1. Indledning

Denne tekniske anvisning indeholder såvel generelle som specifikke retningslinier for, hvordan man opnår den nødvendige og tilstrækkelige kvalitet af de kemiske ferskvandsdata, der ligger til grund for nogle af de vurderinger og konsekvensberegninger, som amter og andre offentlige myndigheder benytter, bl.a. til prioritering af miljøindgreb.

Analyselaboratorierne har det specifikke ansvar for kvaliteten af deres analyser, således som det er udmøntet i offentlige krav til kvalitetssikring og kvalitetskontrol. Amterne/Københavns Kommune har det egentlige og overordnede ansvar for, om de data, som de anvender og som i henhold til Vandmiljøplanens Overvågningsprogram overføres til Danmarks Miljøundersøgelser (DMU), overholder de nødvendige krav til pålidelighed og nøjagtighed.

Hovedformålet med anvisningen er at sikre en ensartet og god kvalitet i hele arbejdet fra prøvetagning til rapportering af de kemiske data, som indgår i Vandmiljøhandlingsplanens Overvågningsprogram for ferskvand, således at man får optimalt udbytte heraf. Det drejer sig om følgende variable: Temperatur, surhedsgrad (pH), alkalinitet, konduktivitet, total kvælstof, opløst uorganisk fosfat, total fosfor, silikat og total jern. Det kan bl.a. sikres gennem anbefalinger af fælles retningslinier for, hvordan fejlkilder minimeres, fejl afhjælpes, data valideres og behandles. Anvisningen søger at give:

1) et overblik over mulige fejlkilder, der kan opstå i forbindelse med behandlingen af prøver. Det vil sige: fejl i felten, under opbevaring, ved analyse, ved beregning af analyseresultatet, ved angivelse af enheder, under indtastning af data (herunder faktorfejl) samt fejl i stoftransportberegninger og ved dataoverførsel til DMU

2) retningslinier for hvorledes disse fejlkilder kan afhjælpes

3) en oversigt over den nøjagtighed, hvormed de forskellige kemiske variable kan bestemmes

4) en oversigt over tilladelig opbevaringstid og eventuelle konseveringsmetoder for vandprøver, før analyse foretages

5) en standardprocedure ved validering og behandling af kemiske data

6) checkliste ved test af indholdet af STANDAT-filer med kemidata før overførsel heraf til DMU

7)DMU’s procedurer ved check af data fra amtskommunernes STANDAT-filer

Det er forfatternes håb, at anvisningen vil bidrage til at skabe bedre overblik over de forskellige fejlkilder og til en mere systematisk arbejdsmetode for datavalideringen og dataoverførsel. Samtidig vil et bedre og bredere vurderingsgrundlag betyde, at man i enkelte konkrete tvivlsspørgsmål bedre kan beslutte, om nogle data eller datasæt kan benyttes eller skal kasseres. Anvisningen er disponeret kronologisk i forhold til den normale arbejdsgang. Den starter således med en gennemgang af fejlkilder, der kan opstå under feltarbejdet og slutter med et afsnit om dataoverførsel.

2.	Feltarbejde

2.1.	Udtagning af punktprøver

Ethvert prøvetagningsprogram bør koordineres med det laboratorium, der skal analysere prøverne. Alle forhold af betydning for en entydig og klar tolkning af analyseresultaterne skal noteres, f.eks. om den tid, der kan tillades at gå, inden analysen påbegyndes, om prøven skal opbevares i kølerum eller dybfryses, samt om analysen skal foretages på ufiltreret eller på en filtreret prøve. Såfremt enkelte af prøverne formodes at afvige væsentligt fra det “normale”, f.eks. unormalt højt/lavt fosforindhold, er det en god ide at orientere laboratoriet herom.

Det er en gammel sandhed, at et analyseresultat aldrig kan blive bedre end den prøve, som skal analyseres. Det indebærer, at der altid må udvises den største omhu og omtanke for at sikre den bedst mulige og mest repræsentative prøvetagning, det vil bl. a. sige, at man skal være opmærksom på, at prøven ikke indeholder partikler, som ligger på bunden, eller som er koncentreret på vandoverfladen, f.eks. som et skumlag, der ikke er repræsentativt for hele vandmassen. En “dårlig” prøve, som man ikke er i stand til at kassere som fejlagtig fordi man mangler oplysninger, kan således gøre datatolkningen langt mere usikker.

I de tekniske anvisninger, som Danmarks Miljøundersøgelser har udgivet i de senere år, er der givet enkeltheder om forhold af betydning for en hensigtsmæssig prøvetagning i vandløb (Kronvang og Rebsdorf, 1989; Kronvang og Bruhn, 1990) kilder og kilde-bække (Rebsdorf og Thyssen, 1987) og søer (Peter Kristensen m.fl., 1990). I det følgende gentages nogle af de vigtigste forholdsregler.

Udtagning af punktprøver i vandløb sker bedst med glas- eller polyethylenflasker, der umiddelbart før indsamlingen skylles i vandløbsvandet. Under prøvetagningen må det sikres, at flasken fyldes helt op, så der ikke er luft i flasken, når låget er skruet på. Flasken holdes under vandoverfladen for at undgå flydende organiske fragmenter i det strømmende vand og væk fra vandløbsbredden, hvor der kan være stillestående vand med andre koncentrationsforhold end i det strømmende tværsnit.

I små bække, herunder kildebække, hvor vanddybden ikke er tilstrækkelig til direkte neddykning af en flaske, kan prøven f.eks. udtages ved hjælp af en overskåret plasticflaske eller et plasticrør f.eks. et Kajakrør, der holdes horisontalt nede i vandløbet på en sådan måde, at man undgår at få bundmateriale med. Rørets nedre ende lukkes derefter forsigtigt med en gummiprop. Metoden bevirker, at man forholdsvis hurtigt får en repræsentativ prøve uden at få mere partikulært materiale med, end der naturligt findes i vandet. I kildebække kan der f.eks. findes udfældede okkerpartikler, der kan transportere hovedparten af kildens totalfosformængde videre ud til vandløb og søer. En anden metode i små vandløb er at lave en lokal indsnævring af vandløbet for at øge dybden og udtage prøven umiddelbart opstrøms for indsnævringen. Indsnævringen skal placeres opstrøms for målestationens vandstandsskriver for ikke at påvirke vandstanden ved denne.

Til visse formål, f.eks. til Winkler-titrering af ilt samt til måling af pH skal der tages specielle forholdsregler i felten, se kapitel 2.3.

Af allerstørste vigtighed ved enhver prøvetagning er tydelig og utvetydig mærkning af prøveflaskerne samt udfyldelse af feltskemaer på stedet med de nødvendige oplysninger om stationens nøjagtige placering, såfremt der er tale om en ny station (f.eks. ved hjælp af kortskitse, mærkningsstokke eller bøjer), dato, klokkeslet, vandtemperatur, vandstand, strømhastighed, vejrmæssige og andre forhold,, der kan være af betydning under den senere validering af analyseresultaterne. Prøvetagerens navn eller initialer bør også altid noteres.

Danmarks Miljøundersøgelser har foretaget undersøgelser af, hvor repræsentativ en punktprøve er for middelkoncentrationen i vandløbstværsnittet. De viser, at der normalt ikke er koncentrationsforskelle. I en undersøgelse foretaget i to vandløb (se tabel 2.1) viste det sig, at variationsbredden for total N og opløst fosfat ikke var større end analysernes normale reproducerbarhed på forskellige steder i tværsnittet, for partikulært fosfor dog måske lidt større. I en anden undersøgelse blev der i forbindelse med en unormalt stor afstrømning fundet et stigende koncentrationsniveau af partikulært fosfor mod bunden. Men selv i denne situation udgjorde den maksimale forskel dog mindre end 11% af middelkoncentrationen i tværsnittet.
	
Tabel 2.1 Variationskoefficienten CV, middelkoncentrationen ± standardafvigelsen af total N, opløst P04-P og partikulært P i tværsnit af Gjern A og Gudenå. n = antal prøver jævnt fordelt i vandløbstværsnittet.
	Gjern A ved Smingevad	Gudenå ved
Tvilumbro	
Vandføring (Q) og antal prøver (n)	Q=745 1 s-1	Q=1620 1 s-1	Q=3017 1 s-1
	n=8	n=9	n=9	Q=30770 1 s-1
n=5	
	CV (%)
total-N, mg l1		2.0	1.6	1.0
3,02 ± 0,06	5,76 ± 0,09	6,78 ± 0,07	1.0

4,09 ± 0,04	
CV (%)
opløst PO4-P, ~ig t1		1.7	0	1.6
59 ± 1	27 ± 0	61 ± 1	4.2

48 ± 2	
CV (%)
part. F, ~ig t1		1.4	5.4	7.9
147 ± 2	92 ± 5	164 ± 13	3.6

28 ± 1	

2.2	Automatisk prøvetagning

En automatisk prøvetager bør installeres i et isoleret termostatstyret køleskab. Indtaget, der udgøres af en slange med isat stålrør, placeres hængende ned fra målebro eller andet stativ i en sådan  afstand fra bunden, at opsugning af bundmateriale under prøvetagningen forhindres (figur 2.1). Fordelen ved at anvende denne metode er, at flydende grøde m.v. kan drifte forbi indtaget. I små vandløb med lille vanddybde kan der være nødvendigt at fastspænde indtaget i en holder nedsat i vandløbsbunden. En bundplade under indtaget, til at holde på bundmaterialet, bør benyttes, og afstand fra indtag til bund bør være mindst 10 cm. En alternativ mulighed vil være lokalt at indsnævre vandløbet for at øge vanddybden jvf, kapitel 2.1.

Figur 2.1 Eksempel på opstilling af automatisk prøvetager til udtagning af vandprøver i vandløb (Kronvang & Bruhn, 1990).

Slangen ud til indtaget bør hælde mod vandløbet for at undgå stillestående vand i slangen mellem prøvetagninger (blanding af prøver, frysning). Ved helårsdrift som f.eks. de intensive målestationer bør der fremføres strøm til den termostaterede kasse, hvori prøvetageren står, således at temperaturen året rundt holdes på cirka 4°C. Dette vil hindre driftsforstyrrelser, som ellers optræder hyppigt, når temperaturen når under frysepunktet. Indtagsslangen bør isoleres (isoleringsmateriale eller nedgravning) for at undgå dels frysning og dels sollys, der fremmer algevækst i slangen. Ved brug af automatisk prøvetager til udtagning af vandprøver i forbindelse med stormafstrømning kan der i vand-løbet installeres en flyderkontakt, der ved en forudbestemt vandstand initierer prøvetagningen (se figur 2.1). Slanger i pumpehus og til indtag bør skiftes regelmæssigt, specielt i sommerperioden, hvor der hurtigt dannes belægninger af alger og bakterier, der kan ændre den kemiske sammensætning. Ved længere tidsrum mellem udskiftning af prøveflasker skal man være opmærksom på de kemiske ændringer, der kan ske, inden prøverne analyseres (se kapitel 3).

2.3	Feltmålinger

Temperaturen er en vigtig variabel i sig selv, men den kan yderligere benyttes som hjælpevariabel bl.a. til beregning af karbonatsystemets komponenter og pH, der som regel er målt på et laboratorium ved en anden temperatur end vandets temperatur ved prøvetagningen. Endvidere anvendes temperaturmålinger til beregning af koncentrationen af fri ammoniak og til beregning af iltmætningsprocenten.

Temperaturen måles med termometre (termistor- eller kviksølvtermometre) med skalainddelinger for hver 0,1°C. Termometeret skal hurtigt indstille sig på temperaturen. Med jævne mellemrum skal termometeret checkes over for et kalibreret termometer og en eventuel korrektion skal markeres tydeligt på termometeret. Der bør tilstræbes en målenøjagtighed på mindst ± 0,2°C, dog afhængig af formålet.

Især ved søundersøgelser men også i vandløb, kan der være tilfælde, hvor pH ændrer sig meget hurtigt som følge af kraftig fotosynteseaktivitet eller respiration, og her vil det være en fordel at måle pH i felten. I mange situationer er det imidlertid diskutabelt, om feltmålinger giver bedre og sikrere resultater end laboratoriemålinger. Det gælder generelt, at elektroders respons er meget langsom ved lave temperaturer. For pH-måling gælder endvidere, at felt-pH-metre som regel er mindre nøjagtige end laboratorie-pH-metre. En anden komplikation ved feltmåling af pH er, at man kun kan få den rigtige pH-værdi, hvis man justerer pH-meteret med stødpudeopløsninger, der har samme temperatur som det vand, der skal undersøges. Den temperaturknap, der i reglen findes på pH-meteret, korrigerer nemlig kun for selve elektrodens temperaturfølsomhed ifølge Nernsts ligning, men ikke for den mere betydningsfulde temperaturafhængighed som vandets og stødpudeopløsningernes pH-værdier har. I de fleste situationer vil man derfor få mere pålidelige pH-værdier ved hurtig transport til laboratoriet, hvor prøverne måles samme dag efter hurtig temperering til 20 eller 25°C. De mest anvendte stødpudeopløsningers pH-værdier ved forskellige temperaturer er vist i bilag 8.1.

Såfremt pH er målt i laboratoriet f.eks. ved 25°C, og man gerne vil vide, hvad pH var i felten f.eks. ved 5°C, kan man for vand af karbonattypen, dvs, normalt dansk ferskvand med pH over ca. 6,5, benytte følgende ligning (Davison, 1990):

pHt = pHa + 0,009 (a-t)

hvor t er den temperatur, der var i felten og a den temperatur, som pH blev målt ved i laboratoriet. pH ved 5°C er således 0,18 højere end den målte ved 25°C.

For vand med pH-værdier under 6,5, hvor det ikke alene er karbonatsystemet, der bestemmer pH’s temperaturathængighed, antages temperaturathængigheden at være af mindre betydning. Davison m. fi. (1989) har fundet, at faktoren i aluminiumholdigt ferskvand var 0,005 (mod 0,009 ved pH-værdier over 6,5, se ovenfor) ved pH 4,7 - 4,8, svarende til aluminiumionernes dissociationsgrad ved forskellige temperaturer. Såfremt pH hovedsageligt bestemmes af indholdet af organiske syrer (humus), antages temperaturen dog ikke at have betydning for pH (Davison m.Jl. 1989).

Iltelektroder anvendes i udstrakt grad til måling af opløst ilt i vandløb og søer, men lige som for pH-elektroder gælder det, at de fleste fabrikaters iltelektroder reagerer langsomt ved lave temperaturer. Ud fra koncentration af opløst ilt, den atmosfæriske ilts opløselighed i vand og den aktuelle vandtemperatur kan man bestemme iltmætningsprocenten ved den pågældende temperatur og omvendt kan man med kendskab til iltmætningsprocenten og vandtemperaturen bestemme koncentrationen af opløst ilt (Dansk Standard, DS 2206, 1990).

Det gælder stadig, at en omhyggeligt udført Winkleranalyse giver mere nøjagtige målinger end elektrodemåling, især ved lave koncentrationer og temperaturer. Til den mest nøjagtige kalibrering af iltelektroder anbefales det således at anvende vand, hvor iltkoncentrationen bestemmes ved Winkleranalyse (Dansk Standard, DS 2205).

Efter fiksering af den opløste ilt i felten kan man enten tilsætte syre straks eller vente, til prøverne kommer hjem. Fordelen ved at syre prøven med det samme er, at der ikke vil kunne opstå store positive fejl ved yderligere fiksering på grund af eventuelt indsugede luftbobler under og efter transporten Den eneste ulempe ved syning i felten er det rent praktiske med en ekstra arbejdsproces under feltforhold

3.	Opbevaring af vand- og sedimentprøver inden måling.

I de fleste tilfælde kan man ved hurtig nedkøling og transport til analyselaboratoriet undgå at konservere prøverne, forudsat at prøverne kan analyseres så hurtigt, at der ikke sker væsentlige ændringer i deres kemiske sammensætning inden analysen foretages.

Det er imidlertid vanskeligt at give entydige regler for, hvordan man bedst sikrer sig, at et analyseresultat virkelig repræsenterer den koncentration af et givet stof, som vandprøven havde på prøvetagningstidspunktet, fordi der under transporten til laboratoriet og inden analysen bliver foretaget kan ske ændringer i dens sammensætning, især på grund af mikrobiologiske processer. I specielle tilfælde kan rent kemiske processer dog også spille en rolle, f.eks. for pH, jern og alkalinitet ved udfældning af kalciumkarbonat og jernhydroxider samt afgivelse eller optagelse af opløselige gasser som kuldioxid og ilt.

I bilag 8.2 er der vist resultater dels af nogle holdbarhedsforsøg for kvælstof- og fosforfraktioner i forskellige vandløbstyper, dels et holdbarhedsforsøg for nogle sedimentvariable (tørvægt, adsorberet P og jern-P). På grundlag heraf og ud fra forskellige litteraturreferencer anbefales de i tabel 3.1 angivne retningslinier fulgt. Generelt gælder det naturligvis, at analyserne bør foretages hurtigst muligt, også for de analyser, der kan tåle lang tids henstand, bl.a. fordi det er god laboratoriepraksis.

Såfremt man kommer ud for tilfælde, hvor man ikke kan overholde de angivne retningslinier, må man i hver enkelt tilfælde vurdere, om de pågældende prøver skal analyseres eller ej, eller hvis prøverne allerede er analyseret - om man skal kassere alle eller dele af resultaterne. Ud fra kendskab til den lokalitet, hvorfra prøven er taget, må man evt. fravælge visse ustabile variable, typisk pH, ammonium, opløst uorganisk fosfat og BOD, i modsætning til f.eks. nitrat, total N og total P der er mere robuste i forhold til retningslinierne i tabellen. Ved analyse af prøver, der er taget i felten med automatisk prøvetager i løbet af f.eks. en uge, kan man ikke i alle tilfælde overholde tabellens krav om henstandstid, men ved at have køling på prøvetagerne nedsættes risikoen for større ændringer i mængden af f.eks. nitrat, total N og total P. Der er af DMU og flere amter foretaget kontrolanalyser af fosfor- og kvælstoffraktioner for at undersøge, hvad længere henstandstider betyder for vandprøver fra forskellige typer af vandløb (se bilag 8.2).

Henstand skal altid ske mørkt og køligt, og afkølet til 0-4°C ved længere tids henstand. Dybfrysning og efterfølgende optøning kan anvendes for analyse af total N og nitrat og muligvis for total P (se dog bilag 8.2.2 vedr. havvandsprøver), men må frarådes ved analyse af andre variable.

Tabel 3.1 Prøvetagning, opbevaringsforhold og maksimale henstandstider i timer (h) eller døgn (d) for et udvalg af variable. Angivelserne er baseret på en eller flere referencer (Dansk Standard DS203, ISO/DIS 5667/3 og Standard Methods (1989)).

Variabel	Flasketype		Opbevaringsforhold	Maks. henstand før analyse	
pH 
Alkalinitet	P, G
P, G	0 - -4°
0 - 4°	2-6 h(1)
24 h(2)	
Konduktivitet	P, G	0 - 4°	snarest muligt	
Opløst ilt, Winkler Farvetal	G
P, G	fiksering i felt(1) (se kap. 2.3)
0 -  4°	3 d
snarest muligt	
Ammonium - N	P, G	0 - 4°	højst 24 h(3)	
Nitrit + nitrat - N	P, G	0 - 4°	3 d(3)	
Total nitrogen
OpI. uorg. fosfat - P
Total fosfor	P, G
P, BG
P, BG	0 - 4°
0 - 4°
0 - 4°	3 d(3)
24 h(3)
24 h(3)	
Silikat - Si	P	0- 4°	snarest muligt(3)	
Total jern 
BOD ufortyndet	P, BG
P, G	syrekonservering
0 - 4°	1- 2d	
COD/TOC	P, G	0 - 4°	1 d	
COD/TOC	P, G	0 - 4°, syrekonserveret	7 d	
Susp. stofs tørstof
Susp. stofs glødetab
Klorofyl a	P, G
P, G
P, G	0- 4°
0- 4°
0- 4°	24 h
24 h
24 h	

P = Polyetylen eller tilsvarende plastictyper
C =glas
BC = borsilikatglas

(1) DS 287 foreskriver 2 h, mens andre tillader længere opbevaringstider, alt afhængig af en      vurdering af den aktuelle prøves stabilitet med hensyn til pH. Se kap. 2.3: Feltmålinger.
(2) dog højst 2 h, hvis der er risiko for udfældning eller der er stor biologiske aktivitet (se
    DS 253)
(3) se bilag 8.2

	4.	Validering af analysedata	
	
Den nøjagtighed og præcision, som kan opnås ved en kemisk
analyse af et stof er afhængig af rutine og dygtighed hos personen, der udfører analysen, af laboratoriebetingelserne, koncentrationen af stoffet, eventuelle interferenser eller kontaminationer, samt af detektionsgrænsen for og stabiliteten af det stof, der skal analyseres. Alle disse påvirkninger forstærkes, jo lavere koncentrationen af den pågældende variabel er.

I det følgende gennemgås de enkelte variable i Overvågningsprogrammet med angivelse af nogle typiske fejl og nogle metoder, der kan anvendes til at afsløre eller minimere dem (4.1). Detektionsgrænser og praktisk opnåelige præcisioner vil blive gennemgået (4.2) og endelig vil nogle generelle valideringsmetoder blive beskrevet (4.3).	
	
4.1	Gennemgang af de enkelte variable	
	pH:	
Biologisk aktivitet og pH-	Bortset fra nogle sure vandløb og søer med pH-værdier ned til	
variationer	omkring 4, vil pH oftest ligge mellem 6 og 9, således at værdier uden for dette interval bør checkes for eventuelle indtastningseller målefejl. I eutrofe søer med højt indhold af planteplankton og stor primærproduktion kan pH dog nå op på 10-11 under ekstreme forhold. Døgnvariationer i koncentrationen af fri kuldioxid som følge af fotosyntese- og respirationsaktivitet medfører døgnvariationer i pH, hvilket man bør være opmærksom på ved planlægning af på hvilket tidspunkt prøver fra en bestemt station skal tages. Såfremt den biologiske aktivitet i vandet er ekstremt stor, som det kan være tilfældet om sommeren i prøver fra eutrofe søer og fra vandløb med kraftig grøde- eller algevækst (figur 4.1), er det nødvendigt at måle i felten, hvis laboratoriet ikke kan nå at måle pH inden for højst 6 timer (se kap. 2.3.).
	
Måling af pH i ionfattigt,
surt vand	I ionfattigt vand er det særlig vanskeligt at opnå korrekte pH-
målinger. Problemerne er grundigt gennemgået, og løsningsforslag beskrevet af Davison (1990), herunder daglig check af elektroden og kvalitetskontrol. I bilag 8.1 er der opført nogle egnede ionfattige stødpudeopløsninger. Et nyttigt check på, om elektroden er velfungerende, er at undersøge, om den er i stand til at måle pH korrekt i destilleret eller demineraliseret vand, mættet med atmosfærisk luft Denne opløsning skal som følge af atmosfærens kuldioxidindhold have en pH pa 5,5-5,6 Da nyligt aftappet destilleret og demineraliseret vand kan mdeholde et stort overskud af fri kuldioxid og deraf følgende lavere pH, skal dette overskud fjernes, f. eks ved gennembobling med atmosfærisk luft fra en tom sprøjteflaske. Det anbefales at  foretage målingerne fra ionfattige vandtyper i laboratoriet for at sikre de bedste målebetingelser	

Figur 4.1 Eksempel på dogrivariationen i pH, fri CO2 og den atmosfæriske ligevægtskoncentration af kuldioxid (CO2)eq i en periode med stærk grødevækst i Gryde A gennem 9 dage i maj måned (Rebsdorf, Thyssen & Erlandsen, 1991).

Alkalinitet og stærk aciditet:

Da de ferske vandes pH i reglen er styret af kuldioxidsystemet for pH-værdier over ca. 6,5, er der en sammenhæng mellem den gennemsnitlige pH og alkalinitet i de fleste vandløb og søer. På figur 4.2 vises sammenhængen for 158 danske vandløb, dels vestjyske (figur 4.2A), dels vandløb i Gudenåsystemet (figur 4.2B) og endelig østjyske og fynske vandløb (figur 4.2C). I Gudenåsystemet er der i de fleste tilfælde højere pH-værdier ved samme alkalinitet end i de øvrige vandløb. Det skyldes, at en stor del af stationerne ligger nedstrøms søer, hvor pH i sommerperioden bliver forhøjet på grund af den fotosyntesebetingede fjenelse af kuldioxid. Samplot af pH og alkalinitet vil ved sammenligning med den viste sammenhæng kunne anvendes til at afsløre grove fejl enten i alkaliniteten eller pH-værdien.

Alkaliniteten defineres i Overvågningsprogrammet som totalalkaliniteten ved titrering med stærk syre til pH 4-5 efter Dansk Standard (DS 253). Såfremt alkaliniteten er mindre end 0,1 mmol l-1, bør man imidlertid benytte sig af en Gran titrering som f.eks. beskrevet i Rebsdorf mfl. (1988). Denne metode kan i øvrigt også anvendes til bestemmelse af stærk aciditet (= negativ alkalinitet) i sure vandprøver med pH ned til omkring 4. (Stærk aciditet må ikke forveksles med totalaciditet, som også indbefatter svage syrer som CO2). Sammenhængen mellem pH og alkalinitet i 14 jyske søer er vist i figur 4.3, som vil kunne anvendes i datavalideringen for søer med lave alkaliniteter og sur til neutral reaktion.

Gran alkalinitet kan være både positiv og negativ. I tilfælde af surt vand med “negativ alkalinitet’ 
målt ved Gran titrering er det vigtigt ved resultatangivelsen og indtastningen at huske, at der skal 
tilføjes et minus til før alkalinitetstallet, f .eks. pH = 4,40 og alkaliniteten TA = -0,035 mmol l-1.

Figur 4.2 Gennemsnitsværdier af pH og alkalinitet fra 158 danske vandløb grupperet efter nedbørsområder (Hedeselskabet, 1978). Værdierne i (a) stammer fra Vestjylland, (b) repræsenterer Gudenåsystemet og (c) repræsenterer 11 nedbørsområder i Østjylland og på Fyn. Den fuldt optrukne kurve viser pH/alkalinitetsforholdet for vand i ligevægt med atmosfærisk CO2 (pCO2 = iO~ atm). Den stiplede kurve viser forholdet for vand i ligevægt med et CO2-partialtryk på 1O2~6 atm eller 7,9 gange højere end det atmosfæriske partialtryk svarende til den gennemsnitlige pH-alkalinitetsrelation for alle 158 vandløb (Rebsdorf, Thyssen & Erlandsen, 1991).

Ved pH-værdier højere end 5,5 vil der næsten altid være positiv alkalinitet, og ved pH-værdier under 5 vil en Gran titrering i reglen give negativ værdi (figur 4.4’). Såfremt disse betingelser ikke er opfyldt, er der grund til mistanke om forkert fortegn

Enheden for alkalinitet er mmol l-1 (DS253) hvilket er identisk med den tidligere benyttede mækv l-1 eller meq l-1 (tabel 4.1).

  Tabel 4.1: Omregningsfaktorer for nogle almindeligt anvendte enheder

Ailcalinitet:	mmol	mg CaCO3	mg HCO-3	
1 mmol svarer til
1 mg CaCO3 svarer til
1HCO3- (se tekst kap.
4.1)	1
0,0200
0,0164	50
1
0,820	61
1,220
1	

Konduktivitet:	mS m-1	 S cm -1	
1 mS m1 svarer til 
1 S cm -1 svarer til	1
0,1
	               10
 1

Nitrat	mg N03	mg N	mol N	
1 mg N03 svarer til
1 mg N svarer til
1 pmol N svarer til	1
4,427
0,062	0,226
1
0,014	16,13
71,39
1	

Nitrit	mg N02	mg N	mol N	
1 mg N02 svarer til
1 mg N svarer til
1 mol N svarer til	1
3,285
0,046	0,3045
1
0,014	21,74
71,39
1	

Ammonium
		mg
NH4~	mg NH3	mg N	mol N	
1 mg NH4~ svarer til
1 mg NH3 svarer til
1 mg N svarer til
1 mol N svarer til	1
1,059
1,288
0,018	0,944
1
1,216
0,017	0,776
0,822
1
0,014	55,44
58,72
71,39
1	

Fosfor	mg PO4	mg P	mol P	
1 mg PO4 svarer til
1 mg P svarer til
1 mol P svarer til	1
3,065
0,095	0,3263
1
0,031	10,53
32,29
1	

Silicium	mg Si02	mg Si	mol Si	
1mg Si02 svarer til
1 mg Si svarer til
1 mol Si svarer til	1
2,139
0,060	0,4674
1
0,028	16,64
35,61
1	

Erfaringer har vist, at der undertiden forekommer faktorfejl på 2 eller ½. Fejlen kan skyldes, at der ved beregning af alkalinitet har været usikkerhed om, hvorvidt der er titreret 50 eller 100 ml prøve. Ved lave alkaliniteter anvendes undertiden enheden mol l-1, og nogle lasboratorier omregner alkaliniteten til mg l-1 HCO3 ved multilpikation med molekylevægten 61 for HCO3-, hvilket er teoretisk urigtigt, idet totalalkaliniteten  foruden HCO3- også omfatter CO3, og OH og eventuelle andre basisk reagerende stoffer (se DS 253).

Figur 4.3 Gennemsnitlig pH og stærk aciditet henholdsvis alkalinitet i 14
jyske søer, baseret på 20-24 målinger fra hver sø fordelt over 3 år (1977 - 79 (Rebsdorf, 1983)

Figur 4.4 Gran plot titrering af prøver fra tre søer og en blindprøve. Hund Sø er sur (pH = 4,40) og har en negativ alkalinitet (= stærk aciditet) på 35 mol l-1. Grane Langsø er svagt sur (pH = 5,1) med en negativ alkalinitet på 4 mol l-1. Kalgård Sø er svagt alkalisk (pH = ca. 6,7) med en alkalinitet på 48 mol l-1 (= 0,048 mmol l-1) (Rebsdorf mfl., 1988). Resultaterne bør følgelig angives således:

			Alkalinitet
Hund Sø      		-0,035 mmol l-1
Grane Langsø		-0,004 mmol l-1
Kalgård Sø	 	 0,048 mmol l-1

Konduktivitet:

Konduktiviteten er et konservativt mål for det samlede ionindhold, hvorfor der normalt ikke er de store tidsmæssige variation ved den enkelte station. Konduktiviteten kan i nogle tilfælde bruges som et identitetsmærke på en bestemt lokalitet, det gæk især vandløb, hvor grundvandstilførselen er stor og punktudledningen er af mindre betydning. Såfremt en enkelt prøve i en tidsserie udviser en stor forskel fra de øvrige, kan der være begrundet mistanke om, at der er sket en ombytning eller forkert mærkning af prøven. Man kan f.eks. ved at plotte konduktivitet sammen med alkaliniteten eventuelt konstatere grove fejl i den ene eller anden af variablerne, idet der som regel er en relativt god sammenhæng ved konduktiviteter over ca. i mmol l-1 (figur 4.5).

Figur 4.5 Sammenhæng mellem alkalinitet og konduktivitet for danske vandløb (DMLI, upubL).

Enheden for konduktivitet er mS m-1i følge Dansk Standard, DS 288 (1974) og den skal måles ved 25°C. Tidligere anvendtes uS cm-1. Det er derfor vigtigt at kontrollere enheden og om nødvendigt konvertere til mS m-1 (tabel 4.1).

Da konduktiviteten i ferskvand stiger ret kraftigt med temperaturen (ca. 1,9% pr. °C), er det vigtigt at angive måletemperaturen, såfremt konduktiviteten er målt ved andre temperaturer end standardtemperaturen.

Kvælstoffraktionerne:

Det er vigtigt, at kvælstoffraktionerne altid angives i samme enhed: mg l-1 N. Undertiden (især på analyser fra laboratorier, der analyserer drikkevand) angives nitrat som mg 1-1 NO3. Omregningsfaktorerne er vist i tabel 4.1. Undertiden kan man observere, at summen af uorganiske N-fraktioner er større end total-N. Såfremt der praktisk taget ikke er noget organisk N i forhold til f.eks. en høj nitratkoncentration, så bør der imidlertid i knap 50% af analyserne rent statistisk tilsyneladende være mere uorganisk end total-N, og såfremt de negative værdier ikke væsentligt overskrider den sædvanlige usikkerhed på målingerne (2-5 % for total N), er der derfor ikke grund til at skride ind. Hvis på den anden side summen af de uorganiske fraktioner konsekvent er højere end total-N, så må laboratoriet naturligvis kontaktes for at få undersøgt, hvor fejlen ligger. Mange laboratorier foretager i egen interesse denne kontrol. Her skal foreslås to metoder:

(1)	Såfremt summen af de uorganiske fraktioner minus (formel indsættes) er mindre end total N + s, hvor s1og s2 er laboratoriets standardafvigelser på henholdsvis ammonium-N og nitrit-N + nitrat-N, og hvor s er standardafvigelsen på total N, er der ikke grund til at reagere, men hvis summen er større, bør man undersøge sagen nærmere og evt. kontakte laboratoriet, især hvis forskellen er stor, eller forholdet er et hyppigt tilbagevendende fænomen.

(2)	Lav en graf over sammenhængen mellem summen af fraktionerne og total N og vurder visuelt, om der er grund til at reagere (se figur 4.6A).

Figur 4.6 C-tid plot af koncentrationerne af total N og de uorganiske N-fraktioner (A) samt af total P og opløst fosfat-P (B) i Gelbæk (Kronvang og Bruhn, 1990).

Ved analyse af søvand og søafløb med højt indhold af organisk stof og samtidig højt indhold af organisk kvælstof har Danmarks Miljøundersøgelser konstateret, at total N-analysen i nogle tilfælde har givet for lave resultater. I ekstreme tilfælde op til 30-40% for lave. Det drejede sig om prøver, hvor COD var op til ca. 80 mg l-1 svarende til ca. 30 mg l-1 TOC, og organisk kvælstof op til ca. 7 mg l-1 på grund af stor algebiomasse. Problemet kan løses enten ved at anvende en 4-5 gange højere persulfat-koncentration og en tilsvarende højere NaOH-koncentration end angivet i forskrifterne, eller ved at anvende et tilsvarende mindre rumfang vandprøve og benytte de sædvanlige reagenser. For at undgå at have to hold reagenser med risiko for forveksling af reagenserne anbefales det sidstnævnte alternativ. Det anbefales at genanalysere prøver med mindre prøvemængde såfremt koncentrationen af organisk kvælstof (Total N minus uorganisk N) overstiger 3-4 mg l-1 N.

Ammoniak og ammonium:

Ved bestemmelse af ammonium efter Dansk Standard, DS 224 (1975) bestemmes summen af fri ammoniak (NH3) og ammonium (NH4~) angivet i enheden mg l -1 N. ønsker man at kende indholdet af den fri ammoniak ved en bestemt temperatur, skal man kende både temperaturvariationen for pH og ammoniumdissociationen i ferskvand.

I vandløb hvor karbonatsystemet er fremherskende, dvs. hvor pH ligger over ca. 6,5, stiger pH med faldende vandtemperatur efter følgende ligning (se også kap. 2.3):
                                    
 pHt = PHa + 0,009 (a-t)	

hvor t er den ønskede temperatur (°C) og a er den temperatur, som pH er målt ved (Davison, 1990). Hvis pH er målt ved 25°, og man vil vide, hvad pH ville have været, hvis vandet f.eks. var 5° bliver pH5 = pH25 + 0,18.

Derefter kan den fri ammoniak bestemmes enten ud fra en tabel (bilag 8.3) over, hvor stor en andel den fri ammoniak udgør af total ammonium [NHx] = [NH3] + [NH4] eller ud fra følgende formler (Emerson mfl., 1975; Rebsdorf, 1978):

pK = 0,09018 + 2729,92/(273,2 + t)

[NHx] = [NHx]/(1+10 pK-pH)

hvor t er temperaturen (°C) og pH angives ved temperatur t. pK er den negative logaritme til ammoniumionens syrestyrkekonstant, dvs.
 
[H+]* [NH3]/ [NH4 +] =K=10-pK

Eftersom måleenheden normalt er mg l-1N, og grænseværdien for ammoniak i fiskevand angives i mg NH3, skal man yderligere multiplicere med 1,216 for at få resultatet i mg l-1 NH3 (tabel 4.1).

Fosforfraktionerne:	

Ligesom for kvælstoffraktionerne gælder, at total P generelt ikke må være mindre end summen af de uorganiske fraktioner, hvoraf kun den opløste uorganiske fosfat-P er inkluderet i Overvågningsprogrammet Man kan checke den uorganiske P-fraktion og total P efter samme retningslinier som anbefalet under ”kvælstoffraktionerne” punkt 1 og 2 (figur 4.6B).

Enheden er mg 1-1 P. Undertiden (især på analyser fra laboratorieafdelinger, der analyserer drikkevand) angives fosfat som PO4. I tabel 4.1 er omregningsfaktorerne angivet. Endelig bør man sikre sig, at analysen af opløst uorganisk fosfat er foretaget på en filtreret prøve. 

Silikat:

Enheden er mg l-1 Si, ikke SiO2. Omregningsfaktorerne er angivet i tabel 4.1.

Total jern:	

I koncentrationsområdet fra 0 - 1,5 mg l-1 kan anvendes Dansk Standard (DS 219), men ved højere koncentrationer op til ca. 12 mg l1 anbefales bipyridylmetoden (Rebsdorf m. fl.,1 988). Især i jyske vandløb ses der ofte en slags omvendt proportionalitet mellem total jern og nitrat samt mellem total jern og opløst fosfat (se figur 4.7 og 4.8).

Enheden er mg l-1 Fe.

Figur 4.7 Samplot af koncentrationen af nitrat-N og total jern for jyske vandløb, vandløb på øerne og alle kilder. I jyske vandløb og kilder er der fundet statistisk signifikante regressionssarnmenhænge (p<O 0001) (Kronvang mfl 1992)

Biokemisk iltforbrug (BOD) ufortyndet:

Til måling af let omsætteligt organisk stof i vandløb har Århus Amt og Fyns Amt i en række år målt iltforbruget over 5 døgn i ufortyndede prøver uden tilsætning af podemateriale og nitrifikationshæmmer til beskrivelse af forureningstilstanden. Metoden er nu foreslået som europæisk standard (CEN/TC 230/WG1/TC2, 1992) og er blevet afprøvet ved en interlaboriesammenligning (Vandkvalitetsinstituttet, 1992b) med godt resultat.

Figur 4.8 Samplot af koncentrationen af opløst uorganisk fosfor og total jern for jyske vandløb, vandløb på øerne og alle kilder. I jyske vandløb er der fundet en statistisk signifikante regressionssammenhænge (p<0,01) (Kronvang mfl., 1992).

Undersøgelsen viste bl.a., at BOD5 og BOD2+5 ikke afviger signifikant fra hinanden (BOD2+5 betyder, at prøverne opbevares først 2 døgn ved højst 4°C og derpå 5 døgn ved 20°C), mens BOD7 gav højere resultater.

Metodens begrænsning ligger i, at iltforbruget højst må være 6 mg l-1. Det betyder, at forureningstilstanden ved stationer, der erfaringsmæssigt har et stort iltforbrug, f. eks. på grund af spildevandsbelastning, ikke kan følges med denne metode, men må undersøges med den metode, der normalt anvendes på spildevand.

Enheden er mg 1-1 02.

Organisk stof (TOC og COD):

Måling af organisk stof omfattende både det let omsættelige og de mere refraktære organiske stoffer som humusstoffer kan foretages ved kemisk oxidation og efterfølgende måling enten af den CO2, der dannes ved oxidationen af det organisk bundne kulstof (TOC), eller ved måling af den ved oxidationen forbrugte ilt (COD). Ved bestemmelse af total og opløst organisk stof anbefales det at anvende TOC, fordi man her kan undgå anvendelse af kviksølv og stærke syrer, som kræves ved anvendelse af COD-metoden. Ved bestemmelse af partikulært organisk stof kan man dog fortsat med fordel anvende COD, fordi man kan koncentrere det organiske stof på et glasfiberfilter, som derefter kan behandles med COD-kemikalierne uden brug af kviksølv, I de fleste tilfælde under aerobe forhold (Rebsdorf mfl., 1988) kan man omregne TOC til COD ved multiplikation med 32/12 = 2,67 svarende til den teoretiske glukosefaktor:

		C6 H12 O6 + 6 O2 = 6 CO2 + 6 H20
		32mg02  l2mgC

Enhederne er altså mg 1’ 02 ved COD og mg l-1C ved TOC.

Suspenderet stof (SS eller TS, tørstof), suspenderet stofs gløderest (SS-GR) og glødetab (SS-GT):

Måles efter Dansk Standard (DS 207) og må ikke forveksles med måling af “Tørstof og gløderest” (Dansk Standard, DS 204), som bestemmes efter inddampning og tørring af en kendt prøvemængde af enten vand, slam eller sediment.

Enhederne er mg 1-1 SS, SS-GT eller SS-GT. Suspenderet stofs gløderest og glødetab angives desuden ofte som % af SS.

4.2.	Detektionsgrænser og præcision

Præcisionen er et begreb, som beskriver størrelsen af den tilfældige fejl eller spredningen, i modsætning til nøjagtigheden (“accuracy”) er et udtryk for den systematiske fejl (“bias”). Jo mindre spredningen er, desto bedre er præcisionen, der i reglen udtrykkes ved standardafvigelsen. Vandkvalitetsinstituttet (1984); Jansen m.fl. (1985) og Naturvårdsverket (1987) har beskrevet de forskellige definitioner og der henvises til disse referencer for nærmere uddybning. Her skal kun nævnes to formler til beregning af standardafvigelsen, den første (1) er den almindeligst kendte. Den anden (2) er mindre kendt, men den er nyttig i de ofte forekommede tilfælde, hvor man har en serie dobbeltanalyser inden for nogenlunde samme koncentrationsområde:
			hvor x, er måleværdien for den i-te analyse, 
			x er gennemsnittet af alle målingerne
			af prøven, og N er antallet af enkeltanalyser
			af den samme prøve.

			hvor Ax, er differensen mellem de to	
	               	måleværdier af den i-te prøve, og M er
	                        antallet af dobbeltprøver, dvs. 2M=N er
                          	 antallet af enkeltmålinger (Doerffel, 1965).

Detektionsgrænsen (DL) defineres som “den mindste koncentration af et stof, der kan angives med en specificeret grad af sikkerhed (normalt 95%) ved en bestemt analysemetode” (Jansen mfl., 1985). For de metoder, hvor der kan fratrækkes en blindværdi, beregnes analysedetektionsgrænsen, DL, i praksis som:

DL = baggrundsniveauet (x) + 3 * s

hvor x er middelværdien og s er standardafvigelsen for gentagne blindprøvebestemmelser (Naturvårdsverket, 1987). Jansen m.fl. (1985) giver en mere teoretisk statistisk indføring af begreberne.

Der er i litteraturen angivet flere forskellige typer og definitioner af detektionsgrænser (Long & Winefordner. 1983; APHA, 1989). Således opererer APHA (1992) med fem forskellige typer: Instrumentdetektionsgrænsen (IDL), nedre detektionsgrænse (LLD), metodedetektionsgrænsen (MDL), “Limit of quantitation” (LOQ) og “Practical quantitation limit” (PQL).

Metodedetektionsgrænsen (MDL) angives at være 3,14 x s, hvor s er standardafvigelsen beregnet ud fra 7 målinger af stoffet ved lave koncentrationer f.eks. blindprøver. Desuden er især LOQ (Limit of quantitation) og PQL (practical quantitation limit) af interesse. LOQ defineres som den koncentration af stoffet, som giver et signal, der er så meget større end blindværdien, at det kan påvises indenfor specificerede grænser af gode laboratorier ved rutineanalyser. Den er typisk 10 x s over blindværdisignalet. PQL er foreslået som det laveste niveau, der kan måles imellem forskellige laboratorier indenfor specificerede grænser under rutineoperationer.

Det omtrentlige forhold mellem de tre grænser angives at være:	»

MDL: LOQ: PQL = 1: 2,5: 5

Det vil for eksempel sige, at hvis detektionsgrænsen for en metode (MDL) er 0,01 mg l-1 bliver LOQ 0,025 mg  l-1 og PQL 0,05 mg  l-1.

I tabel 4.2 er angivet de detektionsgrænser og præcisioner, som normalt er fundet ved interkalibreringer af ferskvandsanalyser (Vandkvalitetsinstituttet, 1992a). For lave koncentrationer (nær detektionsgrænsen) er de absolutte værdier for standardafvigelse af interesse, mens variationskoefficienten er mere relevant for højere koncentrationer (se tabelteksten til tabel 4.2). Endvidere er angivet “Normalt måleområde”, som blot er at betragte som vejledende, og som kun kan bruges til at afsløre fejl i enheder eller kommafejl. Kolonnen “Antal betydende cifre” angiver det antal cifre, som DMU ønsker anvendt ved dataoverførsel under Overvågningsprogrammet.

I tabel 4.3 er anført nogle omtrentlige angivelser af usikkerheden og normalt måleinterval for sedimentanalyser under Overvågningsprogrammet for søer. »

Såfremt et analyseresultat er angivet som < a mg 1-1, anbefales det at indtaste ½ * a mg l-1 som et rimeligt bud på den mest sandsynlige koncentration, men det kan altid diskuteres, hvad der er det mest rimelige bud

Tabel 4.3 Sædvanlig præcision for sedimentanalyser (Rebsdorf mfL, 1988) med angivelse af variationskoefficienter inden for DMU (CVr i %), minimum-maximum værdier (mg pr. g tørstof) og anbefalet antal af decimaler ved sedimentanalyser. Hvor intet andet er angivet, er der tale om totalkoncentrationer
Parameter	CV,,, %	Normalt måleområde
(min-max)	Antal betydende
cifre(1)	
Tørstof (%)	i - 3	2 - 90	2-3	
Glødetab (%)	5 - 12	0 - 90	2-3	
Jern	4-6	0-200	2-3	
Calcium	S - 10	0 - 300	2-3	
Kvælstof	5 - 10	0 - 35	3	
Fosfor	5-10	0-15	3	
Ads-P	10 - 15	0 - 2	2-3	
Fe-P	5-10	0-10	2-3	
Ca-P	8-12	0-5	2-3	
Org/res-P	10 - 15	0 - 5	2	
Ved lave værdier kan antal betydende cifre nedskæres, så der bliver overensstemmelse med, hvad (1) variationskoefficienterne berettiger til.

4.3.	Generelle valideringsmetoder

Følgende samplot kan anvendes til afsløring af mistænkelige værdier:

C - C plot, se tabel 4.4, figur 4.2, 4.3, 4.5, 4.7 og 4.8
C - tid plot, se figur 4.1, 4.6 og 4.9
C - Q plot, se figur 4.10 og 4.11
Arsmiddeltidsserier. se ficrur 4.12

		Figur 4.9 C/tid-graf. Bemærk ekstremværdien på 92 mg/l (Hald, 1993). 

For total P vil det ofte være en fordel at lave C-Q plot opdelt for stormflow og baseflow for at undersøge om høje værdier af total P optræder under stormflow, hvor der ofte er en stor partikulær transport af P.

Der kan næppe opstilles helt klare regler for, hvornår en mistænkelig værdi skal forkastes eller ej. Generelt anvendes næsten alle data, som ikke umiddelbart kan tilskrives en skrivefejl enten

Figur 4.11 Sammenhænge mellem de målte koncentrationer af total N og vandføring (A) og total P og vandføring (B) i 1988 (Kronvang og Bruhn, 1990).

på laboratoriet eller ved indtastningsfejl i det pågældende amt. Forholdene i forbindelse med prøveudtagningen spiller ofte en vigtig rolle ved vurderingen af en analyseværdi. Er en prøve f.eks. udtaget under høj vandføring, og der er en bemærkning om, at vandet ved prøveudtagningen var uklart, vil det generelt være rimeligt at antage, at fosforindholdet er højt. Modsat virker det mistænkeligt, hvis der pludselig er et højt indhold af totalfosfor ved moderat/lav vandføring, hvilket kunne skyldes, at der ved prøveindtagningen ved et uheld er taget noget sediment med i prøven.

En “ekstremværdi” som f.eks. kan være forårsaget af grødeskæring, uheld på renseanlæg m.m. kan i visse tilfæde “indsnævres”. Indsnævringen foregår typisk ved, at der indtastes et sæt skønnede analyseværdier på hver side af ekstremværdien, se figur 4.13. De skønnede værdier tildeles den nærmest foregående og nærmest efterfølgende ‘normale” værdi. Metoden bør dog kun anvendes i særlige tilfælde. Faren ved metoden består i, at den kan føre til underestimering af gennemsnitskoncentrationen og transporten, fordi man ved punktprøvetagning let risikerer at miste enkelte naturligt høje værdier, som tidsmæssigt kan være forekommet mellem to prøvetagninger.

Det er vigtigt, at der i et følgebrev til de indrapporterede stoftransportdata til DMU gøres opmærksom på de stationer og tidspunkter, hvor der er foretaget indsnævringer, samt hvor snævre (antal dage, timer) de enkelte intervaller er.

Figur 4.12 Vandføringsvægtet middelkoncentration af nitrat-N (A) og total
P (B) og middelvandføring (C) for året og sommermånederne maj-september i perioden 1974-88.    0	= ikke et helt års målinger (Kronvang og Bruhn, 1990).

Figur 4.13 Indsnævring af en ekstremhændelse (Hald, 1993).

Tabel 4.4 Oversigt over, hvilke kemiske variable der kan samplottes til kontrol af mistænkelige værdier i forbindelse med kemiske variable for kilder og vandløb. I sidste kolonne angives med +, hvor der med fordel kan plottes flere stationer mod hinanden for samme parametre målt samme dag.

Parameter	C-C plot	Samplotte flere
stationer	
pH
Alkalinitet
Nitrat + nitrit
Total N
Opløst uorg. P
Total jern
Ammonium - N
Farvetal	Alkalinitet
Konduktivitet
Total N
Summen af uorganisk N
Total P
Nitrat, opi. uorg. P
BOD
Jern, evt. pH	+
+
+
+
+
+

Tabel 4.2 Vejledende lalværdier for de detektionsgrænser (DL), standardafvigelser (s) og variationskoefficienter (CV %), som man normalt kan forvente ved analyse at ferskvand i henhold til interkalibreringer de senere år (Vandkvalitetsinstituttet, 1992a). .Ved lave koncentrationer gælder sr og SL (standardafvigelsen hhv, inden for og mellem laboratorier), for højere koncentrationsniveauer gælder CVr og CVL (Variationskoefficienten i % hhv. inden for og mellem laboratorier), idet cv=100 s/x  hvor x er gennemsnitskoncentrationen. CV anvendes i de tilfælde, hvor x = CV/100 er større end de i tabellen anførte s-værdier. Endvidere er angivet det normale antale betydende cifre samt anbefalede metoder.
Variabel
	Normalt
måleområde (1)	Detektions-grænser (DL)	5r	SL	CVr%
		CVL%	Antal betydende cifre(2)	Anbefaletmetode
(DS=Dansk Standard)	
pH	4 -11	-		0,04	0,11	-	-	2-3	DS 287	
Alkalinitet, mmol l-1	         0,1 - 6	0,05		0,03	0,08	1	2	3	DS 253			
Alkalinitet, mmol l-1	       -0,1 - 0,2	0,005		0,003	0,01	3	10	3	Rebsdorf m.fl. (1988)			
Konduktivitet, m S m4	5 - 100	1,0		0,4	1,0	1	5	2-3	DS 288			
Opløst ilt, titr. mg l-1
Opløst ilt, elektr. mg l-1
Farvetal, mg l-1 Pt	0	- 30
0 -30
  5- 500	0,1
0,1
5		0,05
0,05
2	0,2
0,3	1-2
1-3
5-10	4-8
3-21(3)
20-50(4)	2-3
2-3
2	DS 2205
DS 2206
DS 289, 2 udg.			
Ammonium, mg l-1 N	0 - 2	0,01		0,004	0,01	1-2	5	3	DS 224			
Nitrit + nitrat, mg l-1 N	0 - 25	0,02		0,005	0,03	2-3	5-6	3	DS 222			
Total nitrogen, mg l-11.N	0 - 25	0,06		0,03	0,06	3-5	5-10	3	DS 221			
Opl. uorg. fosfat, mg l-1 P	0 - 2	0,005		0,002	0,004	1-2	2-3	3	DS 291			
Total fosfor, mg l-1l P	0 - 2	0,01		0,005	0,01	2-3	3-6	3	DS 292			
Silikat, mg l-111 Si	0 - 10	0,05		0,02		1-2		2	Rebsdorf m.fl. (1988)			
Total jern, mg l-1 Fe	0 - 10	0,05		0,02		2		3	Rebsdorf mfl. (1988) el. DS 219	
BOD ufortyndet, mg l-1	0 - 6	0,5		0,1-0,2	0,3-0,5	3-10	10-20	3	CEN (1992)			
COD, mg l-1 O2	10 - 70	5		2	4	2-5	5-10	2	Rebsdorf mfl. (1988)			
TOC, mg l-1C	3 - 25	0,5		0,1		1-2		3	Div. TOC-app.			
Suspenderet stof, mg l-1	2 - 80	2		1	2	10-20	20	3	DS 207			
Susp. stofs glødetab, mg l-1  (7)	2 - 40	2		1	2			3	DS 207			
De angivne metoder kan være modificeret, især med hensyn til automatiserede metoder. Disse metoder bør kunne dokumenteres at give mindst lige så pålidelige resultater som de oprindelige manuelle metodebeskrivelser.
(1) Denne kolonne beskriver vejledende grænser. Såfremt de overskrides væsentligt, er der højst sandsynligt tale om fejl, herunder f.eks. faktorfejl eller enhedsfejl.
(2) Ved lave koncentrationer kan antal betydende cifre nedskæres, så der er overensstemmelse med det antal decimaler, som standardafvigelsen er angivet med. Af hensyn til databehandlingen ønsker DMU i nogle tilfælde et større antal betydende cifre og decimaler, end metoden berettiger til, og som DS angiver.
(3) Den høje CVL skyldes formentlig, at lave iltkoncentrationer er svære at måle med elektrode
(4) Den høje CVL skyldes formentlig, at den benyttede metodik (DS 289, 1. udg.) ikke var entydig. Den nye 2. udgave er endnu ikke interkalibreret, men vil formentlig give bedre resultater.
(5)Tallene stammer fra et nyt forslag til europæisk standard vedr. BOD i ufortyndede prøver (CEN, 1992; Vandkvalitetsinstituttet, 1992b).
(6) Ved bestemmelse af partikulært COD på glasfiberfiltre kan detektionsgrænsen og standardafvigelsen blive mindre afhængigt af den mængde prøve, der filtreres.
(7)Suspenderet stofs glødetab kan også angives som % af suspenderet stof.

5.	Validering af stoftransportberegninger

Metoder til stoftransport-beregning er behandlet i den tekniske anvisning “Metoder til bestemmelse af stoftransport i vandløb” (Kronvang & Bruhn, 1990) og omtales ikke i denne rapport. I dette kapitel behandles emnet kun i relation til, hvordan mistænkelige analyseværdier skal behandles i relation til stoftnansport.

En analyseværdi bør aldrig kasseres med mindre det helt sikkert kan erkendes, at der en tale om prøvetagnings- eller analysefejl. Det skal derfor altid være den sidste løsning at fjerne en værdi. Kasseres en analyseværdi/feltmåling skal den fjernes fuldstændigt fra basen.

Hvis en høj værdi med sikkerhed kan relateres til slamflugt, ulovlig udledning, grødeskæring eller kortvarig høj spildevandsbelastning, begrænses perioden for hvilken den pågældende måling anvendes ved stoftransportberegningen til f. eks. nogle få timer. Det bør dog under alle omstændigheder vurderes, hvilken betydning, det har for stoftransporten (måneds/år), om værdien fjernes, eller perioden den gælder for indsnævres.

Såfremt der mangler koncentrationsdata for et stof for mere end to måneder i træk, beregnes der ikke stoftransport for disse måneder, ligesom årstransporten ikke beregnes for dette stof. Stoftransporten overføres dog til DMU for de resterende måneder.

Til bestemmelse af den “sande” fosfortranspont blev der pr. 1.1.93 oprettet 14 intensive stationer med kontinuert prøvetagning. I forbindelse med de intensive stationer, er den aftalte prøvetagningsstnategi en prøve pr. time, der typisk puljes til 3 prøver pr. dag (dvs. 8 delprøver pr. prøve). Ved de intensive stationer skal der iagttages særlig opmærksomhed til såvel længere henstandstid for prøverne (op til en uge), til hvorledes prøverne puljes, hvordan stoftransporten beregnes samt- problemer ved stoftransportberegning når der mangler en eller flere delprøver/prøver.

Til forebyggelse af henst-andsproblemen anbefales feltopbevaring ved temperaturer < 5°C, hvilket kan ske ved montering af køleaggregat i ISCO feltkasse. Alt-ernativt kan prøvetageren nedgnaves i jorden.

Stoftransporten vil typisk beregnes som middelkoncentrationen over en periode (f.eks. 1 uge) ganget den ‘totale vandføring i den samme periode. I døgn med høje vandføringer og stofkoncentnationer kan der beregnes en særskilt- stoftransport for et døgn (eller anden relevant tidspeniode).

DMU vil på baggrund af det første måleårs erfaringer (1993-94) udarbejdet et notat, der beskriver metoder til stoftransportberegning for intensive stationer og procedurer for fremgangsmåde i tilfælde af manglende målinger i en kortere eller længere periode.

Foreløbige resultater fra 9 stationer i 1993 viser, at sammenholdes total fosfortransporten beregnet ud fra sædvanlig punktprøvetagningsstrategi, sker der i mediantilfældet på årsbasis en underestimering på 34% sammenholdt med intensiv prøvetagning. Der er dog stor spredning for de enkelte stationer fra 322%’s underestimering til 2% overestimering. De største afvigelser forekommer i forbindelse med udskyhling af tilbageholdt partikulært materiale på vandløbsbunden i perioden august til oktober (Svendsen et al., 1993). Til gengæld er der i mediantilfældet konstateret, at opløst fosfortransportet overestimeres med 11% ved punktprøvetagning sammenlignet med intensiv prøvetagning.

6.	Kvalitetssikring af dataoverforsel

I dette kapitel gennemgås i afsnit 6.1 DMU’s check procedure vedrørende STANDAT-filemes format og indhold, der gives en liste med typiske fejl i STANDAT-filer1 konsekvensen af disse og hvordan de kan undgås; I afsnit 6.2 gennemgås DMU’s kontrol procedure af data i STANDAT-filerne.

6.1	DMU’s kontrolprocedure af STANDAT-filer

Overførsel af de amtskommunale data for vandkemi og stoftransport fra kilder, vandløb og søer foregår via en STANDAT-fil som sendes til DM1.1. DMU’s indlæsningsprogram er irdrettet således, at det forudsættes at de fremsendte STANDAT-ifier overholder STANDAT-formatet (Miljøstyrelsen, 1990) samt den tekniske anvisning for dataoverførsel på ferskvandsområder (Kristensen, 1992)

STANDAT-filerne indhold læses og undersøges før der fóretages en kontrol af dataene i STANDAT-filen. Der foretages:

- Test af STANDAT-filens format (læsning af header og definitionsdelen)
- Udskrift med oversigt over stations- og prøveop1y~ninger i filen, herunder laves en oversigt over analyser og feltmålinger, over STANDAT-koder for variable, enheder og metoder samt antallet af observationer for de enkelte kombinationer.
- Udskrift med en oversigt over stationer i STANDAT-filen og det checkes om stationerne findes i DMU’s database.
- Udskrift for hver station med alle variabel-værdier.

Det har vist sig, at der ofte forekommer en række fejl og mangler i de fremsendte STANDAT-filer, der betyder af hele STANDATfilen, nogle stationer, en gruppe variable eller enkelte variable i filen ikke kan indlæses, eller at stationer og variable bliver blandet sammen. Konsekvensen heraf er en stor manuel indsats for at vurdere og rette data eller i værste fald at filen må fremsendes på ny. Samtidig med er der ikke er sikkerhed for at alle fejl som f.eks ombytning af variable bliver opdaget. I tabel 6.1. findes en oversigt over typisk fejl og konsekvensen heraf. Denne liste bør anvendes som en checkliste før fremsendelse af STANDAT-file til DMU. I oversigten er det angivet hvordan fejlene kan hindres eller afhjælpes.

Tabel 6.1 Oversigt over fejl, konsekvenserne heraf og løsning al fejl i forbindelse med overførsel af amtskommunale data til DMU.
PROBLEM	KONSEKVENS	LØSNING				
Fejl i hele databasen og stationsrelaterede fejl:				
1

	a)	Hele den amtskommunale data-
base er fremsendt til DMU, men der er kun angivet Hydrologisk Reference (HR) for overvågnings-stationerne.
b)	Forkert format på HR.	De forskellige stationer kan ikke identificeres og STANDAT-filen vil ‘ikke kunne indlæses
	
	a) Der skal være stationsidentifikation for samtlige stationer i STANDATfilen b)Format fremgår af bilag nr. 8.41	
2

	Der mangler stationsnummer på
en eller flere af stationerne i
STANDAT-filen. 
	Stationerne kan ikke identificeres, og bliver ikke indlæst 	Der skal være angivet et af de stationsnummer, der er angivet i bilag nr. 8.41	
3	Flere stationer har fået samme stationsnummer	Data fra to stationer lægges oveni hinanden
	Check at ethvert stationsnummer er fuldstændig entydigt	
4

	Manglende stationsnummer er opgivet som ”-”

	Indlæsnirigsprogram kan ikke indlæse statio-nen

	Manglende stationsnummer skal angives som en blank, dvs.	
5	Manglende angivelse af amtsnummer, og data sendt med internt stationsnummer
	DMU kan ikke konverterer amtets stations-nummer til DMU-num-mer, data kan ikke indlægges
	Sørg altid for at amtsnummeret findes i STANDATfilens header	
	Fejl i forbindelse med grupper og del-struktur i STANDAT-filen:

1	Opgivet forkert STANDAT-emne, dvs, at kildekemi er sendt som stoftransport (gruppe 8000000) eller som feltmålinger (gruppe
4230)	Data fra stationen kan ikke indlæses det vil kræve nyt indlæsnings-program	Data skal overføres under de respektive emner og formater, som er beskrevet i bilag 8.5 s. 1-10	
2	Tilsyns- og prøveoplysninger er udfyldt uden tilhørende analyse

.	Der forventes tilhørende analyse-/måledata, som ikke er anført i STANDAT-filen. Statio-nen kan ikke indlæses uden manuel rettelse	Der skal altid være angivet analyse-/måledata, når der er angivet tilsyns- og prøveoplysninger2	
1 Den Hydrologiske Reference er i sig selv ikke nok til identifikation af en station i 1993 
2 Der er ingen grund til at udfylde STANDAT-filen med nuller

PROBLEM		KONSEKVENS	LØSNING	
 3	Angivet analyseværdi samtidig
med variabelkoden opgives som 0
(nul)
		Det angives, at der ikke er analyseresultater, men de findes: Den variable bliver ikke indlæst	Når der findes analysedata må vaniabelkoden ikke være 0 (nul)	
4
	Analysegruppen oprettet, men der opgives ingen værdier	Indlæsningsprogrammet melder fejl	Der skal altid være analyseværdier, når en analysegruppe2 er oprettet	
5 	Feltmålingen (f.eks vandføning og temperatur) er angivet som analyse eller analyser (f.eks Fe) angivet som feltmålinger	Dataene bliver fejlpla-ceret i DMU’s database

	Check, at feltmålinger og analysen ikke sammenblandes	

Fejl relateret til variable:
1

	Anvendt forkert variabel kode, f.eks angivet koden for Fe, men det skulle være alkalinitet eller den er ombyttet variable
			Fejlen kan være svær at opdage i visse tilfælde

		I bilag 8.6 en angivet hvilke variable koden, der skal anvendes til de respektive parametre for overvågningsvariable		
2

	Forkerte enheder på analyser, f.eks opgives alkalinitet som mg l-1 fremfor mmol l-1, eller enheder mangler helt		Kræver manuel rettelse, hvis fejlen opdages, og hvis den manglen enheder gives fejlmelding		I bilag 8.6 opgives hvilke enheden, den skal anvendes til de enkelte variable		
3	Manglen analysemetode, laboratorium, udstyr og prøvetype. Er en oplysning DMU ønsker 		Oplysning mangler

		Check, at alle oplysningen en udfyldt-for samtlige variable		
5	Samme prøve sendt flere gange
			Prøven kan ikke indlægges, der kan kun indlæses i prøve pr. station pr. dato pr. klokkeslet		Kontrollen at data for en prøve kun medtages en gang
			
6	Negative værdien opgivet med “-“ i at-tribut feltet		Værdien indlæses som positiv i databasen		Check, at der ikke optræder “-“ i attributfeltet		
Fejl relateret til dybder:							
1
		Dybder mangler.

				DMU ønsker samtlige dybder oplyst, eller en gennemsnitsdybde for hver prøve	
2		Total dybden angivet i felt 1050
	
		Dette angiver måledyb-den, og vil blive indlagt som måledybden		Total dybden skal angives i felt 1035	

	PROBLEM	KONSEKVENS	LØSNING	
3	Dybden opgivet som 0 (nul), sigt-dybde, 2 gange sigtdybde mv.		Den eksakte må1edybde skal opgives	
4	Sigtdybde sendt både i PROFIL-file og KEMI-file		Bør kun sendes en gang	
5	Der mangler angivelse af dybde og amtet oplyser at alle prøver er taget i overfladen	DMU kan ikke vurderer i hvilken dybde prøven er taget	Der skal være til-knyttet en dybde til hver prøve	
6	Dybde opgivet som negativ værdi	
	Dybden skal angives som positiv værdi	

Fejl relateret til stoftransporten:
1

	Opgivet forkert enhedskode for
stof f.eks. kg/døgn (std enhed 14) .
bør være kg (std enhed 92)
		Værdierne bliver anvendt med forkerte enheder i DMU’s database	De enheder, der skal anvendes ved stoftransporter, findes i bilag nr. 8.7	
2	Vandtransport opgivet med forkert enheds-kode: f.eks. kg/døgn (std enhed 14) bør være 1/sek (std. enhed 55) eller m3 (std enhed 98)	Værdierne bliver anvendt med forkerte enheder i DMU’s database	De enheder, der. skal anvendes i forbindelse med vandføringer, findes i bilag nr. 8.7	
3	Anvendt forkert variabelkode for vandtransport (55), som er det gamle SERR-nummer	Vandføringen kan ikke indlæses i DMU’s data-base	Variabelkoderne, der skal anvendes findes ibilag nr. 8.7	
4	Stoftransporten angivet som 0 (nul) selv om den ikke har været målt/beregnet. 	Stof transport, lagres som nul og vil indgå som nul i f.eks årstransporterne	Stoftransporten for denne periode skal ikke overføre	
5	Stoftransporten opgivet som mang-lende i måneder, hvor den vitter-ligt har været nul (vandtranspor-ten har været nul)

	De manglende måneder vil blive udeladt af f.eks periode eller årstransportberegninger selv om de burde indgå som 0 (nul)	I måneder med stof transport=O (nul) skal dette angives som 0 (nul)
		
6

	Manglende beregningsmetode
	Hindrer kontrol og senere efterbehandling af stoftransporten	Husk at opgive den anvendt stoftransportberegningsmetode	
7	Anvendelse af forkert datoformat f.eks 01/ 1/1991	Giver fejl ved indlæsning	Korrekte datoformat er: 01/01/1991	

I bilag 8.5 findes de centrale afsnit fra den tekniske anvisning ‘Dataoverførsel på ferskvandsområdet (Kristensen,, 1992) vedrørende vandkemi og stoftransport vedrørende opbygning og indhold af STANDAT-ifier.

	
6.2	DMU’s kontrol af fremsendte data

Efter indlæsning af STANDAT-fil og kontrol af STANDAT-filformatet oprettes eventuelt nye målestationer og nye STANDATvariable. Endvidere checkes følgende variable, der erfaringsmæssigt voldér problemer:

-	er silikat angivet som Si eller SiG2?
-	er opløst (filtreret) ortofosfat og total fosfor ombyttet?
-	er nitrat og nitrat+nitrit ombyttet?
-	er ledningsevnen (KOND) opgivet som mS/m eller S/cm?
-	hvilken enhed er måneds- og årsvandføringerne angivet i?
- 	hvilken enhed er stoftransporteme angivet i?

Der foretages herefter en kontrol af de data, der er lagt ind i databasen fra STANDAT-filerne:

-	kontrol af om alle overvågningsstationer fra et amt er overført samt en liste over antal prøvetagninger de enkelte år under Overvågningsprogrammet (eksempel i bilag 8.8.1). Endvidere udskrives for hver station en oversigt over alle variable med angivelse af antal måling for hver variabel for de år, der er modtaget overvågningsdata fra (eksempel i bilag 8.8.2)
-	test på om antallet af målinger (N) af en variabel afviger et år. Er Nj*O,5 <Ni<Nj*2 udskrives dette og markeres med en * (eksempel i bilag 8.8.2), hvor N er antallet af målinger for en bestemt variabel et år (i og j er forskellige år).
-	test på om gennemsnitsværdien (X) for en variabel afviger et år. ErXJ*O,5 <X1 <Xj*2 udskrives dette og markeres med en # (eksempel i bilag 8.8.2), hvor X er middelværdien for en bestemt variabel et år ( og forskellige år).
-	Hver variabel checkes for om den ligger indenfor en MAX/MIN grænse, som DMU har fastsat som standard for hver variabel. Målinger for parametre der falder udenfor disse grænser angives på en udskrift med bemærkningen “Større end ..“ eller “Mindre end ...“, jvf, eksempel i bilag 8.8.3. For måledata fra 1993 og de efterfølgende år vil max. og min. grænserne for de enkelte variable for hver station blive fastsat ud fra de foregående års højeste og laveste validerede værdier for den pågældende station for hver variabel.
-	For hver variabel checkes om den enkelte værdi i årets måleserie afviger med mere end 3 standardafvigelser på resten af årets måleserie. På udskriften angives dette som. “Ekstrem værdi”, jvf, bilag 8.8.3.
-	Såfremt summen af de opløste fraktioner af kvælstof (N023-N ± NH4-N) er højere end total N (og tilsvarende for fosfor) udskrives disse data med en fejlmeddelelse, som det fremgår af de sidste 4 linier i bilag 8.8.4. For data fra 1993 og efterfølgende år vil der blive taget højde for måleusikkerheden på N- og P-fraktionerne, således som det er beskrevet i afsnit 4.1 under ”Kvælstoffraktionerne”.
- 	En check på om en variabel har mistænkelige værdier, f.eks mange værdier i træk der er ens eller nul Der udskrives en meddelelse om at en variable, f.eks konduktiviteten (KOND), har ”specielle værdier”, som angivet i bilag 8.8.4.

Det checkes. for stoftranspQrten om summen af værdierne for delperioder er lig med summen for hele perioden (f.eks om summen af månedtransporterne er lig med sommer/årstransporter), som angivet i bilag 8.8.5.
-	Check af om de vandføringsvægtede koncentrationer er lig med middelkoncentrationen for perioden (f.eks om årsmiddel total N-kocentrationen er lig total N-årstrañsporten divideret med års-vandtransporten) som vist i bilag 8.8.5. Endvidere checkes om årstransporten er lig med årstransporten angivet på vandløbsskemaerne.

De omtalte udskrifter i bilag 8.8 sendes til amterne, der validerer dataene påny.

7.	Referencer

CEN (1992): Water quality - Determination of biochemical oxygen demand after n days (BODn) - method for undiluted samples.

Dansk Standard, DS 288 (1974): Vandundersøgelse. Måling af konduktivitet. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 289 (1. udg. 1974, 2. udg. 1992): Vandundersøgelse. Bestemmelse af farvetal. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 219 (1975): Vandundersøgelse. Bestemmelse af jern. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 224 (1975): Vandundersøgelse. Bestemmelse af ammonium—nitrogen. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 253 (1977): Vandundersøgelse. Alkalinitet. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS/R 254 (1977): Vandundersøgelse. 5-døgns biokemisk oxygenforbrug (BOD). Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 204 (1980): Vandundersøgelse. Tørstof og gløderest. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 203 (1982): Vandundersøgelse. Prøvetagning af spildevand til kemisk analyse. Teknisk vejledning. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 207 (1985): Vandundersøgelse. Suspenderet stof og gløderest. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 2205 (1990): Vandundersøgelse. Opløst oxygen. Titrimetrisk metode. Dansk Standardiseringsråd, København.

Dansk Standard, DS 2206 (1990): Vandundersøgelse. Bestemmelse af opløst oxygen. Elektrometrisk metode. Dansk Standardiseringsråd, København.

Davison, W, (1990): A practical guide to pH measurement in freshwaters - Trends in analytical chemistry 9: 80-83.

Davison, W., Woof, C. & Tipping, E. (1989): Effects of temperature, filtration and container material on storage of an acid stream. Analyse 114: 587-590.

Doerffel. K. (1965): Beurteiling von Analysenverfahren und- engebmisse, 2. Auflage. Springer-Verlag. 98 s.  (eller: Z. für analyt. Chemie 185: 1-98 (1962).

Emerson, K., Russo, R.C., Lunde, R.E. & Thurston, R.V. (1975):
Aqueous ammonia equilibrium calculations: Effect of pH and temperature. J. Fish. Res. Board Can. 31: 2379-2383.
Hald, S. (1993): Personlig meddelelse. Storstrøms Amt.

Hedeselskabet (1978): Afstrømningsmålinger i Danmark 1917-70. 10. Beretning. Hydrometriske Undersøgelser, Slagelse. 132 s~

ISO/DIS 5667/3 (1983): Water quality - sampling part 3: Guidance on the preservation and handling of samples.

Jansen, J. la Cour, Jacobsen, J., Sender, A.K. & Jensen, V.B. (1985):
Anvendelse af analyseresultater ved vandkontrol. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. Miljøprojekt nr. 63.

Kristensen, P., (1992): Dataoverførsel på ferskvandsområdet. Teknisk anvisning fra Danmarks Miljøundersøgelser, Miljøministeriet:
24 pp plus 5 bilag

Kristensen, P., Søndergaard, M., Jeppesen, E., Mortensen, E. & Rebsdorf, Aa. (1990): Overvågningsprogram. Prøvetagnfrig og analyse-metoder i søer. Danmarks Miljøimdersøgelser, Afdeling for Ferskvandsøkologi. 32 s.

Kronvang, B. & Rebsdorf, Aa. (1988): Overvågriingsprogram. Vandkvalitet i vandløb. Prøvetagning og analysemetoder. Miljøstyrelsens Ferskvandslaboratotium 1988: 19 sider. Teknisk rapport nr. 19. Publ. nr. 91. Genoptrykt 1989, Danmarks Miljøundersøgelser.

Kronvang, B. & Bruhn, A.J. (1990): Overvågningsprogram. Metoder til bestemmelse af stoftransport i vandløb. Danmarks Miljøundersøgelser 1990: 22 sider + Appendix og eksempelsamling.

Kronvang, B., Erfurt, J., Erlandsen, M., Friberg, N., Græsbøll, P., Rebdsdorf, Aa. & Svendsen, L.M. (1992): Ferske vandområder:Vandløb og kilder. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram 1991. Danmarks Miljøundersøgelser. 122 s. - Faglig rapport fra DMLT,nr. 62.

Long, G.L. & Winefordner, J.D. (1983): Limit of detection - a closer look at the IUPAC definition. Anal. Chem. 55, 712A - 724A.

Miljø- og Levnedsmiddelkontrollen, Odense (1992): Rapport: Forsøg. med køling og frysning af.åvandsprøver.

Miljøstyrelsen, 1990: STANDAT V 1.1. Vejledning fra Miljøstyrelsennr.1

Naturva°rdsverket (1987): Intern kvalitetskontrol. Handbok for vattenlaboratoier. Rapport 3372. 38 .s.

Rebsdorf, Aa. (1978): Beregning af procent uioniseret ammoniak i ferskvand ved forskellige pH-værdier og temperaturer. Vand 9: 97-98.	.

Rebsdorf, Aa. (1983): Are Danish lakes threatened by acid rain? In: Ecological Effects of Acid Deposition. Nat. Swed. Environ. Project. Bd. Report PM 1636: 287-297.

Rebsdorf, Aa. & Thyssen, N. (1987): Overvågningsprográm. Vandkvalitet i kilder og kildebække. Miljøstyrelsens Ferskvandslaboratorium 1987: 8 sider. Teknisk rapport nr..,, 17. Rubi. nr. 83.

Rebsdorf, Aa., Søndergaard, M. & Thyssen, N. (1988): Overvågriingsprogram. Vand- og sedimentanalyser i ferskvand. Særlige kemiske analyse- og beregningsmetoder. Miljøstyrelsens Ferskvandslaboratotium 1988: 59 sider. Teknisk rapport nr. 21. Publ. nr. 98. Genoptrykt 1989, DMU.

Rebsdorf, Aa., Thyssen, N. & Erlandsen, M. (1991): Regional and temporal variation in pH, alkalinity and carbon dibxide in Danish streams, related to soil type and land use. Freshwater Biology, 25:
419-435.

Standard Methods (1989): Standard Methods for the examination of, water and .wastewater (eds. Clesceri, L.S., Greenboy, A.E. & Trussel, R.R.) 17. ed. American Public Health Association, Washington D.C.

Svendsen, L.M., Erfurt, I., Friberg, N., Græsbøll, P., Kronvang, B., Larsen, S.E. & Rebsdorf, Aa. (1993): Ferske vandområder - Vandløb og kilder. Vandmiljøplanens Overvågningsprogram 1992. Danmarks Miljøundersøgelser. 142 s. - Faglig rapport fra DM0, nr. 88.

Vandkvalitetsinstituttet (1992a): Kompendium over metoder til vandanalyser 2:1992. Vandkvalitetsinstituttet; ATV, Hørsholm.

Vandkvalitetsinstituttet (1 992b): Interlaboratory comparison No. 46:
1992: BOD5, BOD7, BOD2~5 and COD(~, NVOC and DOC in fresh surface water. 160 s.

Wiggers, L. 1993: Fosforanalyser - betydning af henstand af prøverne. Notat LWN/AB, Arhus Amt, 7.9.1933. 3 s.

Århus Amt, Miljøkontoret (1992): Notat - Konserveringsforsøg med havvand

8. Bilag

8.1	pH af stødpudeopløsninger- ved forskellige temperaturer og med forskellige ion-styrker
8.2	Hoidbarhedsforsøg for kvælstof- og fosforfraktioner m.m ved opbevaring ved forskellige temperaturer
8.3	Tabel over fri ammoniak i procent af total-ainmonium ved forskeffige pH-værdier og temperaturer
8.4	Den hydrologiske reference
8.5	Dataoverførsel på ferskvandsområdret. Kemiske og fysiske data fra vandløb
8.6	Oversigt over almindeligste kemiske og fysiske variable
8.7	Oversigt over almindeligste stoftransportvariable
8.8	Eksempler på udskrifter i forbindelse med i DMU’s kontrol af fremsendte data

8.1	Bilag

Tabel. 8.1. Ternperturathængigheden for 3 pH-stødpudeopløsninger (efter Dansk Standard, DS 287, 1978)

				pH				
t°C	Ftalat(1)			Fosfat(2)			Borat(3)	
0
5
10	4,00
4,00
4,00			6,98
6,95
6,92			9,46
9,40
9,33	
15
20
25	4,00
4,00
4,01			6,90
6,88
6,87			9,28
9,23
9,18	
30
35
40	4,02
4,02
4,04			6,85
6,84
6,84			9,14
9,10
9,07	

(1) 	0,05M KHC8H4O4
(2) 	0,025M KH2PO4+0,025M Na2HPO4
(3)	0,01M Na2B4O7,10H20

Ved måling i ionfattigt, surt vand anbefales det (Davison, 1990) at anvende en af følgende ionfattige opløsninger:

	pH ved 25°C
	
	0,0001 M saltsyre	4,00  4,05
	0,00005 M svovlsyre	4,00 - 4,05
	0,01 M fta1at*	4,12 ± 0,01

*fremstilles ved fortynding af ovenfor nævnte 0,05 M ftalat.

Bilag 8.2.

Holdbarhedsforsog for kvælstof- og fosforfraktioner ved opbevaring ved forskellige temperaturer.

I dette bilag gennemgås resultaterne af nogle forsøg, der beskriver, hvorledes vandprøvers indhold af især kvælstof- og fosforfraktioner kan ændre sig ved henstand ved stuetemperatur, i kølerum og ved dybfrysning.

Oversigt over henstandsforsøg foretaget af Fyns Amt, Århus Amt, Stadsingeniørens Direktorat, København og Danmarks Miljøundersøgelser, Afdeling for Ferskvandsøkologi.  

	Prøvetype	Behandlings- og opbevaringsmåde	Variable	
Fyns Amt (Bilag 8.2.1)
		Åvand 8 prøver	Henstand ved 4°C i 1 og 2 døgn
Dybfrysning	NH4+, NO2-+ NO3-, opl. PO43-

Århus Amt (Bilag 8.2.2)
	
		Havvand

	Filtrering
Henstand ved 4°C
Henstand ved Ca. 20°C
Dybfrysning	NH4+, NO2-+ NO3-, opl. PO43-, TN, TP, 
		
DMU, Ferskvands-økologi
(Bilag 8.2.3)	Åvand incl. søafløb	Filtrering
Henstand ved 4°C
Henstand ved ca. 20°C	NH4+, NO2-, NO3-, opl. PO43-, TN, TP, Si	
		Dybfrysning	 opl. PO43-, TP	
Århus Amt (Bilag 8.2.4)	Åvand	Henstand ved 4° og 20°C i 3, 5 og 7 døgn	opl. PO43-, TP	
Stadsingeniørens
Direktorat, København
(Bilag 8.2.5)	Tilløb til Darmhussøen
		Dybfrysning i 7, 14 og 21 dage
Langsom optøning
		NO2-+ NO3-, opl. PO43-, TN, TP, Si, Fe, Ca	
DMU, Ferskvands-økologi
(Bilag 8.2.6)	Søsediment	Henstand i 4 uger i kølerum	Tørstof, Ads-P, Fe-P

Bilag 8.2.1

Miljø- og Levnedsmiddelkontrollen i Odense gennemførte i 1992 et hoidbarhedsforsøg med 8 åvandsprøver for at belyse effekten af dybfrysning og i og 2 døgns henstand i køleskab (Miljø- og Levnedsmiddel kontrollen, Odense, 1992). Forsøget viste følgende:

- der sker ingen ændringer af analyseresultaterne ved at dele en prøve i to delprøver
- dybfrysning og påfølgende optøning i koldt vandbad bevirker ofte et kraftigt fald i opløst fosfat samt et mindre fald i ammoniumkoncentrationen, mens nitrit+nitratindholdet ikke ændres
-opbevaring i køleskab ved 4°C ændrer ikke nitrit+nitrat eller opløst fosfat efter i og 2 døgns henstand, mens der måles et fald i koncentrationen efter 2 døgns henstand for ammonium. Et døgns henstand kan dog accepteres for ammonium.

Tabel 8.2.1. Gennemsnitlig ændring i koncentrationen ved henstand og dybfrysning.
			Koncentra-tionsområde	Gennemsnitlig ændring i koncentrationen (mg
l-1) ved henstand og dybfrysning. Standardaf-
vigelser i parentes.	
			mg 1-1	1 døgn 4°C	2 døgn 4°C	dybfrysning	
Ammonium-N			0,01 - 0,37	-0,007     (0,015)	-0,018    (0,015)	-0,012    (0,013)	
Nitrit+nitrat-N			1,7 - 5,2	+0,10       (0,15)	+0,03      (0,08)	+0,03       (0,06)	
Opl. fosfat-P			0,05 - 0,22	-0,001     (0,007)	+0,002   (0,008)	-0,061    (0,031)	

Bilag 8.2.2

Århus Amt gennemførte i januar 1992 et forsøg med filtrering, nedkøling og frysning af havvandsprøver for at undersøge virkningen af forskellige behandlingsmåder på stabiliteten af forskellige kvælstof- og fosforfraktioner samt silikat (Arhus Amt, Miljøkontoret, 1992). Rapporten konkluderer følgende:

Ammonium:		Generelt koncentrationsfald allerede efter henstand 1. døgn på køl og ved frysning. Frysning medfører store ændringer og må frarådes.
Nitrit+nitrat:		Koncentrationerne ændres ikke væsentligt, hverken ved henstand i døgn eller ved f			rysning.
Total kvælstof:	Samme som for nitrit+nitrat. Da prøvernes TN-koncentrationer i reglen lå nær detektionsgrænsen, kan eventuelle små reelle forskelle imidlertid ikke spores på grund af stor relativ usikkerhed på målingerne.
Opløst fosfat:	Ved henstand 1 døgn er der ingen ændring. Ved frysning risikerer man et fald i koncentrationen.
Total fosfor:	Prøverne blev først analyseret efter i døgns henstand på køl. Fryseforsøget viste, at koncentrationen faldt ved frysning.
Silikat:			Frysning frarådes, fordi der kan ske stigning i koncentrationen.

Bilag 8.2.3.

Danmarks Miljøundersøgelser har foretaget forskellige holdbarhed~forsøg for kvælstof- og fosforfraktioner i vandløbsprøver og en enkelt søprøve. Eksempler herpå er vist nedenfor i form af tabel 8.2.2 og 8.2.3 og figur 8.2.1 og 8.2.2. Der kan drages følgende konklusioner af forsøgene:

Tabel 8.2.2. Hoidbarhedsforsøg for kvælstoffraktioner i vandløbs- og søprøver opbevaret i kølerum ved
Ca. 4°C. Koncentrationer er angivet i mg 1-1.

		henstand											
		døgn		NH4-N		N02-N		N03-N		TN			
Skærbæk		0		0,01				.					
(naturvandløb)		1
2
7		0,00
0,01
0,01		0,003

0,002		1,06

1,06		1,06
1,03
1,08			
HundSø		0		0,44									
(sur skovsø)		1
2
7		0,41
0,40
0,42		0,11
0,09	.	0,11
0,09		0,52
0,47
0,51			
Gudenå		0		0,05			.						
(svagt belastet)		1
2		0,04
0,04		0,016		3,14		3,20
3,21			
.		7		0,06		0,016		3,17		3,25			
Gelbæk		0		0,17									
(landbrugspåvirket)		1
2
7		0,15
0,15
0,15		0,039

0,041		15,0

15,6		15,5
15,5
16,1			
Tilløb til Søbygård Sø
(spildevandsbelastet)		0		0,69									
		1
2
7		0,65
0,62
0,56		0,073

0,111		5,95

6,23		6,67
6,74
6,90			
Afløb fra Søbygård Sø
(hypereutrof sø)		0		0,04									
		1
2
7		0,05
0,10
0,26		0,031

0,39		3,77

3,81		3,85
3,87
4,11			
	
Til belysning af holdbarheden af opløst fosfat udtog Danmarks Miljøundersøgelser den 29/11 1993 vandløbsprøver i 10 l plastdunke. Samme dag blev der foretaget analyse af opløst fosfat-P. Derefter blev dunkene sat i kølerum. Efter 1, 2, 3, 7 og 14 døgns henstand blev der hver af gangene filtreret en delprøve fra dunkene (efter omrystning). Endvidere blev den delprøve, der blev filtreret efter 2 døgns henstand, igen målt døgn 3 for at se, Om den nedgang i koncentrationen, som tilsyneladende var i gang, kunne tilskrives en fremadskridende udfældning af den opløste fraktion (se kolonne 3* i tabel 8.2.3).

Af tabel 8.2.4 og figur 8.2.2 ses det, at der sker en mindre nedgang (fra 5 til 11 g/l) de første 3 dage, men at der derefter sker en stigning igen til noget nær den oprindeligt målte koncentration. I afløbet fra Søbygård Sø, som er hypereutrof, stiger koncentratibnen endda til et langt højere niveau. koncentrations
stigningerne kan muligvis skyldes mineralisering af organisk materiale, herunder bl.a. af alger i prøver fra Søbygård Sø’s afløb.

Figur 8.2.1. Dybfrysning af spildevandsbelastet vandløbsprøve 3 - 90 døgn, efterfulgt af skånsom optøning over 3 døgn i kølerum.

Figur 8.2.2. Holdbarhedsforsøg for opløst uorganisk P i vandløbsvand, opbevaret i kølerum ved Ca. 4°C.

Tabel 8.2.3 Holdbarhedsforsøg for opløst fosfat-P i vandløbsprøver opbevaret i kølerurn ved ca. 4°C. Koncentrationer i g 1-1 P. Kolonne 3* er forklaret i teksten.
Henstand i døgn	0		i		2		3*	3	7	14	
Gelbæk v. Lyngby Bro	28
29		23
23		21
21		19
19	17
17	24
22	28
28	
Gjern A v. Smingevad	23
23		19
19		20
20		21
 -	18
18	19
22	21
21	
Gjern A v. Domdalsvej	26
26		22
21		23
22		21
20	21
22	25
26	29
29	
Afløb Søby-gård Sø	34
32		27
26		27
28		.27 28	29
29	51! 52!	63!
64!	

I de 4 prøver sker der et fald i koncentrationen af opløst fosfat-P i de første 3 døgn, derefter en stigning. Faldet skyldes sandsynligivs udfældning eller adsorption på de suspenderede partikler, mens den efterfølgende stigning formentlig skyldes mineralisering, f.eks. af døde alger i afløbet fra Søbygård Sø.

- Ammonium og nitrat bør måles så hurtigt som muligt, helst på prøvetagningsdagen, men i biologisk mere stabile vandprøver vil koncentrationen dog ikke ændre sig væsentligt de første to dage ved henstand i kølerum.
- Nitrat og total N har en betydelig bedre holdbarhed ved henstand, (Den angivne stigning i nitrat og total N i tabel 8.2.2 fra 1-2 til 7 dages henstand i næsten alle prøverne, formodes at være en systematisk målefejl på 7. dagen).
- Forsøg med henstand og dybfrysning har været udført for total P og opløst uorganisk fosfat. Dybfrysning påvirker ikke i væsentlig grad total P, men for opløst uorganisk fosfat bevirkede de et uacceptabelt stort koncentrationsfald (figur 8.2.1).
- Problemerne omkring holdbarheden af opløst fosfat-P trænger til yderligere belysning.

Bilag 8.2.4

Århus Amt har i samarbejde med Miljø- og Levnedsmiddelkontrollen i Silkeborg foretaget forsøg over betydningen af henstand af en vandløbsprøve for koncentrationer af total fosfor og opløst fosfat (Wiggers, 1993). Prøverne blev opbevaret i op til en uge ved henholdsvis 5°C og 20°C i såvel plast- som plasflasker. Resultatet af forsøget er vist i tabel 8.2.4, og hovedkonklusionen er, at der er tendens til fald i opløst fosfat og måske en svag, men usikker tendens til stigning i total P. Endvidere synes temperaturen ikke at påvirke resultatet. Derimod er der en forholdsvis stor variation i begyndelseskoncentrationerne af både total P og opløst fosfat, og med hensyn til plast kontra glas, kan der måske være en svag tendens til stigning i koncentrationen af total P i de prøver, der blev opbevaret i plast. Alt i alt giver forsøget dog ikke det endelige svar på spørgsmålet om acceptable henstandsforhold.

Tabel 8.2.4 Koncentration af total P og opløst orto-P i g l-1 i en vandløbsprøve efter henstand i op til en uge ved 5° og 20°C i plast- eller glasflasker.
	5°C				20°C			
	Plast	Plast	Glas	Plast	Plast •	Glas	
Dato.	Total-P Ortho-P	Total-P Ortho-P	Total-P Ortho-P	Total-P Ortho-P	Total-P Ortho-P	Total-P Ortho-P	
06.08.93	67         61
67	61	81	82
81	82	64	56
67	59	70	59
71	56	69	59 
70	58	64	57
63	61	
09.08.93	70	53
70	61	78         53
80	51	67       56
73	57	66	52
66	51	77	53
77	53	70	51
71	51	
							
11.08.93	71	51
77	52	54	77
84	77	69	49
70	47	77	54
77	53	70	54
73	-	69	53
69	51	
13.08.93	74	47
77	52	90	63
93	59	70	46
70	49	72	47
81	42	86	56
86	55	67	45
70	47	

Bilag 8.2.5

Miljøkontoret, Stadsingeniørens Direktorat i København har beskrevet resultaterne af et forsøg med dybfrysning af recipientprøver (Andersen, L. 1991). Der blev foretaget forsøg med en prøve udtaget i tilløbet til Damhussøen.

Prøverne blev udtaget i 4 dunke, hvoraf den ene blev analyseret straks, og de tre øvrige efter 7, 14 og 21 døgns opbevaring ved -18°C. Optøningen blev foretaget ved stuetemperatur over 1 døgn. Resultaterne er vist i tabel 8.2.5.

Det ses, at de fleste af de målte variable ikke ændrer sig den første uge bortset fra silikatkoncentrationen, som falder straks. Total P er aftagende, mens fosfat overraskende har en stigende tendens.

Tabel 8.2.5 Gennemsnitskoncentrationer (hvert tal er gennemsnit af 5 enkeltanalyser) af en prøve fra Damhussøen målt dels umiddelbart efter prøvetagning og dels efter 7, 14 og 21 døgns opbevaring ved -18°C. Standardafvigelsen er angivet i parentes.

Variabel		Døgn i dybfryser
0	   7	        14               21	
Total N, mg 1-1	0,89	   0,83	        0,92	     0,96	
(0,07)	  (0,04)	        (0,08)	    (0,19)	
Nitrit+nitrat-N, mg 1-1	0,32	   0,32	        0,31	    0,32	
(0,00)	  (0,01)	       (0,02)	    (0,01)	
Total F, g1-1
	191	   187	         188	    176
(2)	    (2)	         (3)       	       (5)	
Opløst fosfat-P, g1-1	121	    122	        128	       132	
(2)	     (2)	         (0)     	       (3)	
Silikat-Si, mg 1-1	3,45	     2,91        2,89	       2,74	
(0,01)	   (0,00)        (0,00)	     (0,00)	
Total jern, mg 1-1	0,52	     0,50         0,77	      0,65	
(0,02)	   (0,06)        (0,03)	     (0,01)	
Total kalcium, mg 1-1	51,8	51,5	52,6	48,3
(2,8)	(0,8)	(8,3)	(1,2)	

Bilag 8.2.6

Tabel 8.2.6 viser et eksempel på ændringer i sediment fra Søbygård Sø (som er stærk fosforbelastet) efter 4 ugers henstand. Indholdet af Ads-P (let adsorberbart P) reduceres betydeligt, mens ændringer i Fe-P (jernbundet -P) procentuelt er mindre og ligger inden for analyseusikkerheden. 

Tabel 8.2.6 Ændringer i sedimentets tørvægt, koncentration af Ads-P og Fe-P efter 4 ugers henstand i lukkede glas under køl og i mørke. Analyser fra Søbygård Sø januar 1986. I parentes er angivet den procentuelle ændring.

Sediment-dybde

(cm)	Start-koncentration

Tørvægt	Ads-P	            Fe-P
  (%)	            (mg P g tv-1)	Efter 4 uger

Tørvægt	Ads-P   	Fe-P
   (%)	        (mg P g tv-1)	
0-1
1-2
2-4
4-6	
6-8
8-10	6,9	           0,310	           4,12	
9,8                   0,174 		5,42
10,7	            0,095	            8,29
11,8	            0,089	            8,03
12,8	            0,042	            8,88
14,0	            0,021	            9,45	6,8	(-1)	0,116	(-63)	4,58  (+11)
9,7	(-1)	0,134	(-23)	5,70  (+ 5)
10,7	 (0)	0,061	(-36)	7,45  (-10)
11,8	 (0)	0,032	(-64)	8,16  (+ 2)
12,6	(-2)	0,016	(-62)	9,02  (+ 2)
13,7	(-2)	0,009	(-57)	10,38 (+10)	

Bilag 8.3a Fri, uioniseret ammoniak-N i procent af total ammonium-N ved forskellige pH-værdier og Temperaturer (0-14 °C)

pH	0	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10	11	12	13	14	
6,00	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,03	
6,10	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,03	0,03	0,03	0,03	
6,20	0,01	0,01	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,03	0,03	0,03	0,03	0,03	0,04	0,04	
6,30	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,02	0,03	0,03	0,03	0,03	0,04	0,04	0,04	0,05	0,05	
6,40	0,02	0,02	0,02	0,03	0,03	0,03	0,03	0,04	0,04	0,04	0,04	0,05	0,05	0,06	0,06	
6,50	0,03	0,03	0,03	0,03	0,04	0,04	0,04	0,05	0,05	0,05	0,06	0,06	0,07	7,00	0,08	
6,60	0,03	0,04	0,04	0,04	0,05	0,05	0,05	0,06	0,06	0,07	0,07	0,08	0,09	0,09	0,10	
6,70	0,04	0,04	0,05	0,06	0,06	0,06	0,07	0,07	0,08	0,09	0,09	0,10	0,11	0,12	0,13	
6,80	0,05	0,06	0,06	0,07	0,07	0,08	0,09	0,09	0,10	0,11	0,12	0,13	0,14	0,15	0,16	
6,90	0,07	0,07	0,09	0,09	0,08	0,09	0,10	0,12	0,13	0,14	0,13	0,16	0,16	0,19	0,20	
7,00	0,06	0,09	0,10	0,11	0,11	0,12	0,13	0,15	0,16	0,17	0,19	0,20	0,20	0,23	0,25	
7,10	0,10	0,11	0,12	0,13	0,14	0,16	0,17	0,18	0,20	0,22	0,23	0,25	0,27	0,29	0,32	
7,20	0,13	0,14	0,15	0,17	0,18	0,20	0,21	0,23	0,25	0,27	0,29	0,32	0,34	0,37	0,40	
7,30	0,16	0,16	0,19	0,21	0,23	0,25	0,27	0,29	0,32	0,34	0,37	0,40	0,43	0,47	0,50	
7,40	0,21	0,22	0,24	0,27	0,29	0,31	0,34	0,37	0,49	0,43	0,43	0,46	0,50	0,59	0,63	
7,50	0,26	0,28	0,31	0,33	0,36	0,39	0,43	0,46	0,50	0,54	0,58	0,63	0,68	0,74	0,79	
7,60	0,33	0,36	0,39	0,42	0,46	0,49	0,54	0,58	0,63	0,68	0,73	0,79	0,86	0,92	1,00	
7,70	0,41	0,45	0,49	0,53	0,00	0,57	0,62	0,73	0,79	0,85	0,79	0,92	1,00	1,16	1,25	
7,80	0,52	0,52	0,56	0,61	0,66	0,72	0,78	0,92	0,99	1,07	0,99	1,16	1,25	1,46	1,57	
7,90	0,65	0,71	0,77	0,83	0,90	0,98	1,06	1,15	1,24	1,35	1,45	1,57	1,69	1,83	1,97	
8,00	0,82	0,89	0,96	1,05	1,14	1,23	1,33	1,44	1,56	1,69	1,82	1,97	2,12	2,29	2,47	
8,10	1,03	1,12	1,21	1,31	1,43	1,54	1,67	1,81	1,96	2,12	2,28	2,47	2,66	2,87	3,09	
8,20	1,29	1,40	1,52	1,65	1,79	1,94	2,10	2,27	2,45	2,65	2,86	3,08	3,33	3,58	3,86	
8,30	1,62	1,76	1,91	2,07	2,24	2,43	2,63	2,84	3,07	3,31	3,57	3,85	4,15	4,47	4,81	
8,40	2,03	2,20	2,39	2,59	2,80	3,04	3,28	3,55	3,83	4,13	4,46	4,80	5,17	5,56	5,98	
8,50	2,54	2,76	2,99	3,24	3,51	3,79	4,10	4,43	4,78	5,15	5,55	5,97	6,42	6,90	7,41	
8,60	3,18	3,44	3,73	4,04	4,37	4,73	5,10	5,51	5,94	6,40	6,89	7,40	7,95	8,54	9,15	
8,70	3,97	4,30	4,65	5,04	5,44	5,88	6,34	6,84	7,36	7,92	8,52	9,14	9,81	10,51	11,25	
8,80	4,94	5,35	5,79	6,26	6,76	7,29	7,95	8,46	9,10	9,77	10,49	11,25	12,04	12,88	13,77	
8,90	6,14	6,65	7,18	7,75	8,36	9,01	9,69	10,42	11,19	12,00	12,86	13,76	14,70	15,70	16,74	
9,00	7,61	8,22	8,88	9,57	10,30	11,08	11,90	12,77	13,69	14,65	15,66	16,72	17,83	18,99	20,19	
9,10	9,40	10,14	10,92	11,75	12,63	13,56	14,54	15,57	16,64	17,77	18,95	20,15	21,46	22,79	24,16	
9,20	11,55	12,44	13,37	14,36	15,40	16,49	17,64	18,84	20,09	21,39	22,74	24,14	25,59	27,09	28,62	
9,30	14,12	15,17	16,27	17,43	18,65	19,91	21,24	22,61	24,04	25,51	27,04	28,61	30,22	31,87	33,55	
9,40	17,15	18,37	19,66	21,00	22,39	23,84	25,34	26,89	29,49	30,13	31,81	33,53	35,28	37,06	38,86	
9,50	20,67	22,06	23,55	25,07	26,64	28,27	29,94	31,65	33,40	35,19	37,00	38,84	40,70	42,57	44,45	
9,60	24,70	26,30	27,94	29,64	31,38	33,16	34,98	36,83	38,70	40,60	42,51	44,43	45,35	46,27	50,18	
9,70	29,23	30,99	32,80	34,65	36,54	38,45	40,38	42,33	44,29	46,25	48,21	50,16	52,10	54,02	55,91	
9,80	34,21	36,12	38,06	40,03	42,02	44,02	46,02	48,02	50,02	52,00	53,96	55,49	57,79	59,66	61,49	
9,90	39,56	41,58	43,62	45,67	47,71	49,75	51,77	53,77	55,75	57,69	59,60	61,47	63,29	65,06	66,78	
10,00	45,18	47,26	49,34	51,41	53,46	55,48	57,47	59,42	61,33	63,19	65,00	66,76	68,46	70,10	71,67	
10,10	50,92	53,01	55,08	57,12	59,12	61,07	62,98	64,83	66,63	68,37	70,04	71,66	73,21	74,69	76,11	
10,20	56,63	58,68	60,69	62,64	64,54	66,39	66,17	69,89	71,54	73,12	74,64	76,09	77,48	78,79	80,04	
10,30	62,16	64,13	66,03	67,86	69,62	71,32	72,94	74,50	75,99	77,40	78,75	80,06	81,24	82,38	83,47	
10,40	67,43	69,27	70,99	72,66	74,26	75,79	77,24	78,62	79,94	81,18	82,35	83,46	84,50	85,46	86,41	
10,50	72,27	73,92	75,49	76,99	78,41	79,76	81,04	82,24	83,39	84,45	85,45	86,40	87,28	88,11	86,89	
10,60	76,64	78,11	79,50	80,81	82,06	83,22	84,32	85,36	86,33	87,24	88,09	88,88	89,63	90,32	90,97	
10,70	80,51	81,79	83,00	84,13	85,20	86,20	87,13	88,01	88,83	89,59	90,30	90,96	91,58	92,16	92,69	
10,80	83,87	84,97	86,01	86,97	87,87	88,72	89,50	90,23	90,91	91,55	92,14	92,69	93,19	93,67	94,11	
10,90	86,75	87,68	86,55	89,37	90,12	90,92	91,48	92,08	92,65	93,17	93,65	94,10	94,52	94,90	95,26	
11,00	89,18	89,96	90,69	91,36	91,99	92,57	93,11	93,61	94,07	94,50	94,89	95,26	95,60	95,91	96,20	
11,10	91,21	91,86	92,46	93,02	93,53	94,01	94,45	94,85	95,23	95,58	95,90	96,20	96,47	96,72	96,96	
11,20	92,89	93,42	93,92	94,37	94,79	95,18	95,54	95,87	96,17	96,46	96,71	96,95	97,17	97,36	97,57	
11,30	94,27	94,70	95,11	95,48	95,82	96,13	96,42	96,69	96,94	97,16	97,37	97,57	97,74	97,91	98,06	
11,40	95,39	95,75	96,07	96,37	96,65	96,90	97,14	97,35	97,55	97,73	97,90	98,06	99,20	98,33	98,45	

Bilag 8.3b Fri, uioniseret ammoniak-N i procent af total ammonium-N ved forskellige pH-værdier og Temperaturer (15-30 °C)
pH	15	16	17	18	19	 20	21	22             23        24	25	26	 27	28	29	30	
6.0	.03	.03	.03	.03	.04	.04	.04	.05	.05        .05	.06	.06	.07	.07	.07	.08	
6.1	.03	.04	.04	.04	.05	.05	.05	.06	.06        .07	.07	.08	.08	.09	.09	.10	
6.2	.04	.05	.05	.05	.06	.06	.07	.07	.08        .08	.09	.10	.10	.11	.12	.13	
6.3	.05	.06	.06	.07	.07	.08	.08	.09	.10        .11	.11	.12	.13	.14	.15	.16	
6.4	.07	.07	.08	.09	.09	.10	.11	.11	.12       .13	.14	.15	.16	.18	.19	.20	
6.5	.09	.09	.10	.11	.12	.13	.13	.14	.16        .17	.18	.19	.21	.22	.24	.25	
6.6	.11	.12	.13	.14	.15	.16	.17	.18	.20        .21	.23	.24	.26	.28	.30	.32	
6.7	.14	.15	.16	.17	.18	.20	.21	.23	.25        .26	.28	.30	.33	.35	.37	.40	
6.8	.17	.19	.20	.22	.23	.25	.27	.29	.31        .33	.36	.38	.41	.44	.47	.50	
6.9	.22	.23	.25	.27	.29	.31	.34	.36	.39        .42	.45	.49	.52	.55	.59	.63	
7.0	.27	.29	.32	.34	.37	.39	.42	.46	.49        .53	.56	.61	.65	.70	.74	.80	
7.1	.34	.37	.40	.43	.46	.50	.53	.57           .62              .66	.71	.76	.82	.87	.94	1.00	
7.2	.43	.46	.50	.54	.58	.62	.67	.72	.77        .83	.89	.96	1.02	1.10	1.17	1.26	
7.3	.54	.58	.63	.68	.73	.78	.84	.91           .97       1.04	1.12	1.20         1.29	1.38	1.47	1.58	
7.4	.68	.73	.79	.85	.92	.99	1.0	1.14       1.22       1.31	1.41	1.51	1.61	1.73	1.85	1.98	
7.5	.86	.92	.99	1.07	1.15	1.24	1.33	1.43       1.53       1.64	1.76	1.89	2.02	2.17	2.32	2.48	
7.6	1.08	1.16	1.25	1.34	1.44	1.55	1.67	1.79       1.92       2.06	2.21	2.37	2.53	2.71	2.90	3.10	
7.7	1.35	1.45	1.57	1.68	1.81	1.95	2.09	2.24       2.41       2.58	2.77	2.96	3.17	3.39	3.62	3.87	
7.8	1.69	1.82	1.96	2.11	2.27	2.44	2.62	2.81       3.01       3.23	3.46	3.70	3.96 ‘	4.23	4.52	4.82	
7.9	2.12	2.29	2.46	2.64	2.84	3.05	3.27	3.51        3.16       4.03	4.31	4.61	4.93	5.27	5.62	6.00	
8.0	2.66	2.86	3.08	3.31	3.55	3.81	4.09	4.38       4.69               5.02	5.37	5.74	6.13	6.54	6.98	7.44	
8.1	3.32	3.57	3.84	4.13	4.43	4.75	5.09	5.45       5.83        6.24	6.67	7.12	7.60	8.10	8.63	9.19	
8.2	4.15	4.46	4.79	5.14	5.51	5.91	6.32	6.77       7.24             7.73	8.25	8.80	9.38	9.99	10.63	11.29	
8.3	5.17	5.55	‘ 5.95	6.38	6.84	7.32	7.83	8.37       8.94        9.54	10.17	10.83      11.53	12.26	13.02	13.82	
8.4	6.42	6.89	7.38	7.91	8.46	9.05	9.67	10.32    11.00     11.72	12.48	13.27      14.09	14.95	15.85	16.79	
8.5	7.95	8.52	9.12	9.75	10.42	11.13	11.87	12.65    13.47     14.32	15.21	16.15      17.12	18.12	19.17	20.26	
8.6	9.80	10.49	11.22	11.98	12.78	13.62.	14.50	15.42    16.38     17.38	18.43	19.51      20.63	21.79	23.00	24.23	
8.7	12.04	12.86	13.72	14.63	15.57	16.56	17.59	18.67    19.79     20.94	22.14	23.38      24.66	25.97	27.32	28.71	
8.8	14.69	15.67	16.68	17.74	18.85	19.99	21.18	22.42     23.69    25.01	26.36	27.75      29.18	30.64	32.12	33.64	
8.9	17.82	18.95	20.13	21.35	22.62	23.93	25.28	26.67    28.10    29.57	31.07	32.60      34,15	35.73	37.34	38.96	
9.0	21.45	22.74	24.09	25.47	26.90	28.37	29.87	37.41    32.98     34.58	36.20	37.84      39.50	41.18	42.86	44.55	
9.1	25.58	27.04	28.54	30.09	31.66	33.27	34.91	36.57    38.25     39.96	41.67	43.39      45.12	46.84	48.57	50.28	
9.2	30.20	31.81	33.46	35.14	36.84	38.56	40.30	42.06    43.82     45.58	47.35	49.11      50.86	52.59	54.31	56.01	
9.3	35.26	37.00	38.77	40.55	42.34	44.14	45.95	47.75    49.54     51.33	53.10	54.85      56.58	58.28	59.95	61.58	
9.4	40.68	42.51	44.35	46.20	48.04	49.87	51.69	53.50    55.28     57.04	58.77	60.46      62.13	63.75	65.33	66.87	
9.5	46.33	48.21	50.08	51.94	53.78	55.60	57.39	59.15    60.88     62.57	64.21	65.82           67.37	68.88	70.34	71.76	
9.6	52.08	53.96	55.81	57.64	59.43	61.19	62.91	64.58     66.21    67.79	69.32	70.79      72.22	73.59	74.91	76.18	
9.7	57.78	59.60	61.39	63.14	64.84	66.50	68.10	69.65     71.15    72.60	73.98	75.32      76.60	77.82	78.99	80.10	
9.8	63.27	65.00	66.69	68.32	69.90	71.42	72.88	74.29     75.64    76.93	78.17	79.35      80.47	81.54	82.56	83.52	
9.9	68.44	70.05	71.59	73.08	74.51	75.88	77.19	78.44     79.63    80.76	81.84	82.87      83.84	84.76	85.63	86.45	
10.0	73.19	74.64	76.04	77.37	78.63	79.84	80.99	82.08     83.11    84.09	85.02	85.99      86.72	87.50	88.24	88.93	
10.1	77.46	78.75	79.98	81.14	82.25	93.29	84.28	85.22     86.10    86.94	87.72	88.46      89.15	89.81	90.42	91.00	
10.2	81.23	82.35	83.41	84.42	85.36	86.26	87.10	87.89     88.64    89.34	89.99	90.61      91.19	91.73	92.24	92.72	
10.3	84.49	85.45	86.36	87.21	88.01	88.77	89.47	90.14     90.76    91.34	91.88	92.39      92.87	93.32	93.74	94.13	
10.4	87.27	88.09	88.85	89.57	90.24	90.87	91.45	92.00     92.52    93.00	93.44	93.86      94.25	94.62	94.96	95.28	
10.5	89.62	90.30	90.94	91.53	92.09	92.61	93.09	93.54     93.96    94.35	94.72	95.06      95.38	95.68	95.95	96.21	
10.6
10.7	91.57
93.19	92.14
93.65	92.66
94.08	93.15
94.48	93.61
94.86	94.04
95.20	94.43
95.53	94.90     95.14    95.46 95.83     96.10    96.36	95.76
96.60	96.04       96.3 96.83      97.04	96.54
97.23	96.76
97.41	96.97
97.58	
10.8	94.51	94.89	95.24	95.57	95.87	96.15	96.41	96.66     96.88       97.09	97.28	97.46      97.63	97.79	97.93	98.07	
10.9	95.59	95.90	96.18	96.45	96.69	96.92	97.13	97.32     97.51    97.67	97.83	97.97      98.11	98.23	98.35	98.46	
11.0	96.47	96.71	96.94	97.16	97.35	97.54	97.71	97.86     98.01    98.14	98.27	98.38      98.49	98.59	98.68	98.77	
11.1	97.17	97.37	97.56	97.73	97.89	98.03	98.17	98.30     98.41    98.52	98.62	98.71      98.80	98.88	98.95	99.02	
11.2	97.74	97.90	98.05	98.19	98.31	98.43	98.54	99.64     98.73    98.82	98.90	98.97      99.04	99.11	99.17	99.22	
11.3	98.20	98.33	98.44	98.55	98.66	98.75	98.84	99.92     98.99    99.06	99.12	99.18      99.24	99.29	99.34	99.38	
11.4	98.56	98.67	98.76	98.85	98.93	99.00	99.07	99.14     99.20    99.25	99.30	99.35	99.9	99.43	99.47	99.51	

Bilag 8.4 ‘ , Den .hydrologiske reference
	Marin reference Mærke	Hydrologisk reference	Afstandsangiveise

1.orden 2. , 3. .	4.	5.	6.	7.  	8. orden

LILIUU Li W U LLLLI W W W W W 111111]
				492 	-V 	30 -	4000 	20001 	 50	/3570

Kystafsnit nr. 492

Hydrologisk reference (mærke)

1. ordens vandløb nr. 30

2. ordens vandløb nr. 4000

3. ordens vandløb nr 2001

4. ordens vandløb nr. 50

Afstand i meter langs nr. 2001

3. ordens vandløb til knudepunkt for 4. ordens vandløb nr. 50

Opbygning af den hydrologiske reference og eksempel på nummerering af et vandløb er vist på ovenstående figur.

Ved indberething i STANDAT-format skal referencenummeret skrives i et fast format.

- I FIELD 1400 angives referencenummeret med 25 pladser. Da mærket altid står på 5. plads i nummeret efter den marine dels fire pladser, betyder det, at der, kan forekomme tomme pladser i den marine del, når der er tale om referencer, hvor marine del kun er på 2. eller 3. ordens niveau. Disse pladser må ikke lukkes eller udfyldes med 0 (nul).
- I FIELD 388 angives afstanden til vandløbets knudepunkt i meter.

Det ovenstående eksempel på hydrologiske reference, for et vandløb vil i STANDAT format se således ud:

I FIELD 1400 492 V30400020015000000000
I FIELD 388 3570	

For nærmere beskrivelse af den hydrologiske reference henvises i øvrigt til Miljøstyrelsens og Danmarks Miljøundersøgelsers notat af 16 feb. 1990, Miljøstyrelsens notat af 29 nov. 1991, og Miljøstyrelsens notat af 20 feb. 1992.

Bilag 8.5 Dataoverførsel på ferskvandsområdet

Kemiske og fysiske data fra vandløb.

I forbindelse med tilsyn udtages der prøver fra en række vandløbsstationer. Disse vandløbsstationer dokumenteres entydigt under standat-emne 00004200 Vandløbskontiol. Der angives endvidere dato og tid for tilsynet. Der kan ved tilsynet udføres en række Feltmålinger, standatemne 00004230, f.eks. vandtemperatur og måling af vandføring. Der udtages en vandprøve, som beskrives under standatemnet 00004240 Vandprøver, og vandprøven analyseres for en række kemiske og fysiske variable, standatemne 00004241 Vandprøver analyse.

Standat-emne 00004200 Vandløbskontrol

Under dette emne overføres oplysninger om vandløbsstationen og dato og tid for tilsynet.

GROUP 00004200 DAT VANDLØBSKONTROL
FIELD 00001460 Vandløbs navn. Evt. synonymnavne
FIELD 00001459 Stationens navn.
FIELD 00001458 Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.
FIELD 00001457 Vandløbssystem. Navnet på hoved-vandløbet, som udmunder i marin recipient.
FIELD 00001456 Mann recipient. Navnet på den mann recipient.
FIELD 00000151 Kode for beliggenhedsamt. STD00001
FIELD 00001455 Amtets stationsnummer.
FIELD 00001454 HHU nummer. Hedeselskabets Hydrometriske Undersøgelser’s nummer på       vandstandsstation. xx.yy.
FIELD 00001453 DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs stednummer, 6 cifre.
FIELD 00001452 DMU FEVØ stationsnurnmer.
FIELD 00001400 Hydrologiskreference.
FIELD 00000388 Afstand til vandløbets knudepunkt.
FIELD 00000445 Tilsynsdato.
FIELD 00000595 Starttidspunkt klokketime. 0 - 23.
FIELD 00000596 Starttidspunkt minuttal. 0 - 59.
FIELD 00000600 Slutdato
FIELD 00000597 Sluttidspunkt klokketime. 0 - 23.
FIELD 00000598 Sluttidspunkt minuttal. 0 - 59.
FIELD 00000142 Initialer for sagsmedarbejder.

De vigtigste felter under dette emne er et stationsnummer (FIELD 1455, 1454, 1453 eller 1452), tilsynsdato (FIELD 445) og tidspunkt (FIELD 596). Data kan også overføres med hydrologisk reference og afstand (FIELD 1400 og 388), bemærk at der eksisterer et fast format for den hydrologiske reference ved EDB-overførsel (bilag 8.4). Vandløbs- og stationsnavn (FIELD 1460 og 1459) samt amt (FIELD 151) bør for dokumentation af data også udfyldes. Ved overførsel af tidsproportionale blandingsprøver udfyldes endvidere slutdato og sluttidspunkt (FIELD 597, 598 og 600).

Standat-emne 00004230 Vandløbskontrol feltmålinger

Under dette emne overføres målinger, som er udført i felten, i forbindelse med tilsyn f.eks. måling af vandtemperatur.

GROUP 00004230 VANDLØBSKONTROL FELTMÅLINGER
FIELD 00000095 Kode for målevariable STD00019
FIELD 00000100 Kode for måleenhed STD00016
FIELD 00000101 Kode for målemetode STD00018
FIELD 00000622 Resultat ,(værdi)
FIELD 00001114 Attributter til måleresultat (<>—!)
FIELD 00001111 Valideret af. Initialer

Koder for målevariable, -enhed og -metode samt resultat bør altid anføres. Bemærk at der findes en kode 00 for ikke oplyst. Attributter angives ved f. eks. større end, mindre end en værdi. En af de målevariable som oftest er angivet med forkert enhedskode er ledningsevne. Ledningsevne bør såvidt muligt opgives i mSiemens pr meter (mS m-1). I bilag 8.6 er angivet en oversigt over de mest almindelige målevariable, og hvilken enhed DMU ønsker dem overført i.

Standat-emne 00004240 Vandløbskontrol vand prøver

Under dette emne overføres oplysninger om vandprøven, som, er udtaget ved tilsynet.
GROUP 00004240 DAT VANDLØBSKONTROL VANDPRØVER	

FIELD 00000601 Laboratorium			STD00032
FIELD 00900605 Kode for prøvetype 		STD00034
FIELD 00001045 Kode for prøvetagningsudstyr 	STD00024
FIELD 00001046 Kode for evt. serietype
FIELD 00001733 Antal prøver
FIELD 00001048 Tidsinterval (minutter)
FIELD 00001111 Valideret af. Initialer

Laboratorium (FIELD 601), samt koder for prøvetype og prøvetagningsudstyr (FIELD 605 & 1045) bør altid udfyldes. Prøvetypen vil normalt være kode 0001 = enkeltprøve. Ved overførsel af tidspropotionale blandingsprøver udfyldes endvidere antal prøver og tidsinterval (FIELD 1733 og 1048).

Standat-emne 00004241 Vandløbskontrol vandprøver analyse

Dette emne er underordnet emne 4240, og under emnet overføres analyseresultater fra vandprøven.

GROUP 00004241 DAT VANDLØBSKONTROL VANDPRØVER ANALYSE	.
FIELD 00000601 Kode for laboratorium 	STD00032
FIELD 00000095 Kode for analysevariable 	STD00019
FIELD 00000100 Kode for enhed 		STD00016
FIELD 00000101 Kode for analysemetode 	STD00018
FIELD 00000622 Resultat (værdi)
FIELD 00001114 Attributter til resultat (<>—!)

Koder for analysevariable, -enhed og -metode samt resultat bør altid anføres. Bemærk at der findes en kode 00 for ikke oplyst. Kode for laboratorium (FIELD 601) kan angives her i stedet for emne 4240, vandløbskontrol vandprøver. Attributter angives ved større end, mindre end en værdi osv. Attributten ! anvendes, hvor værdien er udeladt af stoftransportberegningen. I bilag 8.6 er angivet en oversigt over de mest almindelige analysevariable, og hvilken enhed DMU ønsker dem overført i.

Eksempel på samlet STANDAT-definitionsdel til overførsel afvandkemiske og fysiske variable fra vandløb.

DEFINITION
GROUP 00004200 DAT VANDLØBSKONTROL			
FIELD	00001460	Vandløbsnavn. Evt. synonymnavne	
FIELD	00001459	Stationens navn.	
FIELD	00001458	Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.	
FIELD	00001457	Vandløbssystem. Navnet på hovedvandløbet, som udmunder i manin recipient.	
FIELD	00001456	Manin recipient. Navnet på den marine recipient.	
FIELD	00000151	Kode for beliggenhedsamt. STD00001	
FIELD	00001455	Amtets stationsnummer.	
FIELD	00001454	HHU nummer. Hedeselskabets Hydrometriske Undersøgelser’s nummer på vandstandsstation. xx.yy.	
FIELD	00001453	DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs	
.		stednummer, 6 cifre.	
FIELD	00001452	DMU FEVØ stationsnummer,	
FIELD	00001400	Hydrologiskreference.	
FIELD	00000388	Afstand til vandløbets knudepunkt.	
FIELD	00000445	Tilsynsdato.	
FIELD	00000595	Starttidspunkt klokketime. 0 - 23.	
FIELD
FIELD	00000596
0000600	Starttidspunkt minuttal. 0 - 59. Slutdato	
FIELD	00000597	Sluttidspunkt klokketime. 0 - 23.	
FIELD
FIELD	00000598
00000142	Sluttidspunkt minuttal. 0 - 59. Initialer for sagsmedarbejder.	

GROUP 00004230 DAT VANDLØBSKONTROL FELTMÅLINGER
FiELD	00000100	Kode for måleenhed STD00016	
FIELD	00000101	Kode for målemetode STD00018	
FIELD	00000622.	Resultat (værdi)	
FIELD	00001114	Attributter til måleresultat (<>—!)	
FIELD	00001111	Valideret af. Initialer	
END GROUP

GROUP 00004240 DAT VANDLØB SKONTROL VANDPR0-VER
FIELD	00000605	Kode for prøvetype	STD00034	
FIELD	00001045	Kode for prøvetagningsudstyr	STD00024	
FIELD
FIELD
FIELD	00001046
00001733
00001048	Kode for evt. serietype
Antal prøver
Tidsinterval (minutter)		
FIELD	00001111	Valideret af. Initialer		

GROUP 00004241 DAT VANDLØBSKONTROL VANDPRØVER ANALYSE
FIELD	00000601	Kode for laboratorium	STD00032	
FIELD	00000095	Kode for analysevariable	STD00019	
FIELD	00000100	Kode for enhed		ST000016	

FIELD
FIELD	00000101
00000622	Kode for analysemetode
Resultat (værdi)	STD00018	
FIELD	00001114	Attributter til resultat (<>~-!)		.	
END GROUP
END GROUP
END GROUP
END DEFINITION

1Ved intensive stationer

*Bemærk: Antal prøver indberettes nu på FIELD 1733 imod tidligere FIELD 1047. Denne ændring skyldes, at det tidligere FIELD 1047 højst kunne indeholde en værdi på 99.

Stoftransportdata fra vandløb

De beregnede stoftransportdata fra vandløbsstatioñerne overføres med stationsoplysninger under standat-en-ine 80000000 og oplysninger om tidsperiode og værdien af stoftransportberegningen under standat-emne 80000003.

Standat-emne 80000000 Vandløbskontrol

Under dette emne overføres oplysninger om vandløbsstationen.

GROUP 80000000            DAT VANDLØBSKONTROL
FIELD	00001460	Vandløbsnavn. Evt. synonynmavne	
FIELD	00001459	Stationens navn.	
FIELD	00001458	Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.	
FIELD	00001457	Vandløbssystem. Navnet på hoved-vandløbet, som udmunder i marine recipient.	
FIELD	00001456	Marin recipient. Navnet på den marinerecipient.	
FIELD	00000151	Kode for beliggenhedsamt. STD00001	
FIELD	00001455	Amtets stationsnummer.	
FIELD	00001454	HHLT nummer. Hedeselskabets Hydrometniske Undersøgelser’s nummer på vandstandsstation. xx.yy.	
FIELD	00001453	DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs	
		stednummer, 6 cifre.	
FIELD	00001452	DMIJ FEVØ stationsnummer.	
FIELD	00001400	Hydrologisk-reference.	
FIELD	00000388	Afstand til vandløbets knudepunkt.	

De vigtigste felter under dette emne er et stationsnummer (FIELD 1455, 1454, 1453 eller 1452). Data kan også overføres med hydrologisk reference og afstand (FIELD 1400 og 388), bemærk at der eksisterer et fast format for den hydrologiske reference ved EDB-overførsel (se bilag 8.4). Vandløbs- og stationsnavn (FIELD 1460 og 1459) samt amt (FIELD 151) bør for dokumentation af data også udfyldes.

Standat-emne 80000003 Stoftransport

Under dette emne angives oplysninger om tidsperiode, hvilken variable, der er beregnet stoftransport for, samt enhed, metode og værdi af stoftransportberegningen.

GROUP 80000003 DAT   VANDLØB SKONTROL STOFTRANSPORT
FIELD	00000599	Startdato.	
FIELD	00000595	Starttidspunkt klokketime. 0-23.	
FIELD	00000596	Starttidspunkt minuttal. 0-59.	
FIELD	00000600	Slutdato.	
FIELD	00000597	Sluttidspunkt klokketime. 0-23.	
FIELD	00000598	Sluttidspunkt minuttal. 0-59.	
FIELD	00000095	Kode for analysevariable STD00019.	
FIELD	00000100	Kode for måleenhed STD00~16.	

FIELD
FIELD	00001467
00000622	Kode for beregningsmeto STD00088. 
Resultat (værdi).			
FIELD	00001114	Attributter til resultat (<>~)	

Der bør altid overrøres Oplysninger om perioden i form af hhv. start- og slutdato (FIELD 599 og 600). Start- og sluttidspunkt (klokken) kan udelades såfremt perioderne dækker Over et helt antal dage, f.eks. måneds-, Sommer- og årstransport. Månedstransport angives med eksempelvis startdato lig med 920101 og slutdato lig med 920131 eller 920201.

Koder for analysevariable FIELD 0095 er de samme som ved overførsel af koncentrationsresultater. Måleenheden vil normalt være enten 0092 = kg, 0093 = ton, 0098 m3, eller 0055 =l s-1. Enhedskoderne med periodeangivelse f.eks. kg/måned, ton/år bør ikke anvendes. Vandtransport i f.eks 103 m3 angives med 0098 = m3 i enhedsfeltet og værdi i resultatfeltet (FIELD 622).

Det er fornuftigt at lagre og overføre stoftransportdata i sammenlignelige enheder. Opgøres fosfortransporten for en periode i kg, bør vandtransporten i den tilsvarende periode angives i 103 m3 (og ikke i l/s). Herved kan rigtigheden af værdierne checkes, da fosfortransport divideret med vandtransport er lig med fosforkoncentration i mg P l-1

Kode for stoftransportberegningsmetode angives i FIELD 1467.
Normalt anvendes 0002 = C-lineær interpolation, og enkelte gange
0001 = trapez integration.

I bilag 8.7 er angivet en oversigt over de almindeligste stoftransportvariable og den enhed, som DMU ønsker dem overført i.

Eksempel på STANDAT-definitionsdel til overførsel af stoftransportdata fra vandløb.

DEFINITION
GROUP 80000000 DAT VANDLØBSKONTROL
FIELD	00001460	Vandløbsnavn. Evt. synonymnavne	
FIELD	00001459	Stationens navn.	
FIELD	00001458	Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.	
FIELD	00001457	Vandløbssystem. Navnet på hovedvandløbet,. som udmunder i marin recipient.	
FIELD	00001456	Marin recipient. Navnet på den marinerecipient.	
FIELD	00000151	Kode for beliggenhedsamt. STD00001	
FIELD	00001455	Amtets stationsnummer.	
FIELD	00001454	HHU nummer. Hedeselskabets Hydrometriske Undersøgelser’s nummer på vandstandsstation. xx.yy.
	
FIELD	00001453	DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs stednummer, 6 cifre.	
FIELD
FIELD	00001452
00001400	DMIJ FEVØ stationsnummer. 
Hydrologiskreference.	
FIELD	00000388	Afstand til vandløbets knudepunkt.	

GROUP 80000003 DAT VANDLØBSKONTROL STOF-TRANSPORT
FIELD	U000Ub99	stantdato.	
FIELD	00Q00595	Starttidspunkt klokketime. 0-23.	
FIELD	00000596	Starttidspunkt minuttal. 0-59.	
FIELD	00000600	Slutdato.	
FIELD	00000597	Sluttidspunkt klokketime. 0-23	
FIELD	00000598	Sluttidspunkt minuttal. 0-59.	
FIELD	00000095	Kode for analysevaniable STD00019.	
FIELD	00000100	Kode for måleenhed STD00016.	
FIELD	00001467	Kode for beregningsmetode STD00088.	
FIELD	00000622	Resultat (værdi).	
FIELD	00001114	Attributter til resultat (<>.—!)	
END GROUP
END GROUP
END DEFINITION

Stoftransport

Normalt beregnes stoftransport med metoden “(-lineær interpolation” som har nummer 02 i STANDAT kodelisten STDOO88. Stoftransport beregnet på grundlag af de intensivt målte vandanalyser overføres med en anden metode-kode. Her anvendes koden 6 for metoden “Tidsproportional puljet”, hvis transporten beregnes som en middelkoncentration over en given periode (eks.
uge) gange vandafstrømningen i samme periode summeret op for hele året.

Kemiske og fysiske data fra søer	

I forbindelse med tilsyn udtages der prøver fra en række søstationer. Disse søstationer dokumenteres entydigt under standat-emne 00004300 Søkontrol. Der angives endvidere dato og tid for tilsynet. Der kan ved tilsynet udføres en række Felt-/profilmålinger, standatemne 00004341, f.eks. vandtemperatur og måling af iltindhold.
Der udtages en vandprøve, som beskrives under standat-emnet 00004320 Vandprøver, og vandprøven analyseres for en række kemiske og fysiske variable, standat-emne 00004321 Vandprøver analyse.

Standat-emne 00004300 Søkontrol

Under dette emne overføres oplysninger om søstationen og dato og tid for tilsynet.
GROUP 00004300 DAT SØKONTROL			
FIELD	00001460	Søens navn. Evt. synonymnavne	
FIELD	00001459	Stationens navn.	
FIELD	00001458	Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.	
FIELD	00001457	Vandløbssystem. Navnet på hovedvandløbet,	
		som udmunder i mann recipient.	
FIELD	00001456	Marin recipient. Navnet på den marin recipient.	
FIELD	00000151	Kode for beliggenhedsamt. STD00001	
FIELD	00001455	Amtets stationsnummer.	
FIELD	00001454
		HHU nummer. Hedeselskabets Hydrometriske Undersøgelser’s nummer på vandstandsstation.
xx.yy.	
FIELD	00001453	DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs stednummer, 6 cifre.	
FIELD	00001452	DMU FEVØ stationsnummer.	
FIELD	00001035	Total dybde	
FIELD	00001400	Hydrologiskreference.	
FIELD	00000388	Afstand til vandløbets knudepunkt.	
FIELD	00000445	Tilsynsdato.	
FIELD	00000595	Starttidspunkt klokketime. 0 - 23.	
FIELD	00000596	Starttidspunkt minuttal. 0 - 59.	
FIELD	00000597	Sluttidspunkt klokketime. 0 - 23.	
FIELD	00000598	Sluttidspunkt minuttal. 0 - 59.	
FIELD	00001042	Sigtdybde (m)	
FIELD	00000142	Initialer for sagsmedarbejder.	

De vigtigste felter under dette emne er et stationsnummer (FIELD 1455, 1454, 1453 eller 1452), tilsynsdato (FIELD 445) og tidspunkt (FIELD 595) samt stationens totaldybde (FIELD 1035) og sigtdybden (FIELD 1042). Data kan også overføres med hydrologisk reference og afstand (FIELD 1400 og 388), bemærk at der eksisterer et fast format for den hydrologiske reference ved EDB-overførsel (se bilag 8.4). Søens- og stationsnavn (FIELD 1460 og 1459) samt amt (FIELD 151) bør for dokumentation af data også udfyldes.

NB! Bemærk at stationernes totaldybde angives her (FIELD 1035).

Standat-emne 00004341 Søkontrol felt-/profilmålinger

Under dette emne overføres målinger, som er udført i felten, i forbindelse med tilsyn f.eks. måling af vandtemperatur.

GROUP 00004341 DAT SØKONTROL FELT-/PROFILMÅ
•	• LINGER
FIELD	00001050	Måledybde (m).	
FIELD	00000095	Kode for målevaniable STD00019	
FIELD	00000100	Kode for måleenhed STD00016	
FIELD	00000101	Kode for målemetode STD00018	
FIELD	00000622	Resultat (værdi)	
     FIELD       00001114 
     FIELD      00001111		Attnibutter til måleresultat (<>—!)
Valideret af. Initialer		

Måledybde og koder for målevariable, -enhed og -metode samt resultat bør altid anføres. Bemærk at der findes én kode 00 for ikke oplyst enhed og metode. Attributter angives ved f. eks. større end, mindre end en værdi. En af de målevariable som oftest er angivet med fejl enhedskode er ledningsevne. Ledningsevne bør såvidt muligt opgives i mSiemens pr meter (mS m-1). I bilag 8.6 er angivet en oversigt over de mest almindelige målevariable, og hvilken enhed som DMU ønsker dem overført i.

Standat-emne 00004320 Søkontrol vand prøver	

Under dette emne overføres oplysninger om vandprøven, som er udtaget ved tilsynet. -

GROUP 00004320 DAT SØKONTROL VANDPRØVER
FIELD 00000601	Kode for laboratorium STD00032	
FIELD 00001045	Kode for prøvetagningsudstyr STD00024	
FIELD 00000605	Kode for prøvetype STD00034	
FIELD 00001046	Kode for evt. senietype	
FIELD 00001050	Dybde (m). Gennemsnitsdybde ved blandingsprøve.	
FIELD 00001047	Antal prøver.	
FIELD 00001049

	øvrige dybder. Alle dybder som en blandingsprøve er sammensat af, f.eks. 0.2 2.0 4.0 (adskilt med mellemrum) 	
FIELD 00001048	Tidsinterval (minutter)	
FIELD 00001111          Valideret af. Initialer		
Laboratorium (FIELD 601), og koden for prøvetagningsudstyr (FIELD 1045) bør altid udfyldes.

Prøvetypen vil normalt være kode enten 000l = enkeltprøve eller 0004 = blandingsprøve. Ved enkeltprøve udfyldes kun dybde (FIELD 1050), mens ved blandingsprøve angives gennemsnitsdybden i dybdefeltet (FIELD 1050) og antal af prøver i FIELD 1047 og dybderne for disse i FIELD 1049. I FIELD 1049 bør de enkelte dybder angives med mellemrum f.eks. 0.2 2.0 4.0. FIELD 1046 og 1048 anvendes normalt ikke og bør derfor ikke indgå i definitionsdelen.	

Standat-emne 00004321 Søkontrol vand prøver analyser

Dette emne er underordnet emne 4320, og under emnet overføres analyseresultater fra vandprøven.

GROUP 00004321 DAT	SØKONTROL VANDPRØVER ANALYSE
FIELD  00000601	Kode for	laboratorium STD00032	
FIELD  00000095
FIELD  00000100	Kode for
Kode for	analysevariable STD00019 enhed STD00016	
FIELD  00000101
FIELD  00000622
FIELD  00001114	Kode for analysemetode STD00018
Resultat (værdi)	
Attributter til resultat (<>~!)		

Koden for analysevariable, -enhed og -metode samt resultat bør altid anføres. Bemærk at der findes en kode 00 for ikke oplyst. Kode for laboratorium (FIELD 601) kan angives h~r i stedet for i emne 4320, søkontrol vandprøver. Attributter angives ved større end, mindre end en værdi osv. I bilag 8.6 er angivet en oversigt over de mest almindelige analysevariable, og hvilken enhed DMU ønsker dem overført i.

Eksempel på samlet STANDAT-definitionsdel til overførsel af vandkemiske og fysiske variable fra søer.

DEFINITION
GROUP 00004300 DAT 		SØKONTROL
FIELD  00001460
FIELD 00001459	Søens Evt. synonymnavne 
Stationens navn.	
FIELD 00001458
FIELD 00001457	Beliggenhed. Nærmere beskrivelse af stationens beliggenhed.
Vandløbssystem. Navnet på hovedvandløbet, som udmunder i marin recipient.	
FIELD 00001456
FIELD 00000151
FIELD 00001455	Marin recipient. Navnet på den marine recipient.
Kode for beliggenhedsamt. STD00001
Amtets stationsnummer.	
FIELD 00001454	‘HHU nummer. Hedeselskabets Hydrometriske
Undersøgelser’s nummer på vandstandsstation. 
xx.yy.	
FIELD 00001453	DDH stednummer. Det Danske Hedeselskabs stednummer, 6 cifre.	
FIELD 00001452	DMU FEVØ stationsnummer.	
FIELD 00001035	Total dybde	
FIELD 00001400	Hydnologisk-reference.	
FIELD 00000388
FIELD 00000445	Afstand til vandløbets knudepunkt. 
Tilsynsdato.	
FIELD 00000595	Starttidspunkt klokketime. 0 - 23.	
FIELD 00000596
FIELD 00000597
FIELD 00000598
FIELD 00001042	Starttidspunkt minuttal. 0 - 59.
Sluttidspunkt klokketime. 0 - 23.
Sluttidspunkt minuttal. 0 - 59.
Sigtdybde (m)	
FIELD 00000142	Initialer for sagsmedarbejder.	

GROUP 00004341 .DAT	SØKONTROL FELT /PROFIL MÅLINGER
FIELD 00001050	Mãledybde (m).	
FIELD 00000095	Kode for målevariable STD00019	
FIELD 00000100	Kode for måleenhed STD00016	
FIELD 00000101	Kode for målemetode STD00018	
FIELD 00000622	Resultat (værdi)	
FIELD 00001114	Attnibutter til målenesultat (<>.—!)	
FIELD 00001111	Valideret af. Initialer	
END GROUP

GROUP 00004320 DAT SØKONTROL VANDPRØVER			
FIELD	00000601	Laboratorium STD00032	
FIELD
FIELD	00001045
00000605	Kode for prøvetagningsudstyr STD00024 Kode for prøvetype STD00034	
FIELD
FIELD	00001046
00001050	Kode for evt. serietype
Dybde (m). Gennemsnitsdybde ved blandings	
FIELD FIELD

.	00001047
00001049	prøve.
Antal prøver.
Øvrige dybder. Alle dybder som en blandingsprøve er sammensat af, f.eks. 0.2 2.0 4.0 (adskilt med mellemrum)	
FIELD
FIELD	00001048
00001111	Tidsinterval (minutter) 
Valideret af. Initialer	

GROUP 00004321 DAT	SØKONTROL VANDPRØVER ANALYSË
FIELD	00000601	Kode for laboratorium STD00032	
FIELD
FIELD	00000095
00000100	Kode For analysevariable STD00019
Kode for enhed STD00016 	

‘FIELD	00000101	Kode for analysemetode STD00018	
FIELD	00000622	Resultat (værdi)	
FIELD	00001114	Attnibutter til resultat (<>—!)			

END GROUP
END GROUP
END GROUP
END DEFINITION

Bilag 8.6

Oversigt oven almindeligste kemiske og fysiske variable
Variabelnavn 	Standdatkode	Anbefalet enhed	
	STD00019	STD00016	
			
Konduktivitet	0011	mS/m = 0024	
pH	0041	ingen = 0003	
Alkalinitet, total	0291	nmol/1 = 0009
mækv/1 = 0008	
			
Farvetal-Pt	0061	mg/l = 0001	
Iltindhold	0251	mg/l = 0001	
Iltmætning
Vandføning (døgn)		0252
9903	procent= 0004 m3/sek = 0150	
Øjebliks-vandføring	9905	m3/sek = 0150	
Temperatur (vand)	9902	°C = 0029	
Biokemisk iltf. ufortyndet	2709	mg/l = 0001	
Biokemisk iltfonbn. B15	0501	mg/l = 0001	
Biok.iltf.filtr. B15	0502	mg/l = 0001	
Biok.iltf.modif. B15	0503	mg/l = 0001	
Biok.iltf. B17	0506	mg/l = 0001	
Kem.iitf. COD total	0551	mg/l = 0001	
Kem.iltf. COD, SS	0553	mg/l = 0001	
Kem.iltf.CODtotal,modf. 	0554	mg/l = 0001	
Kern.iltf. KIF, total	0576	mg/l = 0001	
Kem.iltf. KIF, filtr	0577	mg/l = 0001	
Suspenderet stof	0127	mg/l = 0001	
Glødetab af susp.stof	0147	mg/l = 0001	
Ammoniak-ammonium-N1012		mg/l = 0001	
Nitrit+nitrat-N	1191	mg/l = 0001	
Totalkvæilstof	1211	mg/l = 0001	
Ortofosfat-P, filtr.	1304	mg/l = 0001	
Ortofosfat-P, total	1302	mg/l = 0001	
Totalfosfor	1376	mg/l = 0001	
Totalfosfor, filt.	1377	mg/l = 0001	
Kalcium	1551	mg/l = 0001	
Jern	2041	mg/l = 0001	
Silicium-Si, filtr.	2111	mg/l = 0001	
Klorofyl a	7501	myg/l = 0020	
Salinitet	0101	promille = 0036	
Vandstand DNN		2710	meter = 63	
Vandstand Lokal	2711	meter = 63	

	Bilag 8.7

Oversigt over almindeligste stoftransportvarjable

Variabelnavn	Standatkode STD00019		Anbefalet enhed STD00016	
Vandtranspont	9903	m3 = 0098	
Biokemisk iltforbr.BI5
Kem.iltf. COD total
Suspenderet stof	0501
0551
0127	kg = 0092
kg = 0092
kg = 0092	
Ammoniak-ammànium-N1012
Nitnit+nitrat-N
Totalkvælstof	1191
1211	kg = 0092
kg = 0092
kg = 0092	
Ortofosfat-P, filtr.
Ortofosfat-P, total
Totalfosfon 
Totalfosfor, filtr.	1304
1302
1376
1377	kg = 0092
kg = 0092
kg = 0092
kg = 0092	
Kalcium
Jern
Silicium-Si, filtr.	1551
2041
2111	kg = 0092
kg = 0092
kg = 0092	

Bilag 8.8 Eksempler på udskrifter i forbindelse
med DMU’s kontrol af fremsendte data

Bilag 8.8.1 Oversigt over vandløbsstationer og antal prøvetagniner i fire år i Vejle. Amt til
kontrol af antal målinger.

STATIONER I VEJLE AMT

	AQUA-STNR 	VANDLØBSNAVN			ANTAL PRØVETAGNINGER
									1989	1990	1991	1992
	210077	MATTRUP Å, LILLEBRO				16	19	18	18
	210089	GUDEN Å, VOERVADSBRO				17	18	19	19
	210090	GUDENÅ MØLLERUP					12	12	12	12
	210872	 ØLHOLM BÆK, ØLHOLM BÆK, NY STA		0	0	0	0
	250018	 SKJERN Å, TYKSKOV					17	19	18	18
	250019	 OMME Å FARRE					18	18	18	18
	250020	HOLTUM Å HYGILD					17	18	18	18
	250021	BRANDE Å, HESSELBJERGE				17	19	18	18
	270004	 LILLE-HANSTED A, HANSTED				25	25	25	25
	270045	 HANSTED Å, ST. HANSTED BRO			13	11	13	12
	280001	 BYGHOLM A, KØRUP BRO				26	25	25	25
	290007	 KARUPÅ ASTRUP					0	0	0	0
	290008	 ROHDEN Å, N.S. ÅRUP MØLLE DAME	.		27	25	25	26
	320001	VEJLE A, HARALDSKÆR				17	18	20	19
	320002	 VEJLE A, REFSGÅRDSLUND				17	19	19	19
	320004	 GREJS A, GREJSDALENS PLANTESKO			18	17	18	18
	320013	 VEJLE Å, AFLØB ENGELSHOLM Sø			19	19	18	12
	320014	 MØRUP BÆK, Ø.’F.NØRUP				28	26	26	12
	320015	 ENGELSHOLM SØ, TILLØB 54, T.T.			17	8	7	0
	320016	 ENGELSHOLM SØ, TILLØB E5, S.V.			28	19	19	12
	320017	 ENGELSHOLM BÆK, N.ØFOR ENGELS			20	23	13	10
	320018	 GREJS A, AFLØB FÅRUP SØ				19	19	19	18
	320019	 SAKSDAL BÆK, N.Ø.FOP. OLLERUPGA		18	18	17	18
	320020	 LILDFP.OST BÆK, OS FÅRUP Sø			18	18	17	18
	320022	 HØJEN A, NEDERBRO					26	26	25	25
	320030	 SØDOVER BÆK, V.F.SØDOVER			0	12	12	12
	320031	 ENGELS}IOLM SØ, TILLØB ES, ANDE			0	26	25	11
	320032	 ENGELSHOLM SØ, TILLØB E9, T.T.			0	12	12	0
	320033	 ENGELSMOLM SØ, TILLØB 510, T.T			0	10	12	0
	320034	 FÅRUP SØ, TILLØB F5, T.T.FÅRUP			0	8	2	0
	330004	 SPANG Å, BREDSTRUP					28	26	25	25
	340002	 VESTER-NEBEL A, ELKÆRHOLM			28	25	25	25
	340004	 ALMIND Å OS DONS MØLLE				28	23	26	25
	340016	 ALMIND Å, AFLØB DONS NØRRESØ,			18	13	0	0
	340017	 DONS NØRRESØ, TILLØB N4, T.T.D			12	12	12	12
	340018	 ALMIND Å, T.T. DONS NØRRESØ, N			6.	10	12	12
	340019	 KOLDINGÅ ALPEDALEN (S.F.ELME			11	12	12	12
	340022	 BORLEV BÆK, BORLEV BÆK, NY STA			0	0	0	0
	360001	 KONGE Å HOLTGARD					31	25	25	25
	360015	 VAMDRUP Å, AFLØB SØGÅRD SØ, 02			10	18	16	17
	360016	 HJARUP Å, TILLØB SØGARD SØ, S3			17	18	19	18
	360017	 SØGÅRD SØ, TILLØB S4, TILLØB S			12	12	12	0
	360018	 SØGARD SØ, TILLØB 55, T.T.SØGÅ			9	12	11	9
	370011	 SOLKÆR Å, MØLLEBRO 				28	26	27	25

Bilag 8.8.2 Oversigt over antal målinger pr. variabel i fire år for Fårup Sø, kilder. Et * angiver at- gennemsnitsværdien for den pågældende variabel for et flere år er mistænkelig. En # angiver at antal målinger af den pågældende variabel er mistænkelig for et eller flere år.

320025	FÅRUP Sø,  KILDER 
FÅRUP Sø,  KILDER, FÅ3

Q
TEMPV
PH
TA	-	(0)
9.500	(3)
7.963   (4)
2.915	(4)	-
8.600
7.365
-	(0)
(2)
(2)
(0)	-
7.850
7.630
-	(0)
(4)
(4)
(0)	-
8.875
7.570
-	(0)
(4)
(4)
(0)	
KOND
FARVE
N023N	48.625	(4)	           (0)
3.52	(4)	46.000	    (1)                           -               (0)
4.669	    (3)		47.150
–
5.852	(4)
(0)
(4)
	46.550
-
6.051	(2)  *
(0)
(4)	
PO4P_F	0.063	(4)	0.020	(3.)	0.036	(4)	0.025	(4)  #	
PTOT	0.108	(4)	0.085	(3)	0.122	(3)	0.090	(4)	
FE	0.344	(4)	0.800	(3)	1.153	(4)	0.808	(4)  #	
NO2N	0.002	(4)	0.002	(3)	0.002	(4) 	0.001	(4)	
NO3N	3.525	(4)	4.667	(3	5.850	(4)	6.050	(4)	
NTOT PO4P	4.025	(4)
0.095	(4)	4.900
0.069	(3)
(3)	6.200
0.063	(4)
(4)	6.500	  (4)
0.065	  (4)		

Bilag 8.8.3 Oversigt over mistænkelige værdier for Taderød Bæk med hensyn til:
-  “ekstrem værdi”: værdien afviger mere end 3 standardafvigelser fra middelværdien af de øvrige værdier. af den pågældende variable
-  “større end ..“: enværdi overskrider en standard max. værdi for den pågældende variable (tilsvarende for min.-værdier)
-  “NTOT mindre end ....“: summen af de opløst kvælstoffraktioner er større end total N (tilsvarende test ved fosfor) , ,

510030 
TADERØD BÆK				 År 1989
OS. TADRE MØLLE				 DDH/stednummer 510127

MISTÆNKELIGE VÆRDIER

DATO	TID	VARIABEL  	VÆRDI
891122	-99	TEMPV		0.000	°C 	EKSTREM	VÆRDI
890516	-99	NH4N		0.001	mg/l	EKSTREM	VÆRDI 
891016	-99	N023N		3.900	mg/l	EKSTREM	VÆRDI
891016	-99	NTOT 		6.500	mg/l	EKSTREM	VÆRDI
890529	-99	PTOT		5.100	mg/l	STØRRE END	5.000
890724	-99	P04_F		7.000	mg/l	STØRRE END	5.000
890724	-99	PTOT		7.400	mg/l	STØRRE END	5.000
890821	-99	PTOT		5.700	mg/l	STØRRE END	5.000
890918	-99	P04_F	 	5.500	mg/l	STØRRE END	5.000
890918	-99	PTOT		5.800	mg/l	STØRRE END	5.000
891002	-99	PTOT		7.100	mg/l	STØRRE END	5.000
891107	-99	PTOT		5.100	mg/l	STØRRE END	5.000
890529	-99	ETOT		18.000	mg/l	NTOT MINDRE	END NH4N+NO23N	18.050
890724	-99	NTOT		26.000	‘mg/i	NTQT MINDRE	END NH4N+0023N	26.043
890821	-99	NTOT		16.000	mg/i	NTOT MINORS	END NH4N+N023N	16.050
890918	-99	NTOT		17.000	mg/i	NTOT MINDRE.	END NH4N+N023N	17.044

Bilag 8.8.4 Eksempel på at en mistænkelig værdi angives som “speciel værdi”. Konduktiviteten (KOND) har været angivet som konstant ved flere målinger i træk eller som nul.

40004 	VARBRO A					År 1989
PRIVAT BRO						HHU nummer

MISTÆNKELIGE VÆRDIER

DATO		TID		VARIABEL	VÆRDI

891218	1335		TA		1.510	mmol/l		EKSTREM VÆRDI
890227	1240		N023N		7.920	mg/l		EKSTREM VÆRDI
890227	1240		NTOT		9.660	mg/l		EKSTREM VÆRDI
891218	1335		PO4PF		0.200	mg/l 		EKSTREM VÆRDI
891218	1335		PTOT		0.800	mg/l		EKSTREM VÆRDI
891218	1335		COD		60.000	mg/l		EKSTREM VÆRDI
Specielle værdier for	KOND

Bilag 8.8.5 Eksempel på check af stoftransporter. I den øverste del af tabellen angives for nogle perioder at summen af månedsstoftransporten er forskellige fra den angivne periode stoftransport. I den nedre del ,af skemaet angives at den vandføringsvægtede koncentration er forskellige fra middelkoncentrationen for perioden.

210519 	BRYRUP LANGSØ, VESTL.TILLØB		 År 1989
BRYRUP LANGSØ, VESTL.TILLØB 				HHU nummer

PERIODE-CHECK  I  STOFTRANSPORT

STARTDATO SLUTDATO VARIABEL	VÆRDI
19890101	19891231	NH4NST	0.003	TON		SUM AF  MÅNEDER	0.003
19890501	19890930	NH4NST	1.000	KG		SUM AF MÅNEDER		1.340
19890101	19891231	P04PFST	0.003	TON		SUM AF MÅNEDER		0.003
19890501	19890930	PO4PFST	1.000	KG		SUM AF MÅNEDER		1.230
19890501	19890930	PTOTST	2.000	KG		SUM AF MÅNEDER		2.060
19890101	19891231	QST 	            0.063	10E6	m3	SUM AF MÅNEDER		0.079
19890501	19890930	QST	            26.438	10E3	m3	SUM AFMÅNEDER		29.117

Q-V.ÆGTET KONC.  MOD MIDDEL-KONC.

STARTDATO		SLUTDATO	VARIABEL	STOF-ST	QST	STOF-ST/QST	KONC
1989020l		19890228	PO4PF_ST	0.070		7.258	    0.010		0.025