Oprydning af benzinforurenede grunde - Centre for Environmental ...

Oprydning af
benzinforurenede
grunde
+ § =
Benz(a)pyren
Miljølære: Aarhus Universitet
Aruwa Gulamhusein (Kemi)
Margrethe Skovbjerg (Miljømedarbejder)
Anders Ryelund (Statskundskab)
Niels –Erik Kirstein Nielsen (Biologi)
Vejleder: Niels Tvis Knudsen, geolog (Geologisk Institut)

MILJØLÆRE
AARHUS UNIVERSITET
Finlandsgade 12-14
8200 Århus N
Phone: +45 8942 4424
ENVIRONMENTAL STUDIES
UNIVERSITY OF AARHUS
FINLANDSGADE 12-14
DK-8200 AARHUS N
DENMARK
e-mail: miljolare@au.dk
Web site: www.miljolare.au.dk
Udgiver: Milljølære, februar 2002
Tryk:
Fysisk Institut, Aarhus Universitet
Antal: 50
ISBN: 87-7785-131-5

Oprydning af
benzinforurenede
grunde
Miljølære: Aarhus Universitet
Aruwa Gulamhusein (Kemi)
Margrethe Skovbjerg (Miljømedarbejder)
Anders Ryelund (Statskundskab)
Niels –Erik Kirstein Nielsen (Biologi)
Vejleder: Niels Tvis Knudsen, geolog (Geologisk Institut)

Indholdsfortegnelse
1. Indledning……………………………………………………… 1
1.1 Formålsbetragtninger og problemformuleringer…………… 1
1.2 Analyseramme……………………………………………….. 2
2. Oliekomponenter……………………..………………………… 4
2.1 Beskrivelse og klassifikation af olie………………………… 4
2.1.1 De alifatiske kulbrinter…………………………… 5
2.1.2 De aromatiske kulbrinter…………………………. 6
2.2 Beskrivelse og klassifikation af benzin…………………….. 9
2.2.1 Additiver, som tilsættes benzin………………….. 10
2.3 Beskrivelse og klassifikation af dieselolie………………….. 11
2.3.1 Additiver, som tilsættes dieselolie………………. 11
2.4 Den typiske stofsammensætning af benzin og dieselolie…… 13
3. Olieforureningens transport og nedbrydning i jord………… 15
3.1 Olieforureningens transport i jord………………………….. 15
3.1.1 Jordbundsforhold i Danmark…………………….. 15
3.1.2 Olieforureningens opløselighed i jord…………… 17
3.2 Bionedbrydning i jord af forureningskomponenterne
fra diesel og benzin………………………………………….. 18
3.2.1 Bionedbrydning………………………………………. 18
3.2.2 Abiotisk nedbrydning…………………………………. 20
3.2.3 Aerob og anaeraob biokemisk nedbrydning………… 21
3.2.4 Specifik bionedbrydning……………………………. 22
3.3 Nedbrydning i vand af forureningskomponenterne fra olie
og benzin……………………………………………………. 26
3.3.1 Betydningen af stofkoncentrationen for nedbrydningen. 26
3.3.2 Udledning af forureningskomponenter fra
olie- og benzin til vandmiljøet……………………….. 27
3.4 Sammenfatning……………………………………………… 28
4. Effekten på sundhed og miljø af de kemiske
stoffer i olie og benzin………………………………………….. 29
4.1 Jordforureningens sundhedsskadelige effekter
fra kontaminerede afgrøder…………………………………. 29
4.2 Toksikologiske effekter og vurderingen af
forureningens skadelige effekter på mennesker……………. 31
4.2.1 Toksikologiske effekter……………………………….. 31

4.2.2 Risikovurdering……………………………………….. 32
4.2.3 Generel vurdering af forureningskomponenternes
effekt på mennesker…………………………………….. 35
4.2.4 Specifikke skadevirkninger……………………………. 38
4.2.5 Specifik risikovurdering af effekterne
af BTEX ´erne og PAH ´erne………………………….. 39
4.3 Sammenfatning………………………………………… 41
5. Lovgivning og finansiering indenfor jordforureningsområdet.. 42
5.1 Den tidligere lovgivning………………………………… 42
5.1.1 Den tidligere lovgivnings betydning for regulering af
benzinforurenede grunde……………………………. 42
5.2 Den nye jordforureningslov………………………………… 43
5.2.1 Den offentlige indsats………………………………… 43
5.2.2 Regulering af fremtidige jordforureninger……………. 44
5.2.3 Regulering af eksisterende forureninger………………. 46
5.3 Forebyggelse af jordforureninger fra benzinstationer…..…… 46
5.4 Ansvarsplacering……………………………………………. 48
5.4.1 Udvikling i lovgivningen……………………………… 48
5.4.2 Fortidens synder………………………………………. 49
5.4.3 Retsstillingen for gamle forureninger………………… 50
5.5 Finansiering af oprydning…………………………………… 51
5.5.1 Bygherre finansieret oprydning……………………… 51
5.5.2 Frivillige aftaler………………………………………. 52
5.5.3 Offentlige finansieret oprydning…………………….. 52
5.6 Sammenfatning……………………………………………… 53
6. Oliebranchens Miljøpulje……………………………………… 55
6.1 Baggrund for Oliebranchens Miljøpulje……………………... 55
6.2 Aftalegrundlaget…………………………………………….. 56
6.3 Organisering af OM…………………………………………. 57
6.4 Tilmelding til Oliebranchens Miljøpulje……………………. 58
6.4.1 Grunde omfattet af OM-ordningen…………………… 58
6.4.2 Tilmelding af grunde til OM-ordningen……………… 58
6.5 Miljøprioritering af de tilmeldte grunde……………………. 62
6.5.1 Tre prioriteringsniveauer……………………………… 62
6.5.2 Prioriteringskriterier………………………………….. 62
6.5.3 Dynamisk prioriteringssystem………………………… 64
6.6 Grønne afgifter og Oliebranchens Miljøpulje………………. 65
6.6.1 Hvad er en grøn afgift ………………………………. 65
6.6.2 Finansiering af OM og grønne afgifter………………. 66

6.6.3 Problemer med OM-finansieringen som reel grøn afgift.. 67
6.7 Sammenfatning………………………………………………. 68
7. Oprydning af forurenede benzingrunde……………………… 69
7.1 Sagsforløbet ved oprydning af forurenede benzingrunde……. 69
7.1.1 Sagsforløbet vedrørende benzingrunde,
som er tilmeldt OM……………………………………. 69
7.1.2 Sagsforløbet vedrørende benzingrunde,
som ikke er tilmeldt OM……………………………….. 71
7.2 Faserne i oprydning af forurenede benzingrunde……………. 74
7.2.1 Orienteringsfasen……………………………………… 75
7.2.2 Undersøgelsesfasen……………………………………. 76
7.2.2.1 Prøvetagning af jord, vand og luft……………… 76
7.2.2.2 Analyse af jord, vand og luft……………………. 77
7.2.2.3 Risikovurdering…………………………………. 80
7.2.2.4 Farlighedsvurdering…………………………….. 81
7.2.3 Afværgefasen…………………………………………. 81
7.3 Sammenfatning………………………………………………. 85
8. Evaluering af Oliebranchens Miljøpulje……………………… 86
8.1 Status…………………………………………………………. 86
8.2 Vurdering af målopfyldelse i forhold til aftalegrundlaget…… 89
8.3 Konsekvenser af særskilte miljøaftaler……………………… 90
8.4 Er OM-ordningen omfattende nok …………………………. 91
9. Alternative oprydningsmodeller……………………………….. 94
9.1 Genåbning af tilmelding til OM……………………………… 94
9.2 Kan OM-ordningen overføres til andre brancher……………. 95
9.3 Superfond modellen…………………………………………. 96
9.3.1 De fem søjler i CERCLA……………………………… 96
9.3.2 Indsatsen under CERCLA……………………………... 98
9.4 Vurdering af de alternative oprydningsmodeller……………. 98
10. Konklusion…………………………………………………… 100
11. Litteraturliste…………………………………………………. 103

1. Indledning
Med udbredelsen af automobiler i 1940 og 50`erne skød en række tankstationer
op over hele landet. Det anslås, at der har været solgt benzin fra ca. 12000
lokaliteter rundt om i Danmark. I dag er antallet af tankstationer reduceret til ca.
2500. Fortidens manglende opmærksomhed på nedsivning fra
påfyldningsområdet og fra utætte tanke har bevirket, at der i dag eksisterer et
betydelig antal forurenede grunde. Først indenfor de sidste 10 år har man fra
myndighedernes side indset omfanget af disse forureninger og behovet for at
gøre noget ved problemet.
1.1 Formålsbetragtninger og problemformulering
I lyset af det faktum, at der eksisterer en stor mængde nedlagte og eksisterende
tankstationer i Danmark, der alle er potentielle forurenere, er det intentionen
med dette projekt, at belyse hvilke typer forurening, der stammer fra olie- og
benzinforurenede grunde og evaluere de sundhedsmæssige risici ved denne
forurening. Det er endvidere intentionen, at belyse de samfundsmæssige
problemstillinger, der er dukket op i forbindelse med disse forureninger og
oprydningen af forureningerne.
For at kunne leve op til dette formål og disse intentioner vil projektet besvare
følgende problemstillinger. For det første vil vi søge svar på spørgsmålet: Er
olie- og benzinforurenede grunde et sundhedsproblem og i givet fald hvordan
kommer dette sundhedsproblem til udtryk Besvarelsen af dette spørgsmål har
betydning for hvilken indsats, der er påkrævet for at imødegå eventuelle
forureningsproblemer. Efterfølgende vil vi besvare spørgsmålet: Hvordan
håndteres de praktiske og forvaltningsmæssige problemer med benzin og
olieforurenede grunde Dette vil sluttelig lede ud i en evaluering af de
eksisterende ordninger og besvarelse af spørgsmålet: Hvad er effekten af de
1

iværksatte initiativer, og er effekten optimal i forhold til det samlede
ressourceforbrug indenfor jordforureningsområdet
1.2 Analyseramme
Vi vil i opgaven benytte DPSIR analyserammen som vores metodiske værktøj.
DPSIR står for Driving force, Pressure, State, Impact og Response. Drivkraften
i analyserammen er sammenhængen mellem de forskellige aspekter af en
forurening. De forskellige aspekter hænger sammen. Figur 1.1 nedenfor
illustrerer tankegangen. Udformningen af samfundets aktiviteter i form af
produktion og forbrug hænger direkte sammen med den påvirkning og
belastning (pressure) af miljøet, der sker i form af udledning af fremmedstoffer.
Denne belastning påvirker miljøtilstanden (state) og en ændring af
miljøtilstanden vil have en indvirkning (impact) på menneskers sundhed.
Tankegangen i analyserammen er, at et miljøproblem ikke fyldestgørende kan
beskrives med et af analyserammens aspekter. De forskellige aspekter er vævet
sammen og påvirker hinanden.
Figur 1.1: DPSIR analyseramme
Driving force Pressures State Impacts
Samfundets
aktiviteter:
Teknologi
Produktion
Forbrug
Livsindstilling
Påvirkning
af miljøforhold:
Udledning
Forurening
Belastning
Miljøkvalitet:
Natur
mængde og
kvalitet
Levevilkår:
Sundhed
Risiko
Response
Problemets alvorlighed – Tilpasning til miljøforhold – Ændringsmuligheder
Velfærdsøkonomisk prioritering
Kilde: Peder Andersen, 2000
2

Ved at benytte denne analyseramme kommer vi omkring alle aspekter af
problemerne omkring olie og benzinforurenede grunde, og vi sikrer derved et
helhedsorienteret og tværfaglig analyse af det forhåndenværende miljøproblem.
Figur 1.2 herunder viser hvordan vi påtænker at bruge DPSIR analyserammen til
at løse de problemstillinger vi har oplistet ovenfor.
Figur 1.2: DPSIR analyseramme med projektets formålsbetragtninger
Driving force Pressures State Impacts
Behov for
brændstof til
biler.
Tanke på
Hvilke
typer af
stoffer
stammer fra
Hvad påvirker
forureningens
udformning
Er disse
forureninger
et sundhedsproblem
benzintank-
stationer.
stationer
Opsamling af
spild.
Regulering af
tankanlæg
Response
Hvordan håndteres de praktiske og forvaltningsmæssige problemer med olieog
benzinforurenede grunde Hvad er effekten af de iværksatte initiativer
3

2. Oliekomponenter
Viden om de enkelte stoffers kemiske og fysiske egenskaber i oliekomponenter
bliver anvendt, når der skal foretages en vurdering af jordforureningens
udbredelse, ved vurdering af jordforureningens eventuelle miljøeffekter og ved
vurdering af, hvilken metode, der skal anvendes i forbindelse med oprydning af
en forurenet benzingrund.
For at forureningsstoffer fra olieprodukter kan udøve en miljøeffekt, skal de
kunne nå frem til målorganismen, som kan være mennesket. Stoffernes
mobililtet i miljøet er derfor afgørende for deres potentielle effekt på mennesker.
Mobiliteten af forureningsstoffer i olieprodukter kan ofte forudsiges ud fra
stoffernes fysiske og kemiske egenskaber.
I de følgende afsnit beskrives og klassificeres de kemiske stoffer i olie, benzin
og dieselolie, som på benzinstationer kan udgøre et muligt forureningsproblem.
2.1 Beskrivelse og klassifikation af olie
Olieprodukter fremstilles af råolie ved destillation og krakning af råolien. Ved
destillation og krakning af råolien kommer olieprodukterne til at bestå af en
blanding af mange forskellige kulbrinter m.m. Krakning er en proces, hvor de
større molekyler spaltes til mindre molekyler.
Olie er et råstof, der bl.a. består af organiske stoffer, som udgør langt den
overvejende del i olien. Organiske stoffer indeholder kulstof (C) og brint (H)
som samlet benævnes kulbrinter. Kulstof besidder en ganske særlig ”evne” til at
danne forskellige kemiske forbindelser, som bl.a. anvendes i olie- og
benzinfremstillingen. Olie består også af en række andre forbindelser såsom
nitrogen , ilt eller svovl, samt enkelte metalforbindelser.
4

Den præcise sammensætning af de enkelte typer olieprodukter afhænger bl.a. af
den råolie, som anvendes til fremstillingen, og af den anvendte
fremstillingsmåde (Miljøstyrelsen, Nr.48, 1994).
Dette afsnit vil imidlertid kun beskæftige sig med de organiske stoffer i olien,
fordi de udgør den største andel af olien. De organiske stoffer kan groft deles op
i de alifatiske kulbrinter og de aromatiske kulbrinter (Jensen, 2000).
2.1.1 De alifatiske kulbrinter
De alifatiske kulbrinter består af alkaner og alkener. Alkaner og alkener består
af kulstof(C) og brintatomer (H). Gasformige alkaner findes opløst i olien, og
der findes alkaner med op til 30 til 40 kulstofatomer. En væsentlig del af benzin
indeholder alkaner med 6,7 og 8 kulstofatomer(Mygind,1984). Alkanerne er
mættede, hvilket betyder at de indeholder enkeltbindinger mellem
kulstofatomerne. Alkenerne er umættede, hvilket betyder at de indeholder
dobbeltbindinger mellem kulstofatomerne. Kulstofatomerne i alkaner og alkener
kan enten kan være bundet sammen i lige eller forgrenede kæder eller i
ringstrukturer (Jensen, 2000). Figur 2.1 giver eksempler på nogle alifatiske
kulbrinter.
5

Figure 2.1: Alifatiske Kulbrinter
H
H
C
H
H
Methan
Cyclohexan
H
H
C
H
H
C
H
H
C
H
H
C
H
H
C
H
H
Pentan
H
H
C
H
H
C
C
H
H
C
H
H
2-Buten
1-Hexen
Tabel 2.1: Udvalgte fysiske og kemiske egenskaber for visse alifatiske
kulbrinter.
Stof Molvægt
JPROšï
Kogepunkt
°C
Methan 16 -164
Propan 44 -189
n-Butan 58 -0,5
n-Pentan 72 36,1
Cyclohexan 84 80,7
Hexen 84 63,4
Tabel 2.1 (Jensen, 2000).
Vandopløselighed
0J/šï
24
67
61
41
55
50
Log K(ow) *
1,09
2,36
2,89
3,62
3,44
3,39
*noktanol: vandfordelingskoeficienten (høj Log K = høj fedtopløselighedsgrad)
2.1.2 De aromatiske kulbrinter
Det karakteristiske for de aromatiske stoffer er det særlige ”ringformede”
elektronsystem. De aromatiske kulbrinter kan underopdeles i monoaromatiske
kulbrinter, polycykliske kulbrinter og NSO-heterocykliske kulbrinter.
6

De monoaromatiske kulbrinter (BTEX`erne):
De monoaromatiske er enringede aromatiske kulbrinter, som ofte i daglig tale
kaldes BTEX’erne. BTEX er en forkortelse af benzen, toluen, ethylbenzener og
xylener. Stofferne i BTEX består af en enkelt benzenring. For alle BTEX`erne
med undtagelsen af benzen, er benzenringen mere eller mindre
alkylsubstituerede. At benzenringen er alkylsubstiturede betyder, at et H–atom
kan blive substitueret med et alkylgruppe (Jensen, 2000). En alkylgruppe er
denne gruppe atomer, som er tilbage, når der er fjernet et H-atom fra en alkan.
Som eksempel kan nævnes methylgruppen (CH 3 -). Alkylgruppen formes ved at
et H-atom fjernes fra methan (CH 4 ) (Mygind, 1984).
Figur 2.2: Strukturformler for nogle af de mest almindelige BTEX’er.
CH 3
CH 3
CH 3
Benzen
Toluen
o-xylen
CH 3
CH 3
CH 2 -C H 3
CH 3
1,2,3-Trim ethylbenzen
E thylbenzen
Tabel 2.2:Udvalgte fysiske og kemiske egenskaber for BTEX’er.
Stof
Molvægt,
Kogepunkt,
Vandopløselighed,
Log K(ow)
JPROšï
°C
0J/šï
Benzen
78
80,1
1780
2,13
Toluen
92
110,8
470
2,69
o-xylen
106
144,4
175
2,77
m-xylen
106
139
135
3,20
p-xylen
106
138,4
198
3,15
ethylbenzen
106
136,2
152
3,15
Tabel 2.2 (Jensen,2000)
7

De polycykliske kulbrinter(PAH-forbindelser):
De polycykliske aromatiske kulbrinter er flerringede aromatiske kulbrinter, som
i daglig tale kaldes PAH-forbindelser. At PAH-forbindelserne består af
højmolekylære flerringede aromatiske kulbrinter betyder, at kulbrinterne består
af to eller flere usubstituerede benzenringe (Jensen, 2000). I figur 2.3 vises
strukturformler for nogle udvalgte PAH-forbindelser.
Figur 2.3: Strukturformler for udvalgte PAH-forbindelser
Naphtalen
Pyren
Benzo[a]anthracen
Benzo[a]pyren
Tabel 2.3: Udvalgte fysiske og kemiske egenskaber for PAH.
Stof
Molvægt,
Kogepunkt,
Vandopløselighed,
Log K(ow)
JPROšï
°C
0J/šï
Naphthalen
128
218
31,7
3,5
Pyren
202
393
0,135
4,90
Benzo[a]anthracen
228
435
0,014
5,61
Benzo[a]pyren
252
496
0,004
6,50
Tabel 2.3 ( Jensen,2000).
8

De NSO-heterocykliske kulbrinter:
Heterocykliske forbindelser er ringstrukturer, som er en kombination af flere
slags atomer. Aromatiske forbindelser , der indeholder kvælstof (N), svovl (S)
eller ilt (O), kaldes med en fællesbetegnelse NSO-forbindelser (Jensen, 2000).
Figur 2.4: Eksempler på nogle udvalgte NSO-heterocykliske forbindelser.
H
N
Indol
Q uinolin
N
N
Pyridin
H
N
Carbazol
O
Benzofuran
Tabel 2.4: Udvalgte fysiske og kemiske egenskaber for visse NSOforbindelserne.
Stof Molvægt,
JPROšï
Pyridin 79
Indol 117
Quinolin 129
Carbazol 167
Benzofuran 118
Tabel 2.4(Jensen, 2000)
Vandopløselighed,
0J/šï
Blandbart
2000
6840
1,2
224
Log K(ow)
0,63
2,00
2,03
3,29
2,67
2. 2 Beskrivelse og klassifikation af benzin
Benzin består af en blanding af råolieprodukter, som har gennemgået
forskellige processer, herunder destillation og krakning. Sammensætning af
benzin er meget forskelligt, idet et benzinprodukt med de ønskede tekniske
egenskaber kan opnås ved en række forskellige formuleringer. De dominerende
9

indholdsstoffer i benzin, er alkaner (C 6 -C 12 ), BTEX-aromater og C 9 aromaterne
(Miljøstyrelsen, nr.48, 1994).
Benzin har en lav viskositet og er en flygtig, let antændelig væske med en
karakteristiske lugt (Miljøstyrelsen, projekt nr.223, 1993).
2.2.1 Additiver, som tilsættes benzin
Benzin kan indeholde en lange række tilsætningsstoffer (additiver), for at kunne
tilfredsstille forskellige tekniske krav. Bly har i mange år været anvendt som
antibankningsmiddel i benzin. Mængden af tilsat bly var tidligere 0,56 g/l i
gennemsnit. I dag indeholder blyholdig benzin max. 0,15 g/l og blyfri benzin
max. 0,013 g bly/l (Miljøstyrelsen, nr.11, 1998).
Methyl-tert-butylether (MTBE) er et oxygenat, som udvindes af olie. MTBE
bliver i dag tilsat benzin for at forøge oktantallet i stedet for tetra-ethylbly, som
blev udfaset i slutningen af 70’erne. MTBE har en meget høj vandopløslighed
på en factor 10-20 højere end benzen, dvs. på 25000-50000 mg Lع, og betragtes
derfor som meget mobilt i luft, jord og vand (Jensen, 2000).
Figur 2.5: MTBE
CH 3
CH 3 O C CH 3
CH 3
Tabel 2.5: De enkelte additivers formål.
Formål
Antibankningsmiddel
Hindring af blybelægning (300-600)
Komponent
Tetraethylbly
Tetramethylbly
Ethere
Alkoholer
1,2-dibromethan
10

mg/kg (kun tilsæt blyholdig benzin)
Oxydanter
Antitrustmidler (4-10mg/kg)
Antioxidanter (12-20 mg/kg)
Antifrostmidler (16-60 mg/kg)
Smøremidler
Metal deactivator (4-16 mg/kg)
(Miljøstyrelsen, Nr. 11, 1998)
Methanol
Tertiær butyl alcohol
MTBE
aminer af fede syrer
sulfonater
akrylcarboxylater
orthoalkylerede fenoler
para-phenylendiamid
alkoholer
amider/aminer
glycoler
Let mineralolie
alicycliske kulbrinter
N,N’-disalicykliden-1,2-
diaminopropan
2. 3 Beskrivelse og klassifikation af dieselolie
Dieselolie er en gasolie, fremstillet ved en sammenblanding af forskellige
fraktioner opnået under raffinering af råolien, hvor destillationsfraktioner er
dominerende, mens krakkede fraktioner kan udgør mindre andele. De
dominerende indholdsstoffer i dielselolie er alkaner med 10 til 18 kulstofatomer
og polycycliske og polyaromatiske kulbrinter (Miljøstyrelsen, nr.48, 1994).
2.3.1 Additiver, som tilsættes dieselolie
Additiver anvendes i små mængder for at forbedre dieselolies kvalitet. I den
følgende tabel 2.6 er angivet, hvilket formål de enkelte additiver har, samt
hvilke grupper de vedrører.
11

Tabel 2.6: Additiver i dieselolie
Formål
Komponent
Flowforbedrende stoffer -ethylen vinyl acetat polymere, max. 500ppm
-langkædede polyesterderivateraf eddikesyre
og umættede C 16 alkoholer
-polyolefin ester derivat af 2-ethylhexylacrolat
Antistatiske stoffer
-Cr og Ca salte af mono- og di-
(typisk 1-5ppm)
alkylsalicylsyre og dodecyl sulfosuccinsyre
-toluen
-alkyl benzen sulfonat
-højmolekylære polysulfoner
-polyamin
-polyamid
-karboxylat
-karboxylsyrer i aromatiske olier
Antioxidanter (9-25 ppm) -2,4-dimethyl-6-tert-butylphenol
Stabilitetsforbedrende (50 ppm) -polymetacrylat stoffer
-polyisobuten
-alkanolamin
-amid
-karboxylater
Aske modificerer (300 ppm) -zink diaryl dithiophosphat
-phenoler
-carboxylater
Tænding (cetane) (200- -organiske nitrater
800ppm)
Blandede formål (20-200 ppm) -styren/ester copolymer
Beskyttende mod slid (0,1 -polymer ester
vol%)
Smørende (0,03 wt%) -phosphat ester amid neutraliseret med
langkædet amin
Metalinaktivater (6ppm) -N, N-disalicylidene-1,2-propandiamin
12

Biocider
(Miljøprojekt nr. 223, 1993).
-thiazin derivater
2.4 Den typiske stofsammensætning af benzin og dieselolie
I de følgende tabeller vises sammensætningen af de forskellige stoffer i benzin
og dieselolie. Fordelingen mellem de 3 kulbrinter fraktioner varierer mellem
forskellige olieprodukter. Som det kan ses i tabellen udgør de alifatiske
kulbrinter en større del af benzin end af dieselolie.
Tabel 2.7. Typiske fordeling af kulbrintefraktioner for benzin og dieselolie.
Komponent Benzin (vægt %) Dieselolie (vægt %)
Alifatiske Kulbrinter
-forgrenede
-uforgrenede
herunder hexan
Alicycliske kulbrinter
Aromatiske kulbrinter
26-43
7-21
3-7
2-6
29-54
22
8
31
25-38
Tabel 2.7 (miljøstyrelsen, Nr.11, 1998)
Tabel 2.8: Typisk koncentrationer af lettere aromatiske kulbrinter i benzin
og dieselolie.
Komponent Benzin (vægt %) Dieselolie (vægt%)
Benzen
Toluene
o-xylen
m-xylen
p-xylen
m/p-xylen
naphthalen
1-methylnaphthalen
2-naphthalen
2-6
0.7-1.05
5-6
12
5
0.4
0.02-0.1
0.07
0.08
0.07
0.2-0.4
0.81
1.9
13

dimethylnaphthalener
trimethylnaphthalener
flourener
indaner, tetraliner
dinaphthalener benzener
acenaphthener
acenaphthalener
benzothiophener
(Miljøstyrelsen, Nr.11,1998)
3-3.5
1.8
0.4
7.3
4.6
3.8
5.4
0.9
Tabel 2.8 viser, at BTX`erne dvs. benzen, toulen og xylener ses i større
koncentration i benzin end i dieselolie.
Tabel 2.9: Eksempler på typisk fundne koncentrationer af PAHforbindelser
i benzin og dieselolie.
Komponent Benzin (mg/kg) Dieselolie (mg/kg)
Anthracen
Phenanthren
1-methylphenanthern
2-methylphenanthern
3-methylphenanthern
4-methylphenanthern
Flouranthen
Pyren
Benz(a)anthracen
Chrysen
Triphenylen
Benz(a)pyren
Benz(e)pryen
2-3,5
20-28
4,2
10
9
1,5
0,5-1,0
2-17
0,05-0,4
0,07-3
0,04
0,2
0,2-7
429
173
7677
37
41
1,2
2,2
1,4
0,6
0,1
Tabel 2.9 (miljøstyrelsen, nr.11, 1998).
14

3. Olieforureningens transport og nedbrydning i jord
Som beskrevet i forrige afsnit består olie og benzin af forskellige komponenter
med forskellige fysiske og kemiske egenskaber, som er afgørende for deres
mobilitet i miljøet. Komponenterne i olie og benzin kan - afhængig af deres
bindingsevne til det organiske stof i jorden, deres vandopløselighed og deres
nedbrydningsevne- udvaskes til grundvandet med større eller mindre hastighed.
3.1 Olieforureningens transport i jord
Nedsivningsgraden af olieforureninger i jord er udover de kemiske og fysiske
egenskaber også afhængig af de geologiske forhold i det pågældende område.
3.1.1 Jordbundsforhold i Danmark
Landskabsudformningen som den fremstår i dag er især præget af de to sidste
istider Saale (200000 til 125000 år siden) og Weichsel (115000-10000 år siden)
(Larsen,1994). Landskabet er blevet formet af gletscher isens bevægelser
hvorved en række landskabstyper er opstået. Landskabstyperne kan groft
opdeles i 4 hovedkategorier: Bakkeøer, hedesletter, smeltevandsdale og
morænelandskab. Bakkeøer er et morænelandskab dannet før sidste
gletscherfremstød og ikke berørt af hverken nye gletschere eller smeltevand.
Hedesletter er smeltevandsletter, der har ligget foran gletscherranden.
Smeltevandet fra gletscherne har aflejret en del materiale på disse sletter, og
disse aflejringer er karakteriseret ved at være sorteret i afgrænsede lag med ens
kornstørrelser. Det er karakteristisk for smeltevandsaflejringerne, at de består af
sand og grus, hvilket er materialer vand og andre væsker let kan trænge
igennem. Smeltevandsdalene var hovedafløb fra gletscherne og vandet
strømmede både under isen og foran isranden. Disse smeltevandsdale er
karakteriseret af vandets erosion. Vandet har skåret gennem de tidligere
geologiske lag, og dermed blotlagt forskellige typer af materiale.
15

Morænelandskab er “betegnelsen for de landskabstyper, der er dannet direkte
ved isens eroderende og aflejrende virkning” (Knudsen,1998). Morænelandskab
er dermed karakteriseret ved et meget uregelmæssigt materiale sammensætning.
Der er lommer af ler, sten, sand og grus i forholdsvis uforudsigelige mønstre.
Disse materialer har forskellige porrestørrelser og ledningsevne for væsker
(Knudsen,1998 og Århus amtskommune,1984).
De store forskelle på jordbundsforholdene over små geografiske afstande gør det
vanskeligt at håndtere forureningerne fordi forureningerne forskellige steder vil
få forskellig betydning og kræve forskellige indgreb. Geologiens betydning for
transporten af forureningen kan illustreres af følgende to eksempler.
Eksempel nr. 1:
En utæt olieudskiller installeret ved afløb fra en service station har givet
anledning til betydelig jordforurening. Olieudskilleren har til formål at opsamle
olie og benzin, der bliver spildt, inden det løber ud i kloakken. En olieudskiller
skal tømmes med mellemrum for at være effektiv. Forureningen er ret lokal
omkring udskilleren i de øverste 1,5m, men på grund af de geologiske forhold er
forureningen alligevel meget udbredt. De øverste 1,5m består af en siltholdig
moræneler. Derunder findes et sandlag som når til mindst 4 meters dybde. Cirka
2,5 meter nede i sandlaget står grundvandspejlet. Moræneleret er blevet
gennembrudt, da olieudskilleren blev installeret. Bunden af udskilleren har
derved direkte kontakt til sandlaget. Omkring udskilleren er der fyldt op med
sand. Derved kan olie og benzin, der løber ud af den overfyldte eller utætte
udskiller, frit bevæge sig nedad indtil det når grundvandspejlet i sandlaget.
Olieprodukter er lettere end vand og flyder derfor ovenpå. Det vil sige, at
olieprodukter, der er sivet gennem jorden ned til grundvandet, vil bevæge sig i
16

porerne over vandet i grundvandets strømningsretning. Samtidig vil en del af
oliens bestanddele (især aromater) blive opløst i vandet, og en del af olien vil
blive emulgeret (Stilling, 1989).
Eksempel nr. 2:
I dette tilfælde er der tale om olie/benzinprodukter, der er trængt ned gennem
bunden af en tankgrav videre til et marint sandlag. Under sandet ligger
moræneler. Det er tydeligt, at forureningen omfatter hele sandlaget, men er
standset af leret. Faktisk er forureningen fanget i en skålformet fordybning i
moræneleret. Forklaringen er at vandbevægelsen foregår i sandet, og at
moræneleret er vanskelig gennemtrængeligt i våd tilstand (Stilling, 1989).
Som det fremgår af eksemplerne, spiller de geologiske forhold en væsentlig
rolle.
Eksempel 1 Eksempel 2
Figur 3.1 (Stilling, 1989).
3.1.2 Olieforureningens opløselighed i jord
Flygtighed og vandopløselighed af de enkelte komponenter i benzin og gasolie
er afgørende for, hvorledes de enkelte stoffer opfører sig i jorden, idet let
flygtige stoffer hovedsageligt vil fordampe, mens vandopløselige stoffer vil
17

transporteres bort pga. udvaskning. For en ældre forurening vil de lettere
komponenter- herunder benzen- i vid udstrækning være forsvundet pga.
afdampning, hvorfor de tungere fraktioner , der indeholder højere aromater vil
restere i jorden i en relativ tør koncentration (miljøstyrelsen, projekt 223, 1993).
PAH’er er betydelig mindre vandopløselig end benzen. Methanol, MTBE
(methyl-tert-butylether), TBA (tert-butylalkohol) er meget højt vandopløselig.
De når grundvandet først og i størst mængde. BTEX’erne er meget mobile i
miljøet på grund af deres relativt høje vandopløselighed og flygtighed, hvilket
betyder, at de kan spredes hurtigt og langt i miljøet. Af Miljøstyrelsens
redegørelse om affaldsdepoter fra 1996 (Affaldsdepoter, 1996), fremgår , at
denne stofgruppe udgør den fjerde hyppigst forekommende forureningstype, idet
der på 8% af de forurenede grunde er konstateret BTEX’er (Miljøstyrelsen,
projekt 223, 1993).
3.2 Bionedbrydning i jord af forureningskomponenterne fra olie/benzin
Organiske forureninger kan nedbrydes mikrobielt afhængig af olie/benzin
stofsammensætningen. Der redegøres i dette afsnit for nogle basale biologiske
og abiotiske begreber ved den generelle bionedbrydning samt for den mere
specielle bionedbrydning, der finder sted for de enkelte komponenter i
stofsammensætningen i forurenet jord. Den biokemiske nedbrydning og en
sammenfattende karakteristik af de specifikke forureningskomponenter
(BTEXérne og PAHérne) samt nedbrydningen i vand nævnes afslutningsvis.
3.2.1 Bionedbrydning
Mikrobiel nedbrydning af forureningskomponenter afhænger af de bakteriepopulationer,
der har habitat (levested) i de øvre umættede til nedre mættede
jordlag nær grundvandet, hvor de lever tilpasset substratvilkårene
18

(fødegrundlaget) i størst antal i de overfladenære jordlag. I den umættede zone
findes rumligt adskilte bakteriepopulationer med stor variation mellem antal,
artssammensætning og aktivitet.
Jordforureningskomponenterne udnyttes af populationerne som substrat, hvor
stofferne indgår dels som elektrondonor i en energifrigørende reduktionsoxidations
proces (redox-proces), dels som kulstofkilde, ved at stofferne i
oxideret form optages og udnyttes af bakterierne (Kjeldsen, 1996). Da
komponenterne fra olie og benzinforureningen ofte optræder i blandinger sker
der en sekventiel nedbrydning først af de lettest omsættelige hydrocarboner
(BTEX) og derefter nedbrydes de svært nedbrydelige forureningskomponenter
(PAH), som beskrevet senere.
Cometabolisme (mikroorganismers samtidige nedbrydelse af flere stoffer til
forskellige formål) sker hvor komponenterne ikke indgår som energi eller
kulstofkilde, men ved enzymatisk nedbrydning omsættes til primær substrat
(Aamand & Jørgensen 1987). For eksempel nedbrydes trichlorethylen ved aerob
omsætning af toluen fra benzin som primær substrat. Nedbrydningen afhænger
af mineraliseringsgraden (graden af bakteriel nedbrydning af organisk stof til
uorganisk stof) som er betinget af den kemiske struktur og redox-forholdene
(Rubin 1982). Optimal mineralisering kan ske til CO 2 og H 2 O når stofferne i
olie og benzin omsættes fuldstændigt som primær substrat.
Redoxprocesserne er afgørende for bionedbrydelsen, hvorved bakterierne opnår
energi ved oxidation af organisk stof fra forurenings-komponenterne (under
sideløbende brug af kvælstof) og ved reduktion af elektronacceptorer, som under
aerobe forhold sker ved oxidation af komponenten med O 2 som elektronacceptor
under slutdannelse af H 2 O og CO 2 (Kjeldsen, 1996). Under anaerobe forhold er
19

elektronacceptorer NO 3 , SO 2- 4 og CO 2 med CH 4 -produktion, som vist senere i
figur 3.2. Energiudbyttet, som bakterierne opnår, afhænger af rækkefølgen af
termodynamiske processer, hvor det største energiudbytte sker under aerobe
processer til methanogene processer med laveste energiudbytte. I takt med
nedbrydningen af olie/benzin forureningskomponenterne forbruges
elektronacceptorerne som giver skift i redoxmiljøet. De mest reducerende
(methanogene) forhold findes hvor koncentrationen af olie/ benzin forureningen
er størst, mens de mest oxiderende (aerobe) forhold findes længere væk fra
forureningskilden med lavere organisk stof.
De fleste bakteriers optimale pH er 6-7, men ved nedbrydning af
forureningskomponenterne kan bakterierne skabe sure forhold, hvor pH < 5 kan
have begrænsende virkning på nedbrydningsraten, ligesom lave temperaturer i
vinterhalvåret nedsætter den bakterielle enzymaktivitet, så nedbrydningen af
forureningskomponenterne bliver langsommere. Andre begrænsninger er for
lave eller for høje koncentrationer af olie/benzin forurening, der kan virke
direkte toksisk på visse mikroorganismer. I disse tilfælde vil nedbrydningen
først kunne ske, når forureningskoncentrationen er mindsket på grund af fx
fortynding, adsorption og dispersion (spredning) (Miljøprojekt nr. 408, 1998).
3.2.2 Abiotisk nedbrydning
Abiotisk nedbrydning finder sted hvor mikroorganismer eller enzymer ikke er
involveret fordi disse ikke findes på habitaten i tilstrækkelig mængde eller er
dræbt fx på grund af for høj forureningskoncentration. Abiotisk nedbrydning
kan føre til, at nedbrydningsprodukterne er mere toksiske end de oprindelige
komponenter og de er generelt mere ustabile. Væsentlige abiotiske
nedbrydningsprocesser er hydrolyse, hvor en OH-gruppe fjernes, fotolytiske
20

eller fotokemiske naturlige processer i jordoverfladen, hvor UV-lys eksponerer
processen (Miljøprojekt nr. 408, 1998).
3.2.3 Aerob og anaerob biokemisk nedbrydning
Resultater af forsøg udført over 20 år viser, at der findes et vist forhold mellem
forureningskomponenternes kemiske struktur og bionedbrydeligheden (Wild,
1990). Aerob biokemisk nedbrydning sker hurtigst for alifatiske kulbrinter
(kæder evt. med sidegrene uden ringstruktur). Nedbrydningsraten sænkes for de
alicycliske forbindelser (med enkeltbindings ringstruktur) og er langsomst for de
aromatiske forbindelser (med dobbeltbindings ringstruktur). Anaerob biokemisk
nedbrydning af forureningskomponenterne sker langsomt eller slet ikke (Jensen
1987).
21

3.2.4 Specifik bionedbrydning
I første del af kap. 2 findes en mængdefordeling i olie og benzin af BTEX og
PAH-forbindelser, hvis særlige bionedbrydning beskrives i det følgende.
Bionedbrydning af BTEXérne:
Tabel 3.1: Bionedbrydningen af BTEXérne i olie/benzin forurenet jord:
Bionedbrydning Benzen Toluen Ethylbenzen O/m/p- xylener
1) Miljø Jord Jord Mangler data Jord
1) Initieringskonc
Mg/L
0,613 0,547 Mangler data 0,257/0,0002-
0,5/0,5
Redoxforhold Methanogen Meth. Nitrat
reducerende
Meth./aerobnitrat
red./nitrat
red.
1) Optimal temperatur 17 o C 17 o C Mangler data 17 o C/20 o C/20 o C
3) Bionedbrydelse ved forskellige redoxforhold
Aerob, O 2 -reduktion + + + +/+/+
Anaerob NO 3 -reduktion * + + */*/*
Anaerob SO 4 -reduktion //
Anaerob CH 4 -dannelse * * * *//
(Signaturer til redoxforhold. ++ : let nedbrydeligt, + : muligvis nedbrydeligt,
*: svært nedbrydeligt, : ikke undersøgt.)
1) Bionedbrydelse
(%/dage):
>99/840 >99/840 Mangler data >99/840,100/10,
100/20
4) Inhibering af 92 29 12 Mangler data
celledeling (mg/l)hos
Pseudomonas putida:
Lagfase inden start på Meget Flere Mangler data Lang
anaerob nedbrydning lang måneder
( 1) Jensen 1987, 2) Hutchins & Wilson 1991, 3) Flyvbjerg & Arvin 1989,
4) Verschueren 1983, 5) Andersen 1994)
22

Karakteristik af BTEX´erne i olie/benzin ud fra ovenstående tabeller:
Benzen (C 6 H 6 ) nedbrydes aerobt og er det langsomst nedbrydelige stof blandt
BTEX`erne (optimaltemp. 17 o C). Nedbrydelsen sker først ved hydrolysering,
hvor benzenringen brydes og derefter enzymatisk, hvor kulbrintekæden brydes
og dermed dannes lavmolekylære stoffer (Jensen 1987). Hvad angår hæmning af
mikrobiel aktivitet, som måles i form af 50% reduktion af methanproduktionen,
sker dette ved en koncentration på 92 mg/l benzen. Nederst i ovenstående tabel
fremgår det, at anaerob nedbrydning er meget langsommere end aerob
nedbrydning fordi der sker mikrobiel inhibering (bakteriernes aktivitet
nedsættes), som frembringer meget lang lagfase.
Toluen (methylbenzen C 6 H 6 CH 3 , benzenderivat ) er det letteste nedbrydelige
stof aerobt blandt BTEXérne ( optimaltemp. 17 o C ), mens den anaerobe
methanogene -og nitratreducerende nedbrydning til CO 2 havde adaptationstid på
flere måneder (Jensen 1987). Der er observeret fuldstændig mineralisering under
sulfat-reducerende forhold (Nielsen, 1995).
Xylener (ortho,meta,para-xylener, også kaldet 1,2-1,3-1,4 demethylbenzener):
nedbrydes ved oxidation af en methylgruppe først til methyl-catechol og derefter
til CH 3 CHO og CO 2 . Anaerob mineralisering (nedbrydelse) finder sted som for
toluen, dog med lidt langsommere rate for o-xylen, mens m-og p-xylen er
sværere nedbrydeligt (Nielsen 1995). Xylen inducerer (igangsætter) mikrobielt
en lang lagfase inden start på anaerob nedbrydning.
Ethylenbenzen (C 6 H 5 CH 2 CH 3 ) nedbrydes lidt lettere aerobt end benzen ved
oxidation af methylsidekæden og efterfølgende hydrolysering af ringen under
dannelse af intermediære (mellemstadie) produkter, hvor slutproduktet er
forskellige carboxylsyrer (Borden 1997).
23

Bionedbrydning af PAHèrne:
Tabel 3.2: Bionedbrydningen af PAH´er i olie/benzin forurenet jord
Bionedbrydning Naphtalen Phenanthren Benz(a)pyren Flouranthen
1) Middelhalveringstider
2,1 5,7 8,5 7,8
i slam
t ½ (år)
2) Bionedbrydelig:
(kolonidannende
Mangler
data
Mangler data Ingen
bakterier
Nogle arter
(over lang tid)
enheder bakterier
10 3 -10 5 cfu pr. g.
jord)
udnytter B(a)P
3) Bionedbrydelse v. forskellige redoxforhold:
Aerob, O 2 -red. ++ ++ * Mangler data
Anaerob NO 3 -red. */ Mangler data
Anaerob SO 4 -red. Mangler data
Anaerob CH 4 -dan. ** Mangler data
(Signaturer til redoxforhold. ++ : let nedbrydeligt, + : muligvis nedbrydeligt,
*: svært nedbrydeligt, : ikke undersøgt.)
( 1) Park 1990, 2) Kaestner 1994, 3) Flyvbjerg og Arvin 1989)
Karakteristik af PAH´erne i olie/benzin ud fra ovenstående tabeller:
PAH-komponenterne er karakteriseret som hydrofobe (vandskyende) med høj
affinitet (bindingsevne) for organisk stof, som betyder, at stofferne er lavmobile
i jordmiljøet og svært tilgængelige for mikrobiel nedbrydning (Madsen &
Kristensen, 1997).
Nedbrydning af PAHérne kræver aerobe forhold, hvor halveringstider, der
afhænger af jordens pH og indhold af organisk stof for 4 væsentlige olie/benzin
komponenter, findes i ovenstående tabel. Anaerobt sker nedbrydningen meget
24

langsomt eller slet ikke (Atlas, 1981) og afhænger af antallet af benzenringe,
hvor phenanthren er lettere nedbrydelig end benz(a)pyren, der er meget svært
nedbrydelig.
Aromater med stigende antal ringe har faldende nedbrydelighed og naphthalen
og phenanthren nedbrydes langsomt anaerobt ved methanogene processer med
længere lagfase, mens benz(a)pyren slet ikke nedbrydes (Jensen,1987). På grund
af meget få analyser af PAH´erne i olie/benzin nævnes kun følgende nærmere:
Naphthalen (C 10 H 8 , 2-ringet) er bionedbrydelig under aerobe forhold til CO 2 og
H 2 O og nedbrydes langsomt under denitrificerende forhold og halveringstiden er
ca. 2 år ved pH 5.8 (Wild 1990), mens in-situ microkosmos teknik ikke viste
potentiale for anaerob bionedbrydning (Nielsen 1992) og dette kan vurderes som
årsag til videre naphtalenpersistens i grundvand (Madsen 1996). Halveringstiden
er 2.1 år ved pH 5.8 (Wild 1990) med grænseværdier i jord på 10 ppm (50
mg/m 3 ) for hudoptagelse.
Benz(a)pyren (5-ringet) er meget svært nedbrydelig under aerobe forhold og
anaerobt næsten unedbrydeligt med halveringstid på over 8 år ved
cometabolisme. Den abiotiske nedbrydning er i mikrokosmosforsøg
(laboratorieforsøg i isoleret beholder), parallelforsøg (flere sideløbende
forsøgsrækker) og i forurenet jord tilsat slam påvist som særdeles langsom
(Wild & Jones 1993).
25

3.3. Nedbrydning i vand af forureningskomponenterne fra olie og benzin
3.3.1 Betydningen af stofkoncentrationen for nedbrydningen
I grundvandszonen er porerne mellem jordpartiklerne fuldstændigt vandmættede
med konstant temperatur og stor variation mellem de enkelte reservoirer.
Grus, sand, ler og kalklag veksler med hinanden og fx lerformationer kan
forekomme i lommer i et sand/siltlag ( Champ 1979). Regnvand, der siver
gennem jord forurenet med olie/ benzin vil medbringe forurenende stoffer til
den umættede øvre jordzone og derefter til den nedre mættede zone og dermed
til grundvandet. Grundvandet løber i aflejringer af sand, grus og sprækker i
kalklag med en hastighed på 10 – 100 m/år ( Mackay 1985). Dermed spreder
magasinet en fortynding af bl.a. tungmetaller, BTEX og PAH-komponenter fra
jordforureningen videre ud i miljøet til drikkevand, vandløb, søer og havet.
Nedbrydningsforsøg i laboratorier med teststoffer viser, at der findes
grænseværdi koncentrationer for nedbrydning med lineært faldende hastighed i
forhold til faldende koncentration af forureningskomponenten (Alexander 1985).
Minimum substratkoncentrationen (S min ) findes når energibehovet ikke opfyldes
hos den mikrobielle nedbryder-population ved for lave substratkoncentrationer,
idet populationen skal bruge mere energi end der findes i indholdet af substratet
til opretholdelse af vækst i cellerne. Konsekvensen bliver, at populationen
henfalder under S min (McCarty 1984). Disse forhold afhænger i naturen af den
mikrobielle art og det pågældende miljø, hvor eutrofe arter, der lever i
næringsrigt miljø og oligotrofe arter, der lever i næringsfattigt miljø, har store
forskelle mht. S min .
I grundvandsforureninger af olie/benzin findes primære substrater af flere
forureningskomponenter og sekundære substrater hhv. over og under S min . Det
skaber mulighed for ved cometabolisme, at sekundær udnyttelse af lave
26

forureningskoncentrationer kan nedbrydes selv under S min . Forsøg med tilført ilt
og nitrat til forureningskilder er afprøvet (Subba-Rao 1982, Battermann 1984),
men der fandtes kun en delvis signifikant nedbrydelse sted af forureningskilden,
som kun omfattede BTEX-komponenter, der er lavmolekylære .
3.3.2 Udledning af forureningskomponenter fra olie/benzin til vandmiljøet
Prøver udført af Århus Amt siden 1996 fra renseanlæg, hvorfra der udledes til
vandløbsvand, søer, sediment og fisk er undersøgt for PAHér og der er fundet en
signifikant sammenhæng mellem spildevandsbelastningen og indholdet i
søsediment (Miljø og teknologi 2000). Derimod fandt man i søer og fjorde uden
spildevandstilførte olie/benzin relaterede stoffer et lille indhold af disse
forurenende komponenter, som antages at stamme fra atmosfærebidrag.
Undersøgelser over marknedsivning af olie/benzin forureningskomponenter fra
slamtilført sandjord og lerjord til grundvandet påviste, at afhænge af jordtypen,
idet de tunge PAH-forbindelser bindes kraftigere i sediment af ler. Og der
påvistes således, at nedsivningen var langt større gennem sandjord, som må
betragtes at have den største risikofaktor ved jordforureninger af denne type.
Undersøgelsen konkluderer, at det typisk er de samme stoffer der findes i
recipienterne (søer og fjorde), som omsættes dårligst på renseanlæggene. Og det
er de samme stoffer, der bindes bedst til slam og sediment. Udledninger af PAHforbindelser
fra olie/benzin forurenet jord gennem renseanlæg til vandmiljøet
kan således akkumuleres og potentielt udgøre et hvilende miljøproblem, hvis
reelle farlighed der ikke er foretaget tilstrækkelige undersøgelser om.
27

3.4 Sammenfatning
Processerne omkring oliekomponenterne og dermed oliekomponenternes
indvirkning på miljøkvaliteten er blevet behandlet i dette afsnit. Afsnit 3 kan
derfor indplaceres i State søjlen i DPSIR analyserammen.
Jordbundsforhold, stoffernes opløselighed samt stoffernes nedbrydningsevne er
alle faktorer, der har betydning for de forurenende stoffers omfang i naturen og
dermed for kvaliteten af naturen.
28

4. Effekten på sundhed og miljø af de kemiske stoffer i olie og
benzin.
Evaluering af forureningskomponenternes effekt på sundhed og miljø
vanskeliggøres på grund af manglende analyser af disse aspekter. Der er dog
udført en del arbejde med terrestriske afgrøders kontaminering fra olie/benzin
forurening (Miljøprojekt nr. 93, 1988), som efterfølgende vil berøres i dette
afsnit. Derefter følger en gennemgang af den anvendte toksikologi og
risikovurdering af sundhedsfarligheden og de specifikke skadevirkninger fra
forureningen.
4.1 Jordforureningens sundhedsskadelige effekter fra kontaminerede
afgrøder
Optagelse gennem fødevare konsumering af kemiske forbindelser fra olie/
benzinforurening kan have sundhedsskadelige konsekvenser. Dette fastslås i et
konkret eksempel fra en rapport i 1999, foretaget i samarbejde mellem
Miljøkontrollen, Københavns Kommune og Nordjyllands Amt, hvor resultaterne
anføres nedenfor. Effekterne fra jordforurening kan registreres i grøntsager og
muligvis også i frugt i varierende grad på grundlag af metalindhold og PAHforbindelser.
Børn bør afholdes fra at spise grønt og frugt fra kontamineringsområder
og undgå ophold på forurenet jord. Eksponering ved jordbehandling
bør forebygges ved øget sikkerhed mod hudkontakt. (Akademiet for tekniske
videnskaber, 2001).
Dyrkningsforsøg med udvalgte grøntsager viste højere koncentrationer i
grøntsager, der var dyrket i forurenede jorde, end i referencejorden. Den
følgende figur 4.1 viser resultater af forsøget vedrørende blyindholdet.
Resultaterne viste endvidere højere koncentrationer af PAH-forbindelser i
grøntsager fra forurenede jordarealer.
29

Indsamling af frugt fra eksisterende haver beliggende på forurenet og ikkeforurenet
jord viste ikke signifikans for store koncentrationer af bly i forurenet
jord. PAH-forbindelser i frugt viste ikke nogen entydig positiv korrelation, men
der fandtes et lavere niveau i frugt fra ikke-forurenet jord.
300
250
200
150
100
50
Figur 4.1 Blyforurening grøntsager
0
A B C D E F G
OS
mellemforurenet
Referencejord
stærkt forurenet
Y-aksen er inddelt i my gram per kg våd vægt
A= Gulerødder med skræl B= Gulerødder uden skræl
C= Kartofler med skræl D= Kartofler uden skræl
E= Radise F= Bønne G= Salat
Figur 4.1 ovenfor viser, at bly i rodfrugterne fra de mest forurenede parceller
overskred de fastsatte grænseværdier (100/200 my g/kg vådvægt). Resultaterne
sammenlignedes med Fødevaredirektoratets grænseværdier og
overvågningsværdier samt med resultaterne fra Fødevaredirektoratets
Overvågningssystem OS. Figuren angiver, at skrælning af kartoffel nedbragte
bly-koncentrationen under overvågningsværdien, mens dette ikke var tilfældet
for gulerod. Endvidere viste flere afgrøder at indeholde bly i stigende mængde i
forhold til jordforureningsgraden, som klart indikerer en betragtelig risikofaktor.
30

Det bør nævnes, at toxikologiske undersøgelser viser, at der kan opstå skader
hos børn ved blykoncentrationer i blodet på 10-15 my g/dl (Brett & Plunkett
1991). Overvågning af tungmetalforurening er derfor en vigtig funktion i
forebyggelsen af risikofaktorer mod folkesundheden.
4.2 Toksikologiske effekter og vurdering af forureningens skadelige effekter
på mennesker
4.2.1 Toksikologiske effekter
Effekterne af eksponeringsvejen for de aktive stoffer, der stammer fra olie og
benzinforureningen finder sted ved absorbering i blodet efter indtagelse,
inhalation eller hudkontakt og fremkalder en toksisk effekt i det specifikke
målområde med det aktive site, som findes i cellernes DNA. Det observeres
ofte, at den dosis, der kræves for at fremkalde en akut toksisk effekt, varierer i
forhold til eksponeringsvejen. Benzen kan have dødelig effekt ved inhalation,
oral indtagelse eller ved hudkontakt, hvis kemikaliet når blodbanen.
Eksponeringsmåden, der skaber den højeste blod-koncentration ved en given
dosis benzen er af mest afgørende betydning, fordi den medfører den største
toksicitet (Rodricks 1997).
Den kombinerede effekt af ADME (absorption, distribution, metabolisme og
ekskretion) optræder i forskelligt væv og i kroppens celler. Den kemiske
konstitution, koncentration og stabilitet bestemmer graden af skadeforekomster
og fremkalder systemiske toksiske forhold efter absorption af særligt
benzenforbindelser og bly i olie og benzinforurenet jord. Nedenfor fremføres 3
væsentlige typer af observationer i sundhedsovervågningen (Rodricks 1997):
A. Observation af akutte helbredspåvirkninger fra kemikalierne under
forskellige eksponeringsforhold.
31

B. Observation af biologiske baggrundsforhold for bl.a. ADME, for de
kemikalier, der skaber helbredsrisici.
C. Evaluering af information om de toksiske effekter fra kemikalierne
og risikovurderinger.
4.2.2 Risikovurdering
Farligheds- og risikovurdering i Danmark såvel som internationalt af
jordforurening fra olie og benzin foretages som en graduering af kræftfremkaldende
stoffer efter kvalitative principper, idet stofferne opdeles efter
graden af evidens for carcinogenicitet (At rapport nr. 12/1990).
Ifølge Arbejdstilsynet vurderes risikostoffer efter den givne effekt og der indgår
i vurderingen bl.a. følgende 3 faktorer.
1. Evidens ( hvor veldokumenteret er effekten).
2. Potens ( ved hvilket dosisniveau forekommer effekten).
3. Eksponeringen.
(AMI rapport nr. 50, 1999 Arbejds-miljøinstituttet 1999)
Ad 1. Evidensvurderingen er det videnskabelige grundlag for registrering af
iboende egenskaber og benyttes næsten samstemmende af forskellige
institutioner. Afhængig af kvaliteten af den foreliggende videnskabelige
dokumentation foretages ofte en evidensgraduering ( fx ifølge International
Agency for Research on Cancer - IARC), Environmental Protection Agency
(EPA), EU, N, D ) som typisk angiver tilstrækkeligheden, begrænsningen eller
utilstrækkeligheden af evidens for helbredspåvirkende toksicitet fra den kemiske
forbindelse. Lille evidens betyder, at der er begrænset viden om de
kræftfremkaldende egenskaber, men ikke at det er ufarligt. Miljøovervågnings
institutionerne anvender ret ensartede lister for de respektive kemikalier.
32

Ad 2. I potens gradueringen af kræftfremkaldende stoffer i olie og benzin
skelnes mellem høj, middel og- lavpotente kategorier. Vurderingen er et forsøg
på at udarbejde sammenligninger for styrken af kræftfremkaldende egenskaber,
som i dyreforsøg kan variere med så meget som en faktor 109 pr. mg af stoffet.
Potensen angives fra dyreforsøg som dosis af det kræftfremkaldende stof, der
skal til for at fremkalde tumorer i X % af forsøgsdyrene. Angivelsen er da fx
T 25 , som er den dosis, der hos 25% af forsøgsdyrene udvikler cancer. En analog
parameter er antallet af tumorer, hvor fx TD 50 angiver den dosis pr kg legemsvægt
pr dag, som fremkalder tumorer hos 50% af forsøgsdyrene i slutfasen af
standardlevetiden. I Internationale guidelines standardiseres forsøg med typisk
mus, rotter og hamstere. Af mangel på brugbare data fra forsøg med mennesker
anvendes biologisk plausible data fra dyreforsøg (IARC Vol 46, 1989).
Andre potensvurderinger, ifølge WHO´s rangordning, der anvendes ved
forskellige institutter til risikovurdering af kræftvirkning i jordforureningskomponenterne,
er følgende faktorer (Environmental Resources Ltd., 1990):
ADI (Acceptable Daily Intake) for ikke kræftfremkaldende stoffer som udtryk
for kronisk toksicitet og denne faktor er en slags ”non-effekt” grænse.
UCR (Unit Cancer Risk) for kræftfremkaldende stoffer defineres som den øvre
grænse før cancer udvikles, således at enheden angiver den dosis, der medfører
en negligibel livstidssandsynlighed for kræft med sandsynligheden 1/1000000.
LD 50 værdier (Lethal Dosis) er udtryk for akut toksicitet og defineres som
dødelig dosis for 50% af testpopulationen ved udsættelse for en enkelt dosis af
den respektive risikokomponent fra olie eller benzinforureningen. Kun LD 50
værdier for eksponering ved optagelse via føden, ved inhalering eller gennem
huden anvendes. På baggrund af hver af de ovennævnte værdier gives stoffet
33

point udfra størrelsen af toksiciteten og et samlet toksicitets-pointtal bestemmes
som summen af (ADI eller UCR) + LD 50 (Andersen, 1994).
Ad 3. Eksponeringen. Hverken evidens- eller potensvurdering siger noget om
risikoens størrelse for de udsatte personer. Denne afhænger af hvor meget af
stofferne fra olie og benzinforureningen i jorden som personerne udsættes for
gennem indtagelse, hudkontakt eller indånding. Et meget potent stof kan i
praksis udgøre en meget lille risiko, hvis det findes i meget små koncentrationer
og et lavpotent stof kan kvantitativt udgøre en stor risiko, hvis det findes i store
koncentrationer. Kriterier for grænseværdi fastsættelsen afhænger af
forventelige lokal-koncentrationer og mulighed for bestemmelse af
eksponeringens størrelse. Lister til udvælgelse og klassificering af de skadelige
komponenter i den olie og benzin forurenede jord udarbejdes ved samstilling af
evidens, potens og forekomst af stofferne i miljøet (AMI rapport nr. 50, 1999).
Standardiseret risikovurdering:
En standardiseret metode til risikovurdering af jordforureningens miljø-effekter
fra olie og benzin sker ud fra det grundlæggende koncept ”prioritering af
miljøindsatsen og mest mulig miljø for pengene”, ifølge OM´s Kvalitetsmanual
af 1. sep. 1997. Retningslinjerne for risikovurdering ud fra kvalitetmanualen
sker som illustreret i figur 4.2 nedenfor. Det fremgår, at fra forureningskilden
sker der via forskellige spredningsveje en fordeling i miljøet, hvorved der via
forskellige eksponeringsveje sker påvirkning af forskellige målgrupper.
Tilladelige påvirkninger af forskellige målgrupper (mennesker, dyr, planter, fisk,
drikkevandsressourcer) forårsaget af oliekomponenter er i vid udstrækning
behandlet som led i fastsættelse af grænseværdier/ acceptkriterier, fx forud
fastlagte kriterier opstillet af de lokale/regionale myndigheder,
drikkevandskriterier, toksikologiske kvalitets-kriterier for jord og grundvand,
34

acceptkriterier for mikrobiologisk renset jord, luftvejledninger og
miljørapporteringer om benzin og dieselolieforurenede grunde.
Figur 4.2: Grundlag for risikovurderingen af forurenings problemet.
Komponenter fra olie/benzin forurening når via jordnedsivning målgruppen
Kilder Spredningsveje Fordeling i
miljø
Spild: -olie
-benzin
-petrolium
Eksponeringsveje Påvirkning
af
målgrupper
Underjordiske Udvaskning Jordmiljø Hudkontakt Mennesker –
tanke
Afgasning
(adsorption)
Indånding
toksiske
effekter
Planter/dyr
Ledninger Atmosfære Indtagelse Kvalitetskriterier
Bio/kemisk
(bioakkumulering) Acceptkriterier
omsætning
Grundvand
Overfladevand
Hæmning/optagelse
Vandværk/å/sø: -
toksiske effekter
4.2.3Generel vurdering af forureningskomponenternes effekt på mennesker
Optagelsen i kroppen af kemikalier fra olie og benzinforureningen sker fra
omgivelserne gennem munden til mavetarm (gastrointestinal) kanalen. Stoffer i
væskefasen eller i form af partikulært støv inhaleres til lungerne, mens en
mindre del, eventuelt opløst i et medium, optages ved direkte hudkontakt. Hvad
der efterfølgende sker ved kroppens kontakt med miljø kemikalierne optræder
på 3 niveauer og følger 3 ruter, som illustreret i næste figur 4.3 , der viser et
skematisk billede af absorptionen, distributionen og ekskretionen af kemiske
stoffer i det menneskelige legeme. Metaller og benzenforbindelser (PAH)
kommer ind i de 3 fordelingsveje gennem føden, luften og kontaktstoffer og
distribueres videre til kroppens organer, hvor miljø kemikalierne deponeres i
35

fedtvæv og knogler eller udskilles gennem fæces, respiration, urin eller ved
sekretion (Rodricks, 1997).
For mennesker er de konkrete eksponeringsveje indtagelse af jord og støv,
indånding af gasarter eller jordpartikler, hudkontakt med jord og endelig
spisning af afgrøder (Kvalitetsmanual: Standard for risikovurdering, 1997).
Figur 4.3: Eksponeringsveje
EKSPONERING
Mad og
vand
Luft
Forbrugerprodukter(med
direkte kontakt med legemet)
ABSORBTION
Fødeindtagelse
Inhalation Hud eller
øjenkontakt
Mavetarmkanal Lunger
DISTRIBUTION
Lever
Galdeblærer
Blod og lymfe
(Hjerte, blodkar
og
lymfesystem)
Andre Organer
Ekstra cellulære
væsker
Depot
Fedtvæv
Lunger Nyre Sekretionskirtler Knogler
Urinblære
Fæces Expireret luft Urin Sekretioner
EKSKRETION
(Kvalitetsmanual, 1997)
36

Vurderingen af generelle skadevirkninger fra forureningskomponenterne i olie
og benzin omfatter hhv. a) generel virkningsmekanisme, b) stoffets fysisk/
kemiske egenskaber, c) udbredelsen og omfanget af jordanvendelsen og d)
målgruppen for eksponeringen (AMI rapport nr. 50, 1999).
Ad a) Analysen af virkningsmekanismer beskrevet i OECD guidelines opdeles i
tests for genmutationer, tests for kromosomaberrationer (forandringer) og tests
for DNA effekter. Disse tests omfatter hhv. screening af mutagener og
carcinogener, tests til bekræftelse af in vitro aktivitet (laboratorieforsøg med
levende dyr) og endelig tests på kønsceller, som kan bruges til bedømmelse af
genetisk risiko. Positive resultater fra disse tests anvendes i bedømmelsen af
forureningskomponenternes cancerfremkaldende egenskaber som supplerende
evidens (fx i IARC).
Ad b) Flygtige stoffer har større hud penetration end faste stoffer og derfor har
de fysisk/kemiske parametre i risikokomponenterne i olie og benzin forurenet
jord betydning for skadevirkningerne. Disse parametre er stoffernes
tilstandsform (fast, flydende, luftformig/gas), stoffernes damptryk og
fordampelighed, penetrationsevnen ( fedtopløselighed), vandopløselighed og
kemiske stabilitet.
Ad c) Udbredelsen af det forurenede jordområde ved geografisk kortlægning og
omfanget af forbrug/salg af olie og benzin giver viden om, i hvilke mængder
eksponeringen aktuelt foregår.
Ad d) Målgruppen for eksponeringen er afgørende for hvilken generel skadevirkning,
der er risiko for. Hvis en børnehave eller et gartneri anlægges på
forurenet jord vil målgruppen have større eksponering for bly og Benz(a)pyren
end hvis området overdækkes med et fast lag af cement (forudsat der finder en
begrænset jordnedsivning sted).
37

4.2.4 Specifikke skadevirkninger
Benzin og dieselolie indeholder en meget lang række additiver (Arbejdsrapport
fra Miljøstyrelsen nr.48, 1994) med specifikke skadevirkninger, som det vil
blive for omfattende at inddrage her. Derfor er kun derivaterne af bly
(tetraethylbly, tetramethylbly), som tidligere var tilladte benzin additiver
anvendt som eksempel i det følgende.
Jordforurening af blyadditiver i benzin:
Kemiske stoffer varierer meget med hensyn til absorptionen i mavetarmkanalen.
Nogle stoffer absorberes ikke i kroppen. Andre kemiske forbindelser
optages delvist og endelig optages nogle bestemte kemikalier med stor rate. Bly,
der tidligere tilsattes benzin for at hindre motorbankning, har en høj
absorberings rate på ca. 50%, men raten formindskes når tungmetallet
forekommer i bestemte uopløselige kemiske tilstande eller associeres med
bestemte former for medium som fx tør maling eller tør jord.
Der er lavet en del undersøgelser over den gastrointestinale absorption. Og det
viser sig, at der er stor individuel forskel på absorptionsgraden mellem
mennesker for det samme kemiske stof. Absorptionen influeres af individuelle
faktorer som alder, køn, helbredsmæssig status og enddog ernæringsmæssige
vaner. Mavetarmkanalen er ikke fuldt udviklet hos mennesker før efter ca. 24
måneder efter fødslen og børn absorberer metaller som fx bly og særlige andre
organiske forbindelser med større optagelsesrate end voksne.
Da forskellige forsøgsdyregrupper responderer forskelligt på samme dosis af et
kemikalium kan mennesker have større følsomhed for komponenter i olie/benzin
forurenet jord end forsøgsdyrene udviste. Derfor kan det ikke udelukkes, at
farligheden af enkelte forurenings-komponenter - eller særligt når der optræder
flere risikoklassificerede komponenter samtidig med synergieffekt (fælles ny
38

effekt), kan være større end hidtil antaget (Rodricks 1997). Efterfølgende
risikovurderes hovedkomponenterne i olie/benzin forurenet jord.
4.2.5 Specifik risikovurdering af effekterne af BTEX´erne og PAH´erne
BTEX´erne:
Tabel 4.1: Skadevirkningen af BTEX`erne i olie/benzin forurenet jord
Risikovurdering Benzen toluen ethylbenzen o/m/pxylener
1) Toksikologi Carcinogen Hjerneskader Mangler data Neurotoksisk
Miljørisikoeffekter Bioakkumulering Mangler data Bioakkumulering Mangler data
ADI-værdier
(voksne)(my g/kg)
UCR-værdier
(mg/kg/dag)
Rangordning efter
0,280 0,430 >2000ppm 229
0,052 Mangler data Mangler data Mangler data
3,8 x 10 3 5,0 x 10 3 Mangler data 4,3 x 10 3
toksicitet LD 50
(mg/kg)
Toksicitets-
6 point
2 point
Mangler data
1 point
score(ADI
eller
høj toksicitet
middel
lav toksicitet
UCR) + LD 50 =
toksicitet
(Andersen, 1994)
Registreret farlighed af BTEX`erne ud fra ovenstående tabel:
Disse forbindelser har flere mulige påvirkningsveje på miljø og sundhed (Preslo
1989).
Benzen: Carcinogen effekt og bioakkumulering er registreret (Borden 1997).
Toluen:
Hjerneskader og plantetoksiske effekter er registreret (Andersen,
1994).
39

Ethylbenzen:
Luftvejsirritationer er påvist ved inhalation af
afdampning, samt øjenirritationer (Andersen 1994).
O/m/p-xylener:
Optagelse i organismen ved hudkontakt med
neurotoksiske effekter på mennesker (Andersen 1994).
PAH´erne:
Tabel 4.2: Skadevirkningen af PAH`er i olie/benzin forurenet jord
Risikovurdering Naphthalen Phenanthren Benz(a)pyren Flouranthen
1) Toksikologi Hudirritation Mangler data Meget Mangler data
carcinogent
Miljørisikoeffekter Bioakkumulering
Mangler data Bioakkumulering Mangler data
ADI-værdier 140 40 0,00028 Mangler data
(voksne)(my g/kg)
UCR-værdier Mangler data Mangler data 11,5 Mangler data
(mg/kg/dag)
Rangordning efter Mangler data Mangler data 50 Mangler data
toksicitet LD 50
(mg/kg)
Toksicitets-
Mangler data Mangler data 10 point
Mangler data
score(ADI
eller
særdeles
høj
UCR) + LD 50 =
toksicitet
(Andersen, 1994 )
Registreret farlighed af PAH`erne ud fra ovenstående tabel:
Disse forbindelser adsorberer hovedsageligt på jordpartikler (Preslo 1989) og er
tungt opløselige i miljøet, samt akkumulerbare i fedtvæv, muskler og knogler
(Miljø og teknologi, 2000 og Rodricks, 1997).
Naphthalen: Hudirritationer er registreret (Andersen, 1994).
Benz(a)pyren:
Toksikologiske forsøg med dyr påviser signifikans for
40

carcinogenicitet med meget lave ADI og VSD-værdier
og der er registreret bioakkumulering (IARC Vol. 46,
1989).
4.3 Sammenfatning
Hovedafsnit 4 har beskæftiget sig med impact delen fra DPSIR analyserammen.
Det fremgår af de foregående tabeller og karakteristikker af hhv. BTEX og
PAH-forbindelserne, at særligt benzen og benz(a)pyren bør overvåges med
henblik på, at registrere og imødegå skadevirkninger på miljø og sundhed.
Omfanget af den aktuelle forurening kan være begrænset, men den samlede sum
af kontaminering i miljøet er ganske givet betragtelig og eskalerende. Da
kumulative effekter med uforudsigelige langtidsvirkninger kan forventes, bør
fjernelse af flest mulige forureningskilder fra olie/benzin kontamineret jord så
vidt muligt søges tilstræbt. Ud fra ovenstående argumentation konkluderes det
her, at prisen for disse oprydninger er en inkommensurabel størrelse, der ikke
kan måles op imod risici for carcinogenicitet eller anden farlighed.
41

5. Lovgivning og finansiering indenfor jordforureningsområdet
På grund af de eksisterende forureninger, der skyldes udledninger af olie og
benzin fra tankstationer er der i afsnit 4 gjort rede for disse stoffers trussel mod
sundhed og miljø. Hovedafsnit 5 behandler de respons tiltag der er indført med
lovgivningen for at imødekomme olieforureningsproblemet.
5.1 Den tidligere lovgivning
I 1990 blev Affaldsdepotloven vedtaget. Med denne lov blev det muligt at
foretage oprydning af grunde med ældre forureninger , dvs. forureninger som
var sket før henholdsvis 1972, 1974 og 1976, hvor reguleringen af bortskaffelse
af olieaffald, regulering af lossepladser og regulering af bortskaffelse af
kemikalieaffald trådte i kraft. Amterne skulle efter affaldsdepotloven foretage
kortlægning, undersøgelse, registrering og oprydning af de grunde, som var
forurenet før de nævnte årstal. Finansieringen af oprydningerne skete via
depotlovsmidler, som fulgte med Affaldsdepotloven (Moe, 1992).
5.1.1 Den tidligere lovgivnings betydning for regulering af benzinforurenede
grunde
For oprydning af forureninger fra benzinstationer havde det betydning, om
forureningen var sket før eller efter den 1. november 1972, hvor regelsættet for
bortskaffelse af olieaffald trådte i kraft. Dette betød, at fandtes der en
olieforurening på en grund skulle det vurderes, om den væsentligste del af
forureningen var sket før eller efter den 1. november 1972. Hvis forureningen
var sket før 1. november 1972 faldt den ind under Depotloven, og Amtet var
myndighed og kunne i det omfang, der var økonomiske midler hertil, foretage
undersøgelse og oprydning af grunden. Forureneren blev ikke stillet til ansvar
for forureningen på grund af forureningens alder, da der ikke fandtes et regelsæt,
som regulerede området på det tidspunkt (Moe, 1992).
42

5.2 Den nye jordforureningslov
De skitserede problemer gav sig udslag i, at der i 1996 blev udarbejdet en
betænkning fra Miljøstyrelsen om forurenet jord, som senere dannede grundlag
for den nye Jordforureningslov af 2. juni 1999 (Miljøstyrelsen, 1996), som trådte
i kraft den 1. januar 2000. Hele jordforureningsområdet er nu samlet i
jordforureningsloven, som bl.a. afløser Affaldsdepotloven. Formålet med loven
er at sikre en sammenhængende og forbedret indsats mod jordforureninger for at
beskytte drikkevandsressourcerne, befolkningens sundhed og miljøet i øvrigt.
Samtidig skal loven sikre en sammenhængende regulering af jordforurening,
som indbefatter alle former for jordforurening, uanset dennes karakter og
tilblivelse. Loven betyder endvidere, at der skabes et grundlag for, at
myndighederne i højere grad kan foretage en samlet prioritering og koordination
af indsatsen over for jordforurening. Alle forureninger, som sker efter den 1.
januar 2001, er omfattet af loven (Jordforureningsloven, 1999).
Jordforureningsloven indeholder et meget omfattende regelsæt, hvor dele heraf
kan - afhængig af den konkrete sag - have mere eller mindre betydning for
regulering af jordforureninger fra benzinstationer. I det efterfølgende vil der
blive fokuseret på de mere gængse principper i loven.
5.2.1 Den offentlige indsats
Amterne fortsætter arbejdet med kortlægning af jordforureninger. I modsætning
til tidligere vil alle jordforureninger, uanset hvordan eller hvornår forureningen
er sket, være omfattet af kortlægningen. Kortlægningen skal være ensartet på
tværs af amterne, således at kortlægningen kan skabe et overblik, som danner
grundlag for den efterfølgende prioritering af den offentlige indsats.
43

Amterne udarbejder en oversigt over den offentlige indsats. Oversigten
indeholder oplysning om, på hvilke arealer, der skal foretages undersøgelser
eller afværgeforanstaltninger, herunder oprydning, samtidig med en prioritering
af den offentlige indsats. Indsatsen skal prioriteres under hensyntagen til miljø,
sundhed og inden for den udstukne økonomiske ramme. Den offentlige indsats
skal således koncentreres om de arealer, hvor forureningen kan have en skadelig
virkning på grundvand til drikkevandsforsyning eller skadelig virkning på
mennesker i boligområder, børneinstitutioner eller offentlige legepladser
(Revsbech, 1999).
Det er nu ikke længere tidsgrænser, som afgør, om en forurenet grund er
omfattet af den offentlige indsats mod jordforurening. Der vil stadig blive
foretaget en offentlig finansieret oprydning, men den offentlige indsats er
subsidiær i forhold til at meddele påbud til forureneren. Det vil sige, at
myndighederne først skal have anvendt alle midler i form af påbud,
indskærpelse og om muligt politianmeldelse overfor forureneren. Hvis
myndighederne må opgive at forfølge forureneren, vil sagen blive omfattet af
den offentlige indsats, og forureningen optages i amtets oversigt (Revsbech,
1999).
5.2.2 Regulering af fremtidige jordforureninger
Med jordforureningsloven er der indført objektivt forureneransvar for fremtidige
forureninger (Revsbech, 1999). I forbindelse med jordforureninger fra
benzinstationer, der sker efter den 1. januar 2001, betyder dette, at forureneren
har ansvaret for forureningen og skal foretage og betale for oprydningen, også
selv om vedkommende ikke har handlet uforsvarligt, overtrådt regler eller vilkår
i en eventuel godkendelse af anlægget. I tilfælde af at forureningen skyldes
uforsvarlig adfærd hos en ansat, en dårlig installation eller et hændeligt uheld
44

m.v. er det tillige forureneren, som er ansvarlig. Forureneren kan bl.a. være
ejeren af benzinsalgsstedet eller den der driver benzinstationen. Det skal tilføjes
at , forureninger forårsaget af brand, hærværk og naturkatastrofer dog ikke er
indbefattet i forureneransvaret(Jordforureningsloven, 1999).
Når myndighederne konstaterer en jordforurening, er der flere muligheder for
udstedelse af påbud. Myndighederne kan for eksempel påbyde forureneren at
• foretage en nærmere undersøgelse af jordforureningen (undersøgelsespåbud)
• foretage oprydning af forureningen og i forbindelse hermed påbyde, at
genoprette den hidtidige tilstand (oprydningspåbud)
• foretage afhjælpende foranstaltninger
Et påbud til forurener skal være miljømæssigt begrundet, og der skal ved
meddelelse af påbud tages hensyn til proportionalitetsprincippet. Udfra det
forvaltningsretlige proportionalitetsprincip skal myndigheden undgå, at
udgifterne, som pålægges forureneren i en jordforureningssag, ikke bliver
uforholdsmæssigt omkostningskrævende i forhold til forureningens omfang, den
tilsigtede miljøgevinst og kravet om genopretning. Ved genopretning forstås, at
forureningen skal fjernes svarende til ”situationen før forureningshændelsen
indtraf (Revsbech, 1999).
Som noget nyt hviler et påbud på virksomheden og ejendommen. Både sælger
og køber kan således få påbud om at rydde op. Endvidere er der indført en
forældelsesregel i loven, som betyder, at påbud ikke kan meddeles, hvis der er
gået 30 år eller mere efter ophøret af den produktionsmetode eller anvendelsen
af det anlæg, der forårsagede eller kunne forårsage forureningen. Det er
begrundet i, at det i realiteten kan være vanskeligt at fastslå, hvornår en konkret
forurenende episode har fundet sted (Miljøstyrelsen orientering nr.8, 2001).
45

5.2.3 Regulering af eksisterende forureninger
Miljøbeskyttelsesloven indeholder fortsat de forebyggende bestemmelser om
beskyttelse af miljøet. Hvis myndighederne konstaterer et ulovligt forhold på en
benzinstation, er der stadig mulighed for at anvende miljøbeskyttelsesloven til at
meddele påbud om at afværge eller fjerne en eventuel jordforurening, som er
sket før 1. januar 2001 (Revsbech, 1999).
Det kan sammenfattende konkluderes, at den nye jordforureningslov har skabt et
nyt grundlag for myndighedernes håndtering af fremtidige jordforureninger, som
kan få betydning for hvordan eventuelle jordforureninger fra benzinstationer
håndteres i fremtiden. Miljøbeskyttelseslovens bestemmelser vil stadig blive
anvendt ved forureninger, som er sket før 1. januar 2001, og det bevirker en
forskel i myndighedsbehandlingen af jordforureningssager. For benzinstationer
vil der være den forskel, at der ved krav om oprydning af ”nye” forureninger
herfra, ikke vil være afgørende om der er handlet culpøst i modsætning til
”ældre” forureninger, hvor myndigheden skal kunne bevise, at der er handlet
ansvarspådragende, inden der fremsendes krav om oprydning.
5.3 Forebyggelse af jordforureninger fra benzinstationer
For at forebygge fremtidige forureninger fra anlæg med detailsalg af benzin er
der vedtaget nye regler for indretning og drift af benzin- og dieselsalgsanlæg.
Reglerne findes i bekendtgørelse om forebyggelse af jord- og
grundvandsforurening fra benzin- og dieselsalgsanlæg nr. 555 af 9. juni 2001-
også populært kaldet benzinstationsbekendtgørelsen (Bekendtgørelse, 2001).
I bekendtgørelsen fastsættes en lang række tekniske krav til indretningen og
driften af benzin- og dieselsalgsanlæg. Definitionen på de forskellige tekniske
46

krav er beskrevet detaljeret i bekendtgørelsen. Hermed gengives et lille udpluk
af kravene, som bl.a. omfatter
• tæt belægning under standere, således der ikke kan ske nedsivning af
eventuel spild af motorbrændstof til jorden
• placering af påfyldningsstudse indenfor for den tætte belægning
• dobbelt-væggede tanke med lækagekontrol af mellemrummene mellem
væggene
• væskeførende rør med lækagekontrol
• afløb fra påfyldningspladsen til en benzin- og olieudskiller via sandfang
• benzin- og olieudskillere skal indrettes med alarm for væskestand og
lagtykkelse
Både eksisterende og nye benzinstationer skal opfylde kravene i
benzinstationsbekendtgørelsen. Nye benzinstationer skal opfylde alle tekniske
krav til indretning og drift med det samme, eksisterende benzinstationer skal
opfylde kravene indenfor en årrække, og hermed vil alle anlæg opfylde de nye
krav senest i år 2008.
De samlede omkostninger som følge af bekendtgørelsen forventes at være 0,8 –
1 milliard kroner. For at fremskynde efterlevelse af kravene inden den sidste
frist, gives en afgiftslettelse. Når et anlæg er udført eller moderniseret efter
reglerne, er der en afgiftslettelse på 3 øre /liter benzin frem til 2005 (OK`tuelt 4.
2001). Afgiftslettelsen betyder, at samfundet tilskynder branchen til at efterleve
kravene inden tidsfristens udløb. Det valgte middel til efterlevelse af gældende
lovgivning må formodes at have indvirkning på opfyldelse af kravene inden
tidsfristens udløb for de benzinstationer, som ønsker fortsat drift.
47

Effekten af de nye forebyggende regler forventes at foranledige til minimering
af jordforureninger fra benzinstationer i fremtiden. Sideeffekten af reglerne
vurderes at være et mindre muligt forureningspotentiale, idet reglerne kan være
en medvirkende årsag til lukning af benzinstationer på grund af de økonomiske
omkostninger, som kravene medfører.
Vedtagelse af den nye jordforureningslov betyder bl.a., at det nu er entydigt, at
det er forureneren, som har det fulde økonomiske ansvar for en eventuel
jordforurening og oprydning heraf. Dette forhold må formodes at tilskynde til
forebyggelse af jordforureninger, da en oprydning af en forurenet grund kan
være meget omkostningskrævende .
De nye regeltiltag sammenholdt med den nye jordforureningslov vurderes
således at skabe grundlaget for forebyggelse af jordforureninger fra
benzinstationer i fremtiden. De gamle jordforureninger er dog ikke omfattet af
disse reguleringer, hvilket skaber en række problematiske forhold, som vil blive
behandlet i det følgende.
5.4 Ansvarsplacering
Da ingen har lyst til at påtage sig de udgifter, en oprensning medfører, er det
nødvendigt at få placeret ansvaret for oprensningen, før en oprensning kan
begynde. Dette afsnit vil beskæftige sig med ansvarsplaceringen for
jordforureninger.
5.4.1 Udvikling i lovgivningen
Jordforurening var indtil en gang midt i 1960`erne et ikke eksisterende problem
eller rettere, problemet var ikke opdaget. Såvel hos sagkundskaben som hos den
almene befolkning var der en generel opfattelse af, at jorden havde en
48

selvrensende effekt. Udledning og deponering af farlige stoffer i jorden var
derfor en anerkendt måde at slippe af med farlige stoffer på (Moe,1992 og
Johannessen,1994).
I slutningen af 1960`erne stod det klart, at udledning og deponering af
miljøfremmede stoffer til jorden kunne skabe problemer. Dette førte til
indførelse af regler på området. I 1970 blev der med hjemmel i
vandforsyningsloven udstedt en bekendtgørelse om nedgravede olietanke. I
1972, 1974 og 1976 blev der indført en række konkrete love om olie og
kemikalieaffald. I 1983 blev kemikalieaffaldsdepotloven vedtaget, men denne
lov sigtede mod nedgravede gifttromler og ikke mod udsivning fra olie og
benzintanke. Affaldsdepotloven fra 1990 indeholder derimod også regler for olie
og benzinforurenede grunde (Moe,1992). Senest lovgivning på området er
jordforureningsloven, der trådte i kraft i 2000.
5.4.2 Fortidens Synder
Fælles for alle de vedtagne regler på området er, at de sigter fremad.
Reguleringen gælder kun for virksomhedernes fremtidige indretning af tanke og
andre opbevaringsforanstaltninger (Johannessen,1994).
Dette medfører at princippet om objektivt ansvar ikke kan håndhæves for
jordforureninger, der er sket, før de regulerende regler er trådt i kraft. At en
grundejer besidder en forurenet grund, og at en virksomhed er årsag til en
forurening er dermed ikke ensbetydende med at grundejeren og virksomheden
kan kendes ansvarlig for forureningen (Johannessen,1994). For at en
virksomhed kan kendes ansvarlig for en forurening skal de erstatningsretlige
regler om culpa være opfyldt. En culpøs eller ansvarspådragende handling
kræver, at virksomhed uagtsomt eller forsætligt har overtrådt gældende regler,
49

eller at virksomheden eventuelt har handlet mod bedre viden, dvs. med
bevidsthed om skadevirkning af virksomhedens udledning (Moe,2000).
Ydermere gælder der en 20-årig forældelsesfrist som ved alle andre
erstatningsretlige sager. Det vil sige, at det ikke kan lade sig gøre at placere et
retligt ansvar for forureninger, der er mere end 20 år gamle (Wenzel,2001).
5.4.3 Retsstillingen for gamle forureninger
To domme illustrerer retsstillingen for de “gamle” jordforureninger. I Rockwool
sagen (U1991.674H) havde Rockwool international a/s anlagt sag mod Høje
Taastrup Kommune og Miljøstyrelsen med påstand om, at de to instanser skulle
tilbagebetale de udgifter Rockwool havde haft i forbindelse med et påbud fra
kommunen om oprensning af en grund, der var forurenet med olie fra nogle
gamle tanke. Rockwool havde i 1962 købt grunden med henblik på senere
udvidelse. I forbindelse med købet blev det kontrolleret at olietankene på
grunden var tomme. Da Rockwool i 1987 ville bygge en ny
administrationsbygning på grunden blev olieforureningen omkring tankene
opdaget. Kommunen og senere Miljøstyrelsen, der var ankeinstans, gav
Rockwool påbud om at oprense grunden (Moe,1992). Af domsudskriften
fremgår det, at højesteret har lagt til grund for sin dom, at forureningen er sket
før Rockwool overtog grunden og at Rockwool dermed “ikke havde eller burde
have haft kendskab til forureningen” (Miljøstyrelsen,1991). Påbudet om
oprensning havde derfor ikke tilstrækkelig hjemmel, og kommunen og
miljøstyrelsen blev dømt til at betale udgifterne til oprensningen
(Miljøstyrelsen,1991). Dommen viser, at der ikke kan gøres et objektivt
grundejeransvar gældende, og at en culpøs handling dermed er nødvendig for at
gøre en grundejer/virksomhed juridisk ansvarlig for en given jordforurening.
50

Cheminova II dommen (U1992.575H) illustrerer, hvordan der kan statueres
culpa pga. handling mod bedre viden. Cheminova havde i perioden 1944-53
henkastet produktionsaffald og fejlproduktion på virksomhedens grund. I 1980
konstateres det, at stofferne har nået grundvandet og en omfattende afværge
pumpeordning bliver iværksat. Højesteret fastslog at Cheminova pga. sin høje
faglige ekspertise burde have vidst hvor farlig de udledte stoffer var, og
Cheminova burde have afholdt sig fra udledningen. Selv om der i domme blev
statueret culpa blev Cheminova frikendt pga. erstatningsrettens 20 årig
forældelsesfrist (Moe,1992 og Moe,2000).
Sammenfattende kan det altså konkluderes, at det er særdeles vanskeligt at få
ansvaret placeret for en forurening, der fandt sted før den regulerende
lovgivning trådte i kraft.
5.5 Finansieringen af oprydning
Den manglende mulighed for ansvarsplacering har betydet, at man ikke har
kunnet gøre forureneren økonomisk ansvarlig for oprydningen. Finansiering fra
grundejers side på baggrund af et påbud fra det offentlige er derfor som oftest
umulig for gamle forureninger. Finansieringen af oprydningen skal derfor
tilvejebringes på en anden måde. Denne finansiering kan groft deles op i tre
hovedformer:
5.5.1 Bygherre finansieret oprydning
Når en bygherre påtænker at igangsætte et byggeprojekt, og når en grundejer
ønsker at anvende sin grund til et nyt formål, kræver dette en tilladelse fra de
offentlige myndigheder. Myndighederne kan i forbindelse med udstedelse af en
sådan tilladelse knytte vilkår til denne tilladelse, hvis der vel at mærke er
hjemmel til de pågældende vilkår. Hvis en grund er registreret som forurenet,
51

kan myndighederne med hjemmel i både den tidligere affaldsdepotlov og den
nugældende jordforureningslov knytte et krav om oprensning eller
afværgeforanstaltninger til en byggetilladelse jf. jordforureningsloven §8 stk. 2.
For en ansøgning om ændret arealanvendelse gælder det dog, at hvis
ansøgningen drejer sig om en mindre følsom anvendelse, kan der ikke stilles
oprydningskrav (Wenzel,2001). Amtet kan f.eks. ved ansøgning om ændring af
arealanvendelse til boligformål, børneinstitution eller offentlig legeplads stille
krav om, at jorden skal udskiftes i et nærmere defineret område, og at
fritliggende jord skal overdækkes eventuelt tilsås med græs (Wenzel,2001).Hvis
grundejeren ønsker at anvende sin byggetilladelse eller tilladelse til ændret
arealanvendelse, er han nødt til at opfylde tilladelsens vilkår og påtage sig
omkostningerne ved oprensning/afværgeforanstaltninger
5.5.2 Frivillige aftaler
For det andet kan oprensningen finansieres af grundejeren på frivillig basis.
Grundejers incitamentet til at påtage sig denne udgift kan varierer. En husejer
kan vælge oprense sin grund for derved at forøge husets værdi. Virksomheder
kan vælge at foretage frivillig oprensning for at styrke et miljøvenligt image.
Den 1/1-1995 var der samlet foretaget 235 frivillige oprensninger af forurenede
grunde, så heller ikke her er aktivitetsniveauet stort (Andersen,1994 og
Betænkning,1996).
5.5.3 Offentlig finansieret oprydning
Den tredje og sidste finansieringsform af jordforurenings oprydninger finder
sted er vha. depotlovsmidler. “Nyere” jordforureninger fra benzinstationer, dvs.
forureninger som konstateres før den 1. januar 2001, vurderes også at kunne
blive omfattet af den offentlige indsats, hvis der ikke er grundlag for at meddele
påbud om oprydning. Depotlovgivningen forpligter altså de offentlige
52

myndigheder til at foretage oprensning, når oprensning er påkrævet. Men der
eksisterer ikke et tidskrav til myndighedernes oprensning, hvilket indebærer, at
amternes aktivitetsniveau for oprensning er styret af størrelsen af de
depotlovsmidler, der hvert år bliver afsat på finansloven (Betænkning,1996). Fra
1990 til 1994 blev der fra offentlig side samlet afsat 750 mio. kr. til oprensning
af alle typer jordforurening. Dette beløb dækkede oprensningen af 90 grunde
(Andersen,1994). Når man sammenligner de 90 oprensede grunde med de 10-
12000 grunde/depoter, man i 1994 antog krævede oprensning, er det klart, at den
offentlige indsats ikke står mål med behovet. I en lidt nyere artikel fra 1999 af
Bo Asmus Kjeldgaard (miljø og forsyningsborgmester i København) fremgår
det, at situationen ikke er blevet bedre. Han estimerer i artiklen, at alene
oprensningen af børnehaver og legepladser i Københavns kommune vil koste
220 mio. kr. Da staten kun afsætter 250-300 mio. kr. om året som skal fordeles
til alle amter og alle typer opgaver, er situationen meget utilfredsstillende
(Kjeldgaard,1999).
Både bygherre finansieret oprydning og oprydning pga. frivillige aftaler
undlader miljøprioritering, og begge former for oprydning indebærer i det hele
taget en høj grad af tilfældighed af hvilke grunde, der bliver oprenset. Omfanget
af afsatte depotlovsmidler er begrænset og kan slet ikke stå mål med behovet.
Da omfanget af bygherre finansieret oprydning og oprydning pga. frivillige
aftaler heller ikke er overvældende må det konkluderes, at disse oprydningstiltag
er utilstrækkelige (Andersen,1994).
5.6 Sammenfatning
Den nye lovgivning kan i lyset af DPSIR analyserammen betragtes som et
respons tiltag, der har gjort, at samfundets aktiviteter og de driving forces, der
styrer produktionen ikke længere skaber nye forureninger eller pressure på
53

miljøet. Den nye lovgivning har dog, som vist, ikke været tilstrækkelig respons
på fortidens synder. De gamle forureninger påvirker stadig miljøsituationen og
har dermed en effekt på menneskets sundhed. De følgende afsnit vil omhandle
andre respons initiativer, der er iværksat i Danmark.
54

6. Oliebranchens Miljøpulje
Dette hovedafsnit har til formål at præsentere Oliebranchens Miljøpulje, som
kan betragtes som et respons tiltag, der er iværksat pga. lovgivningens
manglende evne til at håndtere de pressures og impacts, der er forbundet med
“fortidens synder”. Afsnittet vil gøre rede for de forskellige aspekter og
synspunkter, der knytter sig til puljeordningen.
6.1 Baggrund for Oliebranchens Miljøpulje
På baggrund af de omtalte problemer omkring oprydning af de forurenede
benzingrunde indledte Oliebranchens Fællesrepræsentation en drøftelse med
Miljøministeriet og Energiministeriet angående forslag om oprettelse af en pulje,
som skulle sikre grundlaget for undersøgelse og oprydning af benzinforurenede
grunde. Hermed blev der skabt basis for oprettelsen af Oliebranchens Miljøpulje
(OM). Aftalegrundlaget for OM blev underskrevet den 21. december 1992 af
Oliebranchens Fællesrepræsentation, Kommunernes Landsforening,
Amtsrådsforeningen, Københavns- og Frederiksberg Kommuner og
Miljøstyrelsen (Aftaler, 1992).
OM blev oprettet med det formål at sikre en oprydning af forurenede grunde
med nuværende eller tidligere detailsalgsanlæg for benzin- og
mineralolieprodukter. Målet var således at:
• gennemføre miljøprioriterede oprydninger
• sikre en hurtigere oprydning indenfor en 10 årig periode
• skabe økonomisk sikring for oprydning uanset ejerforholdet
(Notat, 1992).
55

6.2 Aftalegrundlaget
Aftalen er baseret på en fælles frivillig ordning, som er etableret ved særskilt
aftale mellem samtlige af de benzinselskaber, der på dette tidspunkt, da aftalen
blev sikret, solgte benzin i Danmark. Aftalegrundlaget består af to sæt aftaler:
Finansieringsaftalen og Administrationsaftalen.
Administrationsaftalen er indgået mellem de offentlige myndigheder og
oliebranchen. Aftalen indeholder bestemmelser om
• tilmelding af grunde
• det administrative system
• etablering af et Miljøpuljeråd
Finansieringsaftalen er indgået mellem de selskaber, som i 1992 solgte benzin i
Danmark. Aftalen indeholder bestemmelser om
• benzinselskabernes økonomiske bidrag til OM
• puljens drift og organisation
Det økonomiske grundlag for ordningen sikres ved at benzinselskaberne betaler
et ørebeløb pr. solgt liter benzin, som er rapporteret til Energistyrelsen (Notat ,
1999). Beløbet indbetales månedsvis via en neutral statsautoriseret revisor, for at
de konkurrencemæssige oplysninger ikke samles sammen. En gang om året på
en generalforsamling fastsættes ørebeløbet pr. liter solgt benzin (Energi-debat,
1997). I år 2000 blev der kalkuleret med et beløb på 5 øre pr. liter solgt benzin,
hvilket giver et årligt bidrag på ca. 125 mio. kr. ekskl. moms (oil-forum 1,
2001).
Oliebranchens Fællesrepræsentation anmeldte den 21. maj 1992 aftalen om
oprettelsen af OM til Konkurrencerådet. Konkurrencerådet vurderede, at aftalens
56

estemmelser om kravet vedrørende en permanent lukning af de oprensede
benzinsalgssteder havde en negativ påvirkning for konkurrencen. Aftalens
bestemmelser vedrørende tilmeldingsgebyrer, nedlæggelse af benzinsalgssteder
samt genetablering på rensede grunde ville efter Konkurrencerådets holdning
kunne påvirke en bestemt strukturudvikling i branchen. På trods af
Konkurrencerådets negative holdning til denne strukturudvikling valgte de
alligevel at godkende aftalen, idet de miljømæssige hensyn blev vægtet tungere
end de problematiske strukturhensyn. Dette aspekt gav anledning til, at de
nævnte bestemmelser i aftalen er blevet ændret efter forhandling, og aftalen er
nu af Konkurrencerådet taget til efterretning (Konkurrencerådet, 1992).
Finansieringsaftalen blev endelig godkendt af de danske
konkurrencemyndigheder og EU i 1994 (Oil-forum 1, 2001).
Både Oliebranchen og Miljøstyrelsen havde en interesse i oprettelsen af aftalen.
For oliebranchen blev der skabt et økonomisk og administrativt grundlag for
oprydning, og for Miljøstyrelsen blev der skabt et grundlag for oprydning af de
mange nedlagte benzinstationer uden anvendelse af offentlige midler til
undersøgelse, oprydning samt til at føre retssager på grund af de uklare
ansvarsforhold (Miljøstyrelsen 5, 2001).
6.3 Organisering af OM
OM er organiseret via et OM- sekretariat, et Rådssekretariat, et Miljøpuljeråd og
Miljøstyrelsen. OM-sekretariatet har til formål at administrere de midler, der
indbetales til OM-puljen, forestå den konkrete udførelse af undersøgelser og
oprydninger samt at varetage kontakten til amter og kommuner i forbindelse
med undersøgelses- og oprydningsarbejdet. Sekretariatet er en privat
organisation, som selv tegner kontrakter med entreprenører og lignende til
undersøgelses- og oprydningsarbejdet.
57

Miljøpuljerådet består af repræsentanter for de parter, som har underskrevet den
administrative aftale. Formanden for rådet et er Miljøstyrelsens direktør. Rådet
har til opgave at rådgive Miljøstyrelsen om den endelige miljømæssige
prioritering af de undersøgelser og oprydninger, der skal foretages. Endvidere
har Miljøpuljerådet ansvaret for, at oprydningerne gennemføres i
overensstemmelse med den indgåede aftale. Rådssekretariatet er
Miljøpuljerådets sekretariat (Notat, 1992).
6.4 Tilmelding til Oliebranchens Miljøpulje
6.4.1 Grunde omfattet af OM-ordningen
Oliebranchens miljøpulje er en snæver brancheorientere aftale hvilket medfører,
at aftalen er snævert afgrænset med hensyn til valg af indsatsområder. I
aftalegrundlaget fremgår det af §1, at ordningen omfatter “forurenede grunde
med nuværende eller tidligere detailsalgsanlæg for benzin- og
mineralolieprodukter” (Aftale, 1992). Detailsalgsanlæg omfatter
servicestationer og autoværksteder med detailsalg af benzin, brugsforeninger og
købmandsbutikker med tilhørende detailsalg af brændstof. Dermed falder
grunde med enhver form for engrossalg af benzin uden for ordningen. Private
olietanke og tanke i forbindelse med erhvervsvirksomheder er ligeledes ikke
omfattet af ordningen (Almdal,1993). Selvom en grund falder ind under OM
ordningen, betyder det ikke nødvendigvis, at OM betaler for hele oprydningen.
OM finansierer kun oprensningen af forurening, der stammer fra driften af
detailsalgsanlægget. Forurening, der stammer fra anden virksomhed på grunden,
vil ikke blive oprenset på OM`s regning (Kvalitetsmanual, 1997).
Ordningen er altså afgrænset til detailsalgsgrunde, dvs. grunde der nu eller
tidligere har været en del af branchen. Ordningen omfatter ikke generelt grunde,
58

der på den ene eller anden måde er ramt jordforurening med mineralske
olieprodukter. Denne afgrænsning er en fordel idet antallet af grunde bliver
begrænset, hvorved undersøgelses og oprydningsopgaven bliver mere
overskuelig og lettere at administrere. Det kan dog også indvendes, at denne
afgrænsning er for snæver, idet den udelukker olieforurenede grunde, der
potentiel er lige så forurenede med olieprodukter som detailsalgssteder.
6.4.2 Tilmelding af grunde til OM-ordningen
Oliebranchen, amterne og kommunerne var de tre grupper af aktører, der
indenfor en nærmere bestemt tidsfrist kunne tilmelde grunde til ordningen.
For det første kunne Oliebranchen selv tilmelde grunde til puljen. Branchen
kunne dog kun tilmelde grunde på eksisterende detailsalgssteder, dvs. grunde
hvorpå der minimum er foregået detailsalg af benzin ind til 1/10 1991 (Notat,
1992). Oliebranchen mulighed for at tilmelde grunde udløb 31/12-1995
(Faktuelt, 1999). Muligheden for branchetilmeldte grunde afhjælper to
problemer. For det første har en række ejere af benzinstationer, der ikke har
turdet lukke og sælge grunden af frygt for efterfølgende miljøretssager, nu fået
muligheden for at lukke uden bekymring for oprensningen af en eventuel
forurening. OM tager sig af de miljømæssige krav, der eventuelt måtte blive
stillet. For det andet løser den hurtige lukning af disse tankstationer et
strukturproblem med mange overflødige tankstationer i oliebranchen (Sørensen,
1997).
Situationen var lidt anderledes for amter og kommuner. Både amter og
kommuner havde mulighed for at tilmelde grunde med nedlagte
detailsalgssteder indenfor deres respektive geografiske område. Dette stillede
store krav til amterne og kommunernes kortlægning og registrering af potentielt
59

forurenede grunde. Både amter og kommuner havde derfor en længere
tilmeldingsfrist. Begge parter kunne tilmelde grunde ind til 1/4 1999 (Faktuelt,
1999). Dermed ophører ligheden i tilmeldingskompetence mellem amter og
kommuner. Forvaltningskompetencen på miljøområdet generelt og
jordforureningsområdet specifikt er fordelt mellem amter og kommuner.
Amterne er beslutningsmyndighed indenfor forureningssager, der hører under
reglerne i affaldsdepotloven. Kommunerne er beslutningsmyndighed ved
forureningssager, der ikke hører under affaldsdepotloven, hvilket reelt vil sige
forureninger, der hører under miljøbeskyttelseslovens regler og planlovens
regler om arealanvendelse. Denne kompetencefordeling bliver brugt i
tilmeldingsproceduren til OM (Notat, 1992).
Fordelingen af tilmeldingskompetence til de forskellige myndigheder er helt i
overensstemmelse med OM aftalens generelle intention om ikke at skabe
kompetenceforskydning imellem de forskellige offentlige miljømyndigheder.
OM går ind og bruger de eksisterende kapaciteter i offentlig regi på
miljøområdet, og derved skaber OM et godt udgangspunkt for hele
myndighedsbehandlingen uden selv at skulle bruge unødige kræfter på
sagsbehandling (Andersen, 1993).
60

Figur 6.1 nedenfor viser i skematisk form de ovenfor beskrevne krav til hvem
der kan tilmelde de forskellige kategorier af forurenede grunde og hvordan disse
tilmeldinger efterfølgende behandles.
Figur 6.1: Skematisk oversigt af tilmelding til Oliebranchens Miljøpulje
Benzinsalgssted
Ja
Ønskes anlægget
nedlagt
Var detailsalgsanlægget
i drift 1/10 1991
Nej
Er forureningen omfattet af
affaldsdepotloven
Ja Ja Nej
OM vurderer og
prioriterer den
miljømæssige trussel
Amtet vurdere og
prioriterer den
miljømæssige trussel
Kommunen vurderer
og prioriterer den
miljømæssige trussel
Grundene skal tilmeldes
senest den 31/12-1995
Grundene skal tilmeldes
senest den 1/4-1999
Grundene skal tilmeldes
senest den 1/4-1999
Tilmeldingerne sendes til miljøpuljerådets sekretariat som vurderer og
beskriver tilmeldingerne. På baggrund af dette laver miljøpuljerådet hver
halve år en endelig prioritering af grunde. Denne prioriteringsliste skal
godkendes i miljøstyrelsen, hvorefter den sendes til OM, som påbegynder
arbejdet. (se afsnit 6.5.1)
Kilde: Kvalitetsmanual afsnit 2.1
Da den sidste tilmeldingsfrist i 1999 udløb var det muligt at gøre status over
antallet af tilmeldte grund. Der var tilmeldt i alt 9682 grunde til OM ordningen.
61

Disse tilmeldinger fordelte sig på 864 grunde tilmeldt af oliebranchen og 8818
grunde tilmeldt af myndighederne (Faktuelt, 1999).
6.5 Miljøprioritering af de tilmeldte grunde
9682 potentielt forurenede grunde er en stor opgave for enhver aktør, der
påtager sig opgaven at få undersøgt og oprenset disse grunde. Det vil tage
mange år at gennemføre denne opgave, og det er derfor vigtigt at få fastslået en
fornuftig rækkefølge, hvormed disse grunde skal undersøges og oprenses. Denne
rækkefølge bliver i OM bestemt vha. en miljøvurdering af de enkelte grunde.
6.5.1 Tre prioriteringsniveauer
Miljøvurderingen og prioriteringen foregår på tre niveauer, som det fremgår af
figur 6.1 ovenfor. For det første skal henholdsvis oliebranchen, amterne og
kommunerne samtidig med tilmeldingen indrapporterer deres vurdering af
miljøtruslen fra den enkelte grund, samt hvordan de vil prioritere grunden.
Derefter vil miljøpuljerådet komme med en samlet vurdering og prioritering af
alle grunde. Til sidst står Miljøstyrelsen som kontrolinstans, der skal godkende
miljøpuljerådets prioritering (Notat, 1992 og Kvalitetsmanual: afsnit 2.1, 1997)
6.5.2 Prioriteringskriterier
Prioriteringsarbejdet under miljøpuljerådet er underlagt en række faste
procedureforskrifter. Til disse procedurer hører en række parametre, som skal
medtages i afvejningen af hvilke grunde, der skal prioriteres højt i
oprensningsrækkefølgen. Disse kriterier er:
• Grundvandets sårbarhed
• Recipienters (søer, åer) sårbarhed
• Hvor vidt der er vandindvinding i området
• Areal anvendelse
• Evt. konstateret forurening på grunden
62

Kilde: Branchevejledning,1998
Prioriteringsarbejdet viser, hvordan miljøpuljerådet i praksis bruger de
ansvarlige offentlige myndigheders arbejde. Dette kan eksemplificeres af
amternes og kommunernes udpegning/kortlægning af arealanvendelse og
områder med drikkevandsinteresser. Århus Amt har tre kategorier for
kortlægning af arealanvendelse. Meget følsom arealanvendelse, som omfatter
anvendelse til bolig, børneinstitutioner og offentlig legepladser. Følsom
arealanvendelse, som omfatter rekreative og alment tilgængelige områder,
kolonihaver, sommerhuse og andre institutioner. Endelig bliver arealanvendelse
kategoriseret i ikke følsom arealanvendelse, som omfatter kontor og erhverv,
landbrug og skovbrug, P-plads, vejareal samt erhverv og industri. Desuden
udpeger Århus Amt i regionplanerne tre drikkevandsinteresse kategorier.
Områder med særlig drikkevandsinteresse (OSD), områder med
drikkevandsinteresser og områder med begrænsede drikkevandsinteresser
(Århus Amt, 2001).
Den enkelte grund vil konkret blive vurderet på alle parametre og derefter blive
givet en miljøscore. De 5 prioriteringskriterier bliver dog ikke tildelt ens vægt.
Grundvandets sårbarhed, areal anvendelse og hvorvidt den forurenede grund kan
true et OSD område bliver tillagt særlig stor betydning
(Branchevejledning,1998: p.8/Faktuelt,1999)
63

6.5.3 Dynamisk prioriteringssystem
Hele dette detaljerede prioriteringssystem skal dog ikke opfattes som et statisk
system uden plads til ændringer. Udgangspunktet i notatet til den oprindelige
aftale er, at miljøpuljerådet to gange årligt skal udarbejde en prioritering af
forurenede grunde (Notat, 1992). Med en løbende prioritering er der lagt op til
en kontinuerlig ændring i hvilke kriterier, der bliver vægtet højt i prioriteringen.
Forløbet omkring MTBE`s inddragelse i miljøprioriteringen af benzinforurenede
grunde eksemplificerer prioriteringens udvikling. Miljøstyrelsen anmodede i
juni 1997 amterne om at indberette eventuelle fund af MTBE. Efter 6 måneders
undersøgelser og en række MTBE fund stod det klart, at MTBE visse steder
havde nået grundvandet (Pressemeddelelse 29/1-1998). Miljøstyrelsen reagerede
hurtigt på disse fund. Allerede i juli fremlagde miljøstyrelsen en handlingsplan,
der skulle sikre grundvandet mod MTBE forurening fra benzinstationer. Man
ville fra myndighedernes side sikre, at MTBE ikke blev et problem for
vandforsyningen (Pressemeddelelse 7/7-1998). De takter, der er blevet slået fast
med MTBE handlingsplanen, har også haft betydning for prioriteringen af
oprydning under OM. Miljøpuljerådet valgte fra år 2000 at give MTBE
forurenede grunde høj prioritet. Dermed har OM ændret på sine
prioriteringsprocedure som respons på miljøstyrelsens MTBE handlingsplan
(Pressemeddelelse 27/10-2000/Pressemeddelelse 1/11-2001).
Samlet set er vores vurdering af dette prioriteringssystem positivt. Systemet har
en velovervejet vægtning af de forskellige miljøhensyn. MTBE eksemplet vidste
ydermere, at prioriteringssystemet er i stand reagerer på ny viden omkring
jordforurening.
64

6.6 Grønne afgifter og Oliebranchens Miljøpulje
For at komme nærmere en forståelse af de grundlæggende mekanismer i OM
puljeordningen vil dette afsnit analyserer finansiering af puljeordning gennem
en sammenligning med mekanismerne i grønne afgifter.
6.6.1 Hvad er en grøn afgift
De teoretiske tanker om at sætte pris på miljøet stammer helt tilbage fra Arthur
Cecil Pigou som i 1920 udgav bogen Economics of welfare. Pigou konstaterede
at industrivirksomheders produktion skabte røgudledning, som medførte
økonomisk ulempe i form af bygningsskader, hyppigere behov for tøjvask osv.
Der var en forskel mellem de udgifter virksomhederne måtte bære i forbindelse
med produktionen, dvs. udgifter til maskiner, udgifter til medarbejdere og
udgifter til råvare (private cost), og de samlede udgifter produktionen og forbrug
af en given vare medførte (social cost). Forskellen bliver af økonomer kaldt
eksterne udgifter eller eksternaliteter. Tanken hos Pigou var, at produktionen
eller det færdige produkt skulle pålægges en skat svarende til de eksternaliteter
produktionen medførte (Andersen,1992). Dette vil påvirke beslutninger om
udbud og efterspørgsel på markedet og derved sikre den mest efficiente
fordeling af ressourcerne med en maksimering af velfærden til følge
(Larsen,1996).
Tankerne om en miljøskat på eksternaliteter blev igen populær i 70`erne efter at
have ligget stille i mange år. I dag er miljøskatter udbredt mange steder, og er en
anerkendt måde at korrigerer for markedsfejl i form af eksternaliteter. Både
OECD og EUROSTAT har beskæftiget sig med grønne afgifter, og deres
definition lyder som følger: “en afgift er grøn, hvis afgiftsgrundlaget er en fysisk
enhed - eller en tilnærmelse til det – af noget, som har dokumenteret specifik
65

negativ virkning på miljøet, når det bruges eller udledes” (Skatteministeriet,
2000).
6.6.2 Finansiering af OM og grønne afgifter
I notatet til OM aftalen fremgår det, at finansieringen skal ske vha. en 2-4 øres
opkrævning per liter benzin ved engrossalg (Notat,1992). En opkrævning på
engrossalget kan dog ikke umiddelbart beskrives som en grøn afgift fordi den
ikke nødvendigvis påvirker detailprisen. Det fremgår dog af en række andre
kilder, at finansieringen af OM sker vha. en 4-5 øres afgift for hver liter benzin
solgt i Danmark (Miljøstyrelsen,2001/ Energi-debat,1997 /
Konkurrencestyrelsen,1992). Da alle benzinselskaber er omfattet af OM aftalen
og forbrugeren bliver direkte berørt af afgiften, kan finansieringen af OM
ordningen ses som en reel punktafgift på linie med statens opkrævning af
afgifter.
Afgiftsgrundlaget er altså på en fysisk enhed og spørgsmålet ifht. OECD’s
definition er om afgiftsgrundlaget har en negativ miljøeffekt. I Danmark har
staten siden 1927 pålagt afgifter på motorbrændstof, uden dette har været
begrundet med miljømæssige hensyn. Siden 1986 er afgiften på motorbrændstof
blevet kraftigere og kraftigere begrundet med et miljøhensyn. Afgifterne menes
at nedbringe forbruget af de miljøskadelige motorbrændstoffer, og dermed er det
en grøn afgift (Miljøstyrelsen,2000).
Da OM finansieringen er en punktafgift på benzin, og da statens afgift på samme
produkt bliver defineret som en grøn afgift, må vi konkludere, at OM
finansieringen er en reel grøn afgift opkrævet af en privat organisation.
66

6.6.3 Problemer med OM finansieringen som en reel grøn afgift
At finansieringen af OM ordningen kan sammenlignes med en grøn afgift
trækker en række problemstillinger frem i lyset.
For det første er der et juridisk problem ved aftalen. Aftalen er godkendt af
myndighederne, men i Danmarks riges grundlov §43 hedder det, at ingen skat
kan pålægges, forandres eller ophæves uden ved lov. Da grønne afgifter også er
en skat, er det en grundlovsbestemt sikkerhed, at grønne afgifter kun kan
gennemføres med lovhjemmel (Basse,2001). OM ordningen er ikke vedtaget
ved lov. Idet myndighederne ikke betragter finansieringen af OM ordningen som
en afgift i skattemæssig forstand, er dette problem ikke gjort til genstand for
debat, på trods af den store lighed mellem offentligt opkrævede benzinafgifter
og oliebranchens opkrævning af afgift.
For det andet kan man, når man ser finansieringen af OM ordningen som en
grøn afgift, kritiserer afgiften for at være en øremærket afgift. En øremærket
afgift indebærer, at provenuet fra afgiften er øremærket til et specifikt formål,
hvilket er tilfældet for OM ordningen. Afgiften er indført netop for at skabe et
provenu med det formål at oprense benzinsalgssteder.
Kritikken af øremærkede afgifter fremsættes i store dele af miljøøkonomien ud
fra den formodning, at den offentlige budgetproces forløber rationelt.
Budgetterne lægges af rationelle politikere, der søger at maksimere en
veldefineret social nyttefunktion. Politikerne skal have rådighed over hele
budgettet, og de vil så afsætte penge på de områder, hvor pengene giver størst
social nytte. Hvis pengene øremærkes til et specifikt formål, udgår disse midler
fra den overordnede samfundsafvejning, og kanaliseres til et formål, der ikke
nødvendigvis har høj samfundsmæssig værdi (Andersen,1992).
67

Afsluttende kan det opsummeres, at OM finansieringsformen i dens form af en
grøn afgift er en effektiv måde at indsamle midler på. Men netop fordi midlerne
er opkrævet af en privat organisation og ikke af samfundet, og fordi midlerne
ikke på nogen måde indgår i de samfundsmæssige overvejelser og afvejninger,
kan der knyttes kritiske kommentarer til ordningen.
6.7 Sammenfatning
OM har været det responstiltag, der har gjort det muligt, at gøre noget ved de
olieforureninger, der falder uden for lovgivningen. Det er nu muligt at gøre
noget ved de pressures, states, og impacts forureningerne har medført. Det
følgende afsnit vil gennemgå og analyserer hvordan disse responstiltag faktisk
fungerer.
68

7. Oprydning af forurenede benzingrunde
Når myndighederne har en formodning om, at en benzingrund er forurenet,
sættes der en proces i gang, som danner grundlag for en vurdering af, om der
skal foretages en oprydning af forureningen for at eliminere den eventuelle
risiko for sundhed og miljø, som forureningen kan udgøre.
Et oprydningsforløb af en benzingrund består af flere led og kan involvere
mange aktører. I det efterfølgende vil selve sagsforløbet ved en oprydning af en
benzingrund blive beskrevet efterfulgt af en gennemgang af faserne i selve
oprydningsprocessen.
7.1 Sagsforløbet ved oprydning af forurenede benzingrunde
Der er forskelle i sagsforløbet afhængig af om benzinstationer er tilmeldt OM
eller ikke tilmeldt OM, hvorfor der er valgt at opdele beskrivelsen af
sagsforløbet i to dele, nemlig sagsforløb vedrørende benzinstationer tilmeldt
OM, og sagsforløb vedrørende benzinstationer, som ikke er tilmeldt OM.
7.1.1 Sagsforløbet vedrørende benzingrunde, som er tilmeldt OM
Når Miljøstyrelsen har godkendt prioriteringslisten over de OM tilmeldt grunde,
fremsendes denne liste til OM, som påbegynder det indledende arbejde. Inden
arbejdet igangsættes, skal grundejeren have underskrevet en oprensningsaftale.
Ved denne aftale indtræder OM i grundejerens sted i alle forhold, der har med
undersøgelse og oprensning at gøre i forhold til myndigheder (Oliebranchens
Miljøpulje 1, 1997). OM ´s sekretariat tager sig herefter af alle de praktiske og
administrative forhold. Sagerne samles i pakker og bliver udbudt i en samlet
licitation, hvilket giver mulighed for, at det er den samme rådgiver, som påtager
sig alle opgaver i et amt. Denne procedure bevirker en hurtigere sagsbehandling,
69

da rådgiver og myndigheder herved opnår et kendskab til hinanden (Ingeniøren,
1997).
Konsulentfirmaet gennemgår sagen og indhenter eventuel yderligere
oplysninger hos myndighederne. Udfra oplysningerne tilrettelægges en
undersøgelse af forureningsomfanget på grunden. Formålet med
forureningsundersøgelsen er at afklare, om håndteringen af mineralolieprodukter
i forbindelse med benzinstationen har medført forurening på ejendommen og for
at fastslå forureningstidspunktet. Tidsfastsættelse af forureninger sker ved
indsamling af de historiske data samt ved analysering af de forurenede
komponenter. Når forureningsundersøgelsen er afsluttet udarbejder
konsulentfirmaet en rapport, som beskriver formålet med undersøgelsen.
Rapporten indeholder endvidere oplysninger om historiske forhold, geologi,
hydrogeologi og recipienter, og om de feltaktiviteter og undersøgelser, der er
foretaget. Rapporten afsluttes med en vurdering af undersøgelserne
indeholdende anbefalinger til brug for vurdering af det videre forløb i sagen.
Myndigheden vurderer herefter undersøgelsesrapporten, og der fastlægges
oprensningskriterier for afgravningen. Oprensningskriterierne fastlægges af
amterne på grundlag af konkret risikovurdering og på grundlag af fremtidig
anvendelse af arealet. Herefter påbegyndes oprydningen af grunden. Når
oprydningsarbejdet er gennemført udarbejder konsulentfirmaet en
afslutningsrapport for oprydningen indeholdende en beskrivelse af de
entreprenørarbejder, der er udført, oprensningsniveauet, risikovurdering og til
sidst en anbefaling. Amtet myndighedsbehandler rapporten og tager stilling til
om grunden på denne baggrund kan afmeldes kortlægningen eller om en
eventuel restforurening skal medføre kortlægning (Miljøstyrelsen 1, 2000). For
OM afsluttes sagen med, at grundejeren underskriver en erklæring om, at der er
foretaget en oprydning som aftalt (Oliebranchens Miljøpulje 1, 1997
70

Særnummer OM 1/8 1997). Ved oprydninger efterlades der ofte små
ubetydelige restforureninger, som er uden betydning for kritisk arealanvendelse,
og som ikke udgør nogen trussel for grundvandsinteresser (Oil-forum 2, 2001).
I forbindelse med et sagsforløb kan der opstå spørgsmål, som skal afklares ved
forhandlinger de enkelte parter imellem : Kommune, amt, OM, grundejeren,
andre grundejere, embedslægen m.v. Bl.a. kan der opstå tvivl om, hvor
grænsefladen for en forurening ligger. I mange tilfælde er der i tilknytning til
benzinstationen også en anden virksomhed, som kan udgøre en risiko for
forurening, typisk autoværksteder, og som tidligere nævnt er denne forurening
ikke dækket af OM. Myndighederne skal således tage stilling til det videre
forløb af den del af forureningen, som ikke er omfattet af OM. Af Viborg Amts
oversigt over indsats med undersøgelser og afværge af jordforurening i 2001
fremgår, at Viborg amt i forbindelse med, at OM undersøger 31 lokaliteter i
Viborg amt, har aftalt med rådgiverne for OM at de samtidig med undersøgelsen
af benzinstationen, foretager en undersøgelse for Amtet af anden
virksomhed på grunden. Til dette formål har Viborg Amt afsat 300.000 til
undersøgelser i forbindelse hermed (Viborg Amt, 2001).Eksemplet viser, at
myndighederne i deres prioritering af brugen af både administrative og
økonomiske ressourcer også må tage hensyn til de sager som kører i OM regi.
7.1.2 Sagsforløbet vedrørende benzingrunde, som ikke er tilmeldt OM
Benzinstationer, som ikke er tilmeldt OM, drives videre under samme vilkår
som andre virksomheder, og er hermed underlagt den gældende lovgivning, hvis
der konstateres en jordforurening herfra. Modsat benzinstationer tilmeldt OM,
indgår benzinstationen først i et sagsforløb, når der er konstateret eller er en
formodning om en forurening. Sagerne kan opstå på forskellig vis: Ved
undersøgelse af grund i forbindelse med ejerskifte, ved ændret arealanvendelse,
71

ved amternes kortlægning af grunde, hvor der er eller har været aktiviteter,
gravearbejde i forbindelse med byggeri, uheld m.v. Når sagen på den ene eller
anden måde tilgår myndigheden, er der flere forhold som myndigheden skal
iagttage, inden sagen påbegyndes. Da der kan være mange aspekter, som kan
have væsentlig indflydelse for sagsbehandlingen i en konkret sag, vil den
efterfølgende beskrivelse af sagsforløbet ikke være udtømmende, og
sagsbehandlingen beskrives derfor kun i hovedtræk.
Myndigheden skal vurdere, om det er nødvendigt at iværksætte en
selvhjælpshandling, hvis jordforureningen bevirker, at der er overhængende fare
for sundhed eller miljø. Det skal dog bemærkes, at en selvhjælpshandling ikke er
betinget af, om der er tale om et lovligt eller ulovligt forhold, og om der på
denne baggrund lovligt ville kunne udstedes påbud, hvis tiden tillod dette. Men
muligheden for refusion af udgifterne er formentlig afhængig af om der ville
kunne gives et lovligt påbud i situationen (Bjerring, 1991).
Hvis det ikke er nødvendigt at iværksætte en selvhjælpshandling indhenter
miljømyndigheden oplysninger, herunder historiske oplysninger, om
forureningsstedet for at kunne klarlægge forureningstidspunktet, som er
afgørende for hvilken lovgivning, der skal anvendes i en håndhævelsessituation.
Hvis jordforureningen er sket før den 1. januar 2001, skal myndigheden, inden
der stilles krav om oprydning, kunne bevise, at forureneren har handlet
ansvarspådragende modsat jordforureninger, der er sket efter den 1. januar 2001,
hvor det ikke vil være afgørende, om der er handlet culpøst for at myndigheden
kan meddele påbud om oprydning.
Inden et eventuel påbud udstedes, skal der findes en forurener, som er den, der
driver eller drev den virksomhed eller anvender eller anvendte anlæg, hvor
72

forureningen hidrører fra. Myndigheden skal endvidere påvise, at forureningen
også stammer fra den pågældende virksomhed. Det er ikke tilstrækkeligt, at der
findes forurening på den grund, hvor virksomheden er beliggende. Der skal
påvises årsagsforbindelse mellem driften af virksomheden og forureningen.
Benzinstationens beliggenhed i forhold til særlige drikkevandsinteresser,
følsomme arealer som børnehaver m.v. undersøges, og på dette grundlag
vurderes oprensningskriterierne, som er udgangspunktet for meddelelse af påbud
om oprydning.
Myndigheden kan udstede et påbud om undersøgelse, hvis det vurderes, at der er
en begrundet mistanke om, at der er en forurening. Udgifterne til undersøgelsen
skal afholdes af forureneren eller af myndigheden. Hvis resultatet fra
undersøgelsen viser, at der ikke er en forurening, skal myndigheden afholde
udgifterne til undersøgelsen. Undersøgelsespåbud kan i praksis kun meddeles
ved forureninger, som reguleres i henhold til jordforureningsloven.
I forbindelse med behandlingen af indeklimasager forårsaget af
jordforureninger, kan der opstå problemer med fastsættelse af krav til
indeklimaet. Da der ofte er flere centrale myndigheder indblandet i disse sager,
bliver der ofte sat forskellige krav til indeklimaet (Miljøstyrelsen 2, 2001).
Jordforurening kan brede sig til nabogrunde, som hermed kan blive berørt af
oprydningsarbejdet m.v. Hvis det viser sig, at forureningen har bredt sig til
naboarealer, som forureneren ikke har rådighed over, kan myndigheden meddele
et såkaldt tålepåbud til den grundejer, som bliver berørt af ”en anden mands”
forurening. Grundejeren eller anden rådighedsindehaver kan således få påbudt at
tåle, at forureneren rydder op. Formålet med tålepåbud er at sikre, at den, der
73

modtager påbud, har den rådighed over påbuddets genstand, der efter
forvaltningsretten er en nødvendig forudsætning (Revsbech, 1999).
Hvis der foretages en oprydning, fastlægges et oprensningsniveau på grundlag af
konkret risikovurdering og på grundlag af fremtidig anvendelse af arealet.
Såfremt der efterlades en forurening eller en restforurening, kan det medføre en
kortlægning af grunden (Miljøstyrelsen 1, 2000).
Gennemgangen af sagsforløbene for benzinstationer, som er omfattet af OMordningen
og benzinstationer, som ikke er omfattet af OM-ordningen viser, at
OM-ordningen bevirker, at der skabes forskelle i sagsforløbene. Blandt andet
udelukkes nogle af de juridiske overvejelser i en jordforureningssag, som er
omfattet af OM-ordningen.
7.2 Faserne i oprydning af forurenede benzingrunde
Den tekniske del af oprydningsprocessen består af en undersøgelse og en
oprydning - også kaldt afværgefase - af den forurenede benzingrund.
Undersøgelsen og oprydningen af en forurenet benzingrund kan opdeles i
følgende 3 faser:
• Orienteringsfase
• Undersøgelsesfase
• Afværgefase
74

7.2.1 Orienteringsfasen
Orienteringsfasen består af indsamling af historiske data om arealanvendelsen,
herunder oplysninger om eventuel kortlægning af lokaliteten med henblik på at
opstille en hypotese for, hvilke stoffer den kan være forurenet med, og hvor der
kan forventes forurening (miljøstyrelsen, Nr.6, 1998). Endvidere indhentes der
geologiske og hydrologiske data for området.
Formålet med denne fase er at tilvejebringe det bedst mulige grundlag for den
nærmere undersøgelse af benzingrunden.
Indsamling af historiske data:
Ved udarbejdelse af en historisk beskrivelse af de aktiviteter, der har været
knyttet til lokaliteten. Her er det især af betydning, at få oplysninger om de
følgende aktiviteter og installationer:
• Tanke
• Olie/benzin udskillere
• Pumpe øer
• Oplæg (smøreolier,motorolier)
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.11, 1998)
• Påfyldnings- og udluftningsstudse
• Rørføringer
• Kloaker og dræn, m.m.
Disse oplysninger kan søges i en lang række kilder som er:
• Offentlige arkiver og registre
• Oliebranchen
• Interview
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.11, 1998)
• Grundejer (forhandler/forpagter)
• Besigtigelse
• Forsikringsselskaber
Indhentning af geologiske og hydrologiske data:
Ved indhentning af oplysninger om de geologiske og hydrologiske forhold for
området, kan der foretages en indledende sårbarhedsvurdering af
75

drikkevandsinteresser og arealanvendelse (Larsen, 1997).Endvidere skal der
skaffes overblik over vandindvindinger, grundvandsstrømninger og recipienter i
området.
Fremskaffelse af data til beskrivelse af jord- og grundvands forhold samt
recipienter sker via:
• Topografiske kort
• Basisdata kort
• Grundvandspotentiale kort
• Vandindvindingsplaner
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
• Vandforsyningsplaner
• Geologiske faglitteratur
• Andre undersøgelser i området
I orienteringsfasen vil man ofte supplere den eksisterende viden med
orienterende feltanalyser. Disse feltanalyser har til formål at lokalisere særligt
forurenede områder (”hot spots”) og identificere forureningens komponenter.
Forurening af jord og grundvand søges lokaliseret gennem prøvetagning fra
nogle få korte boringer (Larsen, 1997).
7.2.2 Undersøgelsesfasen
Undersøgelsesfasen består af nærmere undersøgelser, som er prøvetagninger af
jord, luft og vand fra forureningsstedet, der efterfølgende analyseres. Herefter
foretages en risikovurdering og en farlighedsvurdering af jordforureningen.
7.2.2.1 Prøvetagning af jord, vand og luft
Prøvetagning af jord og vand:
Prøvetagning af jord og vand sker i undersøgelsesfasen normalt fra boringer.
Formålet med prøverne er at belyse forurenings-, jordbunds- og grundvands
forholdene i et sådant omfang, at der kan gennemføres en risikovurdering, og for
at få et tilstrækkeligt grundlag for projektering og gennemførelse af de
nødvendige afværge foranstaltninger. Under borearbejdet udtages normalt 2
76

jordprøver i hvert niveau, en til karakterisering og geologisk beskrivelse og en
til kemiske analyser. Vandprøver udtages normalt fra filtersætninger, som er
etableret i boringerne. Vandprøverne anvendes til at undersøge de
dybereliggende grundvandsmagasiner, til grundvandskontrol eller til eventuel
afværge pumpning.
Prøvetagning af luft:
I den umættede zone vil forureningskomponenterne være fordelt på 3 faser:
absorberet til jord, opløst i porevand og på damp form samt opløst i poreluften
Ved kraftige forurening kan der endvidere forekomme fri fase afhængig af
forureningskomponenterne. Fordelingen mellem de 3 faser afhænger af
forureningskomponenternes fysiske og kemiske egenskaber. For flygtige
forbindelser (eks. de let flygtig kulbrinter, BTEX`erne.) vil en større del af
jordforureningen forekomme på dampform.
Poreluftmålinger udføres ved nedramning af jordspyd til en på forhånd fastlagt
dybde i den umættede zone. Fra spyddet oppumpes poreluft, som opsamles til
efterfølgende analyse (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Hvor der findes høje koncentrationer af olieprodukter nær bygninger, bør det
overvejes, om der skal udføres målinger af dampkoncentrationer under
bygninger, ligesom der kan være behov for udførelse af indeklimamålinger for
at sikre, at der ikke er risiko for ulykker eller helbredsrisiko.
7.2.2.2 Analyse af jord, vand og luft
Formålet med at analysere jord- , vand- og luftprøver er at belyse
forureningsgraden i det undersøgte område. Der kan vælges imellem forskellige
metoder til analysering af prøverne.
77

De typiske anvendte analysemetoder er:
• PID/FID målinger: det mest anvendte ikke specifikke metode er måling af
flygtige organiske stoffer med en fotoioniseringsdetektor (PID) eller en
flamme ioniseringsdetektor (FID) (Larsen, 1997).
• GC (gas chromatograf ): ved brug af denne metode , måles luften lige over
jordprøven. Der måles derfor kun flygtig stoffer, som findes i gasfasen og
som kan detekteres med enten PID eller FID detektoren. Gas chromatogafen
er stof specifik.
• AAS (atomisk absorbtion spektroskopi): Produktionen, graden og
fortolkningen af de spektra, der opstår fra emissioner eller absorptioner af
elektromagnetisk stråling af atomer anvendes til analysering af
forureningskomponenter.
• MS (masse spektroskopi): en analytisk teknik brugt til identifikation af de
kemiske strukturer og bestemmelse af blandinger og den kvantitative
grundlæggende analyse af forureningskomponenterne (McGraw-Hill, 1997).
• EDXRF (energidispersiv fluorescens analyse): Er røntgenfluorecensmålinger
for tungmetaller. Metoden er stofspecifik (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6,
1998).
Kemiske analyser af jordprøver:
Tabel 7.1: Analyseprogram for jordprøver.
Analyser Parametre der identificeres og kvantificeres Analysemetoder
Olieprodukter
Enkeltstoffer
Benzin
Dieselolie
BTEX (benzen, toluen, ethylbenzen, xylener)
PAH’er (total mængde samt indhold af benzo-
(a)pyren)
GC/FID el.
GC/PID
GC/FID el.
GC/MS
78

Tilsætningsstoffer (MTBE, 1’2-dibromethan,
1,2-dichlorethan)
Tungmetaller Bly
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
AAS/EDXRF
Kemiske analyser af vandprøver:
Tabel 7.2: Analyse program for vandprøver udtaget fra terrænære
grundvandsmagasiner.
Analyser Parametre der identificeres og kvantificeres Analysemetoder
Kulbrinter
Enkeltstoffer
Tungmetaller
Sum af kulbrinter
BTEX (benzen, toluen, ethylbenzen, xylener)
Sum af PAH’er
MTBE
1,2-dibromethan
1,2-dichlorethan
Bly
GC/FID el.
GC/MS
GC/ECD el.
GC/MS
AAS
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Kemiske analyser af luftprøver:
Tabel 7.3: Analyse program ved luftmålinger.
Analyser Parametre der identificeres og kvantificeres Analysemetoder
Kulbrinter Kvantificeres for total kulbrinteblanding.
Herudover kvantificeres følgende kulbrinter:
GC/FID el.
GC/MS
Benzen
Toluen
Xylener inkl. Ethylbenzen
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
De indledende undersøgelser afsluttes med en vurdering af, om der er
tilvejebragt et tilstrækkeligt grundlag som muliggør en risikovurdering. Der bør
normalt udføres akkrediterede laboratorieanalyser ved forureningsundersøgelser.
79

7.2.2.3 Risikovurdering
En risikovurdering er en vurdering af de miljø- og sundhedsmæssige
konsekvenser af en benzinforurening. Formålet med en risikovurdering er at
afklare behovet for afværgeforanstaltninger (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6,
1998).
Risikovurdering tager udgangspunkt i konkrete situationer og bygger på
oplysninger om de forurenede stoffer, de sprednings- og eksponerings veje og
den målgruppe, der er aktuel i den givne situation (Miljøstyrelsen, vejledning
nr.6, 1998).
Risikovurdering skal foretages i forhold til:
1. Areal anvendelse :
For folk, der færdes på arealerne, kan jord- eller grundvandsforurening medføre
sundhedsskader (Larsen, 1997).
2. Grundvand:
Formålet med en risikovurdering er at vurdere, hvorvidt en given forurening i
jorden eller et sekundært grundvandsmagasin forurener grundvandet som
ressource. Forurening af grundvandet kan medføre forurening af nærliggende
drikkevandsboringer og kan dermed udgøre en sundhedsrisiko. Forurenet
grundvand kan trænge op i lavtliggende recipienter og kan derved forringe
livsbetingelserne for dyre- og plantelivet heri (Larsen, 1997).
3. Luft :
Ved ophold i bygninger eller på udearealer på forurenede grunde er der risiko
for en uacceptabel påvirkning af udeluften eller indeklimaet fra en
underliggende forurening af jord eller grundvand (Larsen, 1997).
80

7.2.2.4 Farlighedsvurdering
Risikovurderingen tager udgangspunkt i viden om stoffernes farlighed.
Farlighedsvurderingen er baseret på viden om de enkelte stoffers toksicitet og
deres fysiske og kemiske egenskaber, der er afgørende for stoffernes evne til at
spredes i miljøet (Larsen, 1997).
7.2.3 Afværgefasen
Afværgefasen består af etablering af midlertidige eller permanente afværge
foranstaltninger og opgravning af forurenet jord (Larsen, 1997).
Formålet med afværgefasen er at detailprojektere og gennemføre de nødvendige
afværgeforanstaltninger. Afværgeforanstaltningerne tager sigte på at fjerne en
forurening, begrænse en eksponering eller forhindre en spredning af forurening i
jord, vand eller luft. Hvis der ved risikovurderinger konkluderes at det er
forbundet med en sundhedsrisiko at færdes på arealet, indendørs eller udendørs,
eller at grundvands-eller recipientinteresser er truet, skal der foretages
afværgeforanstaltninger herfor (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Man skelner mellem forskellige oprydnings metoder som er in-situ- og ex-site
metoder. In-situ er behandling af jorden på stedet uden opgravning. Den store
fordel ved ”in-situ” rensning er, at man undgår afbrydelse af arealanvendelsen,
at opgrave og transportere jorden, og man undgår endvidere eksponering af
mennesker for dampe og støv (Larsen, 1997). Jordrensning ”ex-site” vil sige, at
jorden køres væk og bliver renset et andet sted (jordrensningsanlæg).
Der findes mange metoder til oprensning af forurenede grunde. I Danmark er de
mest benyttede teknikker til oprensning følgende:
81

• Vakuumekstraktion:
Ved vakuumekstaktion, som er en ”in-situ” metode, forstås primært en fysisk
fjernelse (stripning) af letflygtige miljøfremmede organiske stoffer fra
porevolumenet i den umættede zone v.h.a. vakuum. Vacumextraktion er
velegnet til oprensning af lettere olieprodukter som benzin, petroleum og
terpentin. Et antal ventilationsfiltre installeres i den umættede zone, som
påtrykkes et vakuum v.h.a. en ventilator, hvorved letflygtige komponenter suges
ud af jorden. Vakuumekstraktion er en god løsning når en forurening med disse
stoffer har spredt sig ind under bygninger, hvor der muligvis er opstået
indeklimaproblemer i kælderrum (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Figur 7.1 Vakuumventilation
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998)
• Bioventilation:
Ved bioventilation, som er en ”in-situ” metode, forstås aerob mikrobiel
nedbrydning af miljøfremmede organiske stoffer i den umættede zone f.eks. ved
tilførsel af atmosfæriske luft eller ilt. Et antal bioventilationsfiltre installeres i
den umættede zone. Der påsættes en indblæsning v.h.a. en ventilator, hvorved
omsætninger af forureningen stimuleres, ved den tilførte luftart (Miljøstyrelsen,
vejledning nr.6, 1998). Bioventilation anvendes navnlig til oprensning af tungere
oliekomponenter som dieselolie, fyringsolie og andre tungtflygtige organiske
stoffer, der vil kunne nedbrydes biologisk under aerobe forhold (Larsen, 1997).
82

Figur 7.2: Bioventilation
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998)
• Air sparging:
Ved air sparging (luftgennemblæsning under grundvandsspejlet), som er en ”insitu”
metode, opnås en fysisk fjernelse (stripning) og mikrobiel nedbrydning af
forurening i grundvandszonen ved indblæsning af f.eks. atmosfærisk luft under
grundvandsspejlet. Anlægget består af et antal lodrette eller evt. vandrette
boringer filtersat under grundvandsspejlet. Luft indblæses under
grundvandsspejlet, hvorved flygtige komponenter strippes og overføres fra
vandfasen til den umættede zone, hvorfra den kan fjernes ved andre teknikker.
Herudover stimuleres den mikrobielle omsætning i grundvandszonen på grund
af ilttilførslen. Både de lettere og de tungere olieprodukter kan behandles ved
airsparging (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Figur 7.3: Airsparging
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998)
83

• Forceret udvaskning:
Forceret udvaskning, som er en ”in-situ” metode, er en samlebetegnelse for en
række metoder til kunstigt at forøge vandgennemstrømningen gennem det
forurenede område evt. ved recirkulation af oppumpet vand. Næringsstoffer ,
bakterier, iltningsmidler kan tilsættes vandet for at stimulere omsætningen.
Forceret udvaskning kan anvendes såvel over som under grundvandsspejlet.
Udvaskningsvandet infiltreres enten via filtre (sivedræn), ved sprinkleranlæg
eller direkte i den mættede zone (Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
Figur. 7.4: Forceret udvaskning:
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998)
• Immobilisering:
Ved hydraulisk immobilisering forstås afskæring af nedsivende regnvand ved
indkapsling under asfalt eller membraner og afskæring af laterale vandstrømme
ved hjælp af drængrøfter og impermeable vægge. Hvis forureningen
udelukkende findes over grundvandsspejlet kan et dæklag af asfalt være nok til
at hindre nedsivning af regnvand (Larsen, 1997).
84

• Afgravning:
Langt den mest benyttede afværgemetode overfor jordforurening er afgravning.
Denne fjerner forurening, normalt med gravemaskiner. Den opgravede
forurenede jord transporteres til jordrensningsanlæg. Der findes flere centrale
jordrensningsanlæg, hvoraf de fleste renser organisk forurenet jord ved hjælp af
mikrobiologisk nedbrydning (milekompostering eller landfarming). Ved den
biologiske rensning, hvor jorden oplægges i miler eller landfarming, bredes den
forurenede jord ud som et tyndt lag på jordoverfladen, således at der skabes
aerobe forhold, der muliggør en biologisk nedbrydning af de organiske stoffer
(Miljøstyrelsen, vejledning nr.6, 1998).
7.3 Sammenfatning
Beskrivelsen af sagsforløbet og den tekniske del af oprydningsprocessen viser,
at en forurenet benzingrund gennemgår mange faser, som skal iagttages inden
selve oprydningen af grunden kan igangsættes. Da der er mange aktører som
indgår i de enkelte faser, skal der sikres et fornuftigt sammenspil mellem
aktørerne.
85

8. Evaluering af OM
8.1 Status
Der har været solgt benzin fra ca. 12.000 forskellige steder i Danmark. Nu er
antallet reduceret til ca. 2500 (2001), og en meget stor del af de salgsanlæg, som
er lukket før 1965, er kun forurenet i begrænset omfang (Oil-forum 3, 2001).
Den sidste frist for tilmelding af projekter til OM udløb den 1. april 1999. Det
endelige antal grunde, som blev tilmeldt OM-ordningen var 9.665 grunde. Af
de i alt 2103 grunde, som OM har behandlet siden 1993, er 1919
færdigbehandlet ved udgangen af 1999. På størstedelen af de grunde som er
tilmeldt OM-ordningen, har der ikke forinden været gennemført tekniske
undersøgelser, som godtgør, at den tilmeldte grund også er forurenet. Hvis de
tekniske undersøgelser viser, at grunden ikke er forurenet, kan OM derfor
afslutte en del sager uden at gennemføre oprydning. OM har ikke opgjort, hvor
mange sager, der er afsluttet alene ved undersøgelse og hvor mange der er
afsluttet ved oprensning. Depotrådet vurderer, at det samlede antal grunde, hvor
der er foretaget en oprydning, udgør ca. 1500 (Depotredegørelse, 1999).
OM`s udgifter til undersøgelse og oprydning er faldende, hvilket kan iagttages
på nedenstående figur 8.1, som viser udviklingen i de gennemsnitlige udgifter
til oprydning i de enkelte år.
86

Figur 8.1 Gennemsnitlig oprensningsomkostninger
(Årsberetning, 2001)
Figur 8.1 viser udviklingen i OM ´s gennemsnitlige oprensningsomkostninger i
1000 kr. Den yderste søjle til højre (omtalt i figuren som blå) viser den
gennemsnitlige akkumulerede omkostning for alle årene (Årsberetning, 2001).
Blandt nogle af årsagerne til, at oprensningsomkostningerne er faldende, kan
være, den øgede effektivitet i behandlingen af sagerne. Ved behandling af
mange forholdsvis ensartede sager indenfor den samme branche, kan der opnås
en vis effektivitet. Endvidere er nogle af de sager, som nu tages op
benzinstationer, som er lukket i 50`erne. Erfaringen viser, at mange af disse er
uforurenede og hermed formodes, der kun at skulle være udgift til en
undersøgelse af grunden (Miljøstyrelsen 2, 2001).
I 1999 var den gennemsnitlige udgift til undersøgelse og
afværgeforanstaltninger i OM regi 247.000 kr. pr. lokalitet, men udgiften
varierer fra sag til sag, som fordeler sig således:
- lokalitet, hvor der foretages undersøgelse og afværge : ca. 30.000 kr.
87

- lokalitet, hvor der foretages oprensning (in situ-metoder) : ca. 485.000 kr.
- lokalitet, hvor der foretages oprydning ved opgravning : ca. 350.000 kr.
(Depotredegørelse, 1999).
Nedenstående figur 8.2 viser udviklingen i bidrag til OM-puljen og
oprensningsudgifterne. Puljebidraget har været stigende indtil 1997, hvorefter
puljebidraget har været konstant, og oprensningsudgifterne er faldende. Det
økonomiske bidrag til OM-puljen var i 1993 på ca. 50 mio. kr. og i 2001 på ca.
125 mio. kr. (Oil-forum 4, 2001).
Figur 8.2: Udvikling i bidrag og oprensningsudgifter
(OM Årsberetning, 2000)
Figur 8.2 viser Miljøpuljens udvikling i puljebidrag og oprensningsudgifter
(OM Årsberetning, 2000). Den buede kurve illustrerer udviklingen i
oprensningsomkostningerne og den anden kurve puljebidraget.
88

Udfra OM prognose for undersøgelser forventes alle OM- tilmeldte grunde at
være afsluttet i år 2012 under forudsætning af, at OM kan behandle ca. 600 nye
grunde om året (Oil-forum 2, 2001).
8.2 Vurdering af målopfyldelse i forhold til aftalegrundlaget
Formålet med oprettelsen af OM-ordningen var, som tidligere nævnt, at
gennemføre miljøprioriterede oprydninger af forurenede grunde med
nuværende eller tidligere detailsalgsanlæg for benzin- og mineralolieprodukter,
samtidig med at denne oprydning, som skulle ske hurtigere, skulle være
økonomisk sikret uanset ejerforholdet. Oprydningen blev planlagt gennemført
indenfor en periode på 10 år.
Ud fra ovenstående oplysninger i statusdelen må det konstateres, at OMordningen
har sin berettigelse. Af de ca. 12.000 benzingrunde er der i alt tilmeldt
9.665 grunde til OM, de resterende benzinstationer er igangværende og er derfor
ikke omfattet af ordningen. Hermed har OM-ordningen ”taget hånd om”
flertallet af benzingrundene via puljebidraget, som sikrer økonomien bag
oprydningen, og dette sker uanset ejerforholdet, hvorved der er skabt et system,
som forbigår de juridiske tvister i jordforureningssager. De tilmeldte OM-grunde
indgår i en samlet pulje, hvorved undersøgelserne og oprydningerne bliver
miljøprioriterede som planlagt. Hvad angår målet m.h.t. oprydningshastigheden
må det dog konstateres, at dette mål ikke er holdbar, da oprydningen først
forventes at være afslutte i 2012 og ikke i 2002, som var den første målsætning.
89

8.3 Konsekvenser af særskilte miljøaftaler
Af mulige konsekvenser ved særskilte miljøaftaler, som OM-aftalen er, kan
nævnes følgende eksempler.
Oliebranchens Miljøpulje er oprettet som en frivillig aftale, hvorved den
traditionelle command and control reguleringsinstrument sættes ud af funktion.
De frivillige aftaler indeholder generelt ingen retlige sanktionsmuligheder
overfor branchen, såfremt de fastsatte mål i aftalen ikke opfyldes. De manglende
muligheder for sanktioner kan medføre, at branchen har mulighed for at undgå
efterlevelse af målene i aftalen, og hermed er myndighedernes eneste mulighed
at iværksætte en regulering, hvis målene ikke opfyldes (Institut for miljø,
teknologi og samfund, 2001). For miljømyndigheden kan det resultere i, at
myndighedsrollen overfor OM i særlige tilfælde kan være problematisk. Ved
OM´s aftale med grundejer overtager OM grundejerens forpligtigelser, men
myndighederne kan ikke meddele påbud til OM kun til forureneren, så i tilfælde
af, at der opstår uenighed mellem OM og myndighederne i forbindelse med
oprydningsarbejdet, findes ingen håndhævelsesmuligheder, som myndighederne
kan anvende overfor OM.
Den frivillige aftale har endvidere den konsekvens, at jordforureningslovens mål
om at tilvejebringe en sammenhængende regulering af jordforureninger uanset
forureningens karakter og tilblivelse, som omtales i afsnit 5, ikke opnås.
Tilmeldte OM-grunde er ikke direkte omfattet af jordforureningsloven, hvilket
bevirker, at OM-tilmeldte grunde ikke er omfattet af den samlede prioritering af
oprydningsindsatsen, som er sat i værk i forbindelse med vedtagelse af den nye
jordforureningslov, og derved opnås der ikke den ønskede effekt om en
sammenhængende regulering af jordforureninger.
90

8.4 Er OM ordningen omfattende nok
Til en evaluering af oliebranchens miljøpulje hører ikke kun en statusrapport og
en vurdering af målopfyldelse. Det er vigtigt at vurdere om OM-ordningen er en
fornuftig samfundsmæssig måde at håndtere jordforureningsproblemerne på.
Dette afsnit vil ud fra et miljøøkonomisk synsvinkel vurdere
hensigtsmæssigheden, af at tackle jordforureningsproblemer ved hjælp af en
branche orienteret miljøpulje.
Den miljøøkonomiske tankegang bygger på, at økonomisk aktivitet skaber
fordele i form af mad, videomaskiner og andre fornødenheder. Men økonomisk
aktivitet skaber også ulemper i form f.eks. forurening (Perman,1999: p.272). For
at forstå de nedenstående figurer er det ydermere vigtigt at forstå forestillingen
om faldende grænsenytte (marginal benefit/MB). Den første videomaskine man
har er til væsentlig større nytte end nummer 10, der formentlig bare kommer til
at stå på loftet. Omvendt er ulempen (marginal damage/MD) ved de første 10
cm vandstigning pga. klimaforandring ikke så omkostningsfulde som de sidste
10 cm, der får digerne til at bryde sammen (Dobson,1989: p.14-16). Figur 8.3
nedenfor viser situationen, hvor den marginale nytte falder og den marginale
ulempe stiger ved øget økonomisk aktivitet. Figur 8.4 viser den samme situation
med et lidt anderledes udgangspunkt. En stor produktion vil også medføre et
højt forureningsniveau, men da den marginale grænsenytte (MB) er lille for et
højt produktionsniveau, vil det ikke være forbundet med store marginale
afværgeomkostninger (Marginal abatement cost/MAC) at sænke
forureningsniveauet. Ligeledes vil et fald i forureningsniveauet føre til et fald i
de marginale miljømæssige omkostninger (marginal environmental cost/MEC).
91

Figur 8.3 Figur 8.4
MD MD MEC MEC
MB
MAC
MB
Produktionsniveau
Forureningsniveau
MAC
I denne opgave skal teorien bruges til at illustrerer betydningen af forskellen
mellem de marginale oprydningsomkostninger (MAC) for henholdsvis OMpuljeordningen
og jordforureningsområdet generelt. Figur 8.5 herunder
illustrerer situationen.
MAC 1 illustrerer de marginale
oprydnings omkostninger for
oprydning under OM-puljeordningen
mens MAC 2 viser situationen for
jordforurening generelt. Vi har ikke
differentieret mellem de miljømæssige
omkostninger for de to
typer forurening pga manglende data.
Figur 8.5
MAC 1
MAC
MEC
MEC MAC 2
Forureningsniveau
Vi har heller ikke præcise informationer for de to MAC kurver, men den
teoretiske baggrundsviden om marginalnytte giver os mulighed for at sige noget
om forholdet mellem MAC 1 og MAC 2 . Uden data for de reelle
oprydningsomkostninger antager vi, at de marginale oprensningsomkostninger
er ens i udgangspunktet for henholdsvis olieforurening og generel
jordforurening. At udgangspunkterne reelt skulle vise sig at være forskellige er
uden betydning for udviklingen af de marginale oprydningsomkostninger. Det er
92

hældningerne på linierne MAC 1 og MAC 2 man skal hæfte sig ved. De marginale
rensningsomkostninger vil stige hurtigere for OM ordningen (MAC 1 ) ved
faldende forureningsniveau end for jordrensning generelt (MAC 2 ). Dette
skyldes, at OM ordningen kun omfatter benzinforurenede grunde, som kun
udgør en lille andel af det samlede antal forurenede grunde i Danmark. Med et
lille antal grunde vil den marginale forureningsforbedring falde hurtigere per
økonomisk input end ved et stort antal grunde. Dette gælder også selvom prisen
per oprensning under OM har været faldende. Teorien om den faldende grænse
nytte betyder at oprensningen af de sidste grunde i OM ordningen, grunde som
er prioriteret lavt pga. lavt forureningsniveau og lav risikovurdering, har
væsentlig lavere værdi end oprensning af de første grunde.
Pointen er, som man kan se i figur 8.5, at man får renset mindre forurening op til
en højere pris ved kun at fokusere på én bestemt type forurening. OM ordningen
er fornuftig, når perspektivet kun er benzinforurenede grunde, men OM
ordningen er fra et miljøøkonomisk synspunkt ikke efficient i den generelle
håndtering af jordforurening.
93

9. Alternative oprydningsmodeller
Vores opgave vil slutte af med en beskrivelse og analyse af mulige alternativer
til OM ordningen, som den ser ud i dag. Tre alternativer vil blive gennemgået,
og efterfølgende vil de blive vurderet samlet. De tre alternativer er en model
hvor OM-ordningen bliver genåbnet for nye tilmeldinger, en model hvor OM
ordningen tænkes overført til andre brancher og endelig en model baseret på den
amerikanske CERCLA lovgivning. Tanken er, at en analyse af alternative
modeller vil afrunde den sidste søjle i DPSIR modellen. Analyserammen er
anvendt fuldt ud og åbner for nye analyser. Ved at analysere alternative respons
modeller åbner vi for nye driving forces og derved er vejen åben for nye
analyser af pressures, state og impacts.
9.1 Genåbning af tilmelding til OM
Et første alternativ til den nuværende ordning kunne være at genåbne den
eksisterende OM for nye tilmeldinger af grunde. Det har været drøftet på et
depotrådsmøde i Miljøstyrelsen, om der var behov for at udvidelse af
Oliebranchens Miljøpulje. Der er nu 6500 grunde tilbage på ordningen, og der er
et ønske om at udvide med måske 500. Vedtagelsen af den nye
benzinstationsbekendtgørelse betyder, at mange benzinstationer må forudse
øgede udgifter på grund af de nye krav om indretning og drift af benzinstationer.
Dette kan få den konsekvens, at flere vil have ønske om at lukke, og herved vil
der opstå et yderligere behov for undersøgelse og oprydning af de “nye”
nedlagte benzinstationer med eventuelt “gamle” forureninger (Miljøstyrelsen,
Referat fra depotrådsmøde, 2001). I kraft af det meget lille antal grunde, der er
tale om i denne form for genåbning, skønnes dette alternativ dog ikke at have
nogen reel effekt på jordforureningssituationen.
94

9.2 Kan OM ordningen overføres til andre brancher
Et andet alternativ til håndtering af jordforureningsproblemerne kunne være at
overføre OM modellen til andre brancher, der også har genereret forurenede
grunde. Hver branche kunne derved håndtere sine egne problemer. Dette
alternativ kræver, at hver branche vha. afgifter kan inddrive tilstrækkelige
midler til oprydningen på deres grunde. Tre parametre er afgørende for om en
branche kan generere tilstrækkelige puljemidler.
For det første kræves det, at branchens omsætningsstørrelse står mål med
udgifterne til oprensning af branchens forurenede grunde. Eksempelvis vil
gasværksbranchen, der i dag ikke eksisterer længere, ikke kunne inddrive midler
til de mange tjæreforurenede gasværksgrunde.
For det andet kræves der, at efterspørgslen efter branchens produkt er
forholdsvis prisuelastisk. Branchen skal kunne overvælte omkostningen til
oprensningen på forbrugeren, hvilket vil sige indføre en afgift på slutproduktet,
uden at dette medfører en mærkbar nedgang i forbruget af branchens produkter
og dermed i branchens indtægter.
For det tredje må branchens produkter ikke miste markedsandele på
hjemmemarkedet til udenlandske produkter, der ikke er omfattet af en afgift til
oprensning af de forurenede grunde. Et fald i den nationale branches
markedsandele vil betyde fald både i provenuet til oprensning og fald i
branchens generelle indtægter (Jespersen,1998).
95

9.3 Superfond modellen
“Comprehensive Environmental Responsive Compensation and Liability Act”
eller CERCLA er den korrekte betegnelse for det, der i dagligt tale kaldes
Superfond. Loven er amerikansk og blev vedtaget den 11. december 1980 (EPA,
2001). Situationen på jordforureningsområdet for USA kan sammenlignes med
de danske forhold. Problemerne er ganske vist flere og større i USA, men begge
lande havde de samme problemer med ansvarsplacering og betaling for
oprensning. CERCLA lovgivningen blev gennemført med det formål at
tilvejebringe de nødvendige økonomiske midler til oprydningen og muliggøre en
juridisk ansvarsplacering (Andersen, 1994/ Therkildsen, 1997).
9.3.1 De fem søjler i CERCLA
CERCLA lovgivningen består ikke kun af reglerne for fonden. CERCLA
omfatter en bredt funderet lovsamling, der kan deles op i fem hovedområder
eller fem søjler.
For det første er der et informations og rapporteringssystem. For at myndigheder
kan håndtere jordforureningen, er det nødvendigt, at de har kendskab til
forureningen og har et system at kategorisere de forskellige forureninger i.
CERCLA lovgivningen omfatter derfor udover en generel indsamling af
informationer en anmeldelsespligt for private virksomheder til myndighederne
af udledning og udslip af farlige stoffer. Myndighederne er derefter forpligtiget
til at udarbejde en national prioriteringsliste (NPL), som efterfølgende bruges til
at bestemme, hvor der skal iværksættes oprensning først (Pagh, 1994).
Den anden søjle i CERCLA lovgivningen giver myndighederne beføjelse til at
gribe ind, når der opstår en trussel mod sundhed og miljø. Indgrebet sker enten
ved påbud eller ved at EPA (environmental protection agency) selv iværksætter
afværgeforanstaltninger (Pagh, 1994).
96

Den tredje søjle består af reglerne for fonden. Det er helt centralt for
myndighederne, at de nødvendige midler til aktiviteterne eksisterer, og fonden
sikrer tilgængelige midler til oprydnings og afværgeforanstaltninger (Pagh,
1994).
Den fjerde søjle i CERCLA konstruktionen er helt afgørende for omfanget af
jordforureningsbekæmpelse i USA. Selv om der eksisterer en del midler i
fonden er disse midler langt fra nok til at sikre oprydnings- og afværgeforanstaltninger
på de mange tusinde forurenede grunde. Derfor er der med
CERCLA lovgivningen fastsat nogle indgribende erstatningsansvars regler.
Reglerne er indført med tilbagevirkende kraft, så fortidens synder på trods af at
de ikke var ulovlige på “gerningstidspunktet” nu bliver omfattet af
erstatningsansvar (Pagh, 1994). Med CERCLA reglerne er der indført en form
for objektivt ansvar for de forurenende stoffer. Ansvaret for det enkelte stof kan
følges gennem hele stoffets levetid. Reglerne indebærer, “at ansvaret rykker op i
årsagskæden, hvorefter det ikke kun er den, der aktuelt håndterer de farlige
stoffer, der kan gøres erstatningsansvarlig for oprydning og genopretning. Også
de, der har produceret eller leveret det farlige affald, og de, der har
transporteret eller organiseret bortskaffelse af det farlige affald, kan gøres
ansvarlige” (Pagh, 1994). Disse regler har til gavn for miljøet gjort det nemmere
at placere et erstatningsansvar for miljøskaderne.
Den femte søjle består af en udvidelse af sagsrejsningsbemyndigelsen. Normalt
er det myndighederne, der rejser miljøsager overfor virksomheder, eventuelt
efter henvendelse fra borgerne. Under CERCLA lovgivningen kan borgerne selv
rejse en miljøsag i det juridiske system og eventuelt foretage
97

afværgeforanstaltninger, som de efterfølgende kan få refunderet af fonden eller
den ansvarlige forurener (Pagh, 1994).
9.3.2 Indsatsen under CERCLA
Midlerne til superfonden bliver opkrævet i form af en øremærket afgift på olieog
kemikalie industrien samt vha. en generel virksomhedsmiljøskat. I 1980, da
CERCLA trådte i kraft, var der kun afsat 1,6 mia. US$ til fonden, men dette
beløb er siden blevet forhøjet væsentlig. Budgettet for Superfond var i 1997 på
1,4 mia. US$ mens det i 1998 var på 2,1 mia. (EPA, 2001/ Therkildsen, 1997/
Pagh,1994).
Selv om indsatsen under CERCLA må betegnes som en afgift med et øremærket
formål, er der dog tale om øremærkning med et bredt formål. I forlængelse af
den første søjles rapportering og prioriteringssystem, koncentrerer Superfond
programmet sig om de mest miljøbelastende grunde (Therkildsen, 1997). Der er
dog en undtagelse fra den brede afvejning af de øremærkede midler. Selv om
oliebranchen betaler til fonden, er olie og benzinforurenede grunde ikke omfattet
af CERCLA lovgivningen (Pagh, 1994).
9.4 Vurdering af de alternative oprydningsmodeller
Hver af disse alternativer vil kunne skabe forskellige driving forces og påvirke
miljøtilstanden på divergerende vis. Spørgsmålet er hvilken model, der skaber
det bedste resultat for miljøet.
Genåbningen af tilmelding vil betyde oprensning af yderligere benzingrunde,
men da denne løsning, som vist i afsnit 8.2, kun vil give en marginal
miljøforbedring i forhold til det økonomiske input, er dette en miljøøkonomisk
dårlig idé. Alternativt kunne det forsøges, at overføre OM ordningen til andre
98

ancher og derved få oprenset andre typer jordforurening. Dette er desværre
urealistisk som generel alternativ idet prisstrukturerne i mange brancher vil gøre
det umuligt at skabe en finansiering til oprensningen. Endelig står CERCLA
modellen som et alternativ, der er blevet afprøvet i virkeligheden. Denne model
er derfor i hovedtrækkene realistisk. Det meget indgribende erstatningsansvar
med objektiv ansvar og tilbagevirkende kraft vil være uforenelig med dansk ret,
men selve Superfonds ordningen vil kunne overføres. Hvis alle typer
jordforurening bliver omfattet af en overordnet prioritering, kan den generelle
kritik af manglende samfundsmæssig afvejning og den specifikke kritik
øremærkede afgifter i det store hele afvises. Ydermere vil en fondsmodel lette
mange af de juridiske og administrative besværligheder beskrevet i hovedafsnit
5. Mikael Skou Andersen omtaler i en debat artikel Superfond modellen som et
godt alternativ til de danske tiltag på jordforureningsområdet. Forurener betaler
princippet kan ikke gennemføres på området, da ansvarsplacering af fortidens
synder oftest er umuligt. Det er derfor bedre, at nutidens forurener betaler for
oprydningen gennem en superfond, end at nutidige eller fremtidige skatteydere
skal betale for oprydningen (Andersen, 1994).
99

10. Konklusion
Forureningsproblemer antager ofte karakter af et tætvævet net af komplekse
sammenvævede problemstillinger. Forureningsproblemerne opstår som et
symbiosum af mennesket stræben fremad og menneskets tekniske formåen
sammenholdt med menneskets manglende indsigt i konsekvenserne af vores
tekniske formåen. Frugtbare løsninger på forureningsproblemerne kan kun
opnås ved en helhedsorienteret tilgang.
Vi har i vores projekt indenfor rammerne af DPSIR modellen forsøgt at
frembringe så helhedsorienteret en analyse som muligt af problemerne omkring
olie og benzinforurenede grunde.
I den første del af opgaven blev der gjort rede for sundhedsproblemerne ved
olie- og benzinforurenede grunde. Vi har vist at særligt bly, benzen og
benz(a)pyren skaber sundhedsskadelige påvirkninger som bl.a. cancer,
neurotoksiske effekter og bioakkumulering.
Det er samfundets aktiviteter, der har skabt forureningerne og de medfølgende
sundhedsproblemer. Det er også samfundets pligt, at tage stilling til om, og i
givet fald hvordan, der skal reageres på problemerne.
I Danmark har man fra myndighedernes side iværksat en række initiativer med
det formål at tage vare på problemerne med olie og benzinforurenede grunde. Vi
har i projektet vist hvordan regler i form af bl.a. jordforureningsloven og
tankstationsbekendtgørelsen sikrer det retlige grundlag for forvaltningens
indgriben i jordforureningssager. Vi har også gjort rede for forvaltningens
miljøprioriteringsarbejde, og det må her konkluderes, at denne prioritering lever
op til kravene om brede hensyn.
100

Desværre har de offentlige tiltag vist sig at være mangelfulde overfor
forureninger, der er opstået før lovgivningens ikrafttræden. Den manglende
effekt af myndighedernes initiativer skyldes for det første mangelfuld mulighed
for retlig ansvarsplacering af fortidens synder og efterfølgende en mangelfuld
budgettering af depotmidler, der netop skulle sikre oprydning af forurenende
grunde, hvor anden finansiering er umulig. Det er i denne situation OM blev
oprettet. OM-puljeordningen formåede at rejse midler, der ind til videre har
sikret en gennemgribende oprydning af en del tankstations grunde.
Det kan således konkluderes, at den offentlige indsats har været miljøøkonomisk
mangelfuld, idet indsatsen på området har været for lille. På trods af OMordningens
meget positive betydning for oprydningen af nedlagte tankstations
grunde må det dog konkluderes, at OM-ordningen ikke hviler på en optimal
miljøøkonomisk afvejning. Ved kun at fokusere på tankstations grund bliver
andre typer jordforurening vægtet for lavt.
Vi har i sidste afsnit undersøgt hvordan man kunne opnå en optimal effekt i
forhold til ressourceforbruget, og det må her konkluderes, at en modificeret
version af den amerikanske CERCLA model vil være den miljøøkonomiske
mest optimale model.
Projektets resultater kan kort opsummeres indenfor DPSIR analyserammen. På
næste side i figur 10.1 vises resultaterne af projektet i en kort skematisk
oversigt.
101

Figur 10.1: Projektets resultat i DPSIR analyserammen
Driving
Pressures State Impacts
force
Behov for
brændstof til
biler.
Tanke på
benzinstationer.
Opsamling af
spild.
Regulering af
tankanlæg.
Regulering af
forureninger.
Spild og utætte
tanke.
Brændstoffets
sammensætnin
g af alifatiske
og aromatiske
kulbrinter samt
additiver
Transport i
jorden afhænger
af stoffets
opløselighed,
jordbundens
sammensætning
og nedbrydning
af stoffet
Specielt stoffer
fra benzin som
bly, BTEXer
og PAHer har
toksiske
effekter som
carcinogenitet
neurotoksiske
effekter og
skader på
forplantningsevnen
hvis de
når drikkevand
og fødekæden
Response 1
Reguleringen af jordforureningsområdet generelt og tankstationer specifikt, hvilket
vil sige affaldsdepotlovgivningen, jordforureningsloven og
benzinstationsbekendtgørelsen har gjort sandsynligheden for nye udslip/udledninger
fra benzinsalgssteder meget mindre. Hvis der sker uheld har lovgivningen desuden
fastlagt klare regler for hvordan disse fremtidige forureninger håndteres.
Lovgivningen har dermed sikret at der ikke sker nye pressures, ændring af state, og
nye ubehagelige impacts. Lovgivningen har dog ikke kunnet sikre oprydningen af
gamle forureninger.
Response 2
OM har betydet at der er blevet midler til rådighed for oprensning af gamle
benzinforurenede grunde. Midler der ikke var tilgængelig før pga. manglende
mulighed for ansvarsplacering og manglende afsætning af midler fra det offentlige.
Oprydningen foregår med baggrund i en miljøprioritering vha. teknikker som bla.
Vakuumventilation, bioventilation, air sparging, forceret udvaskning,
immobilisering og afgravning.
102

11. Litteraturliste
Aftale: “Aftale om oprydninger på nedlagte og eksisterende detailsalgsanlæg for
benzin og mineralforureninger” Udleveret af miljøstyrelsens
jordforureningskontor efter anmodning, 1992
Almdal, Jørn : “Oprensning af forurenede benzingrunde”, Advokaten –
Medlemsblad for Det Danske Advokatsamfund, Vol. 72, Hæfte 11,
pp.282.283. 1993.
AMI rapport nr. 50 : Arbejdsmiljøinstituttet, 1999.
Akademiet for tekniske videnskaber: Rapport: Spisning af frugt og grøntsager
dyrket i lettere forurenede områder. ATV møde, Vingstedcentret,
marts 2001.
Andersen, Mette Klemen og Lassen Ernst V. H. : “Aftale om
Oliebranchens Miljøpulje”, Info – nyt, Årgang 1993, Nr. 4, pp.9-11.
1993.
Andersen, Mikael Skou : “Coase-Pigou kontroversen”, Politica, Vol. 24,
Nr. 3, pp.254-270. 1992.
Andersen, Mikael Skou : “Lad afgifter betale for oprensning”, pp.120-126
in: Austrup, Knud (red.), Der mangler en plan! En debatbog om
forurenet jord, Lyngby: Akademiet for de Tekniske Videnskaber.
1994.
103

Andersen, Peder: “Samspillet i det 20. og 21. århundrede mellem dansk miljø-
og ressourcepolitik og økonomisk teori”, National Økonomisk
tidsskrift, Vol.138, hæfte 1, pp.95-110, 2000.
Arbejdsrapport fra miljøstyrelsen, Nr.48, 1994, ”Deponering af lettere forurenet
jord: vurdering af olie- og benzinforurenet jord.” Miljøstyrelsen.
1994.
Arbejdsrapport fra miljøstyrelsen nr. 48, 1999: ”Deponering af lettere forurenet
jord: vurdering af olie- og benzinforurenet jord.” Miljøstyrelsen.
1999.
Basse, Ellen Margrethe : “Miljøretten, Bind 1: almindelige emner”,
Danmark: Jurist- og Økonomforbundets forlag. 2001.
Bekendtgørelse : ”Bekendtgørelse om forebyggelse af jord- og
grundvandsforurening fra benzin- og dieselanlæg nr. 555 af 9. Miljø-
og energiministeriet, 2001”.
Betænkning : ”Betænkning om forurenet jord”, Afgivet af Miljø- og
Energiministeriets udvalg om nye regler for jordforurening, 1.marts
1996.
Bjerring, J.: ”Miljøbeskyttelsesloven af 1991”. Med kommentarer af Jørgen
Bjerring og Gorm Møller. 1991.
104

Branchevejledning : “Branchevejledning for benzin- og olieforurenede
grunde”, Vejledning fra miljøstyrelsen Nr. 11, 1998, København:
Miljø og energiministeriet. 1998.
Bruun, P. : ”Spisning af frugt og grøntsager dyrket i lettere forurenede
områder”, ATV-møde, Vingstedcenteret, 2001.
Depotredegørelse nr. 5 om affaldsdepoter, Miljøstyrelsen 1999.
Dobson, Stephen og Maddala, G.S. og Miller, Ellen : “Microeconomics”,
England: McGraw-Hill Book Company. 1989.
Energi-debat : “Særnummer om oliebranchens miljøpulje”, Oliebranchens
Fællesråd. 1997.
IARC : “Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans
Vol 46”, Cambridge, 1989.
Ingeniøren : Miljøbranchen afhjælper oliebranchens overkapacitet, Årgang
1997, nr. 38, pp24-25, 1997.
Jensen, Bjørn : ”Olieprodukter.” Kemiske stoffer i miljøet, 2000.
Jespersen, Jesper : “Miljøøkonomi”, Danmark: : Jurist- og
Økonomforbundets forlag, 1998.
105

Johannessen, Poul og Djurhuus, Håkun : “Sådan ser retten på fortidens
synder”, pp.102-119 in: Austrup, Knud (red.) (1994), Der mangler
en plan! En debatbog om forurenet jord, Lyngby: Akademiet for de
Tekniske Videnskaber, 1994.
Jordforureningsloven : ”Lov nr. 370 af 2. juni 1999”. 1999.
Kjeldgaard, Bo Asmus : “Ryd ordentlig op”, Dagbladet Information, 12. april
1999, 1. sektion, side 9. 1999.
Knudsen, Niels Tvis: “De vigtigste danske landskabstyper”, Geologisk Institut,
AU. 1998
Konkurrencerådet : ”Dokumentation”, 1992-4, 1992.
Konkurrencestyrelsen : “Dokumentation”, Årgang 1992, nummer 4,
pp.303-304, København: Konkurrencestyrelsen, 1992.
Kvalitetsmanual: Medarbejdermanual for oliebranchens miljøpulje (1997).
Larsen, G. og Kronborg, C.: “Geologisk ramme, Geologisk set. Det mellemste
Jylland”. Geografforlaget, 1994.
Larsen, Ole : ”Jord- og grundvandsforurening”, 1997.
106

Larsen, Thomas : “Grønne afgifter – skattepolitiske initiativer og
målsætninger”, Miljø og Teknologi, vand og landskab / Nordisk
tidsskrift for miljøteknik, -forvaltning og –politik, Årgang 1996, Vol.
10, Hæfte 3, pp.9-11, 1996.
Mcgraw-Hill, Chemical dictionary, 1997
Miljø og teknologi : ”Miljøfremmede stoffer i sediment, vandløbsvand, fisk og
jord”, 2000.
Miljøprojekt nr. 223, : ”Benzin- og dieselolieforurenede grunde,” 1993.
Miljøprojekt nr. 408 : ”Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og
Grundvand”, 1998.
Miljøprojekt nr. 93 : ”Mikrobiel nedbrydning af miljøfremmede stoffer i
grundvand”, 1988.
Miljøstyrelsen : “Orientering om Rockwool dommen til samtlige
kommunalbestyrelser og amtsråd”, Journalnummer M 333-0002,
3/7-1991.
Miljøstyrelsen, Projekt nr. 48, 1994
Miljøstyrelsen 1996: Betænkning fra miljøstyrelsen nr. 2, Betænkning om
forurenet jord, 1996
107

Miljøstyrelsen, Vejledning nr. 6: ”Oprydning på forurenede lokaliteter-
Hovedbind, Miljøstyrelsen, 1998.
Miljøstyrelsen, Vejledning nr. 11: “Branchevejledning for benzin- og
olieforurenede grunde.” Miljøstyrelsen, 1998.
Miljøstyrelsen : “Økonomiske styringsmidler i dansk miljøpolitik”,
København: Miljø og energiministerium , 2000.
Miljøstyrelsen : “Natur og Miljø 2000, udvalgt indikatorer”, København:
Miljø og energiministerium, 2000.
Miljøstyrelsen: Vejledning nr. 8, 2000 : ”Kortlægning af forurenede arealer.”
Miljøstyrelsen, 2000.
Miljøstyrelsen: Orientering nr. 8, 2001 : ”Påbud i jordforureningssager.”
Miljøstyrelsen, 2001.
Miljøstyrelsen: Referat fra depotrådsmøde d. 20. juni 2001
Miljøstyrelsens jordforureningskontor, 2001
Miljøstyrelsen 1: Vejledning nummer 8, Kortlægning af forurenede arealer 2000
Moe, Mogens : “Miljøret- Miljøbeskyttelse”, Århus: Gad. 1992.
Moe, Mogens : “Miljøret- Miljøbeskyttelse”, Århus: Thomson – GadJura. 2000.
108

Mossing, C. : ”Undersøgelse og monitering af naturlig nedbrydning af en
benzinforurening på et tidligere benzindetailsalgssted, Nykøbing ved
b295 ,Radsted, 2001.”
Mygind, Helge: ”Stof kemi.” 1984,
Notat: ”Notat om aftale om oprydninger på nedlagte og eksisterende
detailsalgsanlæg for benzin- og mineralolieforureninger af den. 12.
oktober 1992.
OK `tuelt : Artikel i benzin- og olieselskabet OK ` s blad, 2001.
Oliebranchens Miljøpulje : ”Info – nyt”, Årgang 1993, Nr. 4, pp.9-11. 1993.
Oliebranchens Miljøpulje 1: Særnummer om OM af 1. august 1997.
OM Kvalitetsmanual : ”Naturlig nedbrydning af olieforureninger i grundvand”,
2001.
Pagh, Peter : ”Amerikansk Miljøret – Til belysning af dansk miljøret og EF
miljøret”, Danmark: Jurist- og Økonomforbundets forlag. 1994.
Pagh, Peter : ”Jordforureningsloven med kommentarer”. 2000.
Perman, Roger og Ma, Yue og McGilvray, James og Common, Michael:
“Natural ressource and environmental economics”, England:
Longman. 1999.
109

Prescott, L. M.: “Microbiology”, fourth edition, 1999.
Institut for miljøteknologi og samfund: Projektrapport nr. 93 : ”Aftaler i den
danske miljøpolitik, 2000
Rapport til Miljøstyrelsen : ”Nedbrydning af olie i grundvand”, Miljøstyrelsen,
1987.
Revsbech, Karsten : ”Lærebog i miljøret”, 1999.
Rodricks, J. V.: “Calculated Risks”, Cambridge, 1997.
Skatteministeriet : “Grønne afgifter sætter pris på miljøet”, København:
Skatteministeriet, 2000.
Stilling, Elise Baastrup : ”Geologien og forurenings udbredelse.”
Vækst/Hede-selskabets tidsskrift, 1989,
Sørensen, Peter L. : “Miljøaftaler afhjælper oliebranchens overskudskapacitet”,
Ingeniøren, Vol. 23, hæfte 38, pp.24-25. 1997.
Therkildsen, Therkild : “Miljøprogram løser problemer”, Eksport, årgang 1997,
Hæfte 43, pp.14. 1997.
Vejledning fra miljøstyrelsen, nr.7 : ”Oprydning på forurenede lokaliteter-
Appendikser. Miljøstyrelsen, 1998.
110

Viborg Amt, Indberetning for 2000 : ”Oversigt i henhold til
jordforureningsloven”, Viborg Amt, Marts 2001.
Wenzel, Birgitte Refn og Knudsen, Vivi Bruhn : “Forurenet Jord”, Århus:
Forlaget Thomsen-Gad Jura. 2001.
Årsberetning for 2000: Oliebranchens Miljøpulje, 2000.
Århus amt : “Lov om forurenet jord – status – planer – indberetning
2001”, Århus amt, natur og miljø, 2001.
Århus amtskommune: “Vandindvindingsplan 1984”, 1984.
Internet:
EPA (2001), http://www.epa.gov/superfund/action/law/cercla.htm
(hentet 6/12-2001).
Faktuelt (1999), “Oliebranchens Miljøpulje”, Faktuelt – Informationsserie fra
Miljøstyrelsen, Årgang 1999, Nr. 27,
http://www.mem.dk/faktuelt/fak27.htm (hentet 10/12-2001).
Miljøstyrelsen 2, Referat fra møde i følgegruppen for fagdatacenter for
jordforurening d.14/8 2001, www.mst.dk/affald (1/11 2001)
Miljøstyrelsen 5, www.mst.dk/affald , opdateret d. 23/5 2001
111

Oil-Forum 4, www.dk/om/statistik 1/11 2001
Oil-Forum 1, www.oil-forum.dk/om/aftalerne 8/12 2001
Oil-Forum 3, www.oil-forum.dk/om/om(13/12 2001)
Oil-Forum 2. www.oil-forum.dk/om/belaaning, 1/11 2001
Pressemeddelelse (29/1-1998),“Miljøstyrelsen laver nu handlingsplan for
MTBE”, Pressemeddelelse fra Miljøstyrelsen,
http://www.mst.dk/presse/04010000.htm (hentet 6/12-2001).
Pressemeddelelse (7/7-1998),“Handlingsplan for MTBE”, Pressemeddelelse fra
Miljøstyrelsen, http://www.mst.dk/presse/04230000.htm (hentet
6/12-2001).
Pressemeddelelse (27/10-2000),“MTBE-forureningen opprioriteres i næste års
oprydning på forurenede grunde”, Pressemeddelelse fra
Miljøstyrelsen, http://www.mst.dk/presse/02450000.htm (hentet
5/12-2001).
Pressemeddelelse (1/11-2001),“596 grunde under nedlagte benzinstationer
renses op 2002”, Pressemeddelelse fra Miljøstyrelsen,
http://www.msy.dk/presse/11470000.htm (hentet 5/12-2001).
112