Læs mere

Bygge- og anlægsaffald. -anvendelse og bortskaffelse

Bygge- og anlægsaffald. -anvendelse og bortskaffelse Bygge- og anlægsaffald -anvendelse og bortskaffelse Vesthimmerlands Kommune Himmerlandsgade 27 9600 Aars, Version 1, 2014, dok. nr. - JEAA 2 Bygge- og anlægsaffald. Der findes særlige regler for bygge-

Læs mere

BARDAHL EASY GASKET. Dampe kan forårsage irritation af åndedrætsvejene. Irriterer huden. Kan forårsage øjenirritation.

BARDAHL EASY GASKET. Dampe kan forårsage irritation af åndedrætsvejene. Irriterer huden. Kan forårsage øjenirritation. Udfærdigelsesdato: 20.12.2010 Revisionsdato: 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Produktkode: 77101/77102 PR-nr.: Under anmeldelse Relevante identificerede

Læs mere

Kompost: Porøsitet Kompost: Vandholdende evne Kompost: Indhold af organisk stof Kompost: Bufferkapacitet

Kompost: Porøsitet Kompost: Vandholdende evne Kompost: Indhold af organisk stof Kompost: Bufferkapacitet Kompost: Porøsitet Kompost: Vandholdende evne Kompost: Indhold af organisk stof Kompost: Bufferkapacitet af Page 1/20 Indholdsfortegnelse Hvilken indflydelse har kompost på jordens egenskaber?... 3 Indledning:...

Læs mere

PCB i byggematerialer, i boliger og i blod med eksempler fra Farum Midtpunkt For IDA Bygningsfysik 5. november 2013

PCB i byggematerialer, i boliger og i blod med eksempler fra Farum Midtpunkt For IDA Bygningsfysik 5. november 2013 PCB i byggematerialer, i boliger og i blod med eksempler fra Farum Midtpunkt For IDA Bygningsfysik 5. november 2013 Lars Gunnarsen Statens Byggeforskningsinstitut, Aalborg Universitet Polychloreret biphenyl

Læs mere

PCB i byggeriet - Hvorfor skal vi renovere og - Hvorfor er det svært? Lars Gunnarsen Statens Byggeforskningsinstitut, Aalborg Universitet

PCB i byggeriet - Hvorfor skal vi renovere og - Hvorfor er det svært? Lars Gunnarsen Statens Byggeforskningsinstitut, Aalborg Universitet PCB i byggeriet - Hvorfor skal vi renovere og - Hvorfor er det svært? Lars Gunnarsen Statens Byggeforskningsinstitut, Aalborg Universitet Polychloreret biphenyl Spredning af PCB i bygninger 4 Spredning

Læs mere

HVOR FORSVINDER RØGEN HEN?

HVOR FORSVINDER RØGEN HEN? KAPITEL 4: HVOR FORSVINDER RØGEN HEN? 36 www.op-i-røg.dk GÅ OP I RØG Kræftens Bekæmpelse www.op-i-røg.dk 37 Kapitel 4: Indhold: Dette kapitel ligger især vægt på, hvordan partiklerne og gasserne i røgen

Læs mere

Fysiologi Louise Andersen 1.3, RTG 29/10 2007

Fysiologi Louise Andersen 1.3, RTG 29/10 2007 Fysiologi Louise Andersen 1.3, RTG 29/10 2007 Indholdsfortegnelse Introduktion Metode... 3 Teori Steptesten... 4 Hvorfor stiger pulsen?... 4 Hvordan optager vi ilten?... 4 Respiration... 4 Hvad er et enzym?...

Læs mere

Produktnavn: Neopixels Udarbejdelsesdato: 01-04-2013 Udgave: 1.1.0 Udstedelsesdato: 1.04.2013

Produktnavn: Neopixels Udarbejdelsesdato: 01-04-2013 Udgave: 1.1.0 Udstedelsesdato: 1.04.2013 1. Identifikation af stoffet eller blandingen og af selskabet/virksomheden 1.1 Identifikation af produktet Neopixels EPS-granulat 1.2 Relevant identificeret anvendelse af stoffet Byggemateriale; termisk

Læs mere

1. IDENTIFIKATION AF STOFFET/BLANDINGEN OG AF SELSKABET/VIRKSOMHEDEN

1. IDENTIFIKATION AF STOFFET/BLANDINGEN OG AF SELSKABET/VIRKSOMHEDEN Klargøringsdato 07-nov-2011 Revisionsnummer 1 1. IDENTIFIKATION AF STOFFET/BLANDINGEN OG AF SELSKABET/VIRKSOMHEDEN Produktnavn Cat No. R62046 Synonymer Anbefalet brug Laboratoriekemikalier Firma REMEL

Læs mere

Vejledning om bly i byggematerialer

Vejledning om bly i byggematerialer Vejledning om bly i byggematerialer Gladsaxe Kommune By- og Miljøforvaltningen Rådhus Allé 7 2860 Søborg Tlf. 39 57 50 00 Juni 2013 Forord Denne vejledning henvender sig til borgere, bygherrer, rådgivere,

Læs mere

[BESØGSSERVICE INSTITUT FOR MOLEKYLÆRBIOLOGI OG GENETIK, AU]

[BESØGSSERVICE INSTITUT FOR MOLEKYLÆRBIOLOGI OG GENETIK, AU] Enzymkinetik INTRODUKTION Enzymer er biologiske katalysatorer i alle levende organismer som er essentielle for liv. Selektivt og effektivt katalyserer enzymerne kemiske reaktioner som ellers ikke ville

Læs mere

Handlingsplan for PCB i bygninger Indeklima, arbejdsmiljø og affald. Marie Louise Hansen Chefkonsulent Erhvervs og Byggestyrelsen

Handlingsplan for PCB i bygninger Indeklima, arbejdsmiljø og affald. Marie Louise Hansen Chefkonsulent Erhvervs og Byggestyrelsen Handlingsplan for PCB i bygninger Indeklima, arbejdsmiljø og affald Marie Louise Hansen Chefkonsulent Erhvervs og Byggestyrelsen Handlingsplan for håndtering af PCB i bygninger indeklima, arbejdsmiljø

Læs mere

Stofskiftets afhængighed af temperatur og aktivitet hos vekselvarme dyr

Stofskiftets afhængighed af temperatur og aktivitet hos vekselvarme dyr Stofskiftets afhængighed af temperatur og aktivitet hos vekselvarme dyr Besøget retter sig primært til elever med biologi på B eller A niveau Program for besøget Hvis besøget foretages af en hel klasse,

Læs mere

Kvantitativ forsæbning af vindruekerneolie. Rapport nr. 1 1.9-2005

Kvantitativ forsæbning af vindruekerneolie. Rapport nr. 1 1.9-2005 Kvantitativ forsæbning af vindruekerneolie. Rapport nr. 1 1.9-2005 Skrevet af: Helene Berg-Nielsen Lærer: Hanne Glahder Formål: At bestemme vindruekerneolies gennemsnitlige molare masse, for derved at

Læs mere

Forbrugerprojekter 2013

Forbrugerprojekter 2013 Forbrugerprojekter 2013 April 2013 1. Kortlægning og sundhedsmæssig vurdering af UV-filtre Baggrund UV-filtre anvendes blandt andet i solcremer, hvor de har til formål at beskytte huden imod solens skadelige

Læs mere

Brugsvejledning for 7827.10 dialyseslange

Brugsvejledning for 7827.10 dialyseslange Brugsvejledning for 7827.10 dialyseslange 14.06.07 Aa 7827.10 1. Præsentation Dialyseslangen er 10 m lang og skal klippes i passende stykker og blødgøres med vand for at udføre forsøgene med osmose og

Læs mere

SHELLAK, FILTRERET REN

SHELLAK, FILTRERET REN Udstedelsesdato: 29.08.2007 Revisionsdato: 29.04.2012 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Shellak, filtreret ren PR-nr.: Under anmeldelse Relevante

Læs mere

Billund Kommune Jorden Rundt Grindsted. att.: René Brinch Intern-Byg. 2. december Undersøgelse for PCB Søndermarksskolen

Billund Kommune Jorden Rundt Grindsted. att.: René Brinch Intern-Byg. 2. december Undersøgelse for PCB Søndermarksskolen Billund Kommune Jorden Rundt 1 7200 Grindsted att.: René Brinch Intern-Byg 2. december 2011 104039-0001 HEHA 104039-0001-25.doc Undersøgelse for PCB Søndermarksskolen Rapport Hermed rapport om Undersøgelse

Læs mere

Anne Illemann Christensen

Anne Illemann Christensen 7. Sociale relationer Anne Illemann Christensen Kapitel 7 Sociale relationer 7. Sociale relationer Tilknytning til andre mennesker - de sociale relationer - har fået en central placering inden for folkesundhedsvidenskaben.

Læs mere

Fysikforløb nr. 6. Atomfysik

Fysikforløb nr. 6. Atomfysik Fysikforløb nr. 6. Atomfysik I uge 8 begynder vi på atomfysik. Derfor får du dette kompendie, så du i god tid, kan begynde, at forberede dig på emnet. Ideen med dette kompendie er også, at du her får en

Læs mere

Gasgrill - Model Midi Brugermanual

Gasgrill - Model Midi Brugermanual 1. udgave: 12. marts 2010 2010 Gasgrill - Model Midi Brugermanual Vigtigt: Læs disse instruktioner nøje for at få kendskab til gasgrillen inden brug. Gem denne manual til fremtidig brug. 1 Stykliste Tjek

Læs mere

Vejlesøparken, 2840 Holte Undersøgelser af PCB i indeluft i udvalgte lejligheder Sag nr.: R4239-002 2011-11-25

Vejlesøparken, 2840 Holte Undersøgelser af PCB i indeluft i udvalgte lejligheder Sag nr.: R4239-002 2011-11-25 Vejlesøparken, 2840 Holte Undersøgelser af PCB i indeluft i udvalgte lejligheder Sag nr.: R4239-002 2011-11-25 oto indsættes her F Vejlesøparken, 2840 Holte Undersøgelser af PCB i indeluft i udvalgte lejligheder

Læs mere

Rådgivning af bygningsejere om PCB 2014-2015

Rådgivning af bygningsejere om PCB 2014-2015 OPGAVEBESKRIVELSE Byggeri og energieffektivitet Rådgivning af bygningsejere om PCB 2014-2015 1. Indledning Energistyrelsen varetager i dag en PCB-rådgivningsenhed samt www.pcb-guiden.dk. Energistyrelsen

Læs mere

ANALYSERAPPORT. Metode: PCB, KP og Bly: Se bilag, Asbest: NIOSH 9002

ANALYSERAPPORT. Metode: PCB, KP og Bly: Se bilag, Asbest: NIOSH 9002 Skelstedet 5, Trørød DK- 2950 Vedbæk (+45) 45662095 www.dma.nu ANALYSERAPPORT Rekvirent: Sagsnavn/ ref: Vor Journal nr.: Antal prøver udtaget: Dato for udtagning: Analyse: White arkitekter A/S Vestre kaj

Læs mere

Side 1 af 5. 2. Fareidentifikation: Klassificering af stoffet/blandingen:

Side 1 af 5. 2. Fareidentifikation: Klassificering af stoffet/blandingen: Udfærdigelsesdato: 02.12.2010 Revisionsdato: 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Produktkode: 51100 PR-nr.: Under anmeldelse. Relevante identificerede

Læs mere

ORIENTERING OM SORTERING OG BORTSKAFFELSE AF BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD

ORIENTERING OM SORTERING OG BORTSKAFFELSE AF BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD ORIENTERING OM SORTERING OG BORTSKAFFELSE AF BYGGE- OG ANLÆGSAFFALD Denne orientering indeholder en vejledning om bortskaffelse af bygge- og anlægsaffald samt andre praktiske oplysninger herom. Formålet

Læs mere

VÆG OG FACADERENS. S-sætninger: 2- Opbevares utilgængeligt for børn 26- Kommer stoffet i øjnene, skylles straks grundigt med vand og læge kontaktes

VÆG OG FACADERENS. S-sætninger: 2- Opbevares utilgængeligt for børn 26- Kommer stoffet i øjnene, skylles straks grundigt med vand og læge kontaktes Udstedelsesdato: 29.08.2007 Revisionsdato: 29.04.2012 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Væg og facaderens PR-nr.: Under anmeldelse Relevante identificerede

Læs mere

LEGO minifigs byg kolleger/kendte personer

LEGO minifigs byg kolleger/kendte personer 1 LEGO minifigs byg kolleger/kendte personer Idé/kilde: Heine Højrup Olsen 2 6 deltagere pr. hold 6 99 år 10 20 minutter LEGO klodser til at bygge minifigs dvs. ben, torsoer, hoveder, hatte/hår og evt.

Læs mere

Tømiddelgruppen. Af: Peter Johnsen & Michel M. Eram

Tømiddelgruppen. Af: Peter Johnsen & Michel M. Eram Tømiddelgruppen Af: Peter Johnsen & Michel M. Eram Agenda Baggrund Forskning Viden Praksis SIDE 2 SIDE 3 www.vejregler.dk Oversigt Håndbog for drift af veje og stier, juli 2003 Vejregel for Tømidler, sand

Læs mere

Jordforurening med PCB

Jordforurening med PCB 1 Jordforurening med PCB Kilde til foto: nyu.edu Rune Østergaard Haven ATV Jord og Grundvand, 12. oktober 2011 Jordforurening med PCB 2 PCB er en miljøgift, der kan skade mennesker og miljø. Stor fokus

Læs mere

BYGNINGSUNDERSØGELSE. Varbergparken, afd. 27 6100 Haderslev. Sagsnr. B-10003 April 2013. A Shield Group company

BYGNINGSUNDERSØGELSE. Varbergparken, afd. 27 6100 Haderslev. Sagsnr. B-10003 April 2013. A Shield Group company A Shield Group company Hovedafdeling & Laboratorier: Pakhustorvet 4 DK 6000 Kolding Tel +45 75 50 83 00 Fax +45 75 50 83 10 Lyngby afdeling: Stades Krog 6 DK 2800 Kgs. Lyngby Tel +45 75 50 83 00 Fax +45

Læs mere

Produktion af biodiesel fra rapsolie ved en enzymatisk reaktion

Produktion af biodiesel fra rapsolie ved en enzymatisk reaktion Produktion af biodiesel fra rapsolie ved en enzymatisk reaktion produceres fra rapsolie som består af 95% triglycerider (TG), samt diglycerider (DG), monoglycerider (MG) og frie fedtsyrer (FA). Under reaktionen

Læs mere

19 tilladelse. Genanvendelse af nedknust beton indeholdende PCBholdig maling til opfyld i eksisterende kælder på Tingvej 45, 7400 Herning

19 tilladelse. Genanvendelse af nedknust beton indeholdende PCBholdig maling til opfyld i eksisterende kælder på Tingvej 45, 7400 Herning TEKNIK OG MILJØ Dato: 8. januar 2015 Sagsnr.: 09.08.26-P19-16-14 19 tilladelse Genanvendelse af nedknust beton indeholdende PCBholdig maling til opfyld i eksisterende kælder på Tingvej 45, 7400 Herning

Læs mere

Strålingsintensitet I = Hvor I = intensiteten PS = effekten hvormed strålingen rammer en given flade S AS = arealet af fladen

Strålingsintensitet I = Hvor I = intensiteten PS = effekten hvormed strålingen rammer en given flade S AS = arealet af fladen Strålingsintensitet Skal det fx afgøres hvor skadelig en given radioaktiv stråling er, er det ikke i sig selv relevant at kende aktiviteten af kilden til strålingen. Kilden kan være langt væk eller indkapslet,

Læs mere

SIKKERHEDSDATABLAD. DEPAC 125 Industrial Degreaser 1. NAVNET PÅ PRODUKTET OG VIRKSOMHEDEN

SIKKERHEDSDATABLAD. DEPAC 125 Industrial Degreaser 1. NAVNET PÅ PRODUKTET OG VIRKSOMHEDEN 1. NAVNET PÅ PRODUKTET OG VIRKSOMHEDEN HANDELSNAVN Leverandør Distributør DEPAC DEPAC 125 Affedtningsmiddel til industrielt brug DEPAC Dichtungstechnik GmbH Alfenzstrasse 9, A-6700 Bludenz Tlf +43 5552

Læs mere

afindeluftindeluften Måling af PCB Måling af PCB i indeluft på Tommerup skole Supplerende målinger Stadionvænget 7, 5690 Tommerup

afindeluftindeluften Måling af PCB Måling af PCB i indeluft på Tommerup skole Supplerende målinger Stadionvænget 7, 5690 Tommerup Måling af PCB afindeluftindeluften Udarbejdet af: OBH Rådg. Ingeniører A/S Agerhatten 25 5220 Odense SØ Sagsbehandler Jytte V. Jensen Mobil: 2726 4584 Mail: jvj@obh-gruppen.dk Godkendt af Mads Peacock

Læs mere

SIKKERHEDSDATABLAD ifølge 1907/2006/EF, Artikel 31

SIKKERHEDSDATABLAD ifølge 1907/2006/EF, Artikel 31 SIKKERHEDSDATABLAD ifølge 197/26/EF, Artikel 31 PUNKT 1: Identifikation af stoffet/blandingen og af selskabet/virksomheden 1.1. Produktidentifikator Produktnavn 1.2. Relevante identificerede anvendelser

Læs mere

CITRONSYRE MONOHYDRAT E330 BBCA/SK 25

CITRONSYRE MONOHYDRAT E330 BBCA/SK 25 1.IDENTIFIKATION AF STOF/KEMISK PRODUKT OG AF SELSKAB/VIRKSOMHED Produkt information Handelsnavn : Brug : Rensevæske, fødevareprodukt, Klæbemiddel Leverandør : Brenntag Nordic A/S Strandvejen 104 A DK

Læs mere

PCB'er udgør de en grundvandsrisiko? Niels Peter Arildskov, COWI. 2,4,5,3',5'-pentachlorbiphenyl

PCB'er udgør de en grundvandsrisiko? Niels Peter Arildskov, COWI. 2,4,5,3',5'-pentachlorbiphenyl PCB'er udgør de en grundvandsrisiko? Cl Cl Cl Cl Cl 2,4,5,3',5'-pentachlorbiphenyl Niels Peter Arildskov, COWI 1 Generelle fysisk/kemiske egenskaber PCB'er er toksiske jo flere chlorgrupper, jo højere

Læs mere

CUT-MAX METAL CUTTING COMPOUND

CUT-MAX METAL CUTTING COMPOUND Udstedelsesdato: 15.05.2007 Revisionsdato: 18.03.2012 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: PR-nr.: Ikke anmeldepligtig Relevante identificerede anvendelser

Læs mere

Der er konstateret PCB i ejendommen Højeste værdi: 4,6 mg/kg

Der er konstateret PCB i ejendommen Højeste værdi: 4,6 mg/kg SCREENING FOR FARLIGE STOFFER Håndteringsplan Juni 2014 Basisinfo om screenet ejendom Adresse: Møllemarken 2, Hæstrup, 9800 Hjørring Matr. nr./ejerlav: 5ao Hæstrup by, Hæstrup Opførelsesår: 1972 Om-/tilbygning:

Læs mere

BARDAHL SUPERLIM. Side 1 af 5

BARDAHL SUPERLIM. Side 1 af 5 Udfærdigelsesdato: 27.12.2010 Revisionsdato: 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Produktkode: 98001 PR-nr.: Under anmeldelse Relevante identificerede

Læs mere

Undersøgelse af forskellige probiotiske stammer

Undersøgelse af forskellige probiotiske stammer Undersøgelse af forskellige probiotiske stammer Formål Formålet med denne øvelse er: 1. At undersøge om varer med probiotika indeholder et tilstrækkeligt antal probiotiske bakterier, dvs. om antallet svarer

Læs mere

SIKKERHEDSDATABLAD Danpor D

SIKKERHEDSDATABLAD Danpor D 1. Identifikation af materiale og leverandør Produktnavn: Produkttype: Leverandør: Formstøbt produkt til anvendelse i byggerisektoren Termoplastisk Danpor A/S Sletten 1 8543 Hornslet Telefon: 86 99 55

Læs mere

ISOPA PRODUCT STEWARDSHIP PROGRAMMES. Walk the Talk. MDI brugere. 1 Version09/06

ISOPA PRODUCT STEWARDSHIP PROGRAMMES. Walk the Talk. MDI brugere. 1 Version09/06 ISOPA PRODUCT STEWARDSHIP PROGRAMMES Walk the Talk MDI brugere 1 Version09/06 2 Walk the Talk - MDI brugere Indhold Væsentlige data God praksis Når ting går skævt... Dialog 3 MDI-klassificering i henhold

Læs mere

Eter-Color. et naturligt og stærkt valg. Gennemfarvet fibercement. Stærk kvalitet naturlige, spændende farver. Minimal vedligeholdelse

Eter-Color. et naturligt og stærkt valg. Gennemfarvet fibercement. Stærk kvalitet naturlige, spændende farver. Minimal vedligeholdelse August 2012 2.122 DK Eter-Color et naturligt og stærkt valg Gennemfarvet fibercement Stærk kvalitet naturlige, spændende farver Minimal vedligeholdelse Til alle slags facader Eter-Color er en vejrbestandig

Læs mere

PCB i bygninger Erfaringer og strategi i Kbh. Ved områdechef Jens Nejrup, CMI

PCB i bygninger Erfaringer og strategi i Kbh. Ved områdechef Jens Nejrup, CMI Erfaringer og strategi i Kbh. Ved områdechef Jens Nejrup, CMI 1 PCB historien set med CMI øjne Center for Miljø i Københavns Kommune, (CMI) er bl.a. myndighed for bortskaffelse af affald og forurenet jord,

Læs mere

Undersøgelse af undervisningsmiljøet på Flemming Efterskole 2013

Undersøgelse af undervisningsmiljøet på Flemming Efterskole 2013 Undersøgelse af undervisningsmiljøet på Flemming Efterskole 2013 1.0 INDLEDNING 2 2.0 DET SOCIALE UNDERVISNINGSMILJØ 2 2.1 MOBNING 2 2.2 LÆRER/ELEV-FORHOLDET 4 2.3 ELEVERNES SOCIALE VELBEFINDENDE PÅ SKOLEN

Læs mere

Nedrivning, Kokkedal Danmark. j-jensen.com

Nedrivning, Kokkedal Danmark. j-jensen.com j-jensen.com PCB Nedrivning, Kokkedal Danmark j-jensen.com EDA Konference, Rom 29.5.2008 Nedrivningen i billeder Processen Delvis nedrivning af 2 boligblokke Rydning og Stripning PCB i Dilatationsfuger?

Læs mere

BARDAHL WHEEL CLEANER

BARDAHL WHEEL CLEANER Udfærdigelsesdato: 13.09.2011 Revisionsdato: 1. Identifikation af stoffet/blandingen og selskabet/virksomheden: Produktidentifikator: Produktkode: 60200 PR-nr.: Under anmeldelse Relevante identificerede

Læs mere

Vurdering af PCB emissionsgrænseværdien

Vurdering af PCB emissionsgrænseværdien Rapport nr. 34 2006 Vurdering af PCB emissionsgrænseværdien Ole Schleicher, Allan Astrup Jensen FORCE Technology, Energi & Miljø Miljøstyrelsens Referencelaboratorium for måling af emissioner til luften

Læs mere

Miljøvurdering af ForskEL og ForskVE-programmerne 2014

Miljøvurdering af ForskEL og ForskVE-programmerne 2014 Miljøvurdering af ForskEL og ForskVE-programmerne 2014 Indhold 1. Resumé 1 2. Indledning 2 3. Målsætninger og udmøntning af ForskEL 14 og ForskVE 14 4 4. Vurdering af projekternes miljøpåvirkninger 6 4.1

Læs mere

Guldbog Kemi C Copyright 2016 af Mira Backes og Christian Bøgelund.

Guldbog Kemi C Copyright 2016 af Mira Backes og Christian Bøgelund. Guldbog Kemi C Copyright 2016 af Mira Backes og Christian Bøgelund. Alle rettigheder forbeholdes. Mekanisk, fotografisk eller elektronisk gengivelse af denne bog eller dele heraf er uden forfatternes skriftlige

Læs mere

PCB - UNDERSØGELSE SKOLEN VED STADION LOUISEVEJ 8-10, 6100 HADERSLEV

PCB - UNDERSØGELSE SKOLEN VED STADION LOUISEVEJ 8-10, 6100 HADERSLEV Til Haderslev Kommune Dokumenttype Rapport Dato September 2013 PCB - UNDERSØGELSE SKOLEN VED STADION LOUISEVEJ 8-10, 6100 HADERSLEV PCB - UNDERSØGELSE HADERSLEV Revision 1 Dato 13. september 2013 Udarbejdet

Læs mere

Tallene angivet i rapporten som kronologiske punkter refererer til de i opgaven stillede spørgsmål.

Tallene angivet i rapporten som kronologiske punkter refererer til de i opgaven stillede spørgsmål. Labøvelse 2, fysik 2 Uge 47, Kalle, Max og Henriette Tallene angivet i rapporten som kronologiske punkter refererer til de i opgaven stillede spørgsmål. 1. Vi har to forskellige størrelser: a: en skive

Læs mere

BAGGRUND OG FORMÅL RESULTATER

BAGGRUND OG FORMÅL RESULTATER LABORATORIEPROJEKTER SLUTRAPPORT OG PCB I RISIKOPRODUKTER KONTROLRESULTATER 2012 Projekt J. nr.: 2010-20-793-00104 BAGGRUND OG FORMÅL Dioxin og PCB hører til gruppen af organiske miljøforureninger og forekommer

Læs mere

LEVERANDØRBRUGSANVISNING

LEVERANDØRBRUGSANVISNING 1. IDENTIFIKATION AF STOFFET/PRÆPARATET OG AF VIRKSOMHEDEN HANDELSNAVN Varenummer 584079 Internt vare-nr. K3090 Betegnelse Lim/Tätn.m övrigt National producent/importør Virksomhed Scania CV AB Postnr.

Læs mere

Beregninger til Arbejdsmarkedsrapport 2013. - Balanceregelfor den offentlige saldo 1

Beregninger til Arbejdsmarkedsrapport 2013. - Balanceregelfor den offentlige saldo 1 Beregninger til Arbejdsmarkedsrapport 2013. - Balanceregelfor den offentlige saldo 1 31-10-2013 Indledning Dansk Arbejdsgiverforening (DA) har i forbindelse med deres arbejdsmarkedsrapport 2013, fået lavet

Læs mere

KROMATOGRAFI GENERELT OM GASKROMATOGRAFI

KROMATOGRAFI GENERELT OM GASKROMATOGRAFI KROMATOGRAFI Kromatografi betyder egentlig farvetegning, men ordet bruges nu om en række analysemetoder, som alle bygger på det princip, at forskellige stoffer har forskellig bindingsevne til en given

Læs mere

SIKKERHEDSDATABLAD. 1.2. Relevante identificerede anvendelser for stoffet eller blandingen samt anvendelser, der frarådes

SIKKERHEDSDATABLAD. 1.2. Relevante identificerede anvendelser for stoffet eller blandingen samt anvendelser, der frarådes Side: 1 Kompileringsdato: 02/12/2014 Revision: 05/02/2016 Version: 5 Punkt 1: Identifikation af stoffet/blandingen og af selskabet/virksomheden 1.1. Produktidentifikator Produktnavn: 1.2. Relevante identificerede

Læs mere

Atomets bestanddele. Indledning. Atomer. Atomets bestanddele

Atomets bestanddele. Indledning. Atomer. Atomets bestanddele Atomets bestanddele Indledning Mennesket har i tusinder af år interesseret sig for, hvordan forskellige stoffer er sammensat I oldtiden mente man, at alle stoffer kunne deles i blot fire elementer eller

Læs mere

Bestemmelse af koffein i cola

Bestemmelse af koffein i cola Bestemmelse af koffein i cola 1,3,7-trimethylxanthine Koffein i læskedrikke Læs følgende links, hvor der blandt andet står nogle informationer om koffein og regler for hvor meget koffein, der må være i

Læs mere

Brugsanvisning for styring og vedligeholdelse af vores varmesystem i Damhushave. 1. Det varme brugsvand (vandhanen og bruser)

Brugsanvisning for styring og vedligeholdelse af vores varmesystem i Damhushave. 1. Det varme brugsvand (vandhanen og bruser) Damhushave, den 23. marts 2016 Brugsanvisning for styring og vedligeholdelse af vores varmesystem i Damhushave. 1. Det varme brugsvand (vandhanen og bruser) 2. Gulvvarmen 3. Vedligeholdelse & kontrol 4.

Læs mere

ØKONOMISK EVALUERING AF ESBJERG DØGNREHABILITERING

ØKONOMISK EVALUERING AF ESBJERG DØGNREHABILITERING ØKONOMISK EVALUERING AF ESBJERG DØGNREHABILITERING ESBJERG KOMMUNE ÅRHUS MAJ 2011 EPINION KØBENHAVN RYESGADE 3F DK-2200 KØBENHAVN N TLF. +45 87 30 95 00 TYA@EPINION.DK EPINION AARHUS SØNDERGADE 1A DK-8000

Læs mere

SIKKERHEDSDATABLAD CMT

SIKKERHEDSDATABLAD CMT PUNKT 1: Identifikation af stoffet/blandingen og af selskabet/virksomheden 1.1. Produktidentifikator Handelsnavn 1.2. Relevante identificerede anvendelser for stoffet eller blandingen samt anvendelser,

Læs mere

Indhold Problemstilling... 2 Solceller... 2 Lysets brydning... 3 Forsøg... 3 Påvirker vandet solcellernes ydelse?... 3 Gør det en forskel, hvor meget

Indhold Problemstilling... 2 Solceller... 2 Lysets brydning... 3 Forsøg... 3 Påvirker vandet solcellernes ydelse?... 3 Gør det en forskel, hvor meget SOLCELLER I VAND Indhold Problemstilling... 2 Solceller... 2 Lysets brydning... 3 Forsøg... 3 Påvirker vandet solcellernes ydelse?... 3 Gør det en forskel, hvor meget vand, der er mellem lyset og solcellen?...

Læs mere

Mandrup. Mandrup Arkitekt Ingeniør Tlf.: 86 60 15 88. Screening for PCB Søndermarksvej 21, 8800 Viborg Sags nr.:15035 Dato: 31.5.

Mandrup. Mandrup Arkitekt Ingeniør Tlf.: 86 60 15 88. Screening for PCB Søndermarksvej 21, 8800 Viborg Sags nr.:15035 Dato: 31.5. Rekvirent: Viborg Kommune Prinsens Allé 5 8800 Viborg Mandrup Screening for PCB Søndermarksvej 21, 8800 Viborg Sags nr.:15035 Dato: 31.5.2015 Mandrup Tlf.: 86 60 15 88 Randersvej 12 www.jensmandrup.dk

Læs mere

HELBRED OG INDEKLIMA. Du kan reducere sygefraværet og forbedre indeklimaet hos dine medarbejdere med den rette luftfugtighed

HELBRED OG INDEKLIMA. Du kan reducere sygefraværet og forbedre indeklimaet hos dine medarbejdere med den rette luftfugtighed HELBRED OG INDEKLIMA Du kan reducere sygefraværet og forbedre indeklimaet hos dine medarbejdere med den rette luftfugtighed Helbred, indeklima og luftkvalitet Godt indeklima betaler sig Produktiviteten

Læs mere