METODER ATT BEDÖMA RISKER 9

Olika metoder finns tillgängliga för att bedöma de olika risker som kan uppkomma vid

användning av avfall i anläggningsarbeten, men ingen enskild metod kan beskriva alla

risker.

4.1

Bakgrundshalter

En jämförelse av halterna i avfallet med bakgrundshalter är alltid relevant eftersom den

ger en indikation på hur stor avvikelsen från halter som är naturligt förekommande eller

orsakade av storskalig antropogen påverkan (atmosfäriskt nedfall). Sveriges Geologiska

Undersökning (SGU) har data på metallhalter i morän från en nivå som anses vara i

stort sett opåverkad av jordmånsprocesserna och sedimentära jordar från ett stort antal

provpunkter i Sverige. Data finns sammanställt på nationell nivå och för vissa regioner.

Sammanställningar av data från enskilda punkter kan beställas från SGU. Dessa kan

användas som stöd för att få fram lokala halter.

Sveriges Lantbruksuniversitet (SLU) har sammanställningar av metallhalter i

jordbruksmark. Data finns indelade per län och per kommun.

Studie har även gjorts av innehåll och lakbarhet av bergmaterial och moräner som

används för anläggningsändamål (Tossavainen, 2005; Ekvall mfl., 2006). Halterna är

dock framtagna med andra metoder än bakgrundshalterna från SGU.

4.2

Hälsorisker

För att bedöma hälsorisker gör man oftast en uppskattning av vilken exponering

människor kan utsättas för genom direkt eller indirekt kontakt med avfallet.

Uppskattningen utgår från föroreningshalten i avfallet samt risken för att människor

exponeras för det. Man tar även hänsyn till hur stor andel av föroreningen som tas upp i

kroppen, dvs. biotillgängligheten. Ett exempel är modellen för beräkning av riktvärden

för förorenad mark. Denna är dock framtagen för att uppskatta exponering från

markförorening och är därför inte generellt tillämpbar för anläggningar. För många

typer av anläggningar är risken för direkt kontakt med föroreningen mindre än vid

förorenad mark, på grund av att avfallet är inneslutet i en konstruktion. Detta innebär att

riskerna för de enskilda exponeringsvägarna kan vara lägre för en anläggning än för ett

förorenat markområde. Emellertid kan det vara svårt att förutse alla de sätt som männi-

skor kan exponeras för förorening från en anläggning i ett långtidsperspektiv och det

kan också vara så att andra spridnings- och exponeringsvägar kan bli mer betydelsefulla

än för förorenad mark. Det kan exempelvis röra sig om exponering i samband med

4.3

Markmiljön

Bedömningar av risker för markmiljön kan göras på flera nivåer. Den enklaste nivån,

som också används för beräkning av generella riktvärden för förorenad mark, utgår från

att man genom att skydda arter som lever i marken även skyddar markens funktion. Två

nivåer används för bedömning av förorenad mark. För känslig markanvändning utgår

man från ett skydd av 25 % av arterna, vilket bedöms ge en liten effekt på markmiljön.

För mindre känslig markanvändning utgår man från ett skydd av 50 % av arterna, vilket

bedöms ge ett tillräckligt skydd för den aktuella markanvändningen vid industrier, vägar

och kommersiella fastigheter. För Naturvårdsverkets förslag på nivå för mindre än ringa

risk används ett skydd av 95 % av arterna för att ange en nivå där ingen negativ

påverkan på markmiljön förväntas.

Den metod som används bygger på antagandet att en viss mängd arter krävs för att

upprätthålla ett fungerande ekosystem i marken och därmed markens funktion. Om

antalet arter minskar kommer också markens funktion försämras. Om en stor andel av

arterna försvinner kan viktiga funktioner i ekosystemet helt försvinna och man riskerar

allvarliga störningar på marksystemet. Att därför bestämma haltnivåer som motsvarar

skyddsnivåer för arter som lever i marken som är lägre än 50 % bedöms inte vara

relevant. Det går inte att avgöra vilken effekt så omfattande störningar på de

marklevande arterna kommer att ha på markens funktion.

Den halt som motsvarar en given skyddsnivå bestäms genom en statistisk behandling av

resultat från ekotoxikologiska tester hämtade från litteraturen. Nivåerna har satts utifrån

det dataunderlag som finns tillgängligt i dagsläget. De är dock inte beräknade på samma

vetenskapliga grund som de hälsoriskbaserade riktvärdena. Eftersom dataunderlaget

skiftar i kvalitet mellan olika ämnen är det också stora skillnader i osäkerheten för de

haltgränser som erhålls.

Denna metodik för bedömning av risker för markmiljön är svår att göra platsspecifik på

annat sätt än att (inom rimliga gränser) använda olika skyddsnivåer. Värdena bygger på

behandling av litteraturdata för vanliga marklevande arter och kan inte enkelt anpassas

till specifika förhållanden vad gäller biotillgänglighet och aktuellt markekosystem. I

stället måste undersökningar göras på platsen. Dessa kan bli relativt omfattande.

Så som nämndes i den konceptuella modellen kan i vissa anläggningar förhållandena

avvika så väsentligt från normala markförhållanden att en normal markfunktion

förhindras. I dessa fall är det inte riskerna för miljön i konstruktionen som är styrande,

men risker kan uppkomma i omgivningen eller för djur som vistas eller söker föda där.

För dessa fall bör en bedömning göras av hur stora dessa effekter kan vara.

4.4

Skydd av grundvatten och ytvatten

Bedömningar av risken för spridning utgår vanligen från avfallets lakbarhet, exempelvis

de beräkningar som ligger till grund för mottagningskriterierna vid deponier eller de

beräkningar som gjorts för Naturvårdsverkets förslag till nivåer som innebär mindre än

ringa risk. Dessa modeller bygger på att lakbarheten av avfallet under givna förut-

sättningar inte skall orsaka oacceptabla halter i grundvatten eller ytvatten. Förutsätt-

ningarna beskrivs i generella scenarier som är anpassade till olika typsituationer, vad

Naturvårdsverkets förslag till nivåer gäller att haltökningen i grundvattnet inte skall

överskrida 30 procent av dricksvattennormen och att haltökningen av metaller i ytvatten

skall vara måttlig i förhållande till normalt förekommande halter.

Samma beräkningssätt kan användas för att bedöma specifika verksamheter, men det

kräver en hel del platsspecifika data samt även kompetens att bedöma de

hydrogeologiska förhållandena.

En jämförelse med mottagningskriterierna för avfall kan ge vissa indikationer för hur

lakegenskaper bedöms i deponeringssammanhang. En direkt jämförelse kan dock inte

göras eftersom förutsättningarna skiljer sig från de som gäller för anläggningar.

Skillnaderna rör bl.a. avstånd till skyddsobjekt och krav på kontroll men framförallt så

är mottagningskriterierna framtagna enbart med hänsyn till skydd av grundvatten. Det

förutsätts även att deponin uppfyller befintliga krav bland annat rörande underliggande

geologisk barriär.