• No results found

Riktvärden för förorenad mark : En undersökning av hur riktvärden för förorenad mark har förändrats gentemot tidigare riktvärden samt hur de påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar

N/A
N/A
Protected

Academic year: 2021

Share "Riktvärden för förorenad mark : En undersökning av hur riktvärden för förorenad mark har förändrats gentemot tidigare riktvärden samt hur de påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar"

Copied!
95
0
0

Loading.... (view fulltext now)

Full text

(1)

EXAMENSARBETE 15 HP

Riktvärden för förorenad mark

En undersökning av hur riktvärden för förorenad mark har förändrats

gentemot tidigare riktvärden samt hur de påverkas av variationer i

geologiska och hydrogeologiska parametrar

Examensarbete vid Mälardalens Högskola

i samarbete med Structor Miljöteknik AB

Utfört av Sara Levin

Västerås, 2009-02-02

Akademin för hållbar samhälls-och teknikutveckling

(2)

Abstract

Risk assessment is made to determine risks with contaminated areas and to determine which treatment the area requires. In Sweden, risk assessment is divided into three levels: risk analysis, facilitated risk assessment and detailed risk assessment. In detailed risk assessment site-specific guideline values are developed to compare with values of contaminants that are measured in the area.

Site-specific guideline values vary with geological and hydrogeological parameters. The purpose of this report is to examine which of these parameters that affect the guideline values. The examination was done using a calculating program for consideration from the Swedish Environmental Protection Agency from the year of 1997. The study shows that some of the geological and hydrogeological parameters affect the site-specific guideline values for metals in different ways and others do not.

Using the program from the Swedish Environmental Protection Agency is a simple way to calculate site-specific guideline values. It’s important to make sure that relevant values are chosen to get correct results. The calculating program is still not definitive so it’s important to be careful when using it.

Another purpose of the report is to compare how guideline values have developed from the Swedish Environmental Protection Agency’s model for calculating guideline values from the year of 1997 with their new report whit the same purpose from the year of 2007. Guideline values for all metals that have been considered are lower in the new model from the year of 2007 compared to the model from the year of 1997.

Nyckelord: Riskbedömning, platsspecifika riktvärden, beräkningsmodell, geologiska och hydrogeologiska parametrar, metaller

Keywords: Risk assessment, site-specific guideline values, calculatingprogram, geological and hydrogeological parameters, metals

(3)

Förord

Föreliggande rapport är ett examensarbete om 15 hp som genomförts inom Akademin för hållbar samhälls- och teknikutveckling vid Mälardalens högskola och har genomförts på uppdrag av Structor Miljöteknik AB. Arbetet omfattar en undersökning av hur riktvärden för ett antal metaller har förändrats från Naturvårdsverkets beräkningsmodell för framtagning av riktvärden från år 1997 till deras utveckling av modellen som utkom år 2007. En undersökning har också gjorts av hur platsspecifika riktvärden för ett antal metaller påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar.

Jag vill här passa på att sända ett tack till min handledare och examinator på Mälardalens Högskola, Vesna Djokic, och Ulrika Martell på Structor Miljöteknik. De har båda varit till stor hjälp vid genomförandet av arbetet och strukturen på rapporten. Med dem har jag kunnat bolla mina frågor och funderingar kring ämnet och skrivandet.

Eskilstuna, 090202

(4)

Sammanfattning

I Sverige är omkring 80 000 förorenade områden identifierade. För att veta vilken risk ett förorenat område innebär för människa och miljö genomförs en riskbedömning. I Sverige delas riskbedömningen in i tre nivåer: riskklassning, förenklad riskbedömning och fördjupad riskbedömning. Riskklassningen är den lägsta nivån och den utförs i samband med inventering av området. Riskklassningen genomförs enligt MIFO fas 1- orienterande studier och MIFO fas 2-översiktliga undersökningar. Fördjupad riskbedömning är den högsta nivån och riskbedömningen görs här med hjälp av en jämförelse mellan framräknade platsspecifika riktvärden och uppmätta föroreningshalter från det förorenade området.

Platsspecifika riktvärden räknas fram utifrån föroreningens utbredning samt geologiska och hydrogeologiska förhållanden som råder på området. Naturvårdsverket har under år 2007 utkommit med en remissversion för en beräkningsmodell för framtagning av riktvärden. Modellen är en utveckling av Naturvårdsverkets tidigare modell från år 1997 och ska komma att ersätta vissa delar i tidigare rapporter från Naturvårdsverket. Syftet med arbetet är att undersöka hur generella riktvärden för några av de vanligast förekommande metallerna i Sverige (bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink) har förändrats gentemot de tidigare generella riktvärdena samt att undersöka hur variationer av geologiska och hydrogeologiska parametrar påverkar riktvärdena för de metaller som beaktats. Undersökningen har genomförts med hjälp av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsverktyg från år 2007.

En litteraturstudie har gjorts för att få djupare kunskaper över riskbedömningens tre nivåer och hur Naturvårdsverkets modell och beräkningsverktyg är uppbyggt. Litteraturstudien har också omfattat att samla information om de metaller som beaktats i arbetet.

Jämförelsen mellan riktvärden framtagna med den tidigare modellen och remissversionen har visat att trots att det finns stora likheter mellan de båda modellerna så har dock vissa förändringar gjorts vilket har lett till att det har blivit en del ändringar i riktvärdena för de olika metallerna. Generellt för dessa gäller att riktvärdena har blivit lägre. Vissa envägskoncentrationer har dock blivit högre än tidigare. Undersökningen över hur variationer av geologiska och hydrologiska parametrar påverkar riktvärdena för de metaller som beaktats har visat att vissa parametrar påverkar riktvärdena och andra inte. För de metaller som beaktats i arbetet är det främst hydrogeologiska parametrar och parametrar som rör föroreningens utbredning som påverkar riktvärdena. Det är också endast vissa envägskoncentrationer som påverkats. Dessa är intag av dricksvatten, skydd av grundvatten samt skydd av ytvatten. Övriga envägskoncentrationer påverkas, för metaller, av andra parametrar som inte beaktats i detta arbete.

Naturvårdsverkets beräkningsverktyg är ett enkelt och smidigt sätt att ta fram riktvärden. Vid användning av beräkningsverktyget är det viktigt att värden och parametrar som matas in är relevanta för att få ett resultat som är riktigt. Innan beräkningsverktyget är slutgiltigt är det också viktigt att försiktighet beaktas vid användning.

(5)

Innehållsförteckning

1. Inledning...5 1.1 Bakgrund...5 1.2 Problemformulering...5 1.3 Syfte...6 1.4 Mål...6 1.5 Avgränsning ...6 1.6 Metod...6 2. Litteraturstudie...7

2.1 Riskbedömning av förorenade områden ...7

2.1.1 Riskklassning...7

2.1.2 Förenklad riskbedömning...10

2.1.3 Fördjupad riskbedömning ...11

2.2 Modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark ...12

2.2.1 Beskrivning av modell för beräkning av riktvärden ...13

2.2.2 Beskrivning av beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden ...27

2.3 Metaller...28

3. Utförande...30

4. Resultat och diskussion ...31

4.1 Jämförelse mellan riktvärden framtagna med Naturvårdsverkets tidigare modell och remissversion för framtagning av riktvärden...31

4.2 Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar då endast en parameter ändrats...33

4.2.1 Längd av det förorenade området, L...33

4.2.2 Bredd av det förorenade området, W ...36

4.2.3 Avstånd från det förorenade området till brunn, Xwell ...38

4.2.4 Grundvattenbildning, Ir...40

4.2.5 Hydraulisk konduktivitet...41

(6)

4.2.7 Akviferens mäktighet, daq ...43

4.2.8 Föroreningens djup under grundvattenytan, Zf ...45

4.2.9 Torrdensitet, vattenhalt och lufthalt ...46

4.2 Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska

parametrar då två parametrar ändrats samtidigt...46

5 Slutsats ...48

Källförteckning ...49

Bilaga 1, Beräkningsverktyget...

Bilaga 2, styrande exponeringsvägar ...

Bilaga 3, Förorening ovan grundvattenytan ...

Bilaga 4, förorening under grundvattenyta...

(7)

Ordlista

Akuttoxicitet Med akuta toxiska effekter menas sådana som visas efter

kortvarig eller enstaka exponering. T.ex. mag-tarmsyndrom. (Naturvårdsverket, 20072)

Akvifer Geologisk bildning som innehåller vatten i sådan

utsträckning att det kan nyttjas för grundvattenuttag. (Svensson, 2004)

Antropogen källa Påverkad av människan.

ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry

Bakgrundshalt Halt av förorening som redan finns i marken naturligt

eller p.g.a. diffus antropogen spridning.

Begränsningslistan Kemikalieinspektionens lista över kemiska ämnen som är

förbjudna eller berörs av begränsad användning. (KEMI, 2008)

DNA Deoxyribonueclic acid, kroppens bärare av ärftligt, genetiskt material.

Envägskoncentration Beräknas för varje exponeringsväg och anger den halt av

förorening som får finnas i marken. Antaget är att exponering endast sker genom den exponeringsvägen. (Naturvårdsverket, 20072)

Genotoxiska ämnen Ämnen som förändrar cellers genmaterial.

Gränsvärde Den halt av ett ämne i mark som inte får överskridas.

Hydraulisk gradient Förändring i grundvattennivå per längdenhet.

Hydraulisk konduktivitet Förmåga hos ett material att släppa igenom vatten.

IMM Institutet för miljömedicin.

Kd Fördelning mellan ett ämnes koncentration i jord och i vatten.

KM Känslig markanvändning.

Kontaktmedier T.ex. jord, grundvatten, ytvatten, luft, växter.

MIFO ”Metodik för Inventering av Förorenade Områden”.

(8)

PRIO-listan Kemikalieinspektionens databas där exempel på farliga ämnen ges (tidigare OBS-listan). Finns för att ge kunskap om hur man kan gå till väga vid bedömning av vilka ämnen som är acceptabla ur miljö- och hälsosynpunkt. (KEMI, 2008)

Referenskoncentration Referenskoncentrationen är en toxikologiskt baserad

luftkoncentration, och för de ämnen som saknar referenskoncentration i luft en cancerriskbaserad referenskoncentration.

Riktvärde Den halt av ett ämne i mark som bör underskridas för att

undvika risk för negativa effekter på människa eller miljö.

SSL Soil Screening Level

TRV Toxikologiska referensvärden, tolerabelt dagligt intag (TDI) för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserat dagligt intag (RISKor) för genotoxiska ämnen. (Naturvårdsverket, 20072)

USEPA (IRIS) U.S Environmental Protection Agency (Integrated Risk

Information System)

(9)

1.

Inledning

1.1 Bakgrund

I Sverige finns många förorenade områden. Naturvårdsverket tillsammans med länsstyrelsen började under 1990-talet att kartlägga de förorenade områden som finns i landet. Idag uppskattas att alla potentiella områden är identifierade och antalet uppgår till ca 80 000 områden. Kartläggningen har skett genom att områden där verksamhet förekommit som skulle kunna leda till att marken i omgivningen blivit förorenad identifierats. När ett område identifierats sker en riskklassning för att avgöra hur stor risk området utgör för människors hälsa och miljö. Områden delas upp i fyra klasser beroende på deras farlighet, de farligaste finns inom riskklass 1. Mer om riskklassning i kap 2.1.1. Det är idag ungefär 70 000 av de 80 000 områdena som är riskklassade och 1500 av dessa finns inom riskklass 1 och 22 000 inom riskklass 2. De flesta områden ligger således inom riskklass 3 eller 4 och vidare inventeringar av dessa områden kan komma att visa att vissa områden inte alls är förorenade eller utgör någon risk för människa eller miljö. (NVV, 20081)

För att ytterligare bedöma riskerna med ett förorenat område genomförs en förenklad eller fördjupad riskbedömning. Vid en förenklad riskbedömning avgörs i vilken grad ett område är förorenat genom att jämföra uppmätta halter av föroreningar med generella riktvärden. I en fördjupad riskbedömning tas hänsyn till platsspecifika egenskaper och platsspecifika riktvärden räknas fram och jämförs med uppmätta värden från området. (NVV, 20082) Mer om riskbedömning i kap 2.1.2 och 2.1.3.

När området är inventerat och utrett kan det om det ligger inom riskklass 1 eller 2 vara nödvändigt att efterbehandlas, det vill säga sanera det förorenade området. Under år 2007 var 80 efterbehandlingar påbörjade och vissa av dessa även avslutade med hjälp av statliga bidrag. Ytterligare 1500 områden är åtgärdade av verksamhetsutövare eller annan ansvarig. (NVV, 20081)

1.2 Problemformulering

Naturvårdsverket har under år 2007 utkommit med en remissversion av en modell för beräkning av riktvärden för förorenad mark. Till modellen hör ett beräkningsverktyg som ska vara till hjälp vid framtagning av platsspecifika riktvärden. Modellen är en utveckling av Naturvårdsverkets modell för framtagning av riktvärden från år 1997.

Structor Miljöteknik AB är ett miljökonsultföretag i Eskilstuna och Örebro som bland annat arbetar med förorenade områden och genomför miljötekniska markundersökningar, riskbedömningar och beräkning av platsspecifika riktvärden.

Antagandet har gjorts att Naturvårdsverkets remissversion kommer att bli gällande modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark. Generella riktvärden för KM och MKM baserat på den nya modellen kommer att finnas för att utföra förenklade riskbedömningar. Structor Miljöteknik har dock en önskan om att ta fram ett dokument som överskådligt visar skillnader mellan förenklad och fördjupad riskbedömning. Dokumentet ska visa vilka exponeringsvägar som är styrande för riktvärdena och ge en vägledning i hur riktvärden för olika ämnen påverkas beroende på geologiska och hydrogeologiska platsspecifika egenskaper samt föroreningens utbredning. Beroende på i vilken grad de olika geologiska och hydrologiska parametrarna påverkar riktvärdena kan ett val göras över

(10)

vilka parametrar som måste undersökas mera noggrant vid en markundersökning inför genomförandet av en fördjupad riskbedömning av ett förorenat område.

1.3 Syfte

Syftet med föreliggande examensarbete är att med hjälp av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsmodellen för framtagning av riktvärden ta fram riktvärden för några av de vanligast förekommande metallerna i Sverige (bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink) och undersöka hur dessa riktvärden har förändrats gentemot den tidigare modellen från år 1997. Syftet är också att undersöka vilken exponeringsväg som är styrande för riktvärdet för de olika ämnena och undersöka hur variationer av geologiska och hydrogeologiska parametrar samt variationer i föroreningens utbredning påverkar riktvärdena. Undersökningen omfattar både föroreningar som finns ovan och under grundvattenytan.

1.4 Mål

Målet med arbetet är att ta fram och leverera ett dokument till Structor Miljöteknik AB som kan vara till hjälp vid ett första inledande steg för en fördjupad riskbedömning samt beräkning av platsspecifika riktvärden för ovan nämnda metaller. Dokumentet ska också ge vägledning i hur olika geologiska och hydrologiska parametrar samt föroreningens utbredning påverkar riktvärden för olika ämnen.

1.5 Avgränsning

Arbetet avgränsas till att endast behandla några av de, i Sverige, vanligast förekommande metallerna, bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink. En avgränsning har också gjorts till att endast beakta scenariot KM.

Då det är många parametrar som påverkar riktvärdena har en avgränsning gjorts till ett antal parametrar som beaktas i arbetet. Dessa är torrdensitet, jordens vattenhalt och lufthalt, längd och bredd av det förorenade området, föroreningens djup under grundvattenytan, grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet, samt avstånd från förorenat område till brunn. Parametrar som berör vistelsetid på området samt konsumtion av grönsaker har inte beaktats. För grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet och föroreningens djup under grundvattenytan har endast beaktats då förorening förekommer under grundvattenytan.

1.6 Metod

Vid genomförande av arbetet har litteraturstudier utförts för att få en förståelse för ämnet. Litteraturstudien har koncentrerats till en fördjupning inom metodik för riskbedömning samt att ge en beskrivning av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsmodell och beräkningsverktyg. För att ta fram riktvärden för KM och hur dessa påverkas av varierande geologiska och hydrologiska parametrar har det tidigare nämnda beräkningsverktyget från Naturvårdsverket använts. I programmet som är ett Excel-dokument har värden på de olika parametrarna ändrats och en utvärdering har gjorts av hur de olika parametrarna påverkar riktvärdena.

(11)

2.

Litteraturstudie

2.1 Riskbedömning av förorenade områden

För att avgöra vilka risker ett förorenat område kan innebära samt hur mycket dessa risker måste reduceras för att hindra att skador på människor eller miljö uppstår genomförs en riskbedömning.

Naturvårdsverket har identifierat tre nivåer för riskbedömning: Riskklassning, förenklad riskbedömning samt fördjupad riskbedömning. Se tabell 2.1 för kopplingen mellan de olika nivåerna. För varje nivå görs en sammanvägning av risker med avseende på föroreningars farlighet, föroreningsnivå, utbredning och spridningsförutsättningar samt känslighet och skyddsvärde. (Naturvårdsverket, 20082)

Tabell 2.1. Koppling mellan de olika nivåerna av riskbedömning med avseende på dataunderlag och säkerhet i bedömning. (Naturvårdsverket, 20071)

Nedan följer en närmare beskrivning av de olika nivåerna vid Riskbedömning av förorenade områden.

2.1.1 Riskklassning

Riskklassning är den första nivån i riskbedömningen och görs i samband med inventering av förorenade områden (Naturvårdsverket, 20082). Informationen om riskklassning i avsnitt 2.1.1 är inhämtad från Naturvårdsverket, 1999.

Riskklassning innebär att en samlad bedömning görs över vilka risker för människa och miljö ett förorenat område kan utgöra. För att utföra riskklassningen används MIFO-modellen. Riskklassning enligt MIFO-modellen görs genom att föroreningars farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar samt skyddsvärde för området vägs samman. Nedan beskrivs kort hur risker för vardera av ovanstående faktorer bedöms.

För att säkerställa vilka föroreningar som finns på området samt vilka risker de kan innebära för människa och miljö bedöms föroreningars farlighet. Farligheten kan bl.a. bedömas genom kontroll av om det aktuella ämnet förekommer på kemikalieinspektionens begränsningslista eller PRIO-lista (tidigare OBS-lista) där en bra indikation på om ämnet anses farligt ges.

För att kunna bedöma riskerna relaterade till hur förorenat området är sker en bedömning av föroreningsnivå där vilka halter och mängder av förorening som förekommer på området samt vilka volymer av förorenade jordmassor som finns undersöks. För bedömning av föroreningsnivå används en underlagsblankett där nödvändiga data angående tagna prover samt misstänkta föroreningar på området skrivs in.

Hur stora risker ett förorenat område innebär beror också mycket på hur lätt och snabbt föroreningar sprids i olika medier. För att kunna bedöma spridningsförutsättningar för olika ämnen på området

(12)

måste områdets geologi och hydrologi, kemiska egenskaper hos marken på området samt hur aktuella föroreningar sprids i olika markmiljöer undersökas. Även här finns en underlagsblankett som används för bedömningen. I blanketten, som används som checklista för att säkerställa att alla möjliga spridningsvägar beaktas, skrivs allt underlag in som behövs för att kunna beräkna transporthastigheter.

Vid bedömning av känslighet och skyddsvärde bedöms hur allvarligt det är att människor, djur och miljö exponeras för föroreningar på området både idag och i framtiden. För att göra bedömningen krävs kunskap om vilken exponering människa och miljö kan utsättas för. För detta behövs i sin tur uppgifter om var föroreningarna är lokaliserade, hur de sprids samt vid vilka halter de utgör en risk för människa och miljö. För att bedöma riskerna görs en känslighetsbedömning för människor och en skyddsvärdesbedömning för miljön.

Efter att ha undersökt ovanstående risker görs en sammanvägning av dessa och området indelas, med hjälp av en underlagsblankett, i en av fyra riskklasser. De fyra riskklasser som används är:

• Klass 1, Mycket stor risk

• Klass 2, Stor risk

• Klass 3, Måttlig risk

• Klass 4, Liten risk

Till blanketten för samlad riskbedömning hör en graf som underlättar indelningen i riskklasser. I grafen görs en horisontell linje för vardera spridningsförutsättning från olika medier. Detta ger fyra linjer som placeras in i den vertikala axeln som horisontella linjer. På dessa linjer görs sedan punkter för föroreningars farlighet, föroreningsnivå samt känslighets/skyddsvärde utifrån den horisontella axeln. På så sätt fås mellan en och fyra linjer (beroende på om alla spridningsförutsättningar är aktuella) med ett antal punkter. Utifrån punkternas placering i grafen kan sedan avgöras till vilken klass området tillhör, se figur 2.1. Om punkter har placerats inom olika riskklasser måste en bedömning göras över vilken riskklass som bäst beskriver området.

(13)

MIFO-modellen delas upp i två faser, MIFO fas 1- orienterande studier och MIFO fas 2- översiktliga undersökningar. Nedan följer en beskrivning av vad de olika stegen i MIFO fas 1 respektive MIFO fas 2 innefattar.

MIFO fas 1, orienterande studier Objekt och branschidentifiering

Fas 1 utgår från den information om branscher och objekt som finns tillgänglig i branschkartläggningen. Då denna inte är fullständig måste nya branscher och objekt identifieras.

Uppgiftsinsamling och platsbesök

Insamling av nödvändiga uppgifter om objektet fås genom t.ex. platsbesök och intervjuer av personer med kunskap om objektet. De uppgifter som samlas in sammanställs i två underlagsblanketter, en för administrativa uppgifter som t.ex. objektets adress, fastighetsbeteckning m.m. och en för verksamhets-, områdes-, och omgivningsbeskrivning.

Sammanställning och utvärdering

Det insamlade materialet bedöms utifrån bedömningsgrunderna för föroreningars farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar och känslighet och skyddsvärde. Detta görs med hjälp av tre underlagsblanketter där uppgifter om ovanstående bedömningsgrunder fylls i.

Riskklassning

Här sker en riskbedömning av området vilket i fas 1 kan ske utan att fältundersökningar och provtagning har genomförts. Vid riskklassningen placeras objektet under en av de fyra riskklasserna.

Prioritering

När riskklassningen gjorts i fas 1 görs en prioritering över vilka områden som bör genomgå även MIFO fas 2- översiktliga undersökningar, med kompletterande provtagning m.m.

Rapportering

Resultaten av MIFO fas 1 rapporteras och sparas.

MIFO fas 2, översiktlig undersökning Rekognosering

Genom rekognosering fås en bild av vilka spridningsförutsättningar som kan vara aktuella på området. Rekognosering sker med hjälp av kartor över området då dessa finns tillgängliga.

Upprättande av geokarta

Om kartor saknas för att utföra rekognosering upprättas en geokarta där de huvudsakliga geologiska egenskaperna för området framgår.

(14)

Upprättande av provtagningsplan

Utifrån geokarta, rekognosering och uppgifter om förorening av området som erhållits från fas 1, upprättas en provtagningsplan. I provtagningsplanen ska framgå var proverna ska tas, vilka medier som ska provtas samt vilka analyser som ska genomföras på de tagna proverna.

Provtagning

Provtagning av området genomförs enligt upprättad provtagningsplan. För provtagning används väl etablerade provtagningsmetoder.

Analys

Ett antal kemiska och toxikologiska tester som ska utföras har valts ut i MIFO-modellen. För vissa ämnen finns också specifika analyser som ska utföras då information finns om att ämnet har hanterats på objektet. Tester ska också utföras på akuttoxicitet, genotoxicitet och reproduktionstoxicitet för att säkerställa om proverna är toxiska, kan ge genetiska skador eller störa reproduktion.

Sammanställning och utvärdering

Utvärdering av uppgifter sker på samma sätt som i fas 1 men kompletteras här med ytterligare data som under fas 2 samlats in genom provtagningar och undersökningar.

Riskklassning

Även i fas 2 sker en riskklassning då nya uppgifter samlats in. P.g.a. att provtagning och undersökningar genomförts fås en säkrare riskklassning och en justering av den riskklassning som gjorts under fas 1 kan bli aktuell.

Rapportering

Resultaten av MIFO fas 2 dokumenteras och sparas i likhet med resultaten från fas 1.

2.1.2 Förenklad riskbedömning

En förenklad riskbedömning utförs om riskklassning indikerar att ett område är förorenat, eller då föroreningshalten i marken överstiger bakgrundshalten på området (Naturvårdsverket, 20071). Förenklade riskbedömningar görs för att avgöra till vilken grad ett område är förorenat. En bedömning görs också över om området bör åtgärdas genom efterbehandling och vilka krav som bör ställas på detta eller om området bör genomgå en fördjupad riskbedömning. (Naturvårdsverket, 20082) De underlag som används vid förenklade riskbedömningar baseras på resultat från MIFO fas 2-översiktliga undersökningar, och är ofta osäkra. För att inte underskatta risker vid bedömningen tillämpas försiktighetsprincipen vilken innebär att föroreningshalten ska motsvara ett ”troligt men dåligt” scenario, möjliga men mindre troliga händelser som kan öka risker bör beaktas samt att de värden på parametrar som används i riskbedömningen ska väljas med stor försiktighet. (Naturvårdsverket, 20071)

Den förenklade riskbedömningen genomförs i fyra steg. De två första är en kontroll av om rikt- och gränsvärden finns för aktuella medier och att förutsättningarna på området är sådana att generella riktvärden kan användas. Om detta är möjligt genomförs steg tre som är en jämförelse mellan

(15)

uppmätta föroreningshalter på området och eller gränsvärdet. Förutom att jämföra halter mot rikt-och gränsvärden är det också viktigt att göra en första bedömning av belastning från det förorenade området för att t.ex. inte riskera oacceptabla halter i yt- och grundvatten. (Naturvårdsverket, 20071)

2.1.3 Fördjupad riskbedömning

Information till avsnitt 2.1.3 om fördjupade riskbedömningar är inhämtat från Naturvårdsverket, 20071. Fördjupade riskbedömningar görs då rikt- och gränsvärden för den påträffade föroreningen saknas eller om förhållandena på platsen inte uppfylls för de riktvärden som finns. Vid en fördjupad riskbedömning tas platsspecifika riktvärden fram och en anpassning kan göras till t.ex. spridningsförhållanden, exponering och skyddsobjekt.

Metodik för fördjupad riskbedömning

Metodiken för utförande av fördjupade riskbedömningar innefattar fyra moment. Dessa är problembeskrivning, bedömning av halter, spridning och exponering, bedömning av effekter samt sammanvägd riskbedömning, se figur 2.2. För varje moment följer nedan en kort beskrivning av vad vartdera momentet innefattar. För mer information hänvisas till Naturvårdsverket, 20071.

Figur 2.2. Schematisk bild över de fyra ingående momenten i en fördjupad riskbedömning. (Naturvårdsverket, 20071)

Problembeskrivning

Problembeskrivningen syftar till att beskriva risksituationen och avgöra om, och vilka vidare undersökningar av området som behöver göras. Under problembeskrivningen definieras en avgränsning för riskbedömningen i tid och rum samt hur effekter ska bedömas och mätas. Föroreningskällor, aktuella föroreningars karaktäristik, spridnings- och exponeringsvägar samt vilka skyddsobjekt som kan exponeras undersöks.

(16)

Bedömning av halter, spridning och exponering

Här görs en bedömning av vilka föroreningshalter som finns på området samt hur de är fördelade över olika kontaktmedier. En bedömning görs också av vilka spridningsförutsättningar som finns, hur stor exponering av människor och miljö som skulle kunna ske samt vilken nedbrytning och omvandling av föroreningar som är aktuell.

Bedömning av effekter

Underlag samlas in för att möjliggöra en bedömning av vilka halter av en förorening som medför negativa effekter på människa eller miljö. Bedömningen görs genom att jämföra uppmätta föroreningshalter på området med ekotoxikologiska och humantoxikologiska riktvärden eller genom utförande av biologiska undersökningar eller ekotoxikologiska tester på området.

Sammanvägd riskbedömning

Den sammanvägda riskbedömningen är det sista ingående momentet i den fördjupade riskbedömningen. En utvärdering sker av de risker för miljö och hälsa som uppstår av exponering av föroreningar från området. Resultat från bedömning av exponering och effekter används för att göra den sammanvägda riskbedömningen. En bedömning görs av vilka eventuella åtgärder som behövs för området samt vilka krav som bör ställas på dessa.

Platsspecifika riktvärden för förorenad mark

Vid fördjupade riskbedömningar används platsspecifika riktvärden för jämförelse med uppmätta föroreningshalter. Platsspecifika riktvärden tar hänsyn till markens geologiska och hydrologiska förhållanden samt hur föroreningar är utbredda på området. Platsspecifika riktvärden räknas fram med hjälp av Naturvårdsverkets beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden. I verktyget kan anpassningar göras för spridnings- och utspädningsförhållanden, för områdets storlek och föroreningens utbredning. Innan beräkning av platsspecifika riktvärden måste därför en bedömning av spridning och belastning på området ske.

Platsspecifika riktvärden beräknas först separat som ett hälsoriskbaserat riktvärde, ett riktvärde för skydd av markmiljö samt ett riktvärde för vardera skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. Till slut görs en sammanvägning av dessa och ett integrerat riktvärde fås för det aktuella ämnet. När sammanvägningen görs tas också hänsyn till ämnets bakgrundshalt i marken då riktvärdet inte får överstiga bakgrundshalten. Om det beräknade riktvärdet skulle vara lägre än bakgrundshalten justeras det i stället upp till en halt som motsvarar bakgrundshalten. Justeringar görs även med hänsyn till att exponering av förorening kan ske från andra källor än förorenad mark. (Naturvårdsverket, 20072)

2.2 Modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark

Naturvårdsverket har, som tidigare nämnts, under år 2007 utkommit med en beräkningsmodell för framtagning av riktvärden för förorenad mark som även kan användas vid beräkning av platsspecifika riktvärden. För att beräkna riktvärden med hjälp av modellen som består av ett antal matematiska formler används ett beräkningsverktyg i form av ett Excel-dokument. Nedan följer en beskrivning av beräkningsmodellen samt av beräkningsverktyget.

(17)

2.2.1 Beskrivning av modell för beräkning av riktvärden

All information om modellen är hämtad från Naturvårdsverket, 20072. När riktvärden beräknas enligt modellen tas hänsyn till hälsorisker och miljörisker. Ett hälsoriskbaserat riktvärde respektive ett miljöriskbaserat riktvärde räknas ut. Riktvärdena vägs samman och justeras för att t.ex. ta hänsyn till att en människa även exponeras från anda källor och för att säkerställa att riktvärdena inte understiger bakgrundshalterna av föroreningen på området.

Denna modell skall ersätta delar av tidigare utgivna rapporter och modeller från Naturvårdsverket och en del ändringar har gjorts. Vissa delar har utvecklats vidare eller uppdaterats medan andra delar helt har tagits bort eller tillkommit. T.ex. så har fysikalisk-kemiska, humantoxikologiska och ekotoxikologiska värden för de olika ämnen där riktvärden finns utvecklats och urvalet av vilka ämnen som beaktas i modellen har också uppdaterats.

Nedan följer en beskrivning av de exponeringsvägar som ingår vid framtagning av hälsoriskbaserade riktvärden och av skyddsobjekten grund- och ytvatten som används vid framtagning av miljöriskbaserade riktvärden. En beskrivning görs också av fördelning och transportvägar för föroreningar i mark som beaktas i modellen. Endast värden för scenariot KM beskrivs. För värden för MKM hänvisas till Naturvårdsverket, 20072.

Indata som används i modellen återfinns i Naturvårdsverket, 20074. Hälsoriskbaserade riktvärden

Vid beräkning av det hälsoriskbaserade riktvärdet tas hänsyn till sex olika exponeringsvägar som en människa utsätts för och en envägskoncentration i mark tas fram för vardera exponeringsvägen. De exponeringsvägar som beaktas är intag av jord, hudkontakt, inandning av damm, inandning av ångor, intag av grundvatten och intag av växter, se figur 2.3. Efter beräkning av envägskoncentration för vardera exponeringsvägen vägs värdena samman och ett hälsoriskbaserat riktvärde fås. Värden från WHO, USEPA (IRIS), ATSDR och IMM har använts för att ta fram humantoxikologiska värden. Baserat på de humantoxikologiska värdena har sedan TRV-värden tagits fram.

(18)

Intag av jord

Människor som vistas på ett förorenat område kan lätt få i sig förorenad jord på något sätt. Detta kan ske antingen genom att jord tas direkt i munnen, munnen är i kontakt med jordiga fingrar, eller att damm som andas in fastnar i munnen. Barn uppskattas ha ett högre intag av jord än vuxna eftersom de ofta kan stoppa jord och annat i munnen.

Tabell 2.2. Data som används för beräkning av riktvärde för intag av jord, för KM,

Barn Vuxna

Dagligt intag av jord (mg/d)

Antal dygn exponering sker (d/år)

Kroppsvikt (kg)

Viktbaserat dagligt intag (mg/kg)

Antal år exponering sker

120 365 15 8 6 50 365 70 0,71 74 Total livslängd

Livstidsmedelvärde, Ris (mg jord/kg,d) 80

1,3

När envägskoncentrationen för intag av jord beräknas används nedanstående formel.

6

10

*

*

bio or is is

f

R

TRV

C

=

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

Ris Genomsnittligt daligt intag (mg jord/kg kroppsvikt), enligt ovanstående tabell är Risför KM 1,3 mg jord/kg kroppsvikt.

fbio-or Ämnets relativa biotillgänglighet. Fbio-orär 1 för de givna scenarierna.

Hudkontakt

När förorenad jord fastnar på huden kommer en del av föroreningen att tas upp av kroppen genom huden. Hur stor exponeringen genom hudkontakt är beror på storlek på den exponerade hudytan, mängd jord som fastnar på huden, hur stort upptaget av förorening genom huden är samt antal dygn som exponering sker. Modellen för exponering genom hudkontakt baseras på en nederländsk (CSOIL) och en amerikansk (MDEP) modell. Värden som används för beräkning av riktvärde för hudkontakt presenteras i tabell 2.3.

(19)

Tabell 2.3. Data som används för beräkning av riktvärde för hudkontakt, för KM.

Barn Vuxna

Ytexponering (mg/m2)

Antal dygn exponering sker (d/år)

Exponerad hudyta (m2) Daglig hudexponering (mg)

Kroppsvikt (kg)

Antal år exponering sker

Viktbaserad daglig exponering (mg jord/kg,d) 2000 120 0,5 1000 15 6 22 2000 120 0,5 1000 70 74 4,7 Total livslängd

Livstidsmedelvärde, Rdu (mg jord/kg,d)

80 6

När envägskoncentrationen för hudkontakt beräknas används nedanstående formel.

6

10

*

*

*

du bio du du du

f

R

f

TRV

C

=

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

fdu Ämnesspecifik relativ absorptionsfaktor för upptag genom huden.

Rdu Genomsnittligt daglig hudexponering för jord (mg jord/kg kroppsvikt,d). Viktbaserat dagligt intag för icke genotoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

fbio-du Ämnets relativa biotillgänglighet. Fbio-duär 1 för de givna scenarierna.

Inandning av damm

Inandning sker av små partiklar (damm) av den förorenade jorden. Hur stor exponeringen genom inandning av damm är beror på halt partiklar i luften, andel inandningsbara partiklar, halt inandningsbara partiklar i förhållande till halt i jorden, inandningshastighet samt exponeringstid. Vid beräkning skiljs här på ämnen med referenskoncentration i luft och ämnen som saknar referenskoncentration i luft. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för inandning av damm presenteras i tabell 2.4.

(20)

Tabell 2.4. Data som används vid beräkning av riktvärde för inandning av damm, för KM

Årsmedelvärde av halt förorenade partiklar i inandningsluft (mg/m3) Antal dygn exponering sker (d/år)

Tidsfaktor

0,019

365

1

Envägskoncentration för inandning av damm för ämnen med referenskoncentration i luft beräknas med hjälp av nedanstående formel.

6 exp

10

*

*

*

ad bio inh id id

f

C

f

RfC

C

− −

=

RfC Toxikologisk referenskoncentration för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserad koncentration för genotoxiska ämnen (mg/m3).

fid-exp Tidsfaktor som anger andel vistelsetid på platsen.

Cad Årsmedelvärde av halt förorenade partiklar i inandningsluften (mg/m3).

fbio-inh Ämnets relativa biotillgänglighet. Fbio-inhär 1 för de givna scenarierna.

Envägskoncentration för inandning av damm för ämnen som saknar referenskoncentration i luft beräknas med hjälp av nedanstående formel.

6

10

*

*

bio inh id id

f

R

TRV

C

=

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

Rid Genomsnittlig inandning av damm (mg jord/kg kroppsvikt).

fbio-inh Ämnets relativa biotillgänglighet. Fbio-inhär 1 för de givna scenarierna.

Inandning av ångor

Exponeringsvägen inandning av ångor är aktuell då det finns flyktiga föroreningar på området eftersom dessa kan avgå till omgivningsluften och tränga in i byggnader. Hur stor denna exponering är beror på transporthastighet av förorening från marken, utspädning i inom- och utomhusluft samt hur

(21)

lång exponeringstiden är. Även här skiljs beräkningsmetodiken åt beroende på om ämnet har eller saknar referenskoncentration i luft. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för inandning av ångor presenterar i tabell 2.5.

Tabell 2.5. Data som används vid beräkning av riktvärde för inandning av ångor, KM

Barn Vuxna

Andningshastighet (m3/d)

Antal dygn exponering sker (d/år)

Tidsfaktor (%)

Kroppsvikt (kg)

Viktbaserad daglig inandning (l/kg,) 7,6 365 100 15 510 20 365 100 70 290 Livstidsmedelvärde, Riv (l/kg,d) 300

Envägskoncentration för inandning av ångor för ämnen med referenskoncentration i luft beräknas enligt nedanstående formel.

1000

1

*

*

*

exp air a iv iv

DF

CF

f

RfC

C

=

RfC Toxikologisk referenskoncentration för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserad koncentration för genotoxiska ämnen (mg/m3).

fiv-exp Tidsfaktor som anger andel vistelsetid på platsen.

CFair Fördelningsfaktor mellan porluft och jord (kg/l)1.

DFa Utspädningsfaktor mellan luft (inom- och utomhus) och porluft2.

Envägskoncentration för inandning av ångor för ämnen som saknar referenskoncentration i luft beräknas enligt nedanstående formel.

a air iv iv

DF

CF

R

TRV

C

*

*

=

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

Rid Genomsnittlig daglig inandning av ångor ((mg /kg kroppsvikt,d)/(mg/m3)).

CFair Fördelningsfaktor mellan porluft och jord (kg/l)1.

(22)

1

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, halt ånga i porluft. 2

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, koncentration i luft ovanför mark.

Intag av grundvatten

Exponering genom intag av grundvatten sker då en grundvattenbrunn används som källa till dricksvatten och vatten som används för matlagning. Värden som används för beräkning av envägskoncentration för intag av grundvatten presenteras i tabell 2.6.

Tabell 2.6. Data som används vid beräkning av riktvärde för intag av grundvatten, KM.

Barn Vuxna

Genomsnittligt dagligt intag (l/d)

Kroppsvikt (kg)

Viktbaserad daglig exponering (l/kg,d) 1 15 0,067 2 70 0,029 Livstidsmedelvärde, Riv (l/kg,d) 0,021

Beräkning av envägskoncentration för intag av grundvatten sker genom nedanstående formel.

iw mob water well gw iv

R

CF

DF

TRV

C

*

*

=

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

Riw Genomsnittlig dagligt vattenintag per kroppsvikt (l/kg kroppsvikt, d).

CFwater-mob Fördelningsfaktor mellan porvatten och jord (kg/l)3.

DFgw-well Utspädningsfaktor mellan grundvatten (inom- och utomhus) och porvatten4.

3

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, koncentration löst i porvatten. 4

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, utspädningsfaktor för förorening ovan och under grundvattenytan.

(23)

Intag av växter

Intag av växter sker genom konsumtion av bär, grönsaker, potatis, frukt, svamp m.m. Tas växter från ett förorenat område kan de ha tagit upp föroreningar som i sin tur tas upp av människor då växterna konsumeras. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för intag av växter presenteras i tabell 2.7.

Tabell 2.7. Data som används vid beräkning av riktvärde för intag av växter, KM.

Barn Vuxna

Genomsnittligt dagligt intag (kg/d)

Kroppsvikt (kg)

Viktbaserad daglig exponering (kg växt/kg,d)

0,25 15 0,017 0,40 70 0,0057 Livstidsmedelvärde, Riv (kg växt/kg,d)

Andel konsumtion från det förorenade området (%)

0,0065 10

Beräkning av envägskoncentration för intag av växter sker genom nedanstående formel.

veg bio pl h ig ig

f

K

f

R

TRV

C

=

*

*

*

TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen.

Rig Genomsnittligt dagligt intag av växter (kg färsk växt/kg kroppsvikt, d).

fh Andel konsumtion av växter som kommer från det förorenade området.

Kpl Koncentrationsförhållande mellan växt och jord ((mg/kg färsk växt)/(mg/kg torr jord))5.

fbio-veg Ämnets relativa biotillgänlighetsfaktor. fbio-vegär 1 för de givna scenarierna. 5

Beskrivs under ”fördelning och transport av förorening”, upptag av föroreningar i växter.

Fördelning och transport av föroreningar

Hur och med vilken hastighet föroreningar sprids i marken är en viktig faktor att beakta då riktvärden beräknas. Då föroreningar sprids lätt finns också en större risk för att större områden blir förorenade och en högre risk för exponering av människor och miljö. Vid beräkning av riktvärden är det av stor vikt att veta vilka transportvägar som är aktuella, hur föroreningar fördelas i olika medier samt hur mycket föroreningen späds ut under transporten. De transportvägar som beaktas är ånga från mark till inomhusluft, ånga från mark till utomhusluft, föroreningar till grundvatten samt föroreningar till

(24)

ytvatten. Fördelning av föroreningar i marken beaktas mellan porvatten och jord, porluft och jord samt växter och jord. Utspädning för förorening under transport beaktas för porvatten till grundvatten, porvatten till ytvatten, porluft till inomhusluft samt porluft tull utomhusluft.

Nedan följer en beskrivning av vardera transportväg samt av fördelning av förorening i marken.

Fördelning av förorening i mark

Beroende på hur föroreningar fördelas i olika medier i marken varierar transportvägar och transporthastigheter för föroreningen. I modellen har vissa antaganden gjorts för fördelningen av föroreningar i marken. Bl.a. antas att föroreningskoncentrationen i marken är konstant och att ingen nedbrytning sker och att fördelningen mellan fasta partiklar, porvatten, porluft och löst organiskt kol befinner sig i jämvikt. Modellen för fördelning grundar sig på fugacitetsmodellen enligt Mackay och Peterson som gett ut ”Calculating fugacity”. Nedan redovisas de formler som används vid beräkningar enligt modellen.

För att beräkna föroreningskoncentrationen som är löst i porvatten används nedanstående formel.

(

)

(

)

+

+

+

=

b

H

DOC

K

K

C

C

w s d w DOC a

ρ

θ

θ

1

*

/

Kd Fördelningskoefficient mellan jord och vatten (l/kg)

w Jordens vattenhalt (dm 3 vatten/dm3jord) a Jordens lufthalt (dm 3 luft/dm3jord) H Henrys konstant b Torrdensitet (kg/m3)

DOC Halt löst organiskt kol i markvatten (kg/l)

KDOC Fördelningskoefficient organiskt kol (l/kg)

För att beräkna en förorenings fördelning mellan jord och vatten används nedanstående formel.

s w mob water

C

C

CF

=

Cw Koncentration löst i porvatten (mg/l)

(25)

För att beräkna halt ånga av en förorening som finns i porluft används nedanstående formel. w a

H

C

C

=

*

Cw Koncentration löst i porvatten (mg/l) H Henrys konstant

För att beräkna en förorenings fördelning mellan jord och porluft används nedanstående formel.

s w air

C

C

H

CF

=

*

Cw Koncentration löst i porvatten (mg/l)

Cs Totalhalt av föroreningen i marken (mg/kg)

H Henrys konstant

Transport av ångor

Ångor från flyktiga föroreningar kan tränga upp genom marken och in i byggnader och därigenom förorena inomhusluft. Ånga kan även tränga igenom mark och förorena utomhusluft där ingen byggnad finns.

Koncentration av en förorening som finns i luft ovanför förorenad mark beräknas enligt nedanstående formel. a a oa ia C DF C / = *

DFa Utspädningsfaktor mellan inomhusluft/utomhusluft och porluft

Ca Halt ånga i porluft (mg/dm3)

Koncentrationen i inomhusluft kan även fås genom beräkning enligt nedanstående formel.

house house house ia

l

V

Q

C

*

=

Qhouse Den mängd förorening som kan ta sig igenom ett dränerande lager under huset.

Vhouse Husets volym (m3)

(26)

Transport av förorening till grund- och ytvatten

Föroreningar i jord kan lakas ut genom infiltrerande nederbörd som sedan för med sig föroreningen ner till grundvattnet. Grundvattnet kan också förorenas genom nederbörd som redan innehåller föroreningar eller genom förorenade vätskor som når grundvattnet. På sin väg genom marken till grundvattnet sker en viss utspädning av föroreningen. Vid beräkning av utspädning av förorening skiljer sig sättet att räkna beroende på om föroreningen finns ovan eller under grundvattenytan. Transportmodellen för föreoreningar till grundvattnet liknar den som används i en nederländsk modell, HESP-modellen, och den modell som använts för att ta fram USEPA:s SSL-värden. För beräkning av utspädningsfaktor för förorening ovan grundvattenytan används nedanstående formel.

r well well mix well mix well mix r well gw

I

X

L

y

W

W

y

d

i

K

W

I

L

DF

*

)

(

*

)

(

)

*

2

(

*

*

*

*

*

+

+

+

+

=

− − − −

L Längd av det förorenade området (m)

Ir Grundvattenbildning (m/år)

W Bredd av det förorenade området (m)

K Hydraulisk konduktivitet (m/år)

i Hydraulisk gradient (m/m)

dmix-well Tjocklek på blandningszon där utspädning sker (m). Får ej överstiga värdet för akviferens mäktighet. Beräknas enligt formel nedan.

Ymix-well Är tillsammans med bredden av området blandningszon där utspädning sker (m). Beräknas enligt formel nedan.

Xwell Avstånd från det förorenade området till en brunn (m)

Utspädningsfaktor för transport till grundvatten då föroreningen finns under grundvattenytan beräknas enligt formeln nedan.

well mix well mix f well gw

d

W

y

Z

W

DF

− − −

=

+

*

)

*

2

(

*

W Bredd av det förorenade området (m)

Zf Djupet av förorenad mark under grundvattenytan (m)

dmix-well Tjocklek på blandningszon där utspädning sker (m), beräknas enligt formel nedan.

Ymix-well Är tillsammans med bredden av området blandningszon där utspädning sker (m). Beräknas enligt formel nedan.

(27)

(

)

+

+

+

=

aq r well aq well well mix

d

i

K

I

X

L

d

X

L

d

*

*

*

exp

1

*

)

(

*

0112

,

0

2 2

)

(

*

0112

,

0

well well mix

L

X

y

=

+

För grundvatten beräknas sedan koncentration av förorening i grundvatten (då föroreningen finns ovan grundvattenytan) och koncentration i brunn (då föroreningen finns under grundvattenytan). Båda räknas dock ut på samma sätt och beräkning sker enligt nedanstående formel.

mob w well gw well gw DF C C = * _ DFgw-well Utspädningsfaktor

Cw_mob Koncentration mobila föroreningar i grundvattnet (mg/l)1.

1

Beskrivs under fördelning av föroreningar i mark

Ytvatten kan förorenas genom att grundvatten för med sig föroreningar ut till en ytvattenrecipient. Även vid beräkningar för utspädning vid transport till ytvatten skiljer sig sättet att räkna åt beroende om föroreningen finns ovan eller under grundvattenytan. För förorening ovan grundvattenytan beräknas utspädningsfaktorn enligt nedanstående formel.

sw r sw

Q

W

I

L

DF

=

*

*

L Längd av det förorenade området (m)

Ir Grundvattenbildning (m/år)

W Bredd av det förorenade området (m)

Qsw Flöde i vattendraget (m3/år). Beräknas enligt formel nedan.

lake lake sw

t

V

Q

=

Vlake Sjöns volym (m3) tlake Sjöns omsättningstid (år)

(28)

Utspädningsfaktor för transport till ytvatten för förorening under grundvattenytan beräknas enligt nedanstående formel. sw f sw

Q

Z

W

i

K

DF

=

*

*

*

W Bredd av det förorenade området (m)

K Hydraulisk konduktivitet (m/år)

i Hydraulisk gradient (m/m)

Zf Djupet av förorenad mark under grundvattenytan (m)

Föroreningskoncentrationen i ett ytvatten beräknas sedan enligt nedanstående formel.

mob w sw sw

DF

C

C

=

*

DFsw Utspädningsfaktor

Cw_mob Koncentration mobila föroreningar i porvatten (mg/l)1

1

Beskrivs under fördelning av föroreningar i mark

Upptag av förorening i växter

Växter tar upp vatten och näring från marken eller luften genom rötter eller blad och stjälk. Om marken eller luften i omgivningen är förorenad kan växterna även ta upp föroreningar genom dessa växtdelar. Beräkningar för upptag av växter skiljer sig åt beroende på om det är metaller eller organiska ämnen som är aktuella. För metaller varierar växters upptag med markens pH-värde, redoxpotential, lerinnehåll samt innehåll av organiskt material. För organiska ämnen spelar dessutom växtens halt organiskt kol in. Beräkning av växters upptag av metaller beräknas enligt nedanstående formel. root d root root leaf d stem stem pl r BCF f r BCF f K = * * + * *

BCFroot Upptag i rotdelar

BCFstem Upptag I växtdelar ovan jord (blad och stjälk)

rroot Förhållande torrvikt/färskvikt för rotgrönsaker (kg/kg)

rstem Förhållande torrvikt/färskvikt för blad- och stjälkgrönsaker

froot Andel konsumtion av rotgrönsaker

(29)

Riktvärden för skydd av markmiljön

Riktvärden för skydd av markmiljön finns för att säkerställa att ekosystemen ska kunna utföra de funktioner som är normalt för den aktuella markanvändningen. Riktvärdena för skydd av markmiljö har tagits fram med hjälp av olika ekologiska kvalitetskriterier som tagits fram av myndigheter i olika länder och baseras på de halter i mark där ekosystemen fortfarande kan utföra sina normala funktioner. Halterna har fåtts genom att utföra ekotoxikologiska studier som t.ex. studier av ekologiska processer. För KM har riktvärdet valts så att minst 75 % av marklevande arter skyddas. Riktvärdet för markmiljö för KM, betecknas som EKM. Då platsspecifika riktvärden för markmiljö tas fram är det viktigt att beakta vissa faktorer som kan ha betydelse för riktvärdets storlek. I områden med högt skyddsvärde p.g.a. bl.a. riksintresse eller Natura 2000-områden är skyddet av markmiljö stort. Samma gäller för områden med känslig markanvändning, t.ex. bostadsområden, där en hög belastning finns på området. På områden med mindre känslig markanvändning är marken ofta redan påverkad av olika verksamheter som kan ha förorenat marken så här är skyddsvärdet inte lika högt. När riktvärden för markmiljö på ett område beräknas görs ingen indelning i djup eller i delområden utan ett antagande görs att samma riktvärde gäller för ett helt område. Detta beror på att hela jordprofilen utgör ett ekosystem och inte olika system för olika nivåer. Att ett område inte delas in i delområden beror på att det antas ske en samverkan mellan de olika områdena och riktvärdet bör därför gälla hela området.

Riktvärden för skydd av grundvatten och ytvatten

Grund- och ytvatten har högt skyddsvärde i Sverige beroende dels på att vattnet används som dricksvatten dels att vatten är en stor spridningsväg för föroreningar och kan leda till att större områden blir förorenade. På grund av det stora skyddsvärdet har en modell för att beräkna riktvärden för skydd av grundvatten samt ytvatten tagits fram.

Skydd av grundvatten

Grundvatten i Sverige utgör en stor källa till dricksvatten och därför ställs höga krav på att grundvatten skyddas. Förorenat grundvatten är också en stor källa till förorening av sjöar och vattendrag och kan även föra med sig flyktiga föroreningar under byggnader där ångor av dessa kan ta sig in i byggnader. På grund av dessa faktorer är kraven på skydd av grundvatten höga. Framtagning av riktvärde för skydd av grundvatten sker genom att den föroreningshalt i marken som ger en halt i grundvattnet nedströms beräknas. Föroreningshalten beräknas genom nedanstående formel.

mob water protect gw gw crit GW CF DF C C − − − = *

(30)

Ccrit-gw Haltkriterium för skydd av grundvatten (mg/l). Generella haltkriterier saknas för grundvatten och ämnesspecifika värden har därför tagits fram för att användas i beräkningsmodellen. Dessa har främst baserats på normer från Livsmedelsverket eller WHO.

DFgw-protect Utspädningsfaktor mellan porvatten och grundvatten1

CFwater-mob Faktor för fördelning mellan vatten och jord (kg/l)2 1

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, utspädningsfaktor för grundvatten ovan och under grundvattenytan

2

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, koncentration löst i porvatten

Skydd av ytvatten

För ytvatten beräknas den maximala halt som får förekomma i mark utan att haltkriterier för föroreningen i ytvatten överskrids. Riktvärdet är den halt som ger en koncentration som är lika stor som haltkriteriet. Föroreningshalten beräknas enligt nedanstående formel.

mob water sw sw crit offsite

CF

DF

C

E

− −

=

*

Ccrit-sw Haltkriterium för skydd av ytvatten (mg/l). Baseras främst på risk för miljöeffekter samt på avvikelse från bakgrundshalter.

DFsw Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten1

CFwater-mob Faktor för fördelning mellan vatten och jord (kg/l)2 1

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, utspädningsfaktor för förorening ovan och under grundvattenyta

2

Beskrivs under ”fördelning och transport av föroreningar”, koncentration löst i porvatten

Beräkning och justering av riktvärden

När envägskoncentrationer beräknats för varje exponeringsväg samt för skydd av markmiljö och grund- och ytvatten vägs riktvärdet samman och justeras för att ta hänsyn till vissa aspekter. Figur 2.4 visar beräkningsgången för framtagning av riktvärden.

(31)

Figur 2.4. Schematisk bild över beräkningsgången för framtagning av riktvärden, framtagen utifrån figur i Naturvårdsverket, 20072.

Det integrerade riktvärdet sätts till det lägsta av det hälsoriskbaserade riktvärdet, riktvärdet för skydd av markmiljön och riktvärdet för skydd mot spridning. Vid sammanvägningen görs dessutom ett antal justeringar för att t.ex. ta hänsyn till att exponering av ett ämne kan komma från en annan källa förutom förorenad mark och för att säkerställa att riktvärdet inte underskrider bakgrundshalter av föroreningen i mark.

2.2.2 Beskrivning av beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden

Beräkningsverktyget består av ett Excel-dokument som används för framtagning av riktvärden, beräkning av platsspecifika riktvärden, utarbetande av förorenings- och spridningsmodeller samt beräkning av befintliga föroreningshalter i olika medier baserat på en uppmätt föroreningshalt i jord. All information om beräkningsverktyget är inhämtat från Naturvårdsverket, 20073. Själva Excel-dokumentet består av nio kalkylblad. De nio kalkylbladen är ”konceptuell modell”, ”inmatning”, ”kommentarer”, ”uttagsrapport”, ”bilaga kommentarer”, ”avvikelser ämnesdata”, ”riktvärden”, ”generella riktvärden” och ”halter”. I bladet ”konceptuell modell” sker en bedömning av vilka källor till förorening, vilka exponeringsvägar och spridningsförutsättningar som är aktuella. I bladet ”inmatning” väljs de ämnen för vilka beräkningar ska utföras. Här matas också de uppgifter angående geologi och hydrologi som behövs för beräkningarna in. I kalkylbladet ”kommentarer” kan kommentarer göras till bladet ”uttagsrapport” där en sammanfattning av riktvärdena redovisas. I ”bilaga kommentarer” matas övriga kommentarer in. I kalkylbladet ”avvikelser ämnesdata” redovisas eventuella ändringar som gjorts i ämnesparametrar. I bladet ”riktvärden” redovisas resultatet av beräkningarna. Här sker också en justering av riktvärdena med avseende på bl.a. exponering från andra källor än det förorenade området. I det sista bladet, ”halter”, matas en uppmätt halt av ett ämne in och vilka halter som finns på olika medier i marken redovisas. I bilaga 1 finns bilder över de nio

(32)

kalkylbladen. Förutom de nio kalkylblad som är synliga innehåller verktyget också ett antal dolda blad som innehåller formler o.s.v. för de olika beräkningarna.

De parametrar som beaktas i modellen har delats in i tre grupper: scenarioparametrar, modellparametrar och ämnesparametrar. Scenarioparametrar är de parametrar som är platsspecifika och där värden kan behöva ändras vid beräkning av riktvärden. Dessa parametrar kan handla om vistelsetid, konsumtion av växter, samt geologiska och hydrogeologiska parametrar som t.ex. halt organiskt kol eller grundvattenbildning. Modellparametrar är parametrar som inte bör ändras men möjligheten finns att göra det. En modellparameter kan t.ex. vara andningskapacitet hos vuxna och barn. Ämnesparametrar bör heller inte ändras och här finns inte heller någon möjlighet i programmet att göra detta. Det handlar om t.ex. TDI-värden, Kd-värden o.s.v., sådant som är bundet till ett specifikt ämne.

Det finns ett antal varningsmeddelanden i programmet för att säkerställa att korrekta uppgifter matas in. Vid inmatning varnar programmet t.ex. om något orealistiskt värde matas in. Detta görs genom att den aktuella cellen som i vanliga fall är vit, färgas röd då ett orealistiskt värde matas in. I de blad där resultat redovisas kan också ett antal meddelanden visas. Dessa meddelanden är ”ej begr.”, ”data saknas”, ”ej aktuell”. ”Ej begr.” innebär att riktvärdet inte är begränsande för den aktuella exponeringsvägen. ”Data saknas” innebär att värdet inte kan beräknas då någon uppgift saknas. ”Ej aktuell” innebär att beräkningen inte är aktuell beroende på de val som gjorts vid inmatning, t.ex. är inte exponeringsvägen inandning av ånga aktuell då riktvärden beräknas för bly.

Innan beräkningsprogrammet används måste en undersökning göras för att se om det är helt tillämpligt för det aktuella området eller om vissa av beräkningarna måste ske utanför programmet. Detta beror på vissa begränsningar som finns i programmet. T.ex. har programmet begränsningar i antalet exponeringsvägar som kan beaktas, begränsningar i hantering av effekter från flera olika förekommande föroreningar samt att modellerna som används för transport- och exponeringsberäkningar är relativt enkla.

Enligt Mark Elert på Kemakta som varit med och tagit fram och utvecklat beräkningsverktyget kommer inga större ändringar göras i modellen innan den anses som slutgiltig. Den modell som används för utspädning i beräkningsmodellen kommer enligt Mark att gälla även i den slutgiltiga versionen. Vissa andra ändringar kan komma att göras men dessa skulle heller inte leda till några stora förändringar i modellen. (Elert, 2008)

2.3 Metaller

Metaller används inom många olika industrier i vårt samhälle och finns därför även spridda i miljön. För att veta hur ett metallförorenat område påverkar människa och miljö är det viktigt att göra en riskbedömning där detta undersöks. Vid riskbedömning av jordar förorenade av metaller är det viktigt att titta på hur metaller mobiliseras och urlakas från den förorenade jorden, hur metallerna sprids i mark- och grundvatten samt hur de påverkar miljö, människor eller djur och andra organismer.

Nedan följer information om de metaller som beaktas i arbetet, hur de sprids i miljön, hur de påverkar människor och miljö samt hur de beter sig i marken.

Figure

Tabell 2.1. Koppling mellan de olika nivåerna av riskbedömning med avseende på  dataunderlag  och säkerhet i bedömning
Figur 2.1. Exempel på ifylld graf vid riskklassning (Naturvårdsverket, 2008 2 )
Figur 2.2. Schematisk bild över de  fyra  ingående momenten i  en fördjupad riskbedömning
Figur 2.3. Exponeringsvägar som beaktas vid beräkning av riktvärden. (Naturvårdsverket, 2007 2 )
+7

References

Outline

Related documents

Materialåtervinning: varje form av återvinningsförfarande genom vilket avfallsmaterial upparbetas till produkter, material eller ämnen, antingen för det ursprungliga ändamålet

Det måste också finnas en risk för att det förorenade området kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön.. Risken behöver inte vara

Vidare har riktvärdena, som i flera fall tagits fram av Kemikalieinspektionen (KemI) och som tillämpas inom den nationella miljöövervakningen (NMÖ), satts i relation till de värden

Generella riktvärden används i förenklad riskbedömning, om dessa inte kan användas måste det till platsspecifika riktvärden som beräknas i en fördjupad riskbedömning.. Kapitlet

Där nivåerna av metaller ligger under detektionsgränsen för XRF instrument trots provbearbetning, eller där andra ämnen till exempel järn stör mätningarna, måste en

Orsaken till detta framkom när variationen i styrande skyddsobjekt respektive exponeringsväg studerades och skydd av grundvatten blev styrande skyddsobjekt för

Åtgärder på ventiler bedöms behövas för 2 rum för att klara inomhusnivåer Har uteplats som klarar riktvärden på husets västra sida. Inventering avseende behov av

En lokalisering bör sökas som undviker närhet till boende och samtidigt inte stör stora för- hållandevis tysta områden eller områden med särskilt höga natur-, kultur